Traitement des eaux usées domestiques par pistia stratiotes dans la commune de la N'sele à Kinshasa/RD Congo

ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET UNIVERSITAIRE

UNIVERSITE PEDAGOGIQUE NATIONALE



B.P. 8815

FACULTE DES SCIENCES

DEPARTEMENT DE BIOLOGIE

Kinshasa/Binza

TRAITEMENT DES EAUX USEES DOMESTIQUES PAR Pistia

stratiotes L. DANS LA COMMUNE DE LA N'SELE A

KINSHASA/ RD CONGO

Par

YANGONGO MUFUBO Tridon

Mémoire présenté et défendu pour l'obtention du Diplôme d'Etudes Approfondies (DEA) en

Sciences.

Option : Biologie végétale

Orientation : Ecologie et Gestion des Ressources Végétales

Promoteur : LUAMBA Lua NSEMBO Jean, Professeur Ordinaire (UPN)

Co-promoteur : MUTAMBEL'HITY SCHIE NKUNG Deogratias, Professeur (UPN)

JURY

Présidente : NGELINKOTO MPIA Patience Professeur (UPN)

Secrétaire : PWEMA KIAMFU Victor Professeur Ordinaire (UNIKIN)

Membres : LUAMBA Lua NSEMBO Jean, Professeur Ordinaire (UPN)

MUTAMBEL'HITY S.N. Deogratias Professeur (UPN)

Novembre 2020



A :

DEDICACE

? Notre cher père KABAMBA KANTAMBWE Gilbert, vous avez été pour nous un conseiller, un consolateur et un sauveur, votre soutien au cours de ces longues années d'étude ne nous a jamais fait défaut, puisse ce travail vous apporter satisfaction.

? Notre très chère mère MUJINGA KABAMBA Monique, les mots nous manquent pour vous qualifier, vous avez passé avec nous des moments difficiles, les émotions des examens tout au long de nos études, sois réconfortée. Que ce travail réponde à vos attentes.

? Notre chère épouse MULANGU KABEYA Vanella, les mots nous manquent pour vous apprécier à juste titre, compagne vertueuse, modeste et rafinée. Puisse le tout puissant pérenniser notre union.

II

REMERCIEMENTS

Notre gratitude s'adresse aux autorités Académiques de l'Université Pédagogique Nationale (UPN) et aussi aux autorités décanales du Département de Biologie pour leur encadrement et leur esprit de préparer la relève.

Nous exprimons notre profonde gratitude et nos sincères remerciements à notre promoteur, le professeur ordinaire Luamba Lua Nsembo Jean. Honorable Maître, vos conseils et vos suggestions nous ont été d'un apport bénéfique dans la réalisation de ce travail. Toujours disponible, vous avez été pour nous un bon guide. L'intégrité, l'assiduité, le courage, le sens élevé de la responsabilité, le souci du travail bien fait sont des qualités qui vous incarnent et qui forcent l'admiration. Nous vous souhaitons longue et heureuse vie et surtout une bonne carrière professionnelle. Veuillez accepter cher Maître, l'expression de notre plus haute considération.

Nous remercions d'une manière spéciale notre Co-promoteur, le professeur Deogratias Mutambel'Hity Schie Nkung vous nous faites un grand honneur en acceptant de codiriger ce travail. Nous avons été très touchés par la spontanéité avec laquelle vous avez accepté cette responsabilité. Nous avons apprécié votre simplicité, votre humilité, votre caractère sociable qui fait de vous un homme de classe exceptionnelle, toujours à l'écoute et à l'attention des autres et surtout votre rigueur scientifique.

Nous avons eu la chance d'être un de vos élèves et soyez en rassuré que nous nous servirons toute notre vie de la méthodologie de travail que vous nous avez inculquée. Puisse le tout puissant vous accorder une longue vie, afin que nous continuions à apprendre la science auprès de vous. Recevez donc cher Maître l'expression de notre profonde gratitude et reconnaissance.

III

Nous adressons également nos sincères remerciements à nos frères et soeurs : Bila Menda Philippe Smith, Ntanga Kabamba Rachel, Kabamba Kantambwe Jeancy (Docta Mukwege), Ngalula Kabamba Ange Malahika et Ya Trido Kabamba alias Mwana ya Maman Monique, pour les liens familiaux qui nous unissent à jamais.

Nous disons spécialement merci à notre encadreur, le professeur Jean-Claude Kamb Tshijik pour ses critiques constructives.

Nous remercions nos amis, collègues et camarades : les Chefs de Travaux Ndombe Tamasala Rombaut, Alimange Linga, Kalenga Michel et les assistants ; Edouard Sisa, Maria Bila, Muanji Felly et Kabongo Trésor.

Que tous ceux qui, de près ou de loin, ont contribué à l'accomplissement de ce travail trouvent ici l'expression de notre profonde reconnaissance.

iv

LISTE DES ABREVIATIONS

Abréviation Signification

AFNOR Agence Française de Normalisation

BLBVB Bouillon Lactose Bilié au Vert Brillant

CF Coliformes Fécaux

CT Coliformes Totaux

CTT Coliformes Thermotolérants

DAS Direction d'Assainissement

DBO Demande Biologique en Oxygène

DCO Demande Chimique en Oxygène

DEHPE Direction des Etablissements Humains et Protection de

l'Environnement

DNH Direction Nationale de l'Hygiène

ERU Eaux Résiduaires Urbains

EUB Eaux Usées Brutes

EUE Eaux Usées Epurées

IPS Inspection Provinciale de la Santé

ISO Organisation Internationale de Standardisation

MECNE Ministère de l'Environnement, de la Conservation de la Nature,

des Eaux et Forêts

MES Matières En Suspension

MINPLAN Ministère du Plan

MSP Ministère de la Santé Publique

MTPI Ministère des Travaux Publics et des Infrastructures

NH4 + Ammonium

NO2- Nitrite

NO3- Nitrate

NPP Nombre le Plus Probable

V

Abréviation Signification

NT Azote Total

NTU Nephelometric Turbidity Unit

OMS Organisation Mondiale de Santé

OVD Office des Voiries et Drainage

PED Pays en Voie de Développement

PNA Programme National d'Assainissement

RATPK Régie d'Assainissement et de Travaux Publics de Kinshasa,

REUE Réutilisation des Eaux Usées Epurées

SF Streptocoques Fécaux

vi

LISTE DES FIGURES, GRAPHIQUES ET PHOTOGRAPHIES

N° TITRE PAGE

Figure II.1 Carte de la Commune de la N'sele 61

Figure II.2 Carte de la Commune de la N'sele dans la ville- Province de Kinshasa

62

Figure II.3 Variation de températures moyennes mensuelles 64

Figure II.4 Carte des températures de la N'sele 65

Figure II.5 Précipitations moyennes mensuelles 66

Figure II.6 Moyennes mensuelles d'humidité 67

Figure II.7 Vitesses moyennes des vents mensuels en (Km/h) 67

Figure II.8 Types de sols de la N'sele 68

Figure II.9 Evolution de la population de la n'sele de 2012 à 2018 73

Figure II.10 Hydrographie de la N'sele 75

Figure II.11 Disposition de substrats dans le pilote expérimental 75

103

105

106

107

Figure III.1 Température des EUB et des EUE avec Pistia

stratiotes et sans Pistia stratiotes

Figure III.2 pH des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes.

Figure III.3 Conductivité des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes

et sans Pistia stratiotes.

Figure III.4 Turbidité des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et

sans Pistia stratiotes.

VII

N° TITRE PAGE

Figure III.6 MES des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes. 109

Figure III.7 NT des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

111

Pistia stratiotes.

Figure III.8 NH4 + des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes. 112

Figure III.9 NO2^- des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes. 114

116

117

119

121

122

123

Figure III.10 NO3^- des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes.

Figure III.11 DCO des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes.

Figure III.12 DBO5 des EUB et des EUE avec Pistia stratiotes et sans

Pistia stratiotes.

Figure III.13 Coliformes totaux des EUB et des EUE avec Pistia

stratiotes et sans Pistia stratiotes.

Figure III.14 Coliformes fécaux des EUB et des EUE avec Pistia

stratiotes et sans Pistia stratiotes

Figure III.15 Streptocoques fécaux des EUB et des EUE avec Pistia

stratiotes et sans Pistia stratiotes

Photo I.1 Pistia stratiotes 57

Photo II.1 Pilote expérimental montrant le lieu de prélèvement 75

Photos II.2 Substrats utilisés dans le pilote expérimental 78

VIII

LISTE DES TABLEAUX

N° TITRE PAGE

Tableau I.1 Virus présents dans les eaux usées 27

Tableau I.2 Bactéries pathogènes présentes dans les eaux usées 28

Tableau I.3 Protozoaires pathogènes présents dans les eaux usées 29

Tableau I.4 Helminthes pathogènes présents dans les eaux usées 30

Tableau I.5 Normes de rejet de l'Organisation Mondiale de la Santé 51

Tableau II.1 Evolution de la population de la n'sele de 2012 à 2018 70

Tableau II.2 Paramètres physico-chimiques 80

Tableau II.3 Méthodes analytiques utilisées pour la recherche des indicateurs bactériologiques de pollution

82

Tableau II.4 Calcul du nombre le plus probable de germes 87

ix

LISTE DES ANNEXES

N° TITRE

Annexe 1 Table de MAC- GRADY

Annexe 2 Résultats des paramètres physico-chimiques et
bactériologiques

Annexe 3 Résultats des analyses statistiques

10

INTRODUCTION

1. Etat de lieux

De nos jours, les questions touchant la gestion et le traitement des eaux usées et, par extension la planification et la gestion de l'environnement urbain comptent parmi les plus complexes auxquelles doivent répondre les populations, les chercheurs et les décideurs politiques à cause de leur impact sur la santé humaine et le développement durable (Attahi, 2007).

Aujourd'hui les villes africaines font partie des espaces où la problématique de la gestion de l'environnement est pertinente. Les atteintes à l'environnement sont généralisées et croissantes. La collecte des ordures ménagères et l'élimination des eaux usées constituent l'une des plus grandes difficultés que rencontrent les autorités municipales. Ces difficultés se traduisent par une accumulation de déchets ménagers, l'érection de nombreux dépôts sauvages et la stagnation des eaux usées domestiques et pluviales dans de nombreux quartiers. Les taux de ramassage des ordures ménagères atteignent rarement 50 % (Vymazal, 2005).

En effet, l'essor de l'urbanisation et la croissance démographique sont à la base de la demande croissante en eau et par conséquent la production des eaux usées sous diverses formes. Les populations se trouvent en général dans des conditions d'hygiène précaire par manque de services d'assainissement adéquats (Anonyme, 2003).

Les activités agricoles, artisanales, industrielles, commerciales et minières, produisent des eaux usées qui sont pour la plupart directement déversées dans la nature, sans aucun traitement adéquat (Akéko, 1991).

11

A la faveur d'une démographie galopante, de la faiblesse des moyens financiers et matériels et des difficultés à maîtriser la croissance urbaine, les villes africaines ont connu pendant les deux dernières décennies une forte croissance de la population et un dysfonctionnement des systèmes d'assainissement sur le cadre de vie et sur l'écosystème naturel. Cet état de chose connaît de plus en plus d'ampleur et interpelle afin que tous les acteurs impliqués prennent des décisions appropriées (Akéko, 1991).

Selon un rapport d'évaluation de l'OMS en 2016, 2,1 milliard de personnes n'ont pas accès à un service d'approvisionnement approprié et 4,5 milliards de personnes n'ont pas accès à un système d'assainissement adapté (Anonyme, 2016).

Les dysfonctionnements des systèmes d'assainissement des déchets liquides sont perceptibles dans toutes les villes ; les eaux usées stagnent dans les espaces vides, sur la chaussée et dans les drains (Diabagate, 2008).

Une forte concentration humaine en l'absence d'une efficacité politique d'évacuation des eaux usées pose le problème de l'insalubrité. Cette dernière qui a atteint le seuil critique, entrave l'essor de la qualité du cadre de vie des habitants (Yangongo, 2014).

Cette dégradation concerne également la ville de Kinshasa en général et la commune de la N'sele en particulier ; l'absence d'un système d'évacuation efficace des eaux usées domestiques, artisanales et pluviales non seulement occasionnent de nombreuses nuisances dans cette commune, mais constituent de sources potentielles permanentes de maladies hydriques (Fièvre typhoïde, diarrhées, méningite, Paludisme, infections respiratoires aigües, etc.).

12

2. Problématique

A travers le monde, la gestion des déchets solides et liquides constitue un défi notable auquel il faut répondre éfficacement pour assurer un environnement adéquat à la vie des populations. Ce défi, quoique commun aux pays du Nord et du Sud, connaît une grande ampleur dans les pays du Sud pourtant, apparemment, moins pollueurs que ceux du Nord au vu des infrastructures de production dont ils disposent. En effet, la production des déchets est corollaire au modernisme qui ne cesse de prendre de l'importance étant donné que la tendance humaine est de produire et de consommer davantage, notamment au niveau des villes (Dray et al., 1989).

Si les villes des pays du Nord semblent être à même de résorber les pollutions produites, en bénéficiant de l'expertise d'un personnel compétent, d'un financement quasi permanent et d'une opinion publique très sensible aux questions environnementales, à l'opposé, les villes des pays en voie de développement en général et de la R.D. Congo en particulier, dont la ville de Kinshasa, connaissent des situations dramatiques. En effet, Kinshasa connaît un exode rural important, rendant difficile l'accès aux services de base (logement, eau, assainissement, transport, etc.) (Dray et al., op.cit.).

Dans la perspective de répondre aux objectifs du millénaire pour le développement, les efforts engagés par le gouvernement semblent être dubitatifs et laissent une part importante de responsabilité aux structures de coopération bilatérale ou multilatérale comme PNUD, OMS, etc. Du coup, la dichotomie quant à la priorisation des efforts apparaît et se penche principalement sur l'approvisionnement en eau voulue potable, ignorant qu'à l'opposé, le volume des eaux à traiter et à évacuer augmente; ce qui accentue la dégradation du cadre de vie (Anonyme, 2016).

13

Le traitement des eaux usées est un enjeu d'ordre environnemental mondial. La production d'eaux usées ne cesse d'augmenter avec l'accroissement de la population et l'activité industrielle. Ce sérieux problème génère non seulement des risques de pollution pour les écosystèmes naturels mais entraîne également des conditions d'insalubrité et des risques sanitaires importants. Bien que cette problématique commence globalement à être maîtrisée dans les pays industrialisés, il n'en est pas de même pour la plupart des pays tropicaux (Anonyme, 2017).

La problématique de l'assainissement des eaux usées est un sujet qui demeure entier malgré des nombreuses initiatives entreprises jusqu'à ce jour. La plupart des villes se sont construites sans un plan rigoureux d'assainissement, rendant désormais complexe la recherche de solution. En effet, des pratiques plus souvent non salutaires, se sont installées aussi bien au niveau des autorités communautaires que des populations. Les systèmes de collecte et de traitement d'eaux usées et d'excréta sont très peu développés ou inexistants. La complexité des problèmes recommande désormais de développer une approche intégrée (Hassoune et al., 2006).

Face à tous les problèmes que connaît la R.D. Congo en matière d'assainissement, le recours à d'autres techniques d'épuration des eaux usées, moins coûteuses et plus simples à gérer est devenu incontournable, si l'on veut protéger les ressources en eau, la santé publique et sauvegarder les milieux récepteurs (Anonyme, op.cit.).

14

Actuellement, les aspects concernant la qualité des ressources en eau n'ont été que peu considérés : le secteur de l'assainissement connaît un grand retard et plus de 90 % des eaux usées sont rejetées dans le milieu naturel (réseau hydrographique 30 % ; sol et sous-sol 27 % ; mer 43 %), sans traitement préalable. Ainsi, le traitement des eaux usées est devenu une priorité ; aussi bien pour préserver la santé humaine et l'environnement, que pour produire une eau qui pourrait être utilisée en agriculture, en industrie et en d'autres activités sociales (Hassoune et al., 2006).

Au regard de cet état de fait, il est question de trouver des réponses aux questions suivantes :

? Est-il possible de traiter les eaux usées domestiques par la culture de Pistia stratiotes L. et avoir des résultats performants ?

3. Hypothèse

L'hypothèse de travail sur laquelle repose cette recherche est :

? Pistia stratiotes L. étant une plante épuratrice il serait possible de traiter les eaux usées domestiques par sa culture et avoir les résultats avec un taux de rabattement élevé.

4. Objectifs

4.1 Objectif général

L'objectif général fixé dans cette recherche est de déterminer, d'une part la capacité de Pistia stratiotes L. à épurer les eaux usées domestiques, d'autre part de proposer une station de phytoépuration dans la Commune de la N'sele.

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4.2 Objectifs spécifiques

L'objectif général a été atteint grâce aux objectifs spécifiques ci-

après :

· déterminer l'efficacité de Pistia stratiotes L. dans l'épuration des eaux usées domestiques;

· analyser les paramètres physico-chimiques et bactériologiques pour la détermination de ceux d'entre eux indicateurs de l'état de pollution des eaux usées ;

· analyser comparativement les paramètres physico-chimiques et bactériologiques des eaux usées en amont et en aval d'une station pilote d'épuration utilisant Pistia stratiotes L. ou sans Pistia stratiotes L.;

· développer une méthode de traitement biologique des eaux usées.

5. Intérêt

Ce travail revêt quatre intérêts :

· Sur le plan scientifique : permettre aux ménages, aux décideurs et chercheurs, de comprendre le danger des eaux usées sur l'environnement et sur la santé humaine, et l'importance d'épurer les eaux usées domestiques;

· Sur le plan didactique : mettre à la disposition de la population et des chercheurs des connaissances nouvelles relatives au traitement biologique des eaux usées domestiques, afin d'être plus responsables de la gestion des eaux usées dans leur milieu de vie ;

· Sur le plan économique : puisque le manque d'assainissement pèse directement sur la capacité du travail des habitants et leur dynamisme économique, il est clair que la pollution et le tourisme font mauvais ménages. A ce titre, le traitement des eaux usées comporte un taux de retour intéressant sur l'investissement;

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? Sur le plan environnemental : fournir aux habitants de la Commune de la N'sele un environnement de qualité, afin de réduire la menace que représente le rejet incontrôlé des effluents, entre autres, sur les ressources en eau souterraine et de surface, les ressources halieutiques et responsabiliser les utilisateurs pour ne plus dependre des entreprises de vidage de fosses et du système d'assainissement collectif.

6. Subdivisions du travail

Outre l'introduction et la conclusion, ce mémoire s'articule autour

de trois chapitres :

? le premier définit les concepts de base et parle des généralités sur les

eaux usées et leur traitement;

? le deuxième décrit le milieu d'étude, le matériel et les méthodes;

? le troisième présente les résultats et la discussion qui en découle.

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CHAPITRE PREMIER

DEFINITION DE QUELQUES CONCEPTS DE BASE ET
GENERALITES SUR LES EAUX USEES

Dans ce chapitre il est question d'élucider quelques concepts de base relatifs aux eaux usées, de parler des généralités des eaux usées et de Pistia stratiotes L.

I.1 DEFINITION DES QUELQUES CONCEPTS DE BASES

1° Traitement

Un traitement désigne l'action de traiter c'est-à-dire une manière d'agir, de se comporter devant quelque chose. C'est aussi un ensemble des opérations sur une matière pour la transformer afin de la rendre exploitable (Kafinga, 2013).

2° Eau

L'eau est un corps liquide, inodore (sans odeur), incolore (sans aucune couleur), insipide (sans saveur, fade), transparent, composé d'hydrogène (H) et de l'oxygène (O) (Kafinga, op. cit.).

« L'eau est source de la vie », cela veut dire qu'aucune vie n'est possible sans eau. Les animaux, les plantes, les microbes ont tous besoin d'eau pour se multiplier et s'accroître harmonieusement (Kafinga, op. cit.).

3° Eaux usées

Les eaux usées sont celles qui ont été utilisées et souillées par des activités humaines (domestiques, industrielles et agricoles) (Anonyme, 2006).

Les eaux usées peuvent aussi être définies comme des eaux résiduaires d'une collectivité dont les caractéristiques varient d'un endroit à un autre, c'est-à-dire un endroit physique, chimique ou biologique (Radoux, 2006).

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4° Eau usée domestique

Les eaux usées domestiques sont constituées d'eaux de bain, lessive, urines, fèces et résidus alimentaires (Ngelikoto, 2016).

5° Pistia stratiotes L.

Pistia stratiotes L. est une espèce de plantes aquatiques de la famille des Araceae parfois appelée « laitue d'eau », « salade d'eau » ou « chou aquatique ». Cette plante est maintenant pantropicale ; on la trouve en Amérique, en Asie, en Afrique, en Océanie et introduite en Europe. C'est la seule espèce actuellement acceptée du genre Pistia (Ngelikoto, 2016).

I.2 Généralités sur les eaux usées

Les hommes ont aussi besoin d'eau en quantité et de bonne qualité, car l'eau constitue le véhicule le plus commun et le plus important de la transmission de maladies. La relation entre l'eau et la santé a été reconnue depuis l'époque d'HIPPOCRATE, qui avait associé la fièvre aux lieux malsains (marécageux). En 1854, SNOW démontra que le choléra se propageait par l'eau (Encarta, 2009).

Les eaux usées constituent l'une des sources de pollution pour l'environnement et un danger pour la santé des humains et des animaux. La question de l'élimination des eaux usées a revêtu une importance croissante au début des années 1970, compte tenu de la préoccupation générale exprimée partout dans le monde, face au problème de plus en plus important de la pollution de l'environnement humain, de l'atmosphère, de rivières, des lacs, d'océans et d'eaux souterraines par les déchets ménagers, urbains, agricoles et industriels (Radoux, 2006).

On distingue trois catégories des eaux usées ; eaux usées physiques, eaux usées chimiques et eaux usées biologiques.

I.2.1 Catégorie des eaux usées

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1° Eaux usées physiques

Les eaux usées se caractérisent par une couleur grise, une odeur de moisi ; elles peuvent être chargées de matières en suspension, de résidus végétaux, de lambeaux de papier, etc. (Doka, 1995).

2° Eaux usées chimiques

Les eaux usées, constituées de composés organiques et inorganiques qui peuvent contenir des hydrates de carbone, des protéines, des matières grasses, des pesticides, des phénols, etc. Les composés inorganiques peuvent comprendre des métaux lourds, de l'azote, du phosphore, des matières acido-basiques, de soufre, des chlorures, des matières alcalines et d'autres composés constitués de matières toxiques (Radoux, 2006).

Les gaz habituellement dissous dans les eaux usées sont l'hydrogène sulfureux, le méthane, l'ammoniac, le dioxygène, le dioxyde de carbone et le diazote. Les trois premiers proviennent de la décomposition des matières organiques des eaux usées (Radoux, op.cit).

3° Eaux usées biologiques

Les eaux usées contiennent divers micro-organismes classés dans les protistes animaux ou végétaux ; ils sont les plus préoccupants, à savoir les bactéries, les champignons, les protozoaires et les algues. Les eaux usées contiennent également de nombreux organismes pathogènes, habituellement d'origine humaine dont les uns sont responsables des maladies ; les autres sont porteuses d'une maladie donnée (Anonyme, 1995 ; Khlifi, 2006).

20

I.2.2 Origine des eaux usées

D'après (Rodier et al., 2009), on peut classer comme eaux usées, les eaux d'origine urbaines constituées par des eaux ménagères (lavage corporel et du linge, lavage des locaux, eaux de cuisine) et les eaux de vannes chargées de fèces et d'urines et les eaux pluviales et peuvent s'y ajouter suivant les cas des eaux d'origine industrielle et agricole.

1° Origine industrielle

Les eaux d'origine industrielles proviennent des différentes usines de fabrication ou de transformation. La qualité de ces eaux varie suivant le type d'industrie, elles peuvent être chargées en matières toxiques difficilement biodégradables qui nécessitent un traitement spécifique (Rodier et al.,op.cit.).

Les déchets et les effluents industriels définissent la qualité et le taux de pollution de ces eaux usées. Les établissements industriels utilisent une quantité importante d'eau qui tout en restant nécessaire à leur bonne marche, n'est réellement consommée qu'en très faible partie, le reste est rejeté. On peut néanmoins, faire un classement des principaux rejets industriels suivant la nature des inconvénients qu'ils déversent :

? pollution due aux matières en suspension minérales (lavage de charbon, carrière, tamisage du sable et gravier, industries productrices d'engrais phosphatés...) ;

? pollution due aux matières organiques et graisses (industries agroalimentaires, équarrissages, pâte à papier...) ;

? pollution due aux rejets hydrocarbonés et chimiques divers (raffineries de pétrole, porcherie, produits pharmaceutique...) ;

? pollution due aux rejets toxiques (déchets radioactifs non traités, effluents radioactifs des industries nucléaires...) (Rodier et al., op.cit.).

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2° Origine domestique

Les eaux d'origine domestique sont constituées d'une combinaison des eaux domestiques (habitations, bureaux, bains publics) et en moindre quantité d'eaux issues de fonds de commerce et de petites industries. Les eaux domestiques sont constituées d'eaux de bain, lessive, urines, fèces et résidus alimentaires. Les eaux commerciales sont issues principalement de lavage de voitures, restaurants, cafés et pressing. Ces eaux sont chargées en matières organiques, graisses et produits d'entretiens ménagers. Elles présentent en général une bonne biodégradabilité. Elles proviennent essentiellement :

? des eaux de cuisine qui contiennent des matières minérales en suspension provenant du lavage des légumes, des substances alimentaires à base de matières organiques (glucides, lipides, protides) et des produits détergents utilisés pour le lavage de la vaisselle et ayant pour effet la solubilisation des graisses ;

? des eaux de buanderie contenant principalement des détergents ;

? des eaux de salle de bain chargées en produits utilisés pour l'hygiène corporelle, généralement des matières grasses hydrocarbonées ;

? des eaux de vannes qui proviennent des sanitaires (W.C), très chargées en matières organiques hydrocarbonées, en composés azotés, phosphatés et microorganismes (Rejsek, 2002).

3° Origine agricole

Les eaux d'origine agricoles sont constituées essentiellement des eaux de drainage des champs agricoles et des rejets de lavage des fermes d'élevage. Il s'agit d'un mélange de composés relativement biodégradable. Néanmoins, ces eaux sont parfois caractérisées par de fortes concentrations de pesticides et d'engrais artificiels. Les paramètres qui doivent être pris en considération sont l'azote nitrique, le phosphate et les substances organiques (Herteman, 2010)

22

Ce sont des eaux qui ont été polluées par des substances utilisées dans le domaine agricole. Dans le contexte d'une agriculture performante et intensive, l'agriculteur est conduit à utiliser divers produits d'origine industrielle ou agricole dont certains présentent ou peuvent présenter, des risques pour l'environnement et plus particulièrement pour la qualité des eaux. Il s'agit principalement :

? des fertilisants (engrais minéraux du commerce ou déjections animales produites ou non sur l'exploitation) ;

? des produits phytosanitaires (herbicides, fongicides, insecticides,...) (Grosclaude, 1999).

Donc, ces eaux sont issus des apports directs dus aux traitements des milieux aquatiques et semi-aquatiques tels que :

? le désherbage des plans d'eau des zones inondables ;

? faucardage chimique et des fossés, ainsi que la démoustication des plans d'eau et des zones inondables (étangs et marais).

? des apports indirects dus en particulier à l'entraînement par ruissellement, aux eaux de rinçage des appareils de traitement, aux résidus présents dans des emballages non correctement rincés ou détruits, aux eaux résiduaires des usines de fabrication et de conditionnement (Grosclaude, op. cit.).

4° Origine pluviale

Les eaux de ruissellement des zones urbaines sont généralement transportées par des réseaux d'égouts pluviaux distincts ou par des réseaux d'égouts unitaires. Le volume des eaux de ruissellement varie en fonction de l'imperméabilité du sol. Dans une zone urbaine, 30 à 50 % des eaux de pluie peuvent s'écouler en surface avant d'atteindre un réseau d'égouts séparatifs ou unitaires (Hassoune et al., 2006).

23

Dans le cas d'un réseau d'égouts séparatifs, les eaux de pluie sont rejetées directement dans les eaux réceptrices ou acheminées dans des installations de traitement des eaux pluviales afin d'en réduire le débit ou d'en améliorer la qualité (Fonkou, 2010).

Dans le cas d'un réseau d'égouts unitaires, l'ensemble des écoulements est acheminé à une installation de traitement des eaux usées lorsque le débit est faible, mais lorsqu'il est élevé et qu'il pourrait excéder la capacité du réseau d'égouts ou de la station de traitement (pendant les fortes pluies), une partie de l'écoulement est détournée vers les eaux réceptrices au moyen de structures de trop-pleins (Fonkou, op. cit).

I.2.3 Composition des eaux usées

Les eaux usées peuvent contenir des micropolluants organiques, micropolluants inorganiques et microorganismes.

1° Micropolluants organiques

Les micropolluants d'origine organique sont extrêmement nombreux et variés, ce qui rend difficile l'appréciation de leur dangerosité. Ils proviennent de l'utilisation domestique de détergents, pesticides, solvants, et également des eaux pluviales : eaux de ruissellement sur les terres agricoles, sur le réseau routier, etc. (Fonkou, op.cit.).

Ils peuvent aussi provenir de rejets industriels quand ceux-ci sont déversés dans les égouts ou même des traitements de désinfections des effluents par le chlore (haloformes) (Xanthoulis, 1993).

Les principales familles de la chimie organique de synthèse sont représentées : hydrocarbures polycycliques aromatiques, chlorophénols, phtalates... avec une concentration de 1 à 10ìg/l dans les effluents (Xanthoulis, op.cit.).

24

Dans le sol, ces micropolluants restent liés à la matière organique ou absorbés sur les particules du sol. Cependant, quelques composés ioniques (pesticides organochlorés, solvants chlorés) peuvent être entraînés en profondeur. Il semble que les plantes soient susceptibles d'absorber certains composés organiques, mais il existe peu de données disponibles à ce sujet. (Bliefert, 2010).

En raison de la faible solubilité de ces éléments organiques, on les retrouvera concentrés dans les boues et c'est surtout lors de l'épandage de ces dernières que leurs teneurs devront être contrôlées (Faby, 1997).

Les pesticides sont les éléments traces les plus surveillés, et une étude d'impact et de métabolisme est obligatoire avant leur mise sur le marché. Par contre, le danger représenté par tous les autres polluants organiques est encore mal apprécié actuellement. Les contrôles de routine ne permettent pas de repérer toutes les toxines. Par ailleurs, on ne connaît rien de la toxicité des mélanges complexes qui peuvent se former par réaction entre les différents contaminants (Baumont et al., 2004).

2° Micropolluants inorganiques

L'azote, le phosphore, le potassium et les oligo-éléments, le zinc, le

bore et le soufre, indispensables à la vie des végétaux, se trouvent en quantités appréciables, mais en proportions très variables par rapport aux besoins de la végétation, dans les eaux usées épurées ou non. D'une façon générale, 1.000m³ d'eaux usées peut apporter à l'hectare :

· de 16 à 62 kg d'azote,

· de 2 à 69 kg de potassium,

· de 4 à 24 kg de phosphore,

· de 18 à 208 kg de calcium,

· de 9 à 100 kg de magnésium,

· de 27 à 182 kg de sodium (Faby, op.cit.).

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1.- Azote (N)

L'azote se trouve dans l'eau usée sous forme organique ou ammoniacale dissoute. Il est souvent oxydé pour éviter une consommation d'oxygène (O2) dans la nature et un risque de toxicité par l'ammoniaque gazeux dissous (NH3), en équilibre avec l'ion ammoniac (NH4 +) (Martin, 1979).

La nitrification est une transformation chimique de l'azote organique par l'intermédiaire de bactéries et passe par les étapes :

? N organique à NH4 + : ammonification

? NH4 + à NO2 : nitritation par Nitrosomonas

? NO2 à NO3 : nitratation par Nitrobacter (Chellé et al., 2005).

2.- Phosphore (P)

La concentration en phosphore dans les effluents varie de 6 à 15 mg/l (soit 15 à 35 mg/l en P2O5). Cette quantité est en général trop faible pour modifier le rendement (Anonyme, 2003).

Mais s'il y a excès, il est pour l'essentiel retenu dans le sol par des réactions d'absorption et de précipitation; cette rétention est d'autant plus effective que le sol contient des oxydes de fer, d'aluminium ou du calcium en quantités importantes. On ne rencontre pas en général de problèmes liés à un excès de phosphore (Asano, 1998).

3.- Potassium (K)

Le potassium est présent dans les effluents secondaires à hauteur de 10 à 30 mg/l (12 à 36 mg/l de K2O) et permet donc de répondre partiellement aux besoins (Faby, 1997).

Il faut noter cependant que, s'il existe, un excès de fertilisation potassique conduit à une fixation éventuelle du potassium à un état très difficilement échangeable, à une augmentation des pertes par drainage en sols légers, à une consommation de luxe pour les récoltes (Anonyme, 2003).

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4.- Chlore et sodium

Leur origine est :

? naturelle (mer : 27g/l NaCl, et terrains salés)

? humaine (10 à 15g/l NaCl dans les urines/j).

? industrielle (potasse, industrie pétrolière, galvanoplastie, agroalimentaire)

(Gaujous, 1995).

3° Microorganismes

Les eaux usées contiennent tous les microorganismes qui peuvent être pathogènes ou apathogènes. L'ensemble de ces organismes peut être classé en quatre grands groupes, par ordre croissant de taille : les virus, les bactéries, les protozoaires et les helminthes (Baumont et al., 2004).

1.- Virus

Ce sont des organismes infectieux de très petite taille (10 à 350 nm) qui se reproduisent en infectant un organisme hôte. Les virus ne sont pas naturellement présents dans l'intestin, contrairement aux bactéries. Ils sont présents soit intentionnellement (après une vaccination contre la poliomyélite, par exemple), soit chez un individu infecté accidentellement. L'infection se produit par l'ingestion dans la majorité des cas, sauf pour le Coronavirus où elle peut aussi avoir lieu par inhalation (Anonyme, 1995).

On estime leur concentration dans les eaux usées urbaines comprise entre 10³ et 10⁴ particules par litre (tableau I.1). Leur isolement et leur dénombrement dans les eaux usées sont difficiles, ce qui conduit vraisemblablement à une sous-estimation de leur nombre réel. Les virus entériques sont ceux qui se multiplient dans le trajet intestinal ; parmi les virus entériques humains les plus importants, il faut citer les entérovirus (exemple : la polio), les rotavirus, les retrovirus, les adénovirus et le virus de l'Hépatite A (Asano, 1998).

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Tableau I.1. Virus présents dans les eaux usées

Agent pathogène	Symptômes et maladie	Nombre par litre d'eau usée	Voies de contamination principales
Virus de l'hépatite A	Hépatite A	-	Ingestion
Virus de l'hépatite E	Hépatite E	-	Ingestion
Rotavirus	Vomissement, diarrhée	400 à 85.000	Ingestion
Virus de Norwalk	Vomissement, diarrhée	-	Ingestion
Adénovirus	Maladie respiratoire, vomissement, diarrhée	-	Ingestion
Astrovirus	Vomissement, diarrhée	-	Ingestion
Calicivirus	Vomissement, diarrhée	-	Ingestion
Coronavirus	Vomissement, diarrhée	-	Ingestion/ inhalation
Réovirus	Affection respiratoire bénigne et diarrhée	-	Ingestion
Poliovirus	Paralysie, méningite, fièvre	182 à 492.000	Ingestion
Coxsackie A	Méningite, fièvre, pharyngite, maladie respiratoire	-	Ingestion
Echovirus	Méningite, encéphalite, maladie respiratoire, rash, diarrhée, fièvre	-	Ingestion

Source : Asano (1998)

Légende :

- : Nombre des micro-organismes dans un litre d'eau usée non déterminé.

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2.- Bactéries

Les bactéries sont des organismes unicellulaires simples et sans noyau. Leur taille est comprise entre 0,1 et 10 pm. La quantité moyenne de bactéries dans les fèces est d'environ10¹² bactéries/g (Asano, 1998).

Les eaux usées urbaines contiennent environ 10⁶ à 10⁷ bactéries/100 ml dont 10⁵ proteus et entérobactéries, 10³ à 10⁴ streptocoques et 102 à 103 clostridiums (tableau I.2). Parmi les plus communément rencontrées, on trouve les salmonellas dont on connaît plusieurs centaines de sérotypes différents, dont ceux responsables de la typhoïde, des paratyphoïdes et des troubles intestinaux. Des germes témoins de contamination fécale sont communément utilisés pour contrôler la qualité relative d'une eau ce sont les coliformes thermotolérants (Faby, 1997).

Tableau I.2. Bactéries pathogènes présentes dans les eaux usées

Agent pathogène	Symptômes, maladie	Nombre par litre d'eau usée	Voies de contamination principales
Salmonella	Typhoïde, paratyphoïde, salmonellose	23 à 80.000	Ingestion
Shigella	Bacillaire	10 à 10.000	Ingestion
E. coli	Gastro-entérite	-	Ingestion
Yersinia	Gastro-entérite	-	Ingestion
Campylobacter	Gastro-entérite	-	Ingestion
Vibrio	Choléra	100 à 100.000	Ingestion
Leptospira	Leptospirose	-	Inhalation/Ingestion
Legionella	Légionellose	-	Inhalation
Mycobacterium	Tuberculose	-	Inhalation

Source : Asano, wastewater reclamation and reuse (1998)

Légende :

- : Nombre des micro-organismes dans un litre d'eau usée non déterminé.

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3.- Protozoaires

Les protozoaires sont des organismes unicellulaires munis d'un noyau, plus complexes et plus gros que les bactéries. La plupart des protozoaires pathogènes sont des organismes parasites, c'est-à-dire qu'ils se développent aux dépens de leur hôte. Certains protozoaires adoptent au cours de leur cycle de vie une forme de résistance, appelée kyste. Cette forme peut résister généralement aux procédés de traitements des eaux usées (Baumont et al., 2004).

Parmi les protozoaires les plus importants du point de vue sanitaire, il faut citer Entamoeba histolytica, responsable de la dysenterie amibienne et Giardia lamblia (tableau I.3) (Asano, 1998).

Tableau I.3. Protozoaires pathogènes présents dans les eaux usées

Agent pathogène	Symptômes, maladie	Nombre par litre d'eau usée	Voies de contamination Principales
Entamoeba histolytica	Dysenterie amibienne	4	Ingestion
Giardia lamblia	Diarrhée, malabsorption	125 à 100.000	Ingestion
Balantidium coli	Diarrhée bénigne, ulcère du colon	28-52	Ingestion
Cryptosporidium	Diarrhée	3 à 122	Ingestion
Toxoplasma Gondii	Toxoplasmose : ganglions, fièvre	-	Inhalation / Ingestion
Microsporidium	Diarrhée	-	Ingestion
Cyclospora	Diarrhée, fièvre,	-	Ingestion

Source : Asano, wastewater reclamation and reuse (1998)

Légende :

- : Nombre des micro-organismes dans un litre d'eau usée non déterminé.

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4.- Helminthes

Les helminthes sont des vers multicellulaires. Tout comme les protozoaires, ce sont majoritairement des organismes parasites. La concentration en oeufs d'helminthes dans les eaux usées est de l'ordre de 10 à 10³oeufs/l (tableau I.4). Il faut citer, notamment, Ascaris lumbricades, Oxyuris vermicularis, Trichuris trichuria, Taenia saginata (Anonyme, 1995).

Beaucoup de ces helminthes ont des cycles de vie complexes comprenant un passage obligé par un hôte intermédiaire. Le stade infectieux de certains helminthes est l'organisme adulte ou larve, alors que pour d'autres, ce sont les oeufs. (Faby, 1997).

Tableau I.4. Helminthes pathogènes présents dans les eaux usées

Agent pathogène	Symptômes, maladie	Nombre par litre d'eau usée	Voies de contamination Principales
Ascaris	Ascaridiase : diarrhée, troubles nerveux	5 à 111	Ingestion
Ancylostoma	Anémie	6 à 188	Ingestion
Tænia	Diarrhée, douleurs musculaires	-	Ingestion de viande mal cuite
Necator	Anémie		Cutanée
Trichuris	Diarrhée, douleur abdominale	10 à 41	Ingestion
Toxocora	Fièvre, douleur abdominale	-	Ingestion
Hymenolepis	Nervosité, troubles digestifs, anorexie	-	Ingestion
Strongyloïdes	Diarrhée, nausée	-	Cutanée

Source : Asano, wastewater reclamation and reuse (1998)

Légende :

- : Nombre des micro-organismes dans un litre d'eau usée non déterminé.

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I.2.4 Incidences des effluents d'eaux usées urbaines

Les eaux usées peuvent influer sur l'utilisation humaine des ressources en eau et sur la structure et le fonctionnement des écosystèmes aquatiques. Le rejet d'eaux usées a pour effets :

· l'imposition de restrictions à la consommation de poissons et de mollusques;

· la dégradation des populations aquatiques et sauvages et de leur habitat (y compris de la qualité de l'eau et des sédiments);

· des incidents isolés de maladies hydriques découlant de la contamination par des eaux usées des sources d'eau potable de collectivités qui dépendent d'une alimentation en eau brute de haute qualité;

· la fermeture de plages;

· des nuisances visuelles

· des coûts accrus pour les utilisateurs agricoles, industriels et municipaux qui doivent traiter de l'eau autrement inacceptable.

Les incidences peuvent être de nature aiguë et apparaître rapidement ou être cumulatives (à long terme) et ne se manifeste qu'après une longue période (Vilagines, 2003).

Les incidences aiguës découlent généralement de concentrations toxiques d'ammoniac, de chlore résiduel total ou de métaux lourds. Dans les eaux réceptrices; de charges de DBO ou de DCO qui réduisent les concentrations d'oxygène dissous à des valeurs insuffisantes pour assurer la survie des organismes aquatiques; de forts écoulements de ruissellement urbain et d'une contamination bactérienne qui rend les mollusques impropres à la consommation humaine (Cluus, 2010).

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1. Incidences des effluents sur la santé humaine

La mauvaise gestion des déchets ménagers est à l'origine du problème de la santé publique d'autant plus qu'il constitue le facteur dominant de création de nids de production des vecteurs de menace de la santé comme les moustiques, mouches, cafards, souris... Soumise à une urbanisation galopante et non planifiée, les villes des pays en développement apparaissent comme des espaces à risques potentiels sanitaires (Yangongo, 2014).

En général, les déchets ménagers sont mal gérés à causes de l'absence d'infrastructures d'hygiène et d'assainissement de base, un manque de synergie d'action des acteurs... cela se traduit par une hygiène défectueuse qui offre des conditions bioécologiques favorables au développement de germes pathogènes (virus, bactéries, parasites) responsables de nombreuses maladies qui sévissent dans les quartiers, les transformant de plus en plus en espace potentiellement `'épidémiogène" (un espace dont le fonctionnement génère des germes pathogènes qui provoquent des processus pathologiques et qui contribuent à faire apparaître et propager des phénomènes morbides au sein d'une population) (Yangongo, op.cit.).

2. Contamination de l'eau potable

Étant donné que l'eau destinée à la consommation, est traitée et désinfectée, les éclosions fulgurantes de maladies d'origine hydrique sont rares. Mais des cas isolés de contamination microbienne de l'eau potable ayant pour origine des ERU, des eaux pluviales insuffisamment traitées ont été signalés (Payment et al., 2002).

Des méthodes analytiques de plus en plus précises pour la détection des parasites et des virus ont donné naissance à une préoccupation à l'égard de l'innocuité d'eaux qui satisfont par ailleurs aux normes de qualité actuelles pour l'eau potable (Payment et al., op.cit.).

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Dans le cadre d'une étude épidémiologique portant sur le territoire de la Communauté urbaine de Montréal, il est signalé que le risque de troubles gastro-intestinaux était plus élevé chez les personnes consommant de l'eau du robinet (incidence de 0,76) ayant pour origine des eaux de surface contaminées par des eaux usées, que celui déterminé pour les personnes ayant consommé la même eau, mais filtrée dans une unité domestique d'osmose inversée (incidence de 0,50) (Payment et al., 2002).

3. Dégradation de l'environnement

Le rejet dans les eaux réceptrices d'ERU à charge de DBO élevée peut provoquer une réduction immédiate de l'oxygène dissous dans la colonne d'eau de même que des effets à plus long terme (à l'échelle de mois ou d'années) découlant de l'accumulation de matériaux consommant l'oxygène dans les sédiments benthiques (demande d'oxygène des sédiments) (Bitton, 2005).

Le manque d'oxygène dissous menace souvent les poissons et d'autres organismes en été car la solubilité de l'oxygène dans l'eau diminue avec l'augmentation de sa température. Mais sous les climats plus froids, lorsque les cours d'eau et les lacs sont recouverts de glace pendant plusieurs mois, ce manque d'oxygène dissous peut survenir en hiver, la couverture de glace prévenant toute réaération (Payment et al., op.cit.).

La réduction de la concentration d'oxygène dissous peut avoir des incidences écologiques, comme un appauvrissement de la diversité biologique et la perte d'espèces. Ainsi que les concentrations élevées d'ammoniac pouvaient être à l'origine des hécatombes de poissons (Payment et al., op.cit.).

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4. Eutrophisation des eaux réceptrices

Les ERU (eaux résiduaires urbains) apportent des substances nutritives (N et P) dans les plans d'eau récepteurs bentiques et favorisent ainsi l'eutrophisation. Comme les substances nutritives peuvent s'accumuler dans les sédiments benthiques et être libérées dans l'eau ultérieurement, la charge en substances nutritives a un effet cumulatif et un effet immédiat (Metcalfy, 2003).

Les incidences sur les écosystèmes aquatiques de l'ajout de substances nutritives sont sources d'importantes préoccupations car ces quantités supplémentaires peuvent favoriser la croissance des producteurs primaires (algues et plantes aquatiques à racines) à des niveaux nuisibles pour l'écosystème (par exemple, modification de la dynamique énergétique et de la structure du réseau trophique, modification de l'habitat et perte d'espèces). Ces changements écologiques peuvent, à leur tour, influer sur l'utilisation humaine des ressources aquatiques notamment en ce qui a trait aux activités récréatives, aux pêches et à la qualité de l'eau utilisée à des fins urbaines, industrielles et agricoles (Metcalfy, op.cit.).

Mais même si les conséquences d'une charge excessive en substances nutritives sont claires, les concentrations de P ou de N qui font passer d'acceptable à inacceptable la qualité de l'eau d'un lac, d'un cours d'eau ou d'eaux côtières sont difficiles à définir car elles sont fonction de l'écosystème et des objectifs des utilisateurs (Metcalfy, op.cit.).

5. Toxicité directe

La toxicité des effluents urbains est fonction de divers facteurs dont la taille et l'étendue des installations industrielles et urbaines, le type et l'efficacité des procédés de traitement et de désinfection et les caractéristiques physiques, chimiques et biologiques des eaux réceptrices (Lynch et al., 2002).

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Dans le cas des ERU, la toxicité est généralement attribuée à l'ammoniac, au chlore résiduel total (effluents chlorés), au cyanure, aux sulfures, aux phénols, aux tensioactifs et à de nombreux métaux lourds (notamment le cuivre, le zinc, le chrome et le nickel) (Lynch et al., 2002).

D'autres facteurs, comme la température, le pH, la dureté, l'alcalinité et l'oxygène dissous, ont tendance à modifier la toxicité des constituants chimiques. En outre, les composés peuvent réagir entre eux et la toxicité résultante ne reflète pas nécessairement celle des composés individuels. Par conséquent, étant donné les nombreux facteurs et leurs interactions ainsi que la spécificité au site des effets dans le milieu récepteur, il est difficile de formuler des généralisations sur la toxicité des ERU (Bonjoch et al., 2004).

Bien qu'il soit parfois possible d'attribuer la toxicité à une substance ou à un groupe de substances présentes dans un effluent complexe, il arrive souvent que la toxicité ne présente pas de relation nette avec les concentrations de substances toxiques connues (Bonjoch et al., op.cit.).

I.2.5 Réutilisation des eaux usées

L'objectif principal de la réutilisation des eaux usées est non seulement de fournir des quantités supplémentaires d'eau de bonne qualité en accélérant le cycle d'épuration naturelle de l'eau, mais également d'assurer l'équilibre de ce cycle et la protection du milieu environnant. Par définition, cette réutilisation est une action volontaire et planifiée qui vise la production des quantités complémentaires en eau pour différents usages afin de combler des déficits hydriques. En fonction des exigences de qualité des consommateurs, deux grandes classes de réutilisation peuvent être définies :

? usages potables qui peuvent être directs, après un traitement poussé, ou indirects, après passage dans le milieu naturel,

? usages non potables dans les secteurs agricoles (irrigation), industriels et urbains.

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Sur le plan mondial, l'utilisation de cette technique par l'agriculture, l'industrie et les usages domestiques couvrent respectivement 70 %, 20 %, 10 % de leur demande en eau. Il apparaît que la réutilisation pour l'irrigation est essentiellement présente dans les pays réputés agricoles mais dont les ressources hydriques sont faibles, comme le bassin méditerranéen, le Sud des Etats-Unis (Payment et al., 2002).

Les plus grands projets de réutilisation ont été développés dans les régions de l'Ouest et de l'Est des Etats-Unis, l'espace méditerranéen, l'Australie, l'Afrique du Sud et dans les zones semi-arides de l'Amérique du Sud et de l'Asie du Sud (Ecosse, 2001).

I.2.5.1 Utilisation agricole

1° L'emploi des eaux usées en agriculture

L'emploi des eaux usées en agriculture est très ancien et les champs d'épandage ont constitué les premiers systèmes d'épuration. Le sol est un filtre efficace et un hectare contient jusqu'à une ou deux tonnes de micro-organismes épurateurs. Aujourd'hui l'intérêt principal de la réutilisation des eaux usées en culture est plus souvent l'apport d'eau indispensable aux plantations que l'épuration par le sol ou l'apport d'éléments nutritifs (Olanrewaju et al., 2004).

Des dispositions doivent être prises pour éviter les dépôts et la corrosion dans le système de distribution et un traitement préliminaire de décantation des effluents bruts est dans tous les cas à conseiller. Un prétraitement biologique est aussi souvent recommandé. Il permet, en particulier, de réduire sensiblement les risques d'odeurs voire d'accidents liés au dégagement de H2S (bâche de stockage) (Lynch et al., 2002).

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2° Epandage des eaux usées brutes

L'épandage des eaux résiduaires ne peut pas se pratiquer sur n'importe quel sol, ni avec n'importe quelle culture. Le sol destiné à l'épandage doit avoir un drainage naturel de moyen à bon, sans excès, ce qui exclut à la fois les zones à tendance marécageuse et les pentes trop fortes, égales ou supérieures à 10 %. La profondeur du sol doit être de préférence de l'ordre du mètre : en dessous de 0,3 m, le sol est en principe inapte à l'épandage des eaux résiduaires. La texture la plus adaptée correspond à des sols limoneux ou limono-sableux (Lynch et al., 2002).

3° Irrigation par les eaux usées traitées

Contrairement à l'épandage (considéré comme un procédé d'épuration des eaux usées), dans le cas de l'irrigation, c'est la production agricole qui est la finalité première. Les eaux usées utilisées ont préalablement subi un traitement d'épuration. Pour une bonne irrigation, les eaux épurées doivent répondre aux critères de qualité suivants :

? une teneur en matières en suspension comprise entre 20 et 30 mg/I;

? une teneur en éléments fertilisants (N, P, K) acceptable;

? une teneur en sel et un taux d'adsorption du sodium moyen. Une minéralisation élevée des eaux combinée à un taux d'adsorption du sodium important peut avoir des effets néfastes sur le sol; une teneur en éléments traces métalliques faible. Il s'agit essentiellement des métaux lourds et du bore pour lesquels les apports au sol doivent être limités (Lynch et al., op.cit.).

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I.2.5.2 Utilisation industrielle

L'eau résiduaire, après traitement physique, peut être une source d'eau adaptée aux besoins industriels en particulier pour le refroidissement en circuit ouvert ou peu fermé et certains lavages. Pour les autres usages une élimination poussée de la pollution organique est nécessaire (Anonyme, 2000).

I.2.5.3 Utilisation destinées aux loisirs

Divers débouchés s'ouvrent aux eaux usées régénérées dans le domaine des installations destinées aux loisirs. Elles peuvent être économiques et très utiles pour arroser des terrains de jeux, pour créer des étangs dans des jardins publics, ou des lacs artificiels destinés à la pêche, à la baignade et aux sports nautiques (Fazio, 2001).

I.2.6 Production d'eau potable

La réutilisation est directe quand l'eau ne revient jamais dans le milieu naturel ; les eaux épurées sont directement acheminées de la station d'épuration à l'usine de traitement pour l'eau potable (système « pipe to pipe »). L'unique exemple dans le monde de réutilisation directe se trouvait en Afrique, à Windhoek, capitale de la Namibie en 1998 (Asano, 1998).

La réutilisation est indirecte et non planifiée quand les eaux épurées sont rejetées dans un cours d'eau ou une réserve souterraine qui sert à l'alimentation d'une usine de traitement, sans que ce lien soit volontaire (Asano, op.cit).

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La réutilisation est indirecte et planifiée quand elle consiste à rejeter des effluents de station volontairement en amont d'une usine de traitement, au niveau du plan d'eau ou de la nappe qui sert d'ultime réservoir naturel avant le pompage et le traitement. C'est le cas du comté d'Essex en Angleterre, où une ville de 140.000 habitants, Chelmsford, est alimentée en eau potable pendant l'été par des eaux épurées, après un passage dans la rivière Chelmer. D'un point de vue sanitaire, il faut noter qu'aucune incidence sur la santé n'a été relevée, aussi bien à Windhoek, où la REUE existe depuis plus de 25 ans, qu'à Chelmsford (début du projet en 1996) (Lunn, 2001).

I.2.7 Avantages environnementaux d'utilisation des eaux usées

Lorsque l'eau usée est utilisée correctement à des fins agricoles, plutôt que toute autre utilisation, l'environnement peut être amélioré. Voici quelques avantages environnementaux :

? la suppression de rejet en eaux de surface, prévient l'éventualité de situations esthétiques désagréables, de conditions anaérobies dans les cours d'eau et l'eutrophisation des lacs et la préservation des étendues d'eau à usage récréatif.

? la sauvegarde des ressources en eaux souterraines dans les zones de surexploitation de ces ressources pour l'agriculture pose le problème de l'épuisement et de l'intrusion du biseau salin.

? la possibilité de conservation des sols et de leur amélioration par apport d'humus sur les terres agricoles et de prévention de l'érosion (Anonyme, 2003).

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I.2.8 Eaux usées urbaines

Les eaux usées urabaines sont d'abord formées par un mélange d'eau usées domestiques et d'eaux industrielles, il s'y ajoute une troisième composante formée par les eaux de pluie et les effluents des installations collectives (hôpitaux, commerces, casernes, etc.) (Fonkou, 2010).

I.2.8.1 Eaux usées domestiques

Dans le quotidien des ménages, les activités normales génèrent des sous-produits, notamment les eaux usées domestiques. Les eaux usées domestiques sont les eaux utilisées par l'homme pour des besoins domestiques (Fonkou, op. cit).

I.2.8.1.1 Catégories des eaux usées domestiques

Les eaux usées domestiques sont réparties en deux catégories :

? Les eaux usées ménagères (ou eaux grises) se rapporte à l'ensemble des eaux provenant des baignoires, douches, cuisines, éviers, lavabos, vaisselle (lave-vaisselle) ou lessive (ou machine à laver) et chargées en détergents, solvants, graisses et débris organiques

? Les eaux vannes appelées aussi eaux noires ou eaux fécales comprend les eaux issues des WC (contenant des excréments, urines et papiers de toilette) et chargées en matières organiques et azotées. A ceux-ci s'ajoutent les rejets de petites industries, commerces et artisanat, ainsi que les eaux de ruissellement susceptibles de lessiver les toits et les bitumes chargées en hydrocarbures et graisses (Fonkou, op. cit).

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I.2.8.1.2 Volume des eaux usées domestiques

Le volume des eaux usées rejeté par une habitation n'est pas soumis à une constance au cours du temps. En d'autre terme, le profil du débit des eaux usées d'une habitation est une courbe de succession de variations de volumes déversés au cours du temps. Ceci est en lien direct avec la consommation de l'eau, laquelle est corrélée aux activités qui se déroulent dans ces habitations. C'est dans ce contexte que Tangou (2014) stipule que le volume rejeté des eaux usées par habitant et par jour, varie avec la taille de l'agglomération, des habitudes de vie, et dépend énormément de l'apport des secteurs secondaire et tertiaire.

Les chiffres des volumes rejetés sont divers mais il en découle le même profil des variations des débits d'eaux consommées en fonction du temps. Ce qui amène à admettre que le volume d'eau consommé par jour et par individu est variable selon les saisons, les jours de la semaine et les heures de la journée (Tangou, op. cit).

Les volumes journaliers pour les villes européennes correspondent à une consommation de 150 L par habitant et par jour. Ainsi, lorsque la consommation journalière d'eau est supérieure ou inférieure à cette valeur, les eaux usées se révèlent plus diluées ou plus concentrées étant donné que la quantité de souillures rapportée au nombre d'habitants, varie peu avec cette consommation (Tangou, op. cit).

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I.2.9 Traitement des eaux usées

I.2.9.1 Historique du traitement des eaux usées

Dans un article paru en 1986 dans le journal La Tribune du Cebedeau, Boutin relate de façon détaillée l'histoire du traitement des eaux usées. C'est au début du 19ième siècle à Londres et à Paris que se développe peu à peu la collecte des eaux usées par les réseaux d'égouts, première étape dans le domaine de l'épuration (Boutin, 1986).

Ainsi, en 1832, la grande épidémie de peste et de choléra fait sentir le besoin d'un vrai réseau d'assainissement à Paris du fait du manque d'hygiène. En effet, jusqu'à cette date, les matières fécales et les urines étaient récupérées dans des fosses étanches qu'il fallait vidanger tous les deux ans (Vedry, 1996).

Paris adopte alors un réseau unitaire (où eaux usées et eaux de ruissellement ne sont pas séparées) au contraire de Londres qui opte pour un réseau séparatif. Dans les deux cas, les eaux usées sont directement rejetées dans les fleuves (la Seine et la Tamise), causant des émanations d'odeurs pestilentielles qui, dès 1847, commencent à poser des problèmes à Londres. L'épandage est alors rapidement adopté comme solution alternative, mais il demande une surface importante (11l par m² de surface) (Vedry, op.cit.).

D'autres techniques sont découvertes à la même époque (milieu du 19ième Siècle) : la désinfection, la filtration et la décantation. Ensuite, les lits bactériens font leur apparition dont Warington posera les bases en 1882 et Corbett ajoutera l'aération du lit et le drainage de l'effluent en 1889. Deux types de lits sont en concurrence : les lits bactériens à percolation et les lits à contact. Ces derniers vont peu à peu être délaissés au profit des premiers qui se développeront rapidement, notamment en Angleterre avec 120 systèmes installés en 1907 (pour 22 en Allemagne et quelques- unes en France) (Hassoune et al., 2006).

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Puis, c'est le système des boues activées qui est découvert par Ardern et Lockett qui, entre 1914 et 1915, firent trois communications et déposèrent un brevet sur cette technique. Parallèlement, la société britannique Jones and Attwood travaillaient sur des procédés d'aération dès 1913 et c'est ainsi qu'en 1916, la première station d'épuration à base du procédé par boues activées fut installée à Worcester avec un débit nominal de 7.500 m³/j (Edline, 1996).

Ensuite, avec l'arrivée de la Première Guerre Mondiale, les américains ont pris le relais du développement du traitement par boues activées avec les premières installations de taille importante : Milwaukee II avec 170.000 m³/j en 1925 et Chicago en 1927 avec un débit de 660.000 m³/j (Boutin, 1986).

Concernant les autres procédés de traitement des eaux usées, la digestion anaérobie a été initiée en Angleterre par le docteur Travis puis perfectionnée en 1905 par le docteur Imhoff en Synthèse Bibliographique Allemagne. C'est en 1874 que le docteur Gérardin eu l'idée d'utiliser des végétaux dans des bassins pour traiter les eaux usées et il posa ainsi les bases du lagunage. La station d'épuration de Strasbourg, la Wantzenau, exploita ce procédé pour traiter les eaux usées de la ville de 1911 à 1950. Des carpes et des truites y étaient même élevées et le produit de la vente de ces poissons permettaient d'entretenir la station (Boutin, op.cit.).

I.2.9.2 Etapes de traitement des eaux usées

L'objectif principal du traitement est de produire des effluents traités à un niveau approprié et acceptable du point de vue du risque pour la santé humaine et l'environnement. À cet égard, le traitement des eaux résiduaires le plus approprié est celui qui fournit, avec certitude, des effluents de qualité chimique et microbiologique exigée pour un certain usage spécifique, à bas prix et des besoins d'opération et d'entretien minimaux (Vedry, 1996).

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Les stations d'épuration des eaux résiduaires, indépendamment du

type de traitement, réduisent la charge organique et les solides en suspension et enlèvent les constituants chimiques des eaux usées qui peuvent être toxiques aux récoltes ainsi que les constituants biologiques (microbes pathogènes) qui concernent la santé publique en général. Les différents degrés de traitements conventionnels sont :

? Traitement préliminaire : Enlèvement des solides grossiers et d'autres grands fragments de l'eau usée brute (Vaillant, 1974).

? Traitement primaire (Physico-chimique) : Enlèvement des solides organiques et inorganiques sédimentables ainsi que les matériaux flottants. Les procédés de traitement primaire sont physiques (par exemple, décantation plus au moins poussée) ou éventuellement physico-chimiques, et produisent des boues primaires (Applebaum et al., 1984).

? Traitement secondaire (Biologique) : Enlèvement des matières organiques solubles et des matières en suspension des eaux usées traitées primaires. Les procédés d'épuration secondaire (ou biologique) comprennent des procédés biologiques, naturels ou artificiels, faisant intervenir des microorganismes aérobies pour décomposer les matières organiques dissoutes ou finement dispersées. Dans certains cas, un traitement faisant intervenir des microorganismes anaérobies (digestion anaérobie des boues résiduaires) est annexé au traitement secondaire (Desjardins, 1997).

Un traitement biologique par lagunage comprend en général trois types de bassins ; un bassin anaérobie, un bassin facultatif et un bassin de maturation.

? Bassin anaérobie permet de diminuer la charge en matière organique. L'anaérobie est obtenu en apportant un effluent très chargé en matière organique. Dans ces lagunes, une profondeur importante est en principe un élément favorable au processus (5 à 6 m, par exemple). Ce bassin n'est

45

applicable que sur des effluents à forte concentration et, le plus souvent, à titre de prétraitement avant un deuxième stade d'épuration de type aérobie surtout dans les pays à climat chaud où le terrain est disponible à coût raisonnable. Le lagunage utilise des mécanismes naturels pour traiter les eaux usées. Il est fort développé dans les petites communes rurales, en raison de son rusticité et de son performance d'épuration honorable. Par contre, ces procédés conviennent moins bien aux communes plus grandes, vu les grandes surfaces de bassins nécessaires.

? Bassin facultatif permet le développement d'algues photosynthétiques qui vont produire de l'oxygène nécessaire au développement des bactéries aérobies. Cet apport peut être complété exceptionnellement par des aérateurs pour stimuler l'activité biologique et diminuer les surfaces.

? Bassin facultatif : il existe deux sortes de bassin facultatif selon les végétaux qu'ils comprennent :

? Bassins à microphytes : ils contiennent des algues microscopiques (essentiellement les algues vertes ou bleues),

? Bassins à macrophytes : ils contiennent des végétaux macroscopiques, sous formes libres (exemple les lentilles d'eau) ou fixées (exemple les roseaux).

? Traitement tertiaire ou avancé : Enlèvement de constituants spécifiques de l'eau usée tels que les nutriments et les métaux lourds, qui ne sont pas enlevés par le traitement secondaire. Ce sont des traitements complémentaires, dénommés parfois traitements avancés (coagulation physico-chimique, filtration sur sable, chloration, ozonation, traitement par le charbon actif, etc.) (Lazarova, 2003).

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I.2.10 Phytoépuration

Le traitement des eaux usées a pour but de diminuer suffisamment la quantité de substances polluantes des eaux usées et de restituer au milieu naturel une eau qui est loin d'être pure, mais qui apporte le moindre danger «Phyto» signifie en grec «plante». Le mot phyto-épuration veut donc dire épuration avec l'aide de plantes (Andrianasetra, 2013).

La phytoépuration est un système de traitements des eaux usées en utilisant le pouvoir épurateur des plantes. Ces plantes sont des microphytes ou des macrophytes. Elle est souvent appelée lagunageà microphytes ou lagunage aéré et lagunage à macrophytes ou filtres plantés (Andrianasetra, op. cit).

Les toutes premières expériences sur ces systèmes ont été mises en oeuvre par Käthe Seidel en Allemagne, au début des années 1960, qui collabora par la suite avec Reinhold Kickuth. La première station de phytoépuration à grande échelle a été construite plus de dix ans plus tard en 1974, pour le traitement des rejets urbains de Liebenburg-Othfresen en Allemagne (Vymazal et al.,, 2005).

La recherche en phytoépuration s'est depuis largement développée et a permis de comprendre une grande partie des processus physiques, chimiques ou biologiques qui peuvent conduire à la rétention ou à la dégradation des polluants dans le système constitué par les plantes, les microorganismes, le sol et l'eau. Cette compréhension du fonctionnement des systèmes a nécessité un travail à l'interface entre plusieurs disciplines, notamment la botanique, l'agronomie, la physiologie, la microbiologie, la pédologie, l'hydrogéologie, l'hydrologie, l'hydraulique, la chimie, l'écotoxicologie, et l'écologie (Ngelikoto, 2016)

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I.2.10.1 Types de lagunage 1° Lagunage à microphytes

Elle consiste à créer un bassin de faible profondeur où l'eau va stagner pendant une période plus ou moins longue. Les microphytes, qui sont des algues planctoniques, se développent dans ce bassin. Elles consomment la pollution azotée et phosphatée dans les eaux usées. Le lagunage à microphytes est souvent le premier bassin d'une station de lagunage car ce traitement est insuffisant et nécessite un lagunage à macrophyte. Il y a donc une étroite coopération entre les plantes et les micro-organismes (Andrianasetra, 2013). Les rôles des microorganismes dans l'épuration des eaux usées sont :

? La photosynthèse produite par les algues augmente la teneur en oxygène

de l'eau qui affecte à leur tour les éléments nutritifs et les réactions ;

? Elles se nourrissent des effluents et dégradent la matière organique qui devient dès lors assimilable par les plantes.

2° Lagunage à macrophytes

Ce type de traitement nécessite des plantes macrophytes originaires de zones humides naturelles. Cette filière d'épuration s'appuie sur le pouvoir épuratrices des végétaux hydrophytes ou héliophytes. Les eaux usées séjournent simplement dans des séries des bassins à ciel ouvert peuplés de ces végétaux. Les rôles des végétaux macroscopiques dans l'épuration des eaux usées sont importants dans le traitement des eaux usées:

? Elles sont le support des bactéries: les plantes épuratrices abritent une flore bactérienne importante ;

? Elles stabilisent les substrats, tout en améliorant leur perméabilité et limite la vitesse des flux d'eau, ce qui permet à la matière en suspension, le carbone, les éléments nutritifs et les oligo-éléments d'intégrer les tissus végétaux ;

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I.2.10.2 Processus de fonctionnement du lagunage

Le lagunage consiste à écouler lentement les effluents dans des étangs artificiels peu profonds (d'ordre d'un mètre). On introduit des plantes épuratrices d'eau (filtres plantés) qui seront récoltés lorsque la plante s'est suffisamment développée, ne laissant subsister qu'un petit nombre de sujets pour la reproduction. Cette opération se répète régulièrement de manière à obtenir un processus continuel et régulier de purification des eaux et de production de biomasse. Dans ces étangs se prolifèrent naturellement des bactéries, algues et autresorganismes vivants.Ceux-ci se nourrissent de smatières organiques et des sels minéraux contenus dans ces eaux usées. Elles les transforment alors en matière minérale assimilable par les plantes (Andrianasetra, 2013).

En retour, les plantes aquatiques fournissent de l'oxygène aux bactéries par leurs racines. Suivant le temps de rétention des eaux résiduaires dans cette lagune, les microorganismes pathogènes diminuent sous l'action des ultraviolets grâce à l'exposition au soleil (pour le lagunage aéré) (Andrianasetra, op. cit).

Simultanément, le nombre des agents pathogènes tels que certaines bactéries, virus, parasites est considérablement réduit, notamment en raison de la longue période de rétention dans les réservoirs qui entraîne un dépôt par décantation puis leur mort (Andrianasetra, op. cit).

Le déroulement des mécanismes réactionnels dans un bassin d'épuration est influencé par les paramètres physico-chimiques de l'eau (pH, température, oxygène dissous). Les bactéries utilisent le carbone comme source d'énergie en milieu pollué. Cet élément aussi est nécessaire pour la synthèse de nouvelles cellules. Cette dégradation se fait en présence ou en absence d'oxygène (Andrianasetra, 2013).

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I.2.10.3 Avantages et inconvénients de la phytoépuration

En outre, de tels systèmes basés sur les macrophytes ont certains avantages comparés au système conventionnel de traitement:

? Faible coût de mise en place,

? Nécessite peu d'équipements mécanisés,

? Consomme peu d'énergie,

? Nécessite une main d'oeuvre très réduite pour son entretien.

La Phytoépuration présente de nombreux avantages. Tout d'abord, un faible coût de mise en place et de maintenance présente un intérêt non négligeable dans la dépollution de sites. Procédé biologique captant l'énergie du soleil, la Phytoépuration est environ 10 fois moins chère que les technologies classiques comme l'excavation et l'incinération des sols ou des systèmes d'extraction et de traitement chimique. Cette technologie étant mise en place in situ, son coût est nettement diminué en comparaison aux autres méthodes ex situ. Le travail in situ réduit aussi les risques de dispersion et d'exposition de l'homme, de la faune et de l'environnement au polluant (Smith, 1987).

La Phytoépuration devrait permettre aussi d'améliorer la qualité des sols. En effet, la croissance du système racinaire permet une aération des sols ce qui stimule l'activité microbiologique, de même que l'apport de nutriments au travers des exsudats racinaires. Les végétaux participent également à la diminution de l'érosion. Ils diminuent aussi l'infiltration des eaux de surface polluées vers les nappes phréatiques en freinant le ruissellement (Khalil, 1931).

La Phytoépuration a un impact positif sur l'opinion publique en tant que "dépollution verte". En effet, elle respecte et restaure l'environnement et représente une alternative aux méthodes classiques trop destructrices et polluantes. Elle tend surtout à être utilisée pour les composés chimiques présentant un risque pour l'environnement. Elle peut être utilisée seule ou couplée à des technologies plus agressives (Smith, op. cit).

50

La Phytoépuration présente cependant des inconvénients non négligeables. Les plantes doivent être en contact avec le polluant pour pouvoir agir. Par conséquent, les propriétés du sol, les niveaux de toxicité et le climat doivent permettre la croissance des plantes envisagées. Si la toxicité est trop élevée, elle peut cependant être diminuée par dilution du sol avec des sols non contaminés mais cela augmente les coûts de mise en oeuvre (Koné, 2000).

De plus, les contaminants doivent être accessibles aux tissus absorbants. La Phytoépuration est donc limitée par la profondeur des racines des plantes utilisées. Celles-ci peuvent atteindre 2 m de profondeur dans le cas des herbacées et plus de 5 m pour les arbres, même si certaines racines de phréatophytes peuvent atteindre des profondeurs de 15 m dans des zones arides (Arceivala, 1973).

I.2.11 Cadre légal et réglementaire des eaux usées dans le monde

I.2.11.1 Normes de rejet de l'Organisation Mondiale de la Santé

L'OMS est considérée comme la plus haute autorité dans le domaine de la santé et donne des recommandations au niveau mondial. Elle propose des normes sanitaires depuis des décennies et elle est en passe de les modifier pour les rendre plus sévères et diminuer les risques sanitaires. Pourtant, ces normes sont aujourd'hui extrêmement loin d'être appliquées dans le monde (Feachem et al., 1983 ; Shuval et al., 1986).

Les normes concernent uniquement les quantités de microorganismes. Les protozoaires ne sont pas inclus directement car il est considéré qu'ils sont éliminés en même proportion que les helminthes. Les virus ne sont pas considérés non plus, leur présence étant difficile à détecter lors des contrôles de routine. Ces normes sont destinées à une utilisation internationale, et sont donc adaptées aux pays en voie de développement (Anonyme, 2015).

51

Tableau I.5. Normes de rejet de l'Organisation Mondiale de la Santé

Caractéristiques	Normes	Unités
pH	6,5 - 8,5
Température	25	°C
DBO5	30	mg/l
DCO	120	mg/l
MES	30	mg/l
NH4 +	<0,5	mg/l
NO2 -	1	mg/l
NO3^-	<1	mg/l
Conductivité	125
O2	4 - 6

Source : Anonyme, 2015

I.2.11.2 Législation congolaise sur la gestion des déchets

Les conférences des nations unies sur l'environnement tenues respectivement à Stockholm, en 1972 et à Rio en 1992, avaient conduit la communauté internationale à accorder une attention plus accrue aux problèmes de l'environnement, face aux dangers prévisibles de sa dégradation (Anonyme, 2015).

Parmi les dommages causés à l'environnement figurent notamment la diminution de la diversité biologique, la pollution du sol, de l'air et de l'eau, la destruction de la couche d'ozone, la diminution de la fertilité du sol, la désertification, l'épuisement des ressources halieutiques, et la détérioration du patrimoine naturel et culturel (Anonyme, op.cit.).

Par la volonté de faire face aux multiples défis susvisés et contribuer à l'atténuation des dommages constatés, les Etats ont adopté des accords multilatéraux sur l'environnement (Anonyme, op.cit.).

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Parmi les principales obligations qu'imposent ces accords figurent notamment l'élaboration des législations nationales, des politiques, des plans et programmes nationaux de mise en oeuvre ainsi que la mise en place d'un cadre institutionnel et des mécanismes de financement nécessaires à cette fin.

La législation en vigueur étant anachronique en matière et par conséquent inapproprié, il s'avère indispensable que, conformément à l'article 123 point 15 de la Constitution du 18 février 2006, la République Démocratique du Congo dispose d'une loi-cadre destinée à :

1. Définir les grandes orientations en matière de protection de l'environnement ;

2. Orienter la gestion de l'immense potentiel dont dispose la République en ressources naturelles, dans la perspective d'un développement durable au profit de la population ;

3. Prévenir les risques et lutter contre toutes les formes de pollutions et nuisances ;

4. Servir de socle aux législations spécifiques régissant la conduite des secteurs certes distincts de l'environnement mais dont les incidences directes ou indirectes sont indéniables.

I.2.12 Principaux textes régissant le secteur d'assainissement en RDC

1. Ordonnance loi du 24 avril 1899 portant création et organisation des commissions d'hygiène ayant pour mission de surveiller tout ce qui concerne la santé publique, d'étudier les questions de salubrité, d'indiquer à l'autorité compétente les mesures à prendre pour améliorer l'état sanitaire et enrayer les épidémies.

2. Ordonnance du 10 mai 1929 portant création de la Direction Technique des travaux d'hygiène et service d'assainissement

3. Ordonnance 74-345 du 28 juin 1959 sur l'hygiène publique dans les agglomérations

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4. Ordonnance 071-079 du 26 mars 1971 définissant l'action de l'Etat en matière des eaux pluviales et usées ;

5. Ordonnance 74/345 du 28 juin 1974 relative aux mesures d'hygiène dans les agglomérations, complétée par l'arrêté interdépartemental n° 120/89 du 6 septembre 1989 portant sur les mesures de protection de la salubrité publique des villes, centres urbains, commerciaux, industriels, agricoles, miniers et des agglomérations rurales ;

6. Arrêté SC/0034/BGV/COJU/CM/98 du 18 avril 1998 portant application des mesures d'assainissements du milieu et de protection de la salubrité publique dans la ville de Kinshasa

7. Arrêté n° SC/073 du 22 avril 2005 portant mesures d'assainissement et de salubrité publique dans la ville de Kinshasa.

Il apparaît que la plupart de ces textes, datant de la période coloniale, sont devenus caducs et nécessitent d'être révisés. Par ailleurs, il y a lieu de préciser que les dispositions de la nouvelles Constitution ne précisent pas à qui revient la compétence de gestion des déchets solides et liquides entre le Gouvernement central et les provinces. Mais avec l'appui des partenaires au développement, le Gouvernement a entrepris de renforcer le cadre légal et institutionnel et de mettre en oeuvre des réformes en vue d'assurer un développement équilibré du secteur de l'environnement qui sera régi par la « Loi cadre sur l'Environnement » en examen à l'Assemblée nationale.

Le Cadre institutionnel du secteur est caractérisé par l'implication de quatre ministères et plusieurs organismes dans sa gestion, entraînant des chevauchements et conflits de compétences. Il incombe au Ministère de l'Environnement, Conservation de la Nature, des Eaux et Forêts (MECNE) la responsabilité gouvernementale de la gestion des déchets tels qu'il ressort de l'ordonnance n°75-231 du 22 juillet 1975 qui en fixe les attributions.

54

En effet, le MECNE est chargé, entre autres ;

? d'assurer la salubrité du milieu urbain par la lutte contre les nuisances provoquées par la pollution des eaux, du sol et de l'air ; et

? de créer et gérer des réserves naturelles intégrales, des stations de capture, des écosystèmes des eaux.

Il a en son sein la DEHPE (Direction des Etablissements Humains et Protection de l'Environnement) chargée d'assurer et de suivre l'exécution des tâches visant l'assurance du milieu, l'aménagement des espaces et la protection de l'Environnement telles que l'évaluation des effets des activités humaines sur l'Environnement, la prévention, la rétention et la lutte contre toutes les nuisances dues à la pollution des eaux, sol et de l'air et le PNA qui a des attributions dans les domaines de planification et la coordination des activités de salubrités publique par la gestion des eaux usées, des déchets solides, et de la lutte anti-vectorielle (Anonyme, 2003).

Le Ministère des Travaux Publics et des Infrastructures (MTPI) est responsable de l'évacuation des eaux de pluies et d'égouts dans des secteurs qui n'appartiennent pas à l'habitat, ainsi que des mesures de protection contre l'érosion. L'Office des Voiries et Drainage (OVD), placée sous la tutelle de ce Ministère, intervient dans l'assainissement pluvial, le rejet des eaux usées et dans la lutte antiérosive. Cependant, faute de moyens adéquats, ses activités se limitent le plus souvent aux grands axes routiers (Anonyme, 2015).

Le Ministère de la Santé Publique (MSP) est aussi présent dans le secteur d'assainissement à travers notamment la Direction Nationale de l'Hygiène (DNH) qui s'occupe de la formulation de la politique en matière d'hygiène incluant l'hygiène publique, la lutte anti-vectorielle et la communication (Anonyme, op. cit).

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Au niveau décentralisé, l'Inspection Provinciale de la Santé (IPS) et ses Brigades d'hygiène des zones de santé sont chargées de l'inspection parcellaire en vue de l'élimination des eaux usées et des excrétas ainsi que de la lutte anti-vectorielle dans les communes (Anonyme, op. cit).

Le Ministère du plan (MINPLAN) par l'Arrêté n° SC/0178/BGV/MINPRO/COJU//PLS/2008 du 07 août 2008, le Gouverneur de la ville de Kinshasa crée la Régie d'Assainissement et de Travaux Publics de Kinshasa, RATPK en sigle avec pour mission l'assainissement de la ville de Kinshasa et la réhabilitation des infrastructures de base (Anonyme, op. cit).

I.3 Description de la plante : Pistia stratiotes (L.)

I.3.1 Classification systématique

Nous avons opté pour la classification APG IV :

Règne : Plantae

Embranchement : Phanérogames

Sous-embranchement : Angiospermes

Classe : Monocotylédones

Sous-Classe : Arecidae

Ordre : Arales

Famille : Araceae

Genre : Pistia

Espèce : Pistia stratiotes L.1753

Synonymes : Pistia aegyptica, Pistia aethiopica, Pistia africana, Pistia

amazonica, Pistia brasiliensis, Zala asiatica (Anonyme, 2016).

56

I.3.2 Description générale

Pistia stratiotes est une plante en rosette, formée des feuilles , de 5 à 25 cm de dimension et de stolons courts donnant naissance à des plantes filles, un gros réseau de racines fibreuses pend sous l'eau, flottant librement à la surface de l'eau, les fleurs sont nombreuses, petites et cahées à la base de la plante, les fruits sont petites baies allongées de 6 à 10 mm de long, d'origine tropicale et assez semblable à la laitue comestible, d'où l'appellation commune de "laitue d'eau". Son développement est optimal à des températures supérieures à 18 °C (Gopal, 1987 ; Kostman et al., 2001).

En milieu riche en nutriment ou pollué, les racines sont courtes et elles s'allongent ensuite au fur et à mesure que le niveau d'épuration s'améliore. Dans les bassins d'épuration, certains auteurs estiment que l'épuration secondaire est optimale lorsque la longueur des racines est sensiblement égale au diamètre de la plante (Den Hollander et al., 1999).

Cette plante vit dans les eaux calmes, permanentes ou non. La profondeur des plans d'eau ne semble pas affecter son développement. Elle se reproduit très rapidement dans les milieux eutrophes et peut entraver les usages premiers de ces plans d'eau (Faby, 1997).



Photo I.1 Pistia stratiotes (Source : https://fr.m.Wikipédia.org, consulté le 7

octobre 2019)

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I.3.3 Reproduction et propagation

La reproduction de Pistia stratiotes peut être sexuée ou asexuée. La forme courante et la plus rudimentaire de reproduction est la voie asexuée. La plante se reproduit par multiplication végétative (stolonification). Une plante mère émet des tiges rampantes, appelées stolons (1 à 8) à l'extrémité desquels se développe un nouveau pied. La plante secondaire formée produit elle-même deux stolons au maximum avec à chaque extrémité une plante tertiaire. Les stolons se désagrègent par la suite et libèrent les plantes qui flottent librement sur l'eau et occupent les espaces disponibles (Dray et al., 1989).

En mode sexué, on assiste à une germination qui libère des graines dans le milieu aquatique. Ces dernières peuvent être emportées par le courant et germer lorsque les conditions le permettront. Cependant, plusieurs auteurs remarquent que la reproduction par germination intervient lorsque l'espace est limité ou dans des conditions climatiques sévères (stress hydrique, salinité élevée) (Khedr et al., 1998 ; Den Hollander et al., 1999).

Les expériences réalisées dans différentes eaux naturelles ou synthétiques ont montré que les principaux facteurs qui peuvent bloquer la germination des plantes sont : l'obscurité, la salinité, les faibles concentrations en oxygène dissous et les fortes concentrations en CO2 dissous dans le milieu (Hall et al., 1974).

Ces résultats montrent donc que, dans un bassin d'épuration couvert de laitues d'eau, les graines sédimentées dans le fond auront moins de chances de se développer. De plus, si les récoltes sont régulières, la multiplication par stolonification sera favorisée (Den Hollander et al., op. cit).

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I.3.4 Usages domestiques et thérapeutiques

Dans le domaine pastoral, Pistia stratiotes a été testée dans l'alimentation des bovins, des porcins et de la volaille en Malaisie et au Sénégal, mais les résultats de ces expériences méritent encore d'être approfondis (Gonzaga, 2000).

Au Burkina Faso, la plante est utilisée dans des bassins de pisciculture pour éviter le réchauffement de la masse d'eau. Dans la médecine traditionnelle Pistia stratiotes est utilisé en Afrique de l'Est dans le traitement de la démence. Plusieurs auteurs rapportent que la cendre de la plante est un remède efficace contre la tachycardie et la toux, et qu'elle a également des propriétés antidysentérique et hypotensives (Nacoulma, 1996 ; Colares et al., 1997).

Les récents travaux ont mis en évidence quelques propriétés chimiques, biochimiques, médicales et pharmaceutiques de Pistia stratiotes qui laissent présager des possibilités de valorisation industrielle. Il est aussi reconnu que cette plante a de grandes propriétés de fixation du calcium dissous contenu dans l'eau. Le calcium intervient dans la biosynthèse de l'acide oxalique et de l'oxalate de calcium rencontrés en concentration importante dans les tissus de la plante (Achola et al., 1997).

I.3.5 Distribution géographique

Pistia stratiotes est une plante cosmopilite, elle est présente en Afrique, en Asie et en Australie. Elle est pérenne et invasive dans les zones tropicales et annuelle dans les zones à climat froid (Gonzaga, op.cit).

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CHAPITRE DEUXIEME

MILIEU D'ETUDE, MATERIEL ET METHODES

II.1 MILIEU D'ETUDE

II.1.1 Aperçu historique de la commune de la N'sele

La commune de la N'sele fut créée par l'ordonnance - loi n° 68024 du 20 juin 1968. Avant cette année, elle a été revêtue du statut de la zone annexe, rattachée au territoire de Kasangulu dans la province du Kongo-Central

II.1.2 Situation géographique II.1.2.1 Limites territoriales

Les limites géographiques de la commune de la N'sele sont presque naturelles et sont définies par l'arrêté ministériel n° 69-0042 du 23 janvier 1969 (Anonyme, 1969).

Elle est limitée :

o au Nord : par le fleuve Congo, partageant ainsi la frontière liquide avec la République du Congo ;

o au Sud : par la rivière MUKWEME jusqu'à sa source et de sa source, une ligne droite jusqu'à la rivière N'DJILI, faisant ainsi frontière avec le territoire de KASANGULU et une partie de la commune de MALUKU ;

o à l'Est : par la rivière NKAO jusqu'à son point de sortie sur le lac NGAENKE, faisant frontière avec la Commune de MALUKU ;

o à l'Ouest : par la rivière NSUENGE jusqu'à sa source et de sa source, une ligne droite la reliant à la source de la rivière BOSUMU, de la rivière NSUENGE jusqu'à son confluent avec le fleuve Congo ; la séparant ainsi des Communes de KIMBANSEKE et MASINA.



60

Source : Esri, USGS, NOAA

Figure II.1. Carte de la Commune de la N'sele



Source : Esri, USGS, NOAA

Figure II.2. Carte de la Commune de la N'sele dans la ville-Province de Kinshasa

61

62

II.1.2.2. Coordonnées géographiques de la N'sele

Les coordonnées géographiques de la commune de la N'sele sont :

o Latitude : 4° 25' 01»

o Longitude : 15° 30' 09» Est,

o Altitude : 280 mètres

II.1.3 Climat

II.1.3.1 Alternance de saisons

Pour caractériser le climat de la région de Kinshasa, les éléments thermiques, l'humidité relative et les précipitations ont été récueillies à la station météorologique de Kinshasa Binza.

La ville de Kinshasa jouit d'un climat tropical de type AW4 selon la classification de Köppen. La saison sèche très accentuée s'étend de fin mai à mi-septembre (Bultot, 1954 ; Compere, 1970 cité par Kamb, 2018). Selon Compere (1970), ce climat est influencé par sa proximité avec l'océan Atlantique et particulièrement par les vents alizés du Sud Ouest et le courant marin froid du Benguela.

La saison sèche commence vers la fin du mois de mai et se termine à la mi-septembre. Le reste des mois de l'année est caractérisé par une saison pluvieuse, intercalée par une courte saison sèche entre janvier et février qui devient de plus en plus aléatoire compte tenu des mutations climatiques (Kamb, 2018).

63

II.1.3.2 Température

La température est une grandeur physique qui caractérise de façon objective la sensation subjective de chaleur ou de froid, la température est mesurée avec le thermomètre (Anonyme, 2015)



27

27

28

26,8

26,3

26,1

26,2

24,7

23,6

24,4

25,7

26,2

26

25,8

22

21

26

25

24

23

TEMPERATURE (°C)

JANV FEV MARS AVR MAI JUIN JUIL AOU SEPT OCT NOV DEC Mois

Source : Anonyme, 2018

Figure II.3. Variation de températures moyennes mensuelles en 2018

64



Source : Imagerie Landsat, 2018

Figure II.4. Carte des températures de la N'sele (2018)

65

II.1.3.3 Précipitation

Précipitations _(mm) moyennes mensuelles

Par précipitation on entend des formes variées sous lesquelles l'eau solide ou liquide contenue dans l'atmosphère se dépose à surface du globe. Les différentes formes de la précipitation sont: la pluie, la neige, brouillard, grêle, rosée, la quantité de la précipitation est mesurée à l'aide d'un pluviomètre.



490,6

282,5

251,7

177,2

160,4

72,5

329,5 341,6

344,1

JANV FEV MARS AVR MAI JUIN JUIL AOU SEPT OCT NOV DEC Mois

500

450

400

350

300

250

200

150

100

3,3 0 0

50

0

Source : Anonyme, 2018

Figure II.5. Précipitations moyennes mensuelles en 2018 II.1.3.4 Humidité

L'humidité est un état de climat qui représente le pourcentage de l'eau existant dans l'atmosphère, sous forme de vapeur, ou bien ; nombre de gramme de vapeur d'eau contenue dans un mètre cube d'air. Elle est mesurée par l'hygromètre.

66



70

71

78

Humidité moyenne mensuelle (%)

84

82

80

78

76

74

72

82 82

75

72

76

81

83

82

81

79

JANV FEV MARS AVR MAI JUIN JUIL AOU SEPT OCT NOV DEC Source : Anonyme, 2018 Figure II.6. Moyennes mensuelles d'humidité en 2018

Mois

II.1.3.5 Vents

Vitesses moyennes des vents
mensuels(Km/h)

Le vent est un mouvement de l'air entre deux différentes pressions atmosphérique de la haute pression vers la basse pression, il est influencé par la température.



5,68

5,4

4,38

4,1

2,47

4,19

3,3 3,36 3,34

3,55 3,46

2,77

6

5,5

5

4,5

4

3,5

3

2,5

2

JANV FEV MARS AVR MAI JUIN JUIL AOU SEPT OCT NOV DEC Mois

Source : Anonyme, 2018

Figure II.7. Vitesses moyennes des vents mensuels en (Km/h) en 2018

67

II.1.4 Nature du sol

Les sols de la N'sele sont sablonneux et ont une faible capacité de rétention d'eau (figure II.8)

Ces sables qui se posent sur des grès tendres manifestent trois formations différentes :

o sol argilo-sablonneux : constitué de sable fin argileux, jaune et brun ;

o sol sablonneux : provenant de transport des eaux de pluies ;

o sol sablonneux humide (Anonyme, 2018).



Source : shapefileCRGM_ArcMap10.2.2_ProjectionWGS84 Figure II.8. Types de sols de la N'sele

68

1° Relief du sol

La commune de la N'sele est comprise entre deux entités géomorphologiques distinctes :

o Une plaine alluviale ;

o Un plateau de Mangengenge parsemé des collines isolées séparées entre-elles par escarpement.

2° Sous-sol

Aucune déclaration officielle n'a été enregistrée sur une quelconque découverte de richesse dans le sous-sol de la commune de la N'sele.

II.1.5 Superficie et population

La commune de la N'sele a une superficie de 898,79 km². Elle est la deuxième commune après Maluku de par son étendue et compte 318.293 habitants (tableau II.6).

a. Une population en constante évolution

De 2012 à 2018, la population de la N'sele n'a cessé d'augmenter. La population de la N'sele a suivi une croissance continue de 2012 à 2018 (tableau II.1). Selon les recensements, la population est passée de 255.128 habitants en 2012 à 318.293 habitants en 2018.

b. Une population composite

Les données sur la population indiquent que la population de la N'sele est composite. La commune est donc constituée de 318.293 habitants dont 317.595 congolais (nationaux) et 698 non congolais (étrangers), sa densité est de 355 habitants par km². La commune de la N'sele est principalement peuplée par les tribus ci - après ; Teke humbu (les autochtones de la ville de

Kinshasa); Ngala ; Yaka ; Mbala ; Yanzi ; Songe ; Kongo ; etc.

69

Tableau II.1. Evolution de la population de la n'sele de 2012 à 2018

ANNEE	NATIONAUX					ETRANGERS					TOTAUX
	HOMMES	FEMMES	GARÇONS	FILLES	TOTAL	HOMMES	FEMMES	GARÇONS	FILLES	TOTAL
2012	29 496	31 058	36466	36750	133770	187	194	215	231	818	134588
2013	31 459	33228	41263	41629	147619	168	180	214	232	794	148413
2014	34 519	36429	45683	45777	162408	206	193	205	205	806	163214
2015	56 432	59401	69202	69243	254278	176	177	167	157	677	245255
2016	62 104	67740	75380	77684	282908	173	180	160	156	672	283580
2017	65 330	71260	81347	83515	301398	136	154	133	155	578	301976
2018	68 961	74266	85684	88684	317595	151	160	172	215	698	318293

Source : Anonyme, 2018



70

II.1.6 Organigramme de la commune de la N'sele	BOURGMESTRE

BOURG-ADJOINT

CHEF DE BUREAU

A.N.R

D.G.M

POLICE

QUARTIERS

1. MUNZIAMI

2. MIKALA I

3. MIKALA II

4. BIBWA

5. SINGA INGA

6. TALANGA I

7. MANGENGENGE

8. MIBU

9. DOMAINE

10. PECHEURS

11. KINDOBO

12. BAHUMBU I

13. BAHUMBU II

14. SICOTRA

15. MIKONGA I

16. MIKONGA II

17. NGINA

18. MUNKE I

19.BUMA 20.DINGI DINGI 21.MIKONGA III 22.BADARA I 23.BADARA II 24.MABA I 25.MABA II 26.BEL AIR 27.MPASA I 28.MPASA II 29.NGAMPAMA 30.FLEUVE 31.KIKIMI 32.D.I.C/LAU 33.MIKOMBE 34.MUNKE II 35.NGINA II 36.NGAMABA

SERVICES

1. Antenne FP/Actifs

2. Personnel Intérieur

3. Etat Civil

4. Population

5. Contentieux

6. Social

7. Transport Voies comm

8. Engin sans moteur

9. Genre et Famille 10.Jeunesse

11.Sport et loisir 12.Droits Humains 13.Prévoyance sociale 14.Tourisme

15.Energie

16.Antenne FP/ R&R 17.Hygiène

18.IPMEA 19.Economie 20.Culture et Arts 21.Urbanisation 22.Habitat 23.Environnement 24.Inspection Agricole 25.déco

71

II.1.7 Infrastructures routières et réseau d'assainissement

Certaines rues sont biens tracées et bitumées. Ces rues possèdent des caniveaux pour l'évacuation des eaux usées domestiques et eaux pluviales. Cependant ces caniveaux ne sont pas très biens dimensionnés et favorisent donc la stagnation des eaux usées domestiques et eaux pluviales. La majorité des rues de la commune n'ont pas des caniveaux. Cette situation met à mal l'assainissement de cette partie de la commune (Anonyme, 2018).

II.1.8 Végétation dominante

La flore de la commune de la N'sele est principalement dominée par la savane et des forêts en lambeaux détruites par l'action nocive de l'homme sur l'environnement, par la fabrication exagérée des braises (Anonyme, op.cit).

II.1.9 Hydrographie

La rivière N'sele est la principale source d'eau de l'entité où, la commune tire son nom.

En dehors d'elle, on y trouve deux autres rivières (Bibwa et Mango) (figure II.9) qui se jette dans le fleuve Congo, Dingi-dingi qui se jette dans la rivière N'djili et Nka qui se jette dans la rivière N'sele.

Elle regorge aussi quelques lacs qui font sa fierté tels que Ngainke, Inye, Mansia, Ngalu, Boo (lac bleu), Lac vert, etc....

72



Source : Shapefilecrgm_ArcMap10.2.2._ProjectionWGSW84 Figure II.9. Hydrographie de la N'sele

73

II.2 MATERIEL

II.2.1 Matériel végétal

La plante utilisée pour cette étude est Pistia stratiotes L. choisi en fonction de ses multiples performances, notamment dans l'épuration des eaux usées domestiques.

II.3 METHODES

II.3.2 Mise en place du pilote expérimental

II.3.2. 1 Construction du pilote expérimental

Les expériences ont été réalisées dans un pilote expérimental ayant deux bassins, construit en matérieux durables (blocs ciments de 10cm), dont les dimensions sont les suivantes ; une longueur de 100 cm, une largeur de 90 cm et 40 cm d'hauteur (photo II.1).

Chaque bassin possède un point d'entrée d'eaux usées brutes en amont et un robinet à sa base pour le prélèvement des échantillons et élimination des eaux usées se percolant à travers les substrats.

Le dispositif été remplit par une succession de trois couches ; deux composées de gravier de diamètre croissant et la troisième qui est constituée de terre noire. Ces substrats sont tamisés pour obtenir le diamètre voulu (de 0,25 à 0,5 mm pour la terre noire, 8 à 15 mm pour les graviers fins (concassés) et 15 à 25 mm pour les graviers grossiers puis sont lavés pour les débarrassés de toutes les impuretés qui peuvent nuire le traitement et un beton separant le dispositif du milieu extérieur.

74



Graviers grossiers Graviers fins (concassés) Terre noire

Source : YANGONGO, 2018

Photos II.1 Substrats utilisés dans le pilote expérimental

	40 cm
1ère couche formée de graviers fins (Diamètre compris entre 8 et 15 mm)
2ème couche formée de graviers grossiers (Diamètre compris entre 15 et 25 mm)	30 cm
3ème couche formée de terre noire (Diamètre compris entre 0,25 et 0,5 mm)	30 cm

Source : YANGONGO, 2018

Figure II.10. Disposition de substrats dans le pilote expérimental II.3.2. 2 Récolte de Pistia stratiotes

Les plantes utilisées pendant les expériences ont été récoltées dans un étang piscicole situé dans le quartier Mikonga I à N'sele. L'étang existe depuis novembre 2018, il a une longueur de 13m, une largeur de 8m et 90cm de profondeur. Les plantes ont été recoltées dans les avant-midi pour éviter le stress hydrique.

75

II.3.2. 3 Temps de rétention de l'eau dans le bassin

Pour avoir un bon rendement, les eaux usées séjournent dans un bassin planté de Pistia stratiotes et non planté pendant 7 jours. Le suivi des paramètres analysés in- situ se faisait tous les jours.

II.3.2. 4 Prélèvement des eaux usées

L'alimentation du système se fait exclusivement par des eaux usées domestiques issues de quelques ménages situé dans le quartier Mikonga I à N'sele (100 litres par bassin). Les eaux usées domestisques résultant de plusieurs activités doméstisques étaient recueillie dans quatre bidons de 25L et verser à l'entrée du pilote expérimental qui repartie équitablement les eaux usées dans les deux bassins.

II.3.2.5 Critères de choix des macrophytes

Le choix du végétal à planter s'est basé sur quatre critères importants : adaptation aux conditions climatiques locales, vitesse de croissance rapide, facilité d'exportation de la biomasse produite et un système racinaire important. Comme il a été cité précédemment, la plante testée est Pistia stratiotes. Environ soixante - quinze (75) plantes ont été placées dans le bassin.

II.3.2.6 Critères de choix du substrat

Les matériaux choisis pour améliorer la performance des filtres doivent être :

? suffisamment perméable pour éviter le colmatage ;

? économique ;

? écologique avec un potentiel d'impact mineur ou nul sur l'environnement ? disponibles localement (dans l'ordre pour réduire les coûts).

76

Et doivent avoir :

? une influence importante sur les taux d'élimination des nutriments ; ? une surface importante de contact avec les polluants ;

? une bonne conductivité.

II.3.1 Echantillonnage

II.3.1.1 Fréquence d'échantillonnage

L'échantillonnage a été de deux fois par mois, entre les mois de septembre 2018 et Février 2019. Il se faisait toujours pendant la même période de la journée (Avant-midi). Pendant une période de six mois, nous avons analysé 48 échantillons venant du dispositif expérimental.

II.3.1.2 Lieu de prélèvement

Le prélèvement d'un échantillon d'eau est une opération délicate à laquelle le plus grand soin doit être apporté. Il conditionne les résultats analytiques et l'interprétation qui en sera donnée. Le matériel de prélèvement doit faire l'objet d'une attention particulière (Rodier, 2009).

Quatre points ont été retenus pour le prélèvement des échantillons ; l'entrée du pilote expérimental planté des Pistia stratiotes et non planté situé en amont et à la sortie du pilote expérimental planté des Pistia stratiotes et non planté situé en aval (photo II.2).

77



Largeur : 90 cm

Largeur : 90 cm

Longueur : 100 cm

Source : YANGONGO, 2018

Photos II.2 Pilote expérimental montrant le lieu de prélèvement II.3.1.3 Transport et conservation des échantillons

Les échantillons d'eaux usées ont été recueillis dans des bouteilles en plastique de 1.500 ml préalablement bien lavées et rincées trois fois avec de l'eau à examiner. Elles étaient remplis jusqu'au bord. Une fois les prélèvements effectués, les flacons ont été étiquetés et conservés dans une glacière à l'abri de la lumière et à une température maintenue à 4°C conformément à la norme AFNOR NF EN 25667 (ISO 5667). Cette norme précise la méthode de prélèvement, les réactifs de fixation à utiliser, les précautions à prendre lors du transport des échantillons, etc.

Les échantillons doivent être analysés le jour même, il est donc admis que le délai maximum entre le prélèvement et le début de l'analyse ne doit pas excéder 24 heures, aussi il est préférable de le raccourcir lorsque l'eau est présumée être très polluée (Rodier, 2009). Tout prélèvement doit être accompagné d'une fiche de renseignement sur laquelle on note :

? Lieu de prélèvement,

? Date et heure de prélèvement,

? Etat de l'atmosphère.

78

Le bouchon est placé de telle manière à ce qu'il n'y ait aucune bulle d'air et qu'il ne soit pas éjecté au cours du transport. Pour les analyses bactériologiques, les bouteilles utilisées assurent une fois bouchés une protection totale contre toute contamination. Elles sont préalablement stérilisées et protégées dans un emballage plastique stérile. Les échantillons ont été acheminés au laboratoire de la Direction d'Assainissement pour les analyses physico-chimiques et au laboratoire de microbiologie de l'Université de Kinshasa pour les analyses bactériologiques où nous avons procédé immédiatement à leur analyse, dans un délai qui n'excédait pas 24h.

II.3.1.4 Analyses au laboratoire

A l'instar des paramètres (température, pH, conductivité, turbidité et l'oxygène dissous) mesurés in situ, les analyses physico-chimiques (MES, Azote total, Ammonium, Nitrite, Nitrate, DCO et DBO5) ont été réalisées dans le laboratoire de chimie de la Direction d'Assainissement de Kinshasa (DAS) et les analyses bactériologiques dans le laboratoire de microbiologie de la faculté des sciences de l'Université de Kinshasa. Ces analyses ont été réalisées suivant différents protocoles reconnus à chacun de paramètres retenus.

II.3.3 Méthodes d'analyses

Le fonctionnement du pilote expérimental a été contrôlé par la mesure des paramètres physico-chimiques et bactériologiques, les échantillons sont prélevés à l'entrée et à la sortie du pilote pour les paramètres à examiner au laboratoire et dans le pilote pour les paramètres réalisés in-situ.

II.3.3.1 Détermination des paramètres physico-chimiques

Les analyses physico-chimiques ont concerné les paramètres suivants: Température, pH, Conductivité, Turbidité, Oxygène dissous, MES, Azote total (NT), Ammonium (NH4⁺), Nitrite (NO2 -), Nitrate (NO3 -), DCO et DBO5. Le tableau II.2 met en évidence leurs méthodes d'analyses.

79

Tableau II.2. Paramètres physico-chimiques

N°	Paramètre	Unité	Méthodes de référence
1	Température (T°)	°C	Thermométrique : Sonde multiparamètre type Combo Hanna HI 98130.
2	Potentiel d'hydrogène (pH)	Unité pH	Potentiométrie : Sonde multiparamètre type Combo Hanna HI 98130.
3	Conductivité (CE)	ìS/cm	Potentiométrie : Sonde multiparamètre type Combo Hanna HI 98130.
4	Turbidité	NTU	Electrométrique : Sonde multiparamètre type Combo Hanna HI 98130.
5	Oxygène dissous (OD)	mg d'O2/l	Potentiométrique : Oxymètre INOLABO-OXI 730 WTW
6	Matières en Suspension (MES)	mg/l	Méthode gravimétrique. Filtration sur membrane et séchage à l'étuve à 105°C et pesée.
7	Azote total (NT)	mg/l	Méthode photométrique. Photomètre lovibond MD 610
8	Ammonium (NH4 +)	mg/l
9	Nitrite (NO2^-)	mg/l
10	Nitrate (NO3^-)	mg/l
11	Demande Chimique en oxygène (DCO)	mg d'O2/l	Est mesurée par Thermo-réacteur lovibond RD 125. Par la méthode au bichromate de potassium (K2Cr2O7)
12	Demande Biologique en Oxygène (DBO)	mg d'O2/l	Méthode manométrique. Avec OXITOP et une armoire thermorégulatrice lovibond OXIDirect

80

II.3.3.2 Méthodes d'analyses bactériologiques

Cette classe des paramètres bactériologiques comprend des genres et espèces dont la présence dans les eaux ne constitue pas en elle-même un risque sur la santé des populations, mais indique l'importance de la pollution biologique des eaux.

L'étude des paramètres bactériologiques a porté sur les principaux indicateurs de la contamination fécale, à savoir les coliformes totaux, les coliformes fécaux et les streptocoques fécaux. Le dénombrement bactérien a été effectué selon la méthode du NPP (le nombre le plus probable) et ces résultats sont déterminés à partir de la table de Mac Grady (Rejsek, 2002 ; Rodier, 2009).

Les différentes méthodes analytiques utilisées pour la recherche des germes de pollution sont représentées dans le tableau II.3.

Source : Dahel, 2009

81

Tableau II.3. Méthodes analytiques utilisées pour la recherche des indicateurs bactériologiques de pollution

N°	Germes recherchés	Temps et températures d'incubation	Description de la méthode	Milieux de culture	Références
1	COLIFORMES TOTAUX ET FECAUX	37°C pendant 24h, en absence de résultats prolonger à 48 h pour les 2 germes 24h à 37°C pour les CT et 44 °C pour les CF.	Ensemencement en milieu liquide	Milieux présomptifs ? Milieux liquides de Bouillon Lactose Bilié au Vert Brillant (BLBVB). Selon Afnor NF T90-413. Milieux confirmatifs ? Milieux liquides d'eau peptonée exempte d'indole. Selon Afnor NF T90-413.	Rodier, 2009 et Rejsek, 2002
2	STREPTOCOQU ES FECAUX	24h ou 48h à 37°C 24h à 37°C	Ensemencement en milieu liquide	Milieux présomptifs ? Milieu de Rothe selon Afnor NF T90- 411. Milieux confirmatifs ? Milieu de Litsky (liquide) selon Afnor NF T90-411.	Rejsek, 2002

82

II.3.3.2.1 Coliformes totaux et fécaux

Sous le terme de «coliformes» est regroupé un certain nombre d'espèces bactériennes appartenant en fait à la famille des Enterobacteriaceae. La définition suivante a été adoptée par l'Organisation Internationale de standardisation (ISO). Le terme «coliforme » correspond à des organismes en bâtonnets, non sporogènes, gram négatifs, oxydase négatifs, facultativement anaérobies, capables de croître en présence de sels biliaires ou d'autres agents de surface, possédant des activités inhibitrices de croissance similaires, et capables de fermenter le lactose (et le mannitol) avec production d'acide et d'aldéhyde en 48 heures, à des températures de 35 à 37 °C.

Les coliformes sont intéressants car un très grand nombre d'entre eux vivent en abondance dans les matières fécales des animaux à sang chaud et de ce fait, constituent des indicateurs fécaux de la première importance. Les coliformes fécaux sont appelés aussi les coliformes thermo-tolérants, ce sont des coliformes qui fermentent le lactose à 44°C.

Pour la détermination des coliformes totaux et fécaux, on a utilisé

l'incubateur DNP- 9030A.

1° Recherche et dénombrement des Coliformes totaux et fécaux

Conformément à la norme NF T90- 413, il consiste à utiliser des milieux liquides de bouillon lactose bilié au vert brillant (BLBVB), dans des tubes munis de cloches de Durham (figure II.13). La présence des germes recherchés se traduit par :

? un virage de couleur dans toute la masse liquide.

? un dégagement de gaz dans les cloches.

83

1. Mode opératoire

La colimétrie comporte deux tests :

· un test présomptif et

· un test confirmatif.

Le dénombrement est effectué suivant la méthode du nombre le

plus probable (NPP) de la table de Mac Grady (Annexe 1).

2. Test présomptif

Le mode opératoire consistait à :

· on prépare 3 séries de 3 tubes chacun contenant 9 ml de bouillon lactose bilié au vert brillant (BLBVB) simple concentration, munis de cloches de Durham ;

· chacun des 3 tubes de la première série reçoit 1 ml de la dilution 10⁰ (solution mère) ;

· les tubes de la deuxième et troisième série reçoivent respectivement 1 ml de la dilution 10^-1 et 1 ml de la dilution 10^-2 ;

· agiter pour homogénéiser, sans faire pénétrer l'air dans la cloche de Durham ;

· l'ensemble des tubes ainsi préparés est incubé à 37° C pendant 24 h;

· observer d'abord le changement de couleur ou non dans les tubes ;

· observer ensuite le trouble dans le milieu, dû à la croissance des bactéries présentes ;

· observer enfin la production de gaz traduite par le soulèvement de la cloche de Durham introduit dans le milieu (au moins 1/10 de la cloche devra être vide) ;

· procéder à la lecture, après le temps d'incubation, en considérant comme « positif » tous les tubes ayant présenté d'abord un trouble du à une croissance microbienne.

84

Remarque : Cette phase de la colimétrie se base sur la propriété commune des Coliformes à fermenter le lactose tout en produisant du gaz ; elle ne permet que de présumer de la présence des coliformes dans l'eau à analyser. De ce fait, l'application du test confirmatif s'impose.

Test confirmatif

Les tubes positifs présentent un virage de couleur ainsi qu'un dégagement de gaz dans la cloche de Durham ; ces derniers sont réensemencés dans des tubes d'eau peptonée exempte d'indole (épreuve Deikman). Pour cela nous prélevons 2 à 3 gouttes que nous rajoutons dans des tubes contenant de l'eau peptonée exempte d'indole. Les tubes sont refermés et incubés à 37°C pour les coliformes totaux et 44 °C pour les CF.

3. Expression des résultats

Le mode opératoire consistait à :

? formation d'anneau rouge à la surface des tubes d'eau peptonée après addition de 2 à 3 gouttes du réactif de Kovacs témoignant de la production d'indole par E. coui, suite à la dégradation du Tryptophane grâce à la Tryptophanase.

? production de gaz dans les cloches des tubes de BLBVB

? nous notons le nombre de tubes positifs et nous exprimons le nombre le plus probable de germes dans 100 ml d'échantillon d'eau, selon la table de Mac Grady (annexe 1).

85

II.3.3.2.2 Streptocoques fécaux

Conformément à la norme NF T 90-411, le principe se résume à la recherche et au dénombrement des Streptocoques en milieu liquide. Alors que les tubes primaires contiennent déjà une certaine quantité d'azide de sodium (milieu de Rothe), le repiquage des tubes positifs se fait sur un milieu nettement inhibiteur avec une concentration plus élevée en azide de sodium et de cristaux violets (milieu Litsky), ne laissant se développer que les Streptocoques ou Entérocoques.

Les streptocoques fécaux sont des bactéries à Gram-, sphériques à ovoïde formant des chainettes, non sporulées, se cultivant en anaérobiose à 44°C et à pH 9,6. La recherche de streptocoques fécaux ne doit être considérée que comme un complément à celle des coliformes thermo-tolérants pour être le signe d'une contamination fécale.

1. Test présomptif

o Conformément à la norme NF T 90-411, nous avons ensemencé 3 séries de 3 tubes contenant 9ml de bouillon de Rothe simple concentration (figure II.14) :

? Une 1^ère série de 3 tubes avec 1ml d'eau à analyser de dilution mère (10⁰) ;

? Une 2^ème série de 3 tubes avec 1ml de la deuxième dilution (10^-1) ; ? Une 3^ème série de 3 tubes avec 1ml de la troisième dilution (10^-2).

o Nous homogénéisons par agitation du contenu des tubes de façon à ce que les bactéries et la concentration en inhibiteurs soient identiques en tout point ;

o Nous incubons les tubes pendant 24 à 48h à 37° C ;

o Les tubes présentant un trouble bactérien sont présumés contenir des streptocoques et sont soumis à un test confirmatif.

86

2. Test confirmatif

Après agitation des tubes positifs nous prélevons 2 à 3 gouttes de chaque tube positif, et nous les repiquons dans un tube contenant du milieu Litsky; nous incubons à 37°C pendant 24 à 48 h. Nous notons le nombre de tubes positifs et nous exprimons le nombre le plus probable de germes dans l'échantillon selon la table de Mac Grady (annexe 1).

II.3.3.2.3 Techniques de quantification bactérienne

Le calcul du nombre le plus probable de germes est effectué en se rapportant à la table de Mac Grady (Annexe 1).

? Cas de l'inoculation de chaque dilution d'eau dans 3 séries de 3 tubes de milieu de culture :

Tableau II.4. Calcul du nombre le plus probable de germes

Tube N°		Dilutions
10^-1		10^-2	10^-3	1
+		+	-	2
+		+	-	3
+		+	-	Résultat
3		3	0

Source : Dahel, 2009

Légende : (+) : Tube positif, (-) : Tube négatif.

? Si nous avons 3 tubes positifs dans la première série 1/10 et 3 tubes positifs dans la deuxième série 1/100, et aucun tube positif dans la troisième 1/1000, alors nous lisons "3.3.0".

? D'après la table de Mac Grady (annexe 1), "330" correspond à 240 germes /100ml d'eau (Tableau II.4).

87

II.3.3.3 Analyse statistique

Les résultats obtenus ont fait l'objet d'un traitement informatique dans le but de garantir leur fiabilité. Les calculs des moyennes, et des écart-types ont été possible grâce au logiciel Excel, tandis que les analyses de la variance et la comparaison des différentes moyennes (ppds) ont été effectuées avec le logiciel Statistix 8.0.

I II.3.3.4 Eléments de calcul

Pour faire une lecture générale des tendances évolutives des concentrations des différents paramètres (Température, pH, Conductivité, Turbidité, oxygène dissous, MES, Azote total (NT), Ammonium (NH4 +), Nitrite (NO2^-), Nitrate (NO3^-), DCO et DBO5) Nous avons procédé aux tracés de leur évolution en fonction du temps pour l'entrée et la sortie du pilote expérimental.

Les performances épuratoires ont été appréciées sur base des abattements des différents paramètres entre l'entrée et la sortie du pilote. Les abattements ont été calculés selon les formules suivantes :

? Abattement physico-chimique (%) = CE - CS x 100

CE

o CE : Concentration moyenne de pollution à l'entrée du pilote expérimental ;

o CS : Concentration moyenne de pollution à la sortie du pilote expérimental.

? Abattement bactériologique (%) = 1-(NgS/NgE) x 100

o Ngs : Nombre moyen des germes à la sortie ;

o NgE : Nombre moyen des germes à l'entrée.

88

CHAPITRE TROISIEME

PRESENTATION DES RESULTATS ET DISCUSSION III.1 Résultats

III.1.1 Paramètres physico-chimiques

1° Température

Figure III.1 : Température des EUB et EUE



Température (°C)

30

29

28

27

26

25

24

28,3

27,3

26,5

26,4

27,1

27

29,9

29

28,1

29,1

28,7

28,3

28

27,9

27,3

27,2

27

26,4

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.1 montre que la température des EUB au mois de septembre est de 28,3 °C, de 27,3 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 26,4 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

89

La température des EUB au mois d'octobre est de 27,1 °C, de 27 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 26,5 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La température des EUB au mois de novembre est de 29,9 °C, de 29 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 28,1 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La température des EUB au mois de décembre est de 29,1 °C, de 28,7 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 28,3 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La température des EUB au mois de janvier est de 28 °C, de 27,9 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 27,3 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La température des EUB au mois de février est de 27,2 °C, de 27 °C pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 26,4 °C pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 3,9 % et 1,4 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

90

2° pH

Figure III.1.2 : pH des EUB et EUE



7,9

8

9

8,6

8,5

8,4

8,3

8,1

7,1

7,3 7,3

7,1

7,3

7,2

7

6,5

6

6,9

6,9

7,7 7,7

7,6

7,5

7,4

7,5

pH

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.2 montre que le pH des EUB au mois de septembre est de 7,3, de 7,2 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 6,9 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le pH des EUB au mois d'octobre est de 8,6, de 8,3 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 7,7 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le pH des EUB au mois de novembre est de 8,4, de 8,3 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 7,7 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le pH des EUB au mois de décembre est de 7,5, de 7,4 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 7,1 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le pH des EUB au mois de janvier est de 7,6, de 7,3 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 6,9 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le pH des EUB au mois de février est de 7,9, de 7,4 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 7,1 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

91

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 7,6 % et 2,5 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

3° Conductivité

Figure III.1.3 : Conductivité des EUB et EUE

600



Conductivité (uS/cm)

543a

181c

246c

247c

253b

265c

291c

294c

306b

329b

333b

363b

367a

387b

412a

417a

529a

500

400

300

200

100

539a

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.3 illustre que la conductivité des EUB au mois de septembre est de 529 uS/cm, de 333 uS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 291 uS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La conductivité des EUB au mois d'octobre est de 367 uS/cm, de 253 uS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 181 uS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La conductivité des EUB au mois de novembre est de 539 uS/cm de 363 uS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 265 uS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

92

La conductivité des EUB au mois de décembre est de 417 ìS/cm, de 329 ìS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 246 ìS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La conductivité des EUB au mois de janvier est de 543 ìS/cm, de 387 ìS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 294 ìS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La conductivité des EUB au mois de février est de 412 ìS/cm, de 306 ìS/cm pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 247 ìS/cm pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 45 % et 29 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

93

4° Turbidité

Figure III.1.4 : Turbidité des EUB et EUE

450

400

402a

Turbidité (NTU)

350

300

250

200



202c

195b

190c

300a 295a

262b

314a 326a

321b

226a

257b

245b

181c

150

100

163b

153c

146c 139c

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.4 montre que la turbidité des EUB au mois de septembre est de 300 NTU, de 195 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 168 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La turbidité des EUB au mois d'octobre est de 295 NTU, de 262 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 202 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La turbidité des EUB au mois de novembre est de 314 NTU, de 245 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 181 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La turbidité des EUB au mois de décembre est de 326 NTU, de 257 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 146 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

94

La turbidité des EUB au mois de janvier est de 402 NTU, de 321 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 153 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La turbidité des EUB au mois de février est de 226 NTU, de 163 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 139 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 46,9 % et 22,5 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

5° Oxygène dissous

Figure III.1.5 : Oxygène dissous des EUB et EUE



Oxygène dissous (mg d'O2/l)

0,5

2,5

1,5

2

1

1,1b

1,3b

1,9a

1,8b

1,9b

2,2a

1,09b 1,08b

1,62b

2a

1,46b

2,3a

1,21b 1,2b

1,32b

1,77a

1,69b

2,12a

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.5 montre que l'oxygène dissous des EUB au mois de septembre est de 1,1 mg d'O2/l, de 1,3 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 1,9 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

95

L'oxygène dissous des EUB au mois d'octobre est de 1,8 mg d'O2/l, de 1,9 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 2,2 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'oxygène dissous des EUB au mois de novembre est de 1,04 mg d'O2/l, de 1,46 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 2 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'oxygène dissous des EUB au mois de décembre est de 1,08 mg d'O2/l, de 1,46 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 2,3 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'oxygène dissous des EUB au mois de janvier est de 1,21 mg d'O2/l, de 1,32 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 1,77 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'oxygène dissous des EUB au mois de février est de 1,2 mg d'O2/l, de 1,69 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 2,12 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

96

6° Matières en suspension (MES)

Figure III.1.6 : Matières en suspension dans EUB et EUE



750

648a

650

482a

402,1a

360a

274,4a

241b

312,2b

281,3b

256,4b

291,5a

550

MES (mg/l)

450

350

250

150

192,4b

173,9b 184,6b

96b 83,5b

139,1b

108b

152,7b

50

Mois

Sept Oct Nov Dec Janv Fev

EUB EUE sans P EUE avec P

La figure III.6 montre que les MES des EUB au mois de septembre est de 274,4, de 139,1 pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 108 pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les MES des EUB au mois d'octobre est de 482 mg/l, de 241 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 192,4 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les MES des EUB au mois de novembre est de 548 mg/l, de 312,2 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 281,3 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les MES des EUB au mois de décembre est de 402,1 mg/l, de 256,4 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 152,7 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les MES des EUB au mois de janvier est de 291,5 mg/l, de 173,9 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 96 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

97

Les MES des EUB au mois de février est de 360 mg/l, de 184,6 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 83,5 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 61,3 % et 44,5 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

7° Azote total (NT)

Figure III.1.7 : Azote total (NT) dans les EUB et EUE

65

60

56,21

52,82

44,31

41,65

40,55

30,54



24,14

22

43,06

NT (mg/l )

55 50 45 40 35 30 25 20

39,94

35,65

32,8

30,61

26 25,39

21,73

23,34

38,18

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.7 montre que l'azote total des EUB au mois de septembre est de 30,54 mg/l, de 24,14 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 22 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

98

L'azote total des EUB au mois d'octobre est de 41,65 mg/l, de 40,55 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 38,18 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'azote total des EUB au mois de novembre est de 26 mg/l, de 25,39 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 21,73 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'azote total des EUB au mois de décembre est de 56,21 mg/l, de 52,82 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 44,31 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'azote total des EUB au mois de janvier est de 43,06 mg/l, de 39,94 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 35,65 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'azote total des EUB au mois de février est de 32,8 mg/l, de 30,61 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 23,34 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 7,3 % et 19,4 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

99

8° Ammonium (NH4 +)

Figure III.1.8 : Ammonium (NH4 +) dans les EUB et EUE



50

40,33

39,01

42,07

40,14

38,11

34,87

26,58

23,46

32,02

28,92

22,81

21,83

20,28

18,45

29,52

27,4

30

45

40

35

30

25

NH4+ (mg/l)

20

15,5

15

10

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.8 montre que l'ammonium des EUB au mois de septembre est de 26,58 mg/l, de 26,46 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 15,5 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'ammonium des EUB au mois d'octobre est de 32,02 mg/l, de 28,92 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 22,81 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'ammonium des EUB au mois de novembre est de 21,83 mg/l, de 20,28 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 18,45 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'ammonium des EUB au mois de décembre est de 42,07 mg/l, de 40,14 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 38,11 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

100

L'ammonium des EUB au mois de janvier est de 39,01 mg/l, de 29,52 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 27,4 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

L'ammonium des EUB au mois de février est de 40,33 mg/l, de 34,87 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 30 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 24,5 % et 10,7 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

9° Nitrite (NO2 -)

Figure III.1.9 : Nitrite (NO2 -) dans les EUB et EUE



0,3

0,26

0,11

0,036

0,03 0,028

0,02 0,02

0,125

0,102

0,076

0,054

0,042

0,026

0,04

0,02 0,01

0,25

0,2

,15

NO2- ₀ (mg/l)

0,1

0,05

0

0,23

0,2

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.9 montre que le nitrite des EUB au mois de septembre est de 0,036 mg/l, de 0,03 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,02 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

101

Le nitrite des EUB au mois d'octobre est de 0,028 mg/l, de 0,02 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,011 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrite des EUB au mois de novembre est de 0,076 mg/l, de 0,054 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,042 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrite des EUB au mois de décembre est de 0,125 mg/l, de 0,102 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,026 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrite des EUB au mois de janvier est de 0,04 mg/l, de 0,02 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,01 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrite des EUB au mois de février est de 0,26 mg/l, de 0,23 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,2 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 44,4 % et 22,2 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

102

10° Nitrate (NO3 -)

Figure III.1.10 : Nitrate (NO3 -) dans les EUB et EUE



NO₃^- (mg/l)

4,5

0,5

3,5

2,5

1,5

4

0

3

2

1

3,44a

2,91a

0,99b 1b

2,68a

1,75a

3,59a

3,27a

0,51b 0,38b

2,49a

2,28a

4,05a

3,98a

2,18a

1,92b

1,5a

1,02b

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.10 montre que le nitrate des EUB au mois de septembre est de 3,44 mg/l, de 2,91 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,99 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrate des EUB au mois d'octobre est de 2,68 mg/l, de 1,75 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 1 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrate des EUB au mois de novembre est de 3,59 mg/l, de 3,27 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,51 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrate des EUB au mois de décembre est de 2,49 mg/l, de 2,28 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 0,38 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le nitrate des EUB au mois de janvier est de 4,05 mg/l, de 3,98 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 1,92 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

103

Le nitrate des EUB au mois de février est de 2,18 mg/l, de 1,5 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 1,02 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 68,4 % et 14,9 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

11° Demande chimique en oxygène (DCO)

Figure III.1.11 : Demande chimique en oxygène (DCO) dans les EUB et EUE



DCO (mg d'O2/l)

450

400

500

250 233,7a

212a 219,3a

200 184,5ab

176ab 176,9ab 179,4ab

150

100

320a

105,8b

148,5b

135,6b

125,2b

462,4a

326,8ab

232,7b

281a 270,6ab

207,9b

350

300

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.11 montre que la DCO des EUB au mois de septembre est de 320 mg d'O2/l, de 176 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 105,8 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DCO des EUB au mois d'octobre est de 212 mg d'O2/l, de 184,5 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 125,2 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

104

La DCO des EUB au mois de novembre est de 219,3 mg d'O2/l, de 176,9 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 135,6 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DCO des EUB au mois de décembre est de 233,7 mg d'O2/l, de 179,4 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 148,5 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DCO des EUB au mois de janvier est de 462,4 mg d'O2/l, de 326,8 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 232,7 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DCO des EUB au mois de février est de 281 mg d'O2/l, de pour 270,6 mg d'O2/l les EUE sans Pistia stratiotes et est de 207,9 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 44,7 % et 23,9 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

105

12° Demande biologique en oxygène (DBO5)

Figure III.1.12 : Demande biologique en oxygène (DBO5) dans les EUB et EUE



346

350

300

DBO₅ (mg d'O2/l)

250

200

150

100

50

273,9

204,9

163 154,3

181,4

167

182,3

173,4

79

128,5

116,

109,1

102,8

92,2 93,4

122

52

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.12 montre que la DBO5 des EUB au mois de septembre est de 116,5 mg d'O2/l, de 79 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 52 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DBO5 des EUB au mois d'octobre est de 163 mg d'O2/l, de 122 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 92,2 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DBO5 des EUB au mois de novembre est de 173,4 mg d'O2/l, de 102,8 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 93,4 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DBO5 des EUB au mois de décembre est de 182,3 mg d'O2/l, de 154,3 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 109,1 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

106

La DBO5 des EUB au mois de janvier est de 346 mg d'O2/l, de 273,9 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 181,4 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

La DBO5 des EUB au mois de février est de 204,9 mg d'O2/l, de pour 167 mg d'O2/l les EUE sans Pistia stratiotes et est de 128,5 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 44,6 % et 16,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

III.2 Paramètres bactériologiques

1° Coliformes totaux (CT)

Figure III.1.13 : Taux de coliformes totaux (CT) dans les EUB et EUE



510

460a

460a

240a

93b 93b

75b 75b

64b 64b

210a

120b

150a

210b

120b

120a

75b

39b

15b

10

CT (germes/100 ml)

410

310

210

110

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.13 montre que les CT des EUB au mois de septembre est de 240 germes/100 ml, de 75 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 15 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

107

Les CT des EUB au mois d'octobre est de 210 germes/100 ml, de 120 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 64 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CT des EUB au mois de novembre est de 460 germes/100 ml, de 93 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 75 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CT des EUB au mois de décembre est de 150 germes/100 ml, de 93 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 64 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CT des EUB au mois de janvier est de 460 germes/100 ml, de 210 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 120 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CT des EUB au mois de février est de 120 germes/100 ml, de pour 75 germes/100 ml les EUE sans Pistia stratiotes et est de 39 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 77 % et 59,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

108

2° Coliformes fécaux (CF)

Figure III.1.14 : Taux de coliformes fécaux (CF) dans les EUB et EUE



460

460

240

240 210

240

210

170 150

150 1

93

93

120

75

20

75 75

1250

1100

CF (germes/100 ml)

1050

850

650

450

250

50

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.14 montre que les CF des EUB au mois de septembre est de 150 germes/100 ml, de 93 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 75 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CF des EUB au mois d'octobre est de 210 germes/100 ml, de 150 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 75 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CF des EUB au mois de novembre est de 240 germes/100 ml, de 150 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 120 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CF des EUB au mois de décembre est de 1100 germes/100 ml, de 460 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 240 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les CF des EUB au mois de janvier est de 120 germes/100 ml, de 93 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 75 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

109

Les CF des EUB au mois de février est de 460 germes/100 ml, de pour 240 germes/100 ml les EUE sans Pistia stratiotes et est de 210 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 65,1 % et 48 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence n'est pas significative.

3° Streptocoques fécaux (SF)

Figure III.1.15 : Taux de Streptocoques fécaux (SF) dans les EUB et EUE



270

93a

75b

28b

48b

39b

150a

120b

93b

75a 75a

64b 64b

48b 48b 48b 39b

150a

240a

220

170

120

70

SF (germes/100ml)

20

Sept Oct Nov Déc Janv Fev Mois

EUB EUE sans Pistia EUE avec Pistia

La figure III.15 montre que les SF des EUB au mois de septembre est de 150 germes/100 ml, de 64 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 39 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les SF des EUB au mois d'octobre est de 75 germes/100 ml, de 64 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 48 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

110

Les SF des EUB au mois de novembre est de 75 germes/100 ml, de 48 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 28 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les SF des EUB au mois de décembre est de 240 germes/100 ml, de 120 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 48 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les SF des EUB au mois de janvier est de 93 germes/100 ml, de 75 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes et est de 48 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Les SF des EUB au mois de février est de 150 germes/100 ml, de pour 93 germes/100 ml les EUE sans Pistia stratiotes et est de 39 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes.

Le taux d'abattement durant la période d'étude est de 68,1 % et 40,8 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. L'analyse statistique de la variance montre que la différence est hautement significative.

111

2.2. DISCUSSION

La température à la sortie de deux bassins (planté de Pistia stratiotes et non planté) présente une légère diminution par rapport à celle des eaux usées brutes (28,2 °C), les EUE avec Pistia stratiotes (27,1 °C) et les EUE sans Pistia stratiotes (27,8 °C) (Figure III.1).

Les valeurs de la température des eaux usées enregistrées sont supérieures à 25°C considérée comme valeur limite de rejet dans le milieu récepteur par l'OMS (2015). De même, ces valeurs sont inférieures à 35°C, considérée comme valeur limite indicative pour les eaux destinées à l'irrigation(J.O de la République Algérienne, 1993).

Selon Ollier et al. (1983), une eau trop chaude ou trop froide peut donner lieu à des accidents surtout sur des jeunes plantes. La température optimale semble se situer aux environs de 25°C pour la plupart des plantes durant la période active de la végétation.

Les EUE avec ou sans Pistia stratiotes répondent à la norme de rejet exigée par l'OMS (25 à 30°C) et est inférieure à la valeur recommandée par la loi algérienne, limitent des paramètres de rejet dans le milieu récepteur à 30°C (journal officiel de la République Algérienne, 1993).

Les résultats obtenus concordent avec ceux obtenus par Belghyti et

al., (2009).

Le pH, indique l'alcalinité des eaux usées dont le rôle capital est favorisé la croissance des microorganismes ayant généralement un pH optimum variant de 6,5 à 8,5. Lorsque le pH est inférieur à 5 ou supérieur à 8,5, la croissance des microorganismes est directement affectée. En outre, le pH est un paramètre important pour l'interprétation de la corrosion dans les canalisations des installations de l'épuration (Belghyti et al., op. cit).

112

Les résultats obtenus sur le pH renseigne que les valeurs de pH mesurées varient peu et ont une moyenne de 7,8 (EUB) dont 7,2 pour les EUE avec Pistia stratiotes et 7,6 pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.2).

Les valeurs obtenues sont comparables à celles trouvées ailleurs pour les eaux usées domestiques qui présentent généralement un pH neutre à basique (Kleche, 2013). En revanche, elles ne sont pas en accord avec celles trouvées par (Tiglyéne et al., 2005 ; Belghyti et al., 2009 ) au niveau des eaux usées d'abattoir.

Les valeurs obtenues pour les EUE avec ou sans Pistia stratiotes restent dans l'intervalle des limites de rejets directs. Elles sont dans les normes exigées par la loi Algérienne limitent des paramètres de rejet dans le milieu récepteur (6 - 8,5) (J.O de la République Algérienne, 1993) et la norme de rejet exigée par l'OMS (6,5 - 8,5) (Anonyme, 2015).

La conductivité électrique (CE) permet d'évaluer la minéralisation globale et d'estimer la totalité des sels solubles dans l'eau (Rodier, 2009). Les valeurs moyennes de la conductivité électrique enregistrées pour les EUE avec Pistia stratiotes (254 ìS/cm) et sans Pistia stratiotes (328 ìS/cm) (Figure III.3) sont inférieures à la norme algérienne qui est égal à 2000 ìS/cm (J.O.R.A, 1993). Ainsi, ces valeurs sont en accord avec les valeurs déterminées antérieurement par (Rahmoun et al., 2013). En effet, elles sont inférieures à celles trouvées par (Hassoune et al., 2006; Souiki et al.,2008 ; Hammadi, 2017).

Les résultats obtenus illustrent que la turbidité pendant la période d'étude pour les EUB est de 310,6 NTU, est de 164,8 NTU pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 240,5 NTU pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.4).

113

Les valeurs enregistrées sont largement supérieures à celles enregistrées pendant la saison pluvieuse dans la rivière Gombe (102 NTU - 197 NTU), Kinkusa (8,47 NTU- 17,8 NTU) et Mangengenge (5,98 NTU - 6,65 NTU) par (Kamb, 2018)

Concernant l'oxygène dissous, la valeur moyenne obtenue pendant la période d'étude pour les EUB est de 1,2 mg d'O2/l, EUE avec Pistia stratiotes est de 2,0 mg d'O2/l et sans Pistia stratiotes est de 1,5 mg d'O2/l (Figure III.5), ces valeurs sont faibles par rapport aux normes de rejet (OMS) oxygène dissous (O2) qui est de 4 mg d'O2/l (Anonyme, 2015). Ce qui infirme l'efficacité du traitement.

Les résultats de cette étude sont en accord avec les résultats obtenus antérieurement par (Hammadi, 2017) qui confirme une forte augmentation dû à l'activité métabolique des Phragmites australis puisque cet oxygène est résultant de leur métabolisme ainsi que du transfert dû à la diffusion de l'air, donc les plantes apportent l'oxygène nécessaire aux réactions de dégradation aérobie de la matière organique et ils sont inférieurs à ceux obtenus par (Derradji, 2015).

Concernant la masse des matières en suspension elle a nettement diminuée. La valeur moyenne des EUB pendant la période d'étude est de 409,6 mg/l, de 153,3 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et de 217,8 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.6). Ces importants résultats sont expliqués par le fait que le bassin planté des Pistia stratiotes permet une bonne élimination des matières en suspension et matières organiques dégradé par l'activité bactérienne au niveau des racines et améliore nettement la capacité de décantation, de plus sa densité présente un obstacle physique pour les particules et permet la clarification de l'eau qui était au départ trouble, ces résultats sont inférieurs à ceux trouvés par Raweh et al. (2011) avec 813 mg/l, plus ou moins similaires à ceux trouvés par Vymazal (2005) et Mimeche et al. (2010).

114

Ces résultats sont supérieurs aux normes Algériennes de rejet direct (35 mg/l) (J.O de la République Algérienne, 1993), aussi supérieure à la norme recommandée par l'OMS, (2015) avec 30 mg/l. Il est cependant connu qu'il est difficile d'obtenir des valeurs plus faibles par le procédé du lagunage, surtout si les bassins de sortie sont le siège d'une intense photosynthèse.

Les résultats enregistrés montrent que les concentrations moyennes en azote total pendant la période d'étude pour les EUB est de 38, 37 mg/l, est de 30,86 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 35,57 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.7). Ces valeurs sont inférieures à la norme Algérienne des rejets directs qui est de 40 mg/l (J.O de la République Algérienne, 1993). Ces résultats prouvent l'efficacité du traitement.

Les mécanismes prédominants dans l'élimination de l'azote dans les lits plantés sont la conversion microbienne sous forme gazeuse et le stockage dans le sol, les détritus et la biomasse végétale. La séquence nitrification-dénitrification est considérée comme le processus majeur d'élimination de l'azote à long terme (Bensmina et al., 2009).

Les macrophytes aquatiques sont dotés d'un espace d'air interne bien développé (aérenchyme) à travers les tissus de la plante qui assure le transfert de l'oxygène vers les racines et les rhizomes. L'oxygène qui diffuse à travers les racines stimule la croissance des bactéries nitrifiantes en particulier Nitrosomonas au niveau de la rhizosphère (Brix, 1997). Ces bactéries assurent la transformation de l'ammonium en nitrites puis en nitrates (Mimeche, 2010).

Le rendement épuratoire en azote total (NT) est de 19,1 % et 7,2 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes, ces valeurs ne dépassent pas 30%, ce qui est faible par rapport au rendement de la station d'épuration de Ben Slimane au Maroc (Brix, op.cit).

115

Les valeurs obtenues après épuration sont inférieures à la norme Algérienne des rejets directs 40 mg/l (J.O de la République Algérienne, 1993). Ces résultats prouvent l'efficacité du traitement avec Pistia stratiotes.

Les résultats de cette étude montrent que la concentration moyenne en ammonuim (NH4 +) pendant la période d'étude pour les EUB est de 33,64 mg/l, est de 25,37 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 29,53 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.8). Ces valeurs sont inférieures à celle trouvées à la lagune de Sidi Senoussi et d'Emir Abdel Kader (Abdelali, 2013).

Le rendement moyen d'élimination de polluant en ammonuim (NH4 +) durant la période d'étude est de 24,5 % et 12,2 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. Ce rendement est inférieur à celui trouvé dans la région d'Ouargla (Algérie) par (Hammadi, 2017) (28,41 %).

Les résultats obtenus montrent que la concentration moyenne en nitrite (NO2^-) pendant la période d'étude pour les EUB est de 0,09 mg/l, est de 0,05 mg/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 0,07 mg/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.9). La moyenne est inférieure aux normes internationales des eaux destinée à l'irrigation (< 1mg/l) selon l'OMS (1989). Le taux d'abattement est de 44,4 % et 22,2 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes, ce rendement est inférieur à celui trouvé dans la région de Ouargla en Algérie (51,61%) par Hammadi, (op. cit).

Kucuk et al. (2003), ont montré, que les macrophytes absorbent principalement de l'azote inorganique sous forme de nitrates (NO3^-) et d'ammonium (NH4 +) ces nutriments sont utilisés par la plante pour la croissance de ses tissus, ils peuvent être emmagasinés dans les racines et rhizomes, les tiges et les feuilles ce qui explique leur diminution dans le bassin planté.

116

Ces concentrations sont légèrement similaire à celles trouvées par Niang, (2002) et Endamana et al., (2003), et à Kenitra au Maroc par El Guamri , (2006), les valeurs extrêmes sont de 1,32 mg/l et 3,54 mg/l.

Les faibles teneurs en nitrates au niveau des EUB sont probablement dues au fait que l'azote contenu dans les eaux résiduaires domestiques a essentiellement une origine humaine. On estime environ 13 g/jour d'azote rejeté par un être humain adulte, sous forme essentiellement organique, présent dans l'urine (Chocat, 1997).

Le taux d'abattement est de 68,4 % et 14,9 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.10). Le rendement pour les EUE avec Pistia stratiotes est supérieur à celui trouvé dans la région d'Ouargla en Algérie (Hammadi, 2017).

La comparaison des concentrations moyennes en nitrates dans les eaux usées analysées avec la norme de qualité des eaux destinées à l'irrigation montre que, ces concentrations sont inférieures à 50 mg/l, ce qui permet de déduire que ces effluents sont acceptables pour l'irrigation des cultures Belghyti et al., (2009).

L'évolution de la DCO est caractérisée par des concentrations moyennes de 279,9 mg d'O2/l pour les EUB, de 148,7 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et de 209 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.11), elles sont nettement supérieures à la norme algérienne (120mg/l) et la norme de rejet de l'OMS (120 mg/l). (J.O.R.A, 1993). Ainsi, ces valeurs sont inférieures à celles obtenues par Belghyti et al., (2009) ; Boutayeb et al., (2012) ;, et supérieurs à celles trouvées par Derradji, (2015).

117

Le rendement d'abattement de la DCO est de 46,8 % et 25,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes, ces valeurs sont inférieures à celles enregistrées dans la station d'épuration de la ville de Ouarzazate (Maroc) (El Hamouri et al., 1993).

Les résultats de cette étude montrent un abattement très important de la DBO5 qui présente une valeur moyenne de 212,5 mg d'O2/l pour les EUB et les valeurs moyennes à la sortie du pilote sont de 129,9 mg d'O2/l pour les EUE avec Pistia stratiotes et d'une valeur moyenne de 166,1 mg d'O2/l pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.12). Ces résultats sont inférieurs à ceux trouvés à Mechraa Belksiri (282,5mg/l) par El Guamri et al., (2006). Ces résultats sont largement supérieurs aux normes des rejets algériens (35 mg /l) (J.O de la République Algérienne, 1993) et de l'OMS (30 mg/l) (Anonyme, 2015).

Le rendement d'abattement de la DBO5 est de 44,6 % et 16,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. Ce rendement est inférieur à celui enregistré dans la station de traitement de Ouarzazate en Maroc (El Hamouri et al., op. cit).

La concentration moyenne des coliformes totaux pendant la période d'étude pour les EUB est de 273 germes/100 ml, est de 63 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 96 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.13). L'abattement de coliformes totaux (CT) est de 77 % et 59,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. Ce rendement est inférieur à celui trouvé dans la région d'Ouargla en Algérie (99,54 % durant 16 jours d'épuration) par (Ayyach et al., 2016 ; Hammadi, 2017). D'âpres les résultats obtenus l'abattement des coliformes totaux avec Pistia stratiotes est excellent.

118

La concentration moyenne des coliformes fécaux pendant la période d'étude pour les EUB est de 380 germes/100 ml, est de 133 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 198 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes (Figure III.14).

Ces résultats sont inférieurs à ceux trouvés dans la ville d'Al-Hoceima, Maroc par (Fouad, 2016). Ils font ressortir que la teneur en germes pathologiques de type coliformes fécaux presque a changée complètement de l'entrée à la sortie du bassin.

L'abattement est de 65 % et 48 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. Ce rendement est inférieur à celui trouvé dans la région d'Ouargla (Algérie) (99,64 % pendant 16 jours d'épuration) (Hammadi, 2017).

La concentration moyenne des streptocoques fécaux pendant la période d'étude pour les EUB est de 131 germes/100 ml, est de 42 germes/100 ml pour les EUE avec Pistia stratiotes et est de 77 germes/100 ml pour les EUE sans Pistia stratiotes (Graphique III.15). L'abattement de streptocoques fécaux (SF) est de 68 % et 41 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes. Ce rendement est inférieur à celui trouvé dans la région d'Ouargla en Algérie (99,92 % durant 16 jours d'épuration) (Dahel, 1999 ; Hammadi, op. cit). Les résultats obtenus permettent de conclure que la dégradation de la pollution bactériologique en ce qui concerne les streptocoques fécaux (SF) est excellente avec Pistia stratiotes.

119

CONCLUSION

La présente étude sur le traitement des eaux usées domestiques par Pistia stratiotes L. dans la commune de la N'sele à Kinshasa/RD CONGO peut servir de point de départ à d'autres expériences dans ce domaine. Elle nous a permis d'une part, de déterminer la capacité de Pistia stratiotes L. à épurer les eaux usées domestiques, d'autre part de proposer une station de phytoépuration dans la Commune de la N'sele.

L'utilisation de Pistia stratiotes L. dans le pilote expérimental permet de réduire presque la quasi-totalité des paramètres physico-chimiques (sauf l'oxygène dissous) et bactériologiques.

Ce mémoire sur le traitement des eaux usées domestiques par Pistia stratiotes L. dans la commune de la N'sele à Kinshasa s'est étalé sur une durée de six mois (du septembre 2018 au février 2019) avec un échantillonnage de 48 prélèvements analysés au Laboratoire de microbiologie de l'Université de Kinshasa et au Laboratoire de la division d'assainissement.

Le suivi de l'évolution des paramètres de pollution des eaux usées depuis l'entrée du pilote expérimental et sa sortie laisse voir des abattements moyens très satisfaisants. Les abattements moyens sont de 62,5 % pour les EUE avec Pistia stratiotes et 46,8 % sans Pistia stratiotes pour les MES, avec un abattement moyen de 19,1 % pour les EUE avec Pistia stratiotes et 7,2 % EUE sans Pistia stratiotes pour le NT, sont de 46,8 % et 25,3 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes pour la DCO, sont de 38,8 % et 21,8 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes pour la DBO5, sont de 77 % et 60 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes pour le CT, sont de 65 % et 48 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes pour CF et enfin, sont de 68 % et 42 % respectivement pour les EUE avec Pistia stratiotes et EUE sans Pistia stratiotes pour les SF.

120

Après le traitement biologique (EUE avec Pistia stratiotes), la température et le pH ne varient pratiquement pas. Mais par contre il a été noté une diminution de la conductivité électrique. Les paramètres relatifs à la pollution organique (turbidité, matières en suspension, demande chimique en oxygène et demande biologique en oxygène) diminuent beaucoup entre les eaux usées brutes (où on enregistre les valeurs les plus élevées) et les eaux usées traitées où on enregistre les valeurs les plus faibles.

D'après les résultats des différents paramètres : température, pH, conductivité, turbidité, MES, NT, NH4 +, NO2 -, NO3 -, DCO et DBO5, il ya lieu de remarquer que les eaux usées épurées sont conformes aux normes de rejet Algériennes et de l'OMS pour la réutilisation en irrigation.

Au terme de cette étude, il convient de retenir que l'hypothèse a été vérifiée et confirmée.

La performance épuratoire des eaux usées avec Pistia stratiotes sous le climat tropical est satisfaisante pour leur dépollution. Il faut également noter de façon globale que la filière d'épuration avec Pistia stratiotes est très bien adaptée au contexte de la commune d'étude suite à l'accessibilité des substrats et aux conditions climatiques, pour ce faire il peut être recommandé pour d'autres centres urbains et ruraux similaires. Cette filière d'épuration est capable de produire une bonne qualité de rejet.

Le présent travail pourra être poursuivi durant les deux saisons de l'année ; afin d'ouvrir des ébauches sur des travaux concernant :

? l'utilisation de plusieurs macrophytes pour comparer le pouvoir épurateur de chacune,

? l'identification de toutes catégories de microorganismes (protozoaire, métazoaire, virus, etc.)

? l'effet et le rôle de chaque bactérie détectée dans cette étude dans la phytoépuration.

121

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES

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IV. OUVRAGES

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3. Doulaye KONE, 2002, epuration des eaux usées par lagunage à Microphytes et à Macrophytes en afrique de l'Ouest et du centre: état des lieux, performances épuratoires et critères de dimensionnement, thèse en environnement naturel, architectural et construit, côte d'ivoire, 165p.

4. Hammadi Belkacem, 2017. Lagunage Aéré en Zone Aride Performances Epuratoires, Paramètres Influents : Cas de la Région d'Ouargla, thèse en Chimie Analytique et Contrôle de l'Environnement, L'Université KASDI Merbah-Ouargla, Alger.

5. Hassoune E., Bouzidi A., Koulali Y., Hadarbach D, 2006. Différents filières de traitement des eaux université Ibn Zohr Ecole Nationale des Sciences Appliquées d'Agadir. 220pp.

6. Herteman, M. 2010. Evaluation des capacités bioremédiatrices d'une mangrove impactée par des eaux usées domestiques. Application au site-pilote de Malamani, Mayotte. Thèse Université de Toulouse. ISSN : 2111-4706.

7. Kafinga L. 2013. Incidence des eaux usées sur la santé de la population infantile de l'environnement urbain de Kinshasa : Cas de la commune de Kimbanseke (R.D.C). Thèse de doctorat en sciences de la santé : Université Pédagogique Nationale, 233p.

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8. Kamb T.J.C., 2018, structure des peuplements des macroinvertébrés benthiques et évaluation de la qualité biologique et écologique des rivières Gombe, Kinkusa et Mangengenge à Kinshasa/ RD Congo, Thèse de doctorat, Faculté des sciences, UPN, 223p

9. Khlifi M., (2006) : Traitement des eaux par les macrophages, thèse de doctorat en chimie université de Tunis 7 novembre, 102p.

10. Kleche M, 2013. Utilisation des systèmes biologiques dans l'épuration des eaux usées, Thèse Université de Toulouse. ISSN : 1259-3709.

11. Kostman, T. A. and Franceschi, V. R. (2000). "Cell and calcium oxalate crystal growth is coordinated to achieve high-capacity calcium regulation in plants." Protoplasma. [print] 2000 214(3-4): 166-179. Thèse de doctorat, l'Universite Badji-mokhtar, Annaba, 116p

12. Tangou T.T (2014). Etude et modélisation de la contribution des macrophytes flottants (Lemna minor) dans le fonctionnement des lagunes naturelles. Thèse de doctorat, Université de liège, Unité Assainissement et Environnement, 225p.

VI. NOTES DE COURS

1. Radoux M. (2006), Qualité et traitement des eaux, cours, Université Senghor d'Alexandrie, Le Caire, Egypte, 300p.

2. Patience Ngelikoto (2016), notes de cours de toxicologie et écofoxicologie, inédit, UPN, Kinshasa.

VII. WEBOGRAPHIE

1. https://fr.m.Wikipédia.org, consulté le 7 octobre 2019

134

TABLE DES MATIERES

DEDICACES i

REMERCIEMENTS ii

LISTE DES ABREVIATIONS iv

LISTE DES FIGURES ET PHOTOGRAPHIES vi

LISTE DES TABLEAUX viii

LISTE DES ANNEXES ix

TABLE DES MATIERES 134

INTRODUCTION 10

2. Problématique 12

3. Hypothèse 14

4.1 Objectif général 14

4.2 Objectifs spécifiques 15

5. Intérêt 15

6. Subdivisions du travail 16

CHAPITRE PREMIER 17

DEFINITION DE QUELQUES CONCEPTS DE BASE ET

GENERALITES SUR LES EAUX USEES 17

I.1 DEFINITION DES QUELQUES CONCEPTS DE BASES 17

1° Eaux usées physiques 19

2° Eaux usées chimiques 19

3° Eaux usées biologiques 19

1° Origine industrielle 20

2° Origine domestique 21

3° Origine agricole 21

4° Origine pluviale 22

I.2.3 Composition des eaux usées 23

I.2.4 Incidences des effluents d'eaux usées municipales 31

I.2.5 Réutilisation des eaux usées 35

I.2.5.1 Historique de la réutilisation des eaux usées . Erreur ! Signet non défini.

I.2.5.2 Utilisation agricole 36
I.2.5.3 Risques potentiels de la valorisation agronomique des eaux usées

Erreur ! Signet non défini.

I.2.5.4 Utilisation destinées aux loisirs 38

I.2.6 Production d'eau potable 38

135

I.2.7 Avantages environnementaux d'utilisation des eaux usées 39

I.2.8 Traitement des eaux usées 40

I.2.9 Avantages et inconvénients de la Phytoépuration 46

I.2.10.1 Normes de rejet de l'Organisation Mondiale de la Santé 50

I.2.10.2 Législation congolaise sur la gestion des déchets 51

I.3 Description de la plante : Pistia stratiotes (L.) 55

CHAPITRE DEUXIEME 59

MILIEU D'ETUDE, MATERIEL ET METHODES 59

II.1 MILIEU D'ETUDE 59

II.1.1 Aperçu historique de la commune de la N'sele 59

II.1.2 Situation géographique 59

II.1.2.1 Limites territoriales 59

II.1.3 Climat 62

II.1.4 Nature du sol 67

II.1.5 Superficie et population 68

II.1.6 Organigramme de la commune de la N'sele 70

II.1.7 Infrastructures routières et réseau d'assainissement 71

II.1.8 Végétation dominante 71

II.1.9 Hydrographie 71

II.1.10 Principales activités économiques Erreur ! Signet non défini.

II.2 MATERIEL 73

II.3 METHODES 73

II.3.1 Echantillonnage 73

II.3.2 Mise en place du pilote expérimental 73

II.3.3 Méthodes d'analyses 78

II.3.3.1 Détermination des paramètres physico-chimiques 78

II.3.3.1.1 Détermination de la température Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.2 Détermination de pH Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.3 Détermination de la Conductivité (CE) Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.4 Détermination de la turbidité Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.5 Détermination de la teneur de l'oxygène dissous . Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.6 Détermination de la teneur des matières en suspension (MES)

Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.7 Détermination de l'azote total (NT) Erreur ! Signet non défini.

136

II.3.3.1.8 Détermination de la teneur en Ammonium (NH4 +) Erreur ! Signet

non défini.

II.3.3.1.9 Détermination de la teneur en nitrite (NO2^-) Erreur ! Signet non
défini.

II.3.3.1.10 Détermination de la teneur en nitrate (NO3^-) Erreur ! Signet non
défini.

II.3.3.1.11 Détermination de la teneur de DCO Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.1.12 Détermination de la teneur de DBO5 Erreur ! Signet non défini.

II.3.3.2 Méthodes d'analyses bactériologiques 80

II.3.3.2.1 Coliformes totaux et fécaux 82

1° Recherche et dénombrement des Coliformes totaux et fécaux 82

II.3.3.2.2 Streptocoques fécaux 85

II.3.3.3 Analyse statistique 87

I II.3.3.4 Eléments de calcul 87

CHAPITRE TROISIEME 88

PRESENTATION DES RESULTATS 88

III.1 Paramètres physico-chimiques 88

1° Température 88

2° pH 90

3° Conductivité 91

4° Turbidité 93

5° Oxygène dissous 94

6° Matières en suspension (MES) 96

7° Azote total (NT) 97

8° Ammonium (NH4 +) 99

9° Nitrite 100

10° Nitrate (NO3^-) 102

11° Demande chimique en oxygène (DCO) 103

12° Demande biologique en oxygène (DBO5) 105

III.2 Paramètres bactériologiques 106

1° Coliformes totaux (CT) 106

Graphique III.13 : Taux de coliformes totaux (CT) dans les EUB et EUE 106

2° Coliformes fécaux (CF) 108

Graphique III.14 : Taux de coliformes fécaux (CF) dans les EUB et EUE 108

3° Streptocoques fécaux (SF) 109

137

DISCUSSION 111

CONCLUSION 119

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 121

ANNEXE 134

ANNEXE

Annexe 1 : Table de MAC- GRADY

Nombre de tubes positifs			NPP par 100 ml
3 de 10 ml	3 de 1 ml	3 de 0,1 ml
0	0	1	3
0	1	0	3
1	0	0	4
1	0	1	7
1	1	0	7
1	1	1	11
1	2	0	11
2	0	0	9
2	0	1	14
2	1	0	15
2	1	1	20
2	2	0	21
2	2	1	28
3	0	0	23
3	0	1	39
3	0	2	64
3	1	0	48
3	1	1	75
3	1	2	120
3	2	0	93
3	2	1	150
3	2	2	210

138

3	3	0	240
3	3	1	460
3	3	2	1100
3	3	3	>2400

Source: Dahel, 2009

139

Annexe 2 : Résultats des paramètres physico-chimiques et bactériologiques

EAUX USEES EPUREES AVEC Pistia stratiotes													EAUX USEES EPUREES SANS Pistia stratiotes
PARAMETRES PHYSICO-CHIMIQUES
PAR	SEP		OCT		NOV		DEC		JAN		FEV		SEP		OCT		NOV		DEC		JAN		FEV
	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO	EN	SO
T°	28,3	26,4	27,1	26,5	29,9	28,1	29,1	28,3	28	27,3	27,2	26,4		27,3		27		29		28,7		27,9		27
pH	7,3	6,9	8,6	7,7	8,4	7,7	7,5	7,1	7,6	6,9	7,9	7,4		7,2		8,1		8,3		7,4		7,3		7,3
CON	529	291	367	181	539	265	417	246	543	294	412	247		333		253		363		329		387		306
TUR	300	168	295	202	314	181	326	146	402	153	226	139		195		262		245		257		321		163
OD	1,1	1,9	1,8	2,2	1,09	2,0	1,08	2,3	1,21	1,77	1,2	2,12		1,3		1,9		1,62		1,46		1,32		1,69
MES	274,4	108	482	192,4	648	281,3	402,1	152,7	291,5	96	360	83,5		139,1		241		312,2		256,4		173,9		184,6
NT	30,54	22	41,65	38,18	26	21,73	56,21	44,31	43,06	35,65	32,80	23,34		24,14		40,55		25,39		52,82		39,94		30,61
NH4 +	26,58	15,5	32,02	22,81	21,83	18,45	42,07	38,11	39,01	27,4	40,33	30		23,46		28,92		20,28		40,14		29,52		34,87
NO2 -	0,036	0,02	0,028	0,011	0,076	0,042	0,125	0,026	0,04	0,01	0,26	0,20		0,03		0,02		0,054		0,102		0,02		0,23
NO3 -	3,44	0,99	2,68	1,00	3,59	0,51	2,49	0,38	4,05	1,92	2,18	1,02		2,91		1,75		3,27		2,28		3,98		1,5
DCO	320	105,8	212	125,2	219,3	135,6	233,7	148,5	462,4	232,7	281	207,9		176		184,5		176,9		179,4		326,8		270,6
DBO5	116,5	52	163	92,2	173,4	93,4	182,3	109,1	346	181,4	204,9	128,5		79		122		102,8		154,3		273,9		167
PARAMETRES BACTERIOLOGIQUES
CT	240	15	210	64	460	75	150	64	460	120	120	39		75		120		93		93		210		75
CF	150	75	210	75	240	120	1100	240	120	75	460	210		93		150		150		460		93		240
SF	150	39	75	48	75	28	240	48	93	48	150	39		64		64		48		120		75		93

140

Annexe 3 : Résultats des analyses statistiques

1) Température

Source DF SS MS F P

Traitement 2 4.1111 2.05556 2.50 0.1156

Error 15 12.3333 0.82222

Total 17 16.4444

P = 0.1156 > 0.05 = il n'y a pas de différence significative

2) pH

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 1.77778 0.88889 3.33 0.0634

Error 15 4.00000 0.26667

Total 17 5.77778

P= 0.0634 > 0.05 : pas de différence significative

3) Conductivité

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 141377 70688.7 21.3 0.0000

Error 15 49696 3313.1

Total 17 191074

P=0.000 < 0.05 : différence hautement significative

LSD = 70.832

Traitement Mean Homogeneous Groups

EUB 467.83 A

EUE sans P 328.50 B

EUE avec P 254.00 C

4) Turbidité

Source DF SS MS F P

Traitement 2 59361.8 29680.9 12.7 0.0006

Error 15 35181.8 2345.5

Total 17 94543.6

P= 0.0006 < 0.05 : il y a de différence hautement significative

LSD = 59.598

Traitement Mean Homogeneous Groups

EUB 310.50 A

EUE sans P 240.50 B

EUE avec P 169.83 C

5) Oxygène dissous

Source DF SS MS F P

Traitement 2 1.77778 0.88889 10.0 0.0017

Error 15 1.33333 0.08889

Total 17 3.11111

P = 0.0017 < 0.05 : il y a de différence hautement significative

LSD = 0.3669

Traitement Mean Homogeneous Groups
EUE avec P 1.6667 A

141

EUB 1.0000 B

EUE sans P 1.0000 B

6) MES

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 214921 107461 11.1 0.0011

Error 15 145351 9690

Total 17 360272

P= 0.0011 < 0.05, il y a une différence hautement significative

LSD = 121.14

Traitemen Mean Homogeneous Groups

EUB 409.50 A

EUE sans P 217.50 B

EUE avec P 152.00 B

7) Azote total (NT)

Source DF SS MS F P

Traitement 2 171.00 85.500 0.77 0.4784

Error 15 1655.50 110.367

Total 17 1826.50

P= 0.4784 > 0.05 : il n'y a pas de différence significative

8) Ammonium (NH4 +)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 208.44 104.222 1.60 0.2352

Error 15 979.33 65.289

Total 17 1187.78

P=0.2352 >0.05 : pas de différence significative

9) Nitrite (NO2^-)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 0.00216 0.00108 0.16 0.8521

Error 15 0.10004 0.00667

Total 17 0.10219

P=0.8521 > 0.05 : il n'y a pas de différence significative

10) Nitrate (NO3^-)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 14.6631 7.33157 12.8 0.0006

Error 15 8.5972 0.57315

Total 17 23.2604

P= 0.0006 < 0.05 : il y a de différence hautement significative

LSD = 0.09316

Traitement Mean Homogeneous Groups

EUB 3.0717 A
EUE sans P 2.6150 A

EUE avec P 0.9700 B

142

11) Demande chimique en oxygène (DCO)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 49842 24920.8 4.79 0.0246

Error 15 78049 5203.2

Total 17 127890

P = 0.0246 < 0.05 : il y a différence significative

LSD = 88.767

Traitement Mean Homogeneous Groups

EUB 288.07 A
EUE sans P 219.03 AB

EUE avec P 159.28 B

12) Demande biologique en oxygène (DBO5)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 24034.1 12017.1 3.11 0.0741

Error 15 57943.4 3862.9

Total 17 81977.6

P= 0.0741 > 0.05 : il n'y a pas de différence significative

13) Coliformes totaux (CT)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 145965 72982.4 8.24 0.0039

Error 15 132930 8862.0

Total 17 278895

P=0.0039 < 0.05 : il y a de différence hautement significative

LSD = 115.85

Traitement Mean Homogeneous Groups

EUB 273.33 A

EUE sans P 111.00 B

EUE avec P 62.833 B

14) Coliformes fécaux (CF)

Source DF SS MS F P

Traitement 2 203272 101636 1.88 0.1864

Error 15 809636 53976

Total 17 1012909

P= 0.1864 > 0.05 : il n'y a pas de différence significative

15) Streptocoques fécaux (SF)

Source DF SS MS F P

Traitemen 2 23980.3 11990.2 7.52 0.0055

Error 15 23926.2 1595.1

Total 17 47906.5

P = 0.0055 < 0.05 : il y a de différence hautement significative

LSD = 49.148

Traitemen Mean Homogeneous Groups

EUB 130.50 A

EUE sans P 77.333 B

EUE avec P 41.667 B