Memoire Online - Effets des rejets d'une usine de traitement de la cellulose sur la qualité des eaux du Ntsomo: Etude hydrologique et biologique du cours d'eau

La question de l'eau est incontestablement le problème environnemental qui aura le plus mobilisé l'attention de la communauté internationale ces vingt dernières années. Du sommet de Rio en 1992 à celui de Johannesburg en 2002, en passant par les forums de l'eau tenus à Marrakech en 1997, la Haye en 2000 et récemment celui de Kyoto en 2003, on a noté un intérêt particulier accordé à la production d'eau potable et sa mise à la disposition d'un grand nombre de personnes. Ces objectifs passent par une meilleure gestion des ressources en eau.

Les industries, les villes et l'agriculture déversent des quantités non négligeables d'effluents et de déchets divers plus ou moins traités dans la nature et contaminent cette ressource vitale. Un chiffre illustre à lui seul le poids économique et social d'une eau polluée : 80 % des maladies de la population mondiale sont dues à l'eau (Cazalas & Gautron, 1993).

Au Cameroun, l'utilisation des cours d'eau pour l'évacuation des déchets liquides des villes et des industries est la cause première de la dégradation de la qualité des eaux (Foto, 1991). Malgré la construction des stations d'épuration par les promoteurs des cités à Yaoundé, le problème de pollution de l'environnement par les eaux usées demeure tout entier à cause du dysfonctionnement ou de l'arrêt de ces installations, suite à une mauvaise exploitation (Sikati, 1998). L'enrichissement des eaux en matières nutritives entraîne une série de changements symptomatiques tels que la dégradation de leur qualité physico-chimique, l'accroissement de la production d'algues et de macrophytes, et d'autres modifications considérées comme indésirables et néfastes aux divers usages de l'eau (Meybeck, 1998). Il en résulte ainsi une dégradation des écosystèmes aquatiques qui se manifeste par la destruction de l'habitat, la perte de la diversité biologique et de la qualité de l'eau (Neckmen, 1999).

Les travaux effectués sur le réseau hydrographique du Mfoundi, précisément sur le Mfoundi et l'Abiergué (Foto, 1989, 1991), sur l'Ekozoa (Ajeagah, 1997), sur le Mfoundi et l'Abiergué (Foto & Njiné, 1997), sur l'Abiergué (Ngangué, 1999), sur l'Aké, l'Ebogo, l'Ewoué, le Tongolo et le Ntem (Foto et al., 2002) montrent que ces cours d'eau sont sujets à une pollution essentiellement organique. Djuikom (1998) indique des risques graves de contamination par des germes pathogènes d'origine hydrique, liés à l'usage des eaux des cours d'eau de ce réseau hydrographique par les populations.

Le but de cette étude est d'évaluer la qualité des eaux du Ntsomo, un ruisseau du même réseau hydrographique que les précédents, qui se singularise par la pauvreté des données y afférant dans la littérature. Après détermination de la situation hydrogéographique et hydrologique du Ntsomo, l'impact de l'action anthropique sur la qualité physico-chimique de ses eaux sera évalué. Le recours à la méthode des saprobies et l'application des indices de diversité à l'inventaire des peuplements du milieu conduiront à la détermination du niveau de pollution de ce cours d'eau. L'intérêt sera par la suite porté sur l'évaluation du risque épidémiologique d'origine hydrique lié aux usages des eaux du Ntsomo. La présente étude s'articule sur trois chapitres dont le premier est consacré à la revue de la littérature. Le second chapitre renseigne sur le cadre géographique de l'étude et expose les méthodes et techniques utilisées. Les résultats et la discussion qui découle de leur interprétation font l'objet du troisième chapitre, suivi de la conclusion, des perspectives et des recommandations.

I .1- Généralités sur les milieux aquatiques

On estime à 1.360 millions de km³ le volume d'eau accumulé sur la terre dont 99,5 % se trouve sous la forme salée ou glacée, et 0,5 % seulement (soit environ 7 millions de km³) sert d'eau utile à la vie à la surface de la terre (Cazalas & Gautron, 1993).

- les eaux de surface (cours d'eau, lacs, étangs, barrages, réservoirs, etc...).

L'eau, qui sous ses trois états (liquide, solide, gazeux) joue un rôle considérable sur la terre, est un élément dont dépendent d'une façon extrêmement étroite les êtres vivants à respiration aquatique (Arrignon, 1998). Les plans d'eau sont des écosystèmes aquatiques que Verneaux (1980) définit comme des ensembles intégrés du milieu (dissocié en composantes ou paramètres) et des peuplements associés (espèces vivantes), ou comme des unités fonctionnelles résultant de l'ensemble des relations, des interactions existant entre espèces, entre paramètres puis entre espèces et milieu.

L'énergie qui est fournie par le soleil est utilisée par les organismes producteurs (plancton végétal, macrophytes aquatiques et bactéries autotrophes) pour fabriquer de la matière vivante végétale selon le processus de photosynthèse. Cette matière végétale est consommée et transformée par le plancton animal, qui est à son tour ingéré par les poissons carnivores et autres prédateurs (fig.1).

Les fluctuations plus ou moins grandes que peuvent présenter les caractères physico-chimiques du milieu aquatique conditionnent la présence ou l'absence de certaines espèces animales ou végétales (Tuffery, 1980). Ainsi, les espèces à caractère sténoèce sont les premières touchées par les infimes perturbations, tandis que les organismes de type euryèce pourront supporter sans dommage les fluctuations sensibles des facteurs abiotiques, si celles-ci restent dans la gamme biologiquement tolérable.

Fig.1- Schéma représentatif d'un écosystème aquatique d'après Arrignon (1998)

Les cours d'eau sont l'objet de diverses utilisations. L'aspect essentiel reste la satisfaction des besoins en eau potable (Anonyme, 1996), mais on peut également citer la production d'énergie hydraulique (étroitement liée au débit), l'alimentation des entreprises industrielles en eau, l'irrigation, l'assainissement des terres, l'évacuation des déchets, l'abreuvement du bétail, la navigation, la pêche, le tourisme, le sport nautique, les loisirs, etc...

I.1.2 - Pollution des hydrosystèmes

Selon Leynaud & Verrel (1980), un cours d'eau est considéré comme étant pollué lorsque la composition ou l'état de ses eaux sont directement ou indirectement modifiés du fait de l'action de l'homme dans une mesure telle que celles-ci se prêtent moins facilement à toutes les utilisations auxquelles elles pourraient servir dans leur état naturel.

La pollution peut être classée suivant son origine, sa nature physique ou chimique et l'ampleur de ses effets sur la biocénose.

I.1.2.1- Sources ponctuelles et non ponctuelles de pollution

Les effluents ne constituent pas l'unique source de perturbation des écosystèmes aquatiques. En effet, on a tendance à croire que l'impact de l'activité humaine se résume aux rejets d'eaux résiduaires provenant des réseaux d'égouts ou des émissaires industriels. Ces derniers constituent des exemples de sources ponctuelles de pollution. En général, on peut remédier à la situation grâce aux techniques d'assainissement, si on connaît les sources de pollution.

Il est par contre difficile de régler le problème causé par les sources diffuses de pollution (non ponctuelles). Les précipitations acides produites souvent à plusieurs lieux d'un secteur d'étude, les décharges dans le bassin versant, les chemins de débardage, les pâturages, les apports de nutriments dus aux engrais agricoles, les ruissellements urbains, les eaux d'infiltration sont d'autres exemples de sources non ponctuelles de pollution.

I.1.2.2- Nature physique de la pollution

Une pollution de nature physique peut être mécanique, thermique ou radioactive.

Une pollution mécanique est due à une charge importante des eaux en éléments en suspension (particules de charbon, d'amiante, de silice, de sable, de limon, etc...) provenant d'effluents industriels ou d'eaux usées de carrières, ou de chantiers divers.

Une pollution thermique quant à elle est causée par le rejet d'eaux chaudes provenant des centrales électriques ou nucléaires, des sources thermales. A côté de leur influence directe sur les biocénoses, elles ont pour effets indirects:

- une baisse sensible de la teneur en oxygène dissous surtout si le milieu aquatique est chargé de matières organiques (Tuffery, 1980) ;

- une augmentation de la toxicité de certaines substances. Ainsi, la toxicité du cyanure de potassium est multipliée par deux pour un accroissement thermique de 10°C (Tuffery, 1980) ;

- une réduction de la résistance des animaux et une multiplication des agents pathogènes (Arrignon, 1998).

La pollution par les agents radioactifs est pour sa part limitée par le contrôle strict effectué dans les installations nucléaires ; toutefois, les risques demeurent dans certains hôpitaux face aux déchets d'utilisation des radioéléments.

D'après Tuffery (1980), l'immense majorité des nuisances est causée par ce type de rejets parmi lesquels on distingue ceux de nature minérale dominante et les effluents organiques.

La pollution à dominance minérale est le fait d'éléments tels les phosphates, les nitrates, les nitrites, les sulfates, l'ammoniaque rencontrés dans la nature à des concentrations généralement faibles, ou de substances non naturelles à toxicité immédiate ou différée (pesticides, métaux lourds, toxiques détergents etc....) qui s'accumulent dans les tissus des organismes vivants (Arrignon, 1998). Les premiers sont déversés dans le milieu aquatique sous forme d'excédents d'engrais agricoles qui sont entraînés par le ruissellement, le lessivage ou la lixiviation. Si leur charge devient élevée, on observe alors une forte multiplication des populations algales débouchant à l'eutrophisation et au vieillissement précoce du cours d'eau (Tuffery, 1980). Quant aux pesticides, aux métaux lourds et aux détergents, la réponse de leur action sur les biocénoses reste liée à l'espèce. En effet, lorsque la concentration en ces toxiques atteint ou dépasse la dose létale d'un taxon donné, celui-ci meurt.

La pollution à dominance organique a des origines multiples. Les sources principales sont les rejets des agglomérations urbaines, les industries agro-alimentaires telles les laiteries, les conserveries, les tanneries etc... (Tuffery, 1980). Les apports importants de matières organiques agissent sur les organismes (par exemple, les espèces saproxènes disparaissent au profit des groupes saprophiles et saprobiontes), sur la production des biocénoses et le vieillissement des plans d'eau.

En tenant compte de l'ampleur des effets, on peut distinguer la pollution aiguë de la pollution chronique.

Une pollution aiguë entraîne des perturbations à court terme et parfois momentanées du milieu. Elle peut être accidentelle (fuite d'une cuve de fuel domestique, etc...), provoquée ou due à l'absence de maintenance de stations d'épuration quand elles existent (Leynaud & Verrel, 1980).

Une pollution chronique est beaucoup plus dangereuse parce qu'insidieuse, complémentaire et difficile à déceler et à situer. Les chaînes alimentaires sont partiellement ou totalement touchées à travers la bioaccumulation et la bioamplification.

L'altération de la qualité de l'eau, qu'il s'agisse de pollution physique, chimique, minérale ou organique, peut donc entraîner rapidement des substitutions d'espèces en favorisant celles dont la dynamique de population est la mieux adaptée (Roux, 1981).

Leynaud & Verrel (1980) définissent l'autoépuration comme l'ensemble des processus par lesquels le milieu aquatique assure la minéralisation des substances organiques qui y sont déversées. Lorsque la charge apportée est un substrat trophique, l'autoépuration correspond simplement au prolongement de l'évolution naturelle des écosystèmes par le biais de l'épuisement des éléments nutritifs en excès (Schorter, 2001). Cette notion est étroitement liée à la capacité d'assimilation du système qui correspond pour sa part à la charge polluante maximale qui peut être rejetée dans le cours d'eau, sans qu'il ne se produise des modifications importantes des caractéristiques structurales et fonctionnelles des biocénoses (Agence de l'Eau, 1993). Au-delà de la capacité d'assimilation d'un écosystème, la surcharge en éléments exogènes induit des nuisances environnementales et influe sur les usages de l'eau (Schorter, 2001).

Selon Chuzeville (1990), l'hydrologie est la science qui étudie l'eau dans la nature et son évolution sur la terre et dans le sol sous ses trois états (solide, liquide, gazeux). Les conditions hydrologiques du milieu récepteur déterminent de nombreux facteurs physiques comme la dilution, la dispersion longitudinale, la sédimentation et la remise en suspension, l'adsorption, la désorption, les échanges gazeux avec l'atmosphère (Schorter, 2001).

Le profil en long désigne la ligne joignant les points les plus bas du talweg d'un cours d'eau de sa source à son embouchure. L'allure générale présente toujours une forme hyperbolique plus ou moins régulière, la pente des parties en amont étant beaucoup plus forte que celle des parties en aval (Chuzeville, 1990). C'est de cette pente longitudinale que dépendront la vitesse d'écoulement des eaux et la délimitation des cours supérieur, moyen et inférieur.

Le débit indique le volume d'eau écoulé en un point du cours d'eau par unité de temps. Le climat de la région, la perméabilité du terrain et la pente affectent le débit dont les irrégularités subséquentes se traduisent par des crues et étiages variables dans leur rythme et leur conséquence selon le mode d'alimentation du cours d'eau (Arrignon, 1998). Plus les débits sont importants, plus le transport et la dilution sont rapides ; l'hétérotrophie et la sédimentation sont déplacées vers l'aval (Schorter, 2001).

Les milieux aquatiques sont essentiellement suivis par la détermination des paramètres physico-chimiques, car moins compliqués à mettre en oeuvre (Schorter, 2001). Rodier (1996) a rassemblé un certain nombre de critères d'appréciation de la qualité générale de l'eau (tableau 1).

De ce tableau il ressort trois niveaux de qualité de l'eau dont les propriétés sont définies comme suit :

- qualité 1 (1A et 1B) : eau possédant des propriétés requises pour la vie et la reproduction des poissons normalement présents dans la zone écologique considérée, ainsi que pour la production d'eau destinée à l'alimentation humaine après épuration normale ;

- qualité 2 : eau possédant des propriétés requises pour la vie piscicole mais où la reproduction du poisson est aléatoire, permettant la production d'eau destinée à l'alimentation humaine après épuration poussée et stérilisation (traitement tertiaire) ;

- qualité 3 : eau dans laquelle la vie piscicole subsiste, mais qui est impropre à la production d'eau destinée à l'alimentation humaine. Cette eau ne convient qu'à l'irrigation et à la navigation.

Dans ces conditions, l'objectif de qualité recommandable pour la production d'eau destinée à l'alimentation humaine est la qualité 1 et exceptionnellement la qualité 2. Pour les baignades et les loisirs, c'est la qualité 1 qui est recommandable ou exceptionnellement la qualité 2 pour certaines activités de loisirs.

Tableau 1 : Critères d'appréciation de la qualité générale de l'eau d'après Rodier (1996)

Critère de qualité	Valeurs des paramètres déterminant les niveaux de qualité
Critère de qualité	1 A	1 B	2	3
Température	20°	20° à 22°C	22 à 25°C	25° à 30°C
O₂dissous (mg/l)	7	5 à 7	3 à 5	milieu aérobie à maintenir en permanence
O₂dissous en % sat.	90 %	70 à 90 %	50 à 70 %	milieu aérobie à maintenir en permanence
DBO₅(mg d'O₂/l)	3	3 à5	5 à 10	10 à 25
Oxydabilité (mg d'O₂/l)	3	3 à 5	5 à 8	-
DCO (mg O₂/l)	20	20 à 25	25 à 40	40 à 80
NH₄ (mg/l)	0,1	0,1 à 0,5	0,5 à 2	2 à 80
Ecart de l'indice biotique par rapport à l'indice normal (10)	1	2 ou 3	4 ou 5	6 ou 7
Fer total mg/l précipité et en solution	0,5	0,5 à 1	1 à 1,5
Mn total (mg/l)	0,1	0,1 à 0,25	0,25 à 0,5
Matières en suspension totales (mg/l)	30	30	30	30 à 70
Matières décantables (mg/l)			<0,5	<1
Couleur (mgPt/l)	10 10 à 20 absence de coloration visible		20 à 40	40 à 80
Odeur	non perceptible		ni saveur, ni odeur	pas d'odeur perceptible à distance du cours d'eau
Substances extractibles au chloroforme (mg/l)	0,2	0,2 à 0,5	0,5 à 1	>1
Graisses et huiles	néant	Néant	trace	présence
Phénols (mg/l)	0,001	0,001	0,001 à 0,05	0,05 à 0,5
Toxique	norme permissible pour la vocation la plus exigeante pour préparation d'eau alimentaire
pH (u.c)	6,5-8,5	6,5 - 8,5	6,5 - 8,5	5,5 - 9,5

La température de l'eau affecte sa densité et sa viscosité (densité maximale à 4°C), la solubilité des gaz, celle de l'oxygène en particulier qui baisse quand la température de l'eau croît (Arrignon, 1998). On note par ailleurs qu'une augmentation de la température accélère considérablement la vitesse des réactions chimiques et biochimiques. Ces dernières consomment de l'oxygène, d'où une aggravation des pollutions organiques par temps chaud ou par réchauffement artificiel des eaux (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998).

L'eau véhicule de fines particules de matières solides en suspension (MES) décelables pondéralement par centrifugation, sédimentation, filtration ou même par spectrophotométrie (Arrignon, 1998). Suivant leur densité et les caractéristiques du milieu récepteur, ces MES se déposent plus ou moins loin en aval, produisant une pollution mécanique et augmentant la turbidité des eaux.

La teneur des eaux en matières en suspension est très variable selon les cours d'eau et est fonction de la nature des terrains traversés, de la saison, des travaux et des rejets (Rodier, 1996). Elle est également le fait de l'érosion accélérée des sols à la suite de déboisements, de surcharges de pâturages ou de mauvaises pratiques culturales.

La nature et la concentration des matières en suspension jouent un rôle prépondérant dans la formation de la couleur des eaux avec une diminution de leur transparence. L'énergie lumineuse disponible pour la photosynthèse peut ainsi se trouver considérablement réduite avec des modifications quantitatives et qualitatives importantes des peuplements végétaux (Leynaud & Verrel, 1980). L'asphyxie des poissons par colmatage des branchies est souvent la conséquence d'une teneur élevée en MES (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998), de même que le colmatage des sédiments de fond avec asphyxie des organismes benthiques et des oeufs des poissons frayant sous les graviers (Tufferry, 1980).

Le pH d'une eau naturelle est lié aux conditions édaphiques (Leynaud & Verrel, 1980) et varie habituellement entre 7,2 et 7,6 (Rodier, 1996). Arrignon (1998) propose pour quelques groupes d'organismes aquatiques une plage de tolérance au pH:

- 6,0 < pH < 7,2 : zone optimale pour la reproduction de la plupart des espèces,

Ces valeurs ne doivent toutefois pas être séparées de celles des autres paramètres notamment la température, l'oxygène dissous, la salinité, l'anhydre carbonique dont elles dépendent.

La conductivité exprimée en microsiemens par centimètre est la conductance d'une colonne d'eau comprise entre deux électrodes métalliques de 1 cm² de surface séparée l'une de l'autre d'1 cm (Arrignon, 1998). Elle permet d'évaluer approximativement mais très rapidement la minéralisation globale de l'eau (Rodier, 1996) comme suit :

Une conductivité électrique supérieure à 1500 uS/cm fait considérer une eau comme inutilisable dans les zones irriguées (Arrignon, 1998).

L'azote est une composante essentielle de la matière vivante qui joue par conséquent un rôle important dans une pollution de type organique (Leynaud & Verrel, 1980). L'azote ammoniacal des eaux superficielles peut avoir pour origine la matière végétale des cours d'eau, la matière organique animale ou humaine, les rejets industriels (engrais, textiles, etc...). Sa présence est à rapprocher de celle des autres éléments azotés identifiés dans l'eau (nitrate, nitrite) et des résultats de l'analyse bactériologique (Rodier, 1996). En dehors des rejets des fabriques d'engrais, l'azote présent dans les effluents domestiques et industriels est essentiellement sous forme réduite. Cette dernière se transforme en nitrites et en nitrates dans les cours d'eau où la teneur en oxygène est suffisamment élevée (Leynaud & Verrel, 1980). La vie aquatique peut être atteinte pour des concentrations d'environ 2 mg/l et un pH de 7,4 à 8,5. La forme ionisée est moins toxique que celle qui est non ionisée.

Le phosphore est à la fois le métalloïde le plus nécessaire à la vie aquatique et celui qui se présente sous la forme la plus simple : celle de l'orthophosphate. La présence de phosphates dans les eaux naturelles est liée à la nature des terrains traversés, à la décomposition des matières organiques et à l'utilisation des détergents. La grande partie du phosphore organique provient également des déchets du métabolisme des protéines et de son élimination sous forme de phosphates dans les urines par l'homme (Sawyer & Mc Marty, 1978).

Il est le facteur majeur affectant la biomasse algale dans les systèmes d'eau douce (Hecky & Kilham, 1988). Le dosage des phosphates permet d'apprécier le degré de trophie ainsi que celui de la pollution des eaux (Duchaufour, 1997).

La teneur en oxygène dissous peut être utilisée comme critère de qualité des eaux de surface. Sa solubilité dans l'eau est liée à certains facteurs. Ainsi, l'augmentation de la température de l'eau entraîne une baisse de la solubilité de l'oxygène dissous, celle-ci augmentant avec les pressions atmosphériques croissantes (Rodier, 1996 ; Arrignon, 1998).

L'oxygène de l'eau provient de son contact avec l'air, sa dissolution étant facilitée par le brassage. Elle a également une origine biologique par la fonction chlorophyllienne exercée par les végétaux du périphyton, les algues planctoniques, ainsi que les phanérogames aquatiques dans les zones littorales des plans d'eau (Arrignon, 1998). Parmi les causes de variation de sa teneur, on peut citer la présence des matières organiques oxydables, des organismes, des germes aérobies, des graisses, des hydrocarbures, des détergents, ainsi que la perturbation des échanges atmosphériques à l'interface air-eau (Rodier, 1996). Selon la législation française, l'eau n'est potabilisable que si elle contient au moins 5 mg/l d'oxygène dissous (Billen et al., 1999).

La DBO₅d'une eau est la quantité d'oxygène nécessaire aux microorganismes aérobies pour assurer l'oxydation des matières organiques biodégradables contenues dans un échantillon de cette eau, pendant 5 jours. Sa détermination effectuée tant pour les eaux usées que pour les eaux des cours d'eau pollués permet d'apprécier l'action potentielle des matières organiques contenues dans l'eau sur le bilan en oxygène du milieu récepteur (Leynaud & Verrel, 1980).

La DCO représente la quantité d'oxygène consommée dans les conditions de l'essai par les matières oxydables contenues dans un échantillon d'eau. Elle permet d'apprécier la concentration en matières organiques ou minérales, dissoutes ou en suspension dans l'eau.

Avec la DBO, elle constitue un indicateur utile de la demande totale d'oxygène qui peut être imposée à un cours d'eau pour son épuration (Gloyna, 1972).

Un écosystème apparaît comme un ensemble intégré du biotope et de la biocénose, une unité fonctionnelle résultant d'un ensemble de relations et d'interactions existant entre espèces, entre paramètres du milieu, puis entre espèces et paramètres. Les biocénoses soumises à des flots polluants peuvent témoigner par leurs fluctuations de la qualité des eaux qui les abritent et servir ainsi d'indicateurs biologiques de la pollution (Tuffery, 1980). Deux types principaux de méthodes biologiques de détermination de la pollution sont utilisés :

- celles fondées sur la présence d'organismes considérés comme indicateurs d'un type

donné de contamination (analyses bactériologiques, le système des saprobies, etc...),

- celles basées sur l'examen global ou partiel des peuplements aquatiques (analyse

L'un ou l'autre type de méthodes nécessite une connaissance préalable de la biocénose des milieux étudiés, qui se traduit essentiellement par une étude qualitative et quantitative des peuplements.

Le phytoplancton est l'ensemble des organismes microscopiques chlorophylliens, vivant librement en pleine eau (Odum, 1971). Son importance dans le milieu aquatique est due à sa situation à la base du cycle biologique, où il constitue le point de départ de la chaîne alimentaire.

Le dosage des pigments chlorophylliens, après concentration de cellules algales par filtration puis extraction au moyen d'un solvant, permet de déterminer facilement la biomasse phytoplanctonique (Lorenzen, 1967). Une teneur de l'eau de 1ug Chla/l correspond environ à une biomasse phytoplanctonique de 35 ug de carbone par litre (Billen et al., 1999). Ainsi, des valeurs très élevées de chlorophylle a témoignent d'une forte densité algale.

Le zooplancton peut être défini comme un ensemble d'organismes animaux généralement microscopiques vivant en pleine eau et non dotés de mouvements d'amplitude sensible (Angeli, 1980). Il est en majeure partie constitué de Rotifères, d'Arthropodes appartenant aux classes des Cladocères et des Copépodes (Angeli, 1980; Pourriot, 1980).En cas de pollution organique, quelques groupes de protozoaires Ciliés, Rhizoflagellés et Acinétiens deviennent prédominants (Angeli, 1980). On y rencontre également mais de façon sporadique, les organismes de la classe des Héliozoaires, des Thécamoebiens, des Coelentérés, des Turbellariés, des larves de mollusques, quelques Ostracodes, des Hydracariens, des oeufs et larves d'insectes. Ces peuplements sont de bons bioindicateurs de pollution et ils ont également une forte influence sur la biodiversité des milieux dulcicoles (Zébazé, 2000).

Les macroinvertébrés benthiques vivent au fond de l'eau et peuvent être retenus par les filets de maille 0,2 mm de large (Brönmark & Hansson, 2000). Ils sont étroitement liés aux habitats aquatiques, leur abondance et la structure de leurs communautés étant en relation avec l'état physico-chimique du cours d'eau (Knorr & Fairchild, 1987 ; Rosenberg & Resch, 1993). Ils sont directement influencés par les conditions physiques de leur milieu de vie comme la nature du substrat, la forme du lit, la nature et la teneur des détritus ainsi que le couvert végétal (Niemi et al., 1990 ; Richards & Host, 1993). Les variations de la concentration en nutriments et les fluctuations de la production primaire les affectent indirectement (Steward & Robertson, 1992 ; Richards et al., 1993). Les macroinvertébrés permettent d'identifier les perturbations passées du milieu et les effets toxiques de ces perturbations qui généralement ne sont pas détectés par les méthodes physico-chimiques (Steward et al., 2000).

Bien que certaines données apparaissent déjà vers les années 1840 - 1850, c'est essentiellement en 1908 et 1909 que Kolkwitz et Marsson proposent une gamme initiale d'organismes indicateurs des degrés de saprobiontie (Verneaux, 1980). En effet, ces auteurs remarquant que la présence des organismes aquatiques est dépendante de la charge de l'eau en matières organiques, ont entrepris le classement des organismes animaux et végétaux d'eau douce en fonction de leurs préférences ou exigences vis-à-vis des matières organiques (Tuffery, 1980). Quatre principales classes de pollution ont ainsi été définies en fonction des quatre niveaux de saprotrophie:

- les eaux oligosaprobes qui sont des eaux propres, presque saturées en oxygène et pauvres

- les eaux â-mésosaprobes qui sont des eaux modérément polluées, légèrement moins

- les eaux á-mésosaprobes ou eaux moyennement polluées, à minéralisation incomplète ;

- les eaux polysaprobes qui sont des eaux très polluées, pauvres en oxygène et riches en gaz

Cette méthode a été développée sur la faune d'invertébrés benthiques qui colonisent le substrat et qui sont soumis aux éventuelles fluctuations de qualité du support aqueux (Tuffery, 1980). Les prélèvements faunistiques sont menés dans des faciès lentiques et lotiques selon des techniques diverses adaptées à chaque type de substrat.

La détermination systématique des invertébrés, se limitant à préciser selon le cas la famille, le genre ou l'espèce, permet de connaître la composition de la faune en présence et sa diversité. L'indice biotique traduisant la qualité biologique d'une eau par des valeurs numériques conventionnelles variant de 0 à 10 est déterminé, ceci sur la base d'un tableau standard représentant un échantillon caractéristique des grands groupes d'invertébrés aquatiques en fonction de leur survie dans les eaux polluées ( Tuffery, 1980).

La diversité spécifique mesure le rapport entre le nombre d'espèces et le nombre d'individus faisant partie d'un même écosystème ou d'une même communauté. Parmi les indices de diversité couramment utilisés figurent l'indice de Shannon & Weaver (1948) et celui de Menhinick (1964). Un indice de diversité élevé correspond à des conditions de milieu favorables permettant l'installation de nombreuses espèces (Dajoz, 1985).

En tant que décomposeurs, les microorganismes (bactéries et champignons, etc...) sont indispensables à la pérennité des écosystèmes aquatiques. En effet, ils minéralisent les substances organiques apportées au cours d'eau par la pollution organique, participant ainsi au phénomène d'autoépuration (Rivière, 1980). Parmi les microorganismes du milieu aquatique, certains dits pathogènes sont susceptibles de provoquer des maladies chez l'homme et les animaux à sang chaud. Il apparaît en conséquence indispensable de toujours s'assurer que la qualité hygiénique des eaux des réseaux naturels (rivières, étangs, lacs...) s'accorde à leurs usages.

L'analyse bactériologique des eaux permet de rechercher les bactéries pathogènes, d'évaluer les risques de contamination par ces bactéries et de contrôler l'efficacité des traitements des eaux (Rodier, 1996). Cette analyse procède par la recherche des bioindicateurs de contamination fécale que Rodier (1996) définit comme des bactéries d'habitat fécal normal et exclusif. Il s'agit notamment des coliformes fécaux et des streptocoques fécaux.

Les coliformes fécaux (CF) ou coliformes thermotolérants sont des bacilles à Gram négatif de la famille des Enterobacteriaceae, non sporulés, oxydases positifs, aérobies ou anaérobies facultatifs. Ils peuvent se développer en présence des sels biliaires ou d'autres agents de surface équivalents. Ils fermentent le lactose avec production d'acide lactique et de gaz en 24 à 48 heures à une température de 41 à 44°C (OMS, 1994).

Quant aux streptocoques fécaux (SF), ce sont ceux du groupe D selon la classification sérologique de Lancefield (Delarras, 2000). Assimilés au groupe des Entérocoques d'après la définition de la norme expérimentale NF XPT 90 - 416 de 1996, ce sont des Cocci en chaînettes (sauf exception), á ou â hémolytiques et à Gram positif (Delarras, 2000).

II.1 - Site d'étude

II.1.1 - Cadre géographique

La région de Yaoundé est située à 3°52' de latitude Nord et 11° 32' de longitude Est, l'altitude moyenne approchant 750 m (Santoir, 1995). Le relief est accidenté et la ville s'étend sur plusieurs collines hautes de 25 à 50 m au dessus du plateau (Bachelier, 1959).

Cette région est soumise au climat équatorial d'un type particulier que Suchel (1972) a appelé "climat yaoundéen" et dont les principales caractéristiques sont :

Les deux saisons des pluies et les deux saisons sèches sont d'importance relativement inégale (Pelletier, 1969) et de durée variable d'une année à l'autre (Kuété, 1977).

Sur le plan géologique, tout le sol de Yaoundé dérive d'un matériau quartzo-feldspathique plus ou moins micacé (Pelletier, 1969). De nature rouge latéritique forestier classique, il est insaturé et a un pH acide (inférieur à 5).

La végétation de type forêt dense humide semi-décidue est généralement sillonnée d'un réseau dense de galeries. Elle est fortement influencée par les défrichements (Letouzey, 1985).

Le réseau hydrographique est constitué ici par le Mfoundi et ses affluents ( la Biyémé, l'Olézoa, le Mingoa, l'Abiergué, le Tangwala, le Ntem, l'Ebogo, l'Ewoué, l'Akée, le Nkié, l'Odza) qui arrosent la quasi totalité de la ville. Le Ntsomo qui est un ruisseau de ce réseau hydrographique est localisé dans l'arrondissement de Yaoundé III. Il conflue avec la Biyémé sur la rive droite du Mfoundi, pour se jeter dans le cours inférieur du Mfoundi dans le village Etoa au sud de la ville de Yaoundé (INC, 2000).

Le bassin versant en un point ou dans une section droite d'un cours d'eau, est défini comme la totalité de la surface topographique drainée par ce cours d'eau et ses affluents en amont de ladite section (Chuzeville, 1990).

Le bassin versant du Ntsomo se caractérise par un relief accidenté fait de versants entrecoupés de vallons au fond desquels s'écoulent les eaux du Ntsomo et ses affluents. Les différences d'altitude y sont importantes (altitude minimale de 675 m contre une altitude maximale de 780 m), ce qui donne parfois lieu à des pentes fortes.

Situé dans l'arrondissement de Yaoundé III, ses limites déterminées par les positions des lignes de crêtes traversent plusieurs quartiers qu'il ne recouvre que partiellement. On y retrouve les quartiers Mvolyé au Nord, Nsimeyong I et II à l'Ouest, Efoulan, Obobogo et Ahala I à l'Est ainsi qu'Ahala II au Sud (fig.2).

Il est limité au Nord par la rue ''Abbé Tobbi Atangana" qui s'étend du carrefour Vogt jusqu'au lieu dit "Club France" et culmine à 780 m d'altitude environ.

La limite Est du bassin versant est constituée d'une part par la rue "Martin Abéga" qui va du "Club France" au carrefour Obobogo. Celle-ci se prolonge par la route qui va du carrefour Nsam au carrefour Ahala I (Obam) et longe la voie en latérite qui traverse Ahala I.

A l'Ouest, la limite du bassin versant suit le tracé de la route entre les carrefours Vogt et Shell Nsimeyong d'une part et celui de l'avenue de Mvolyé jusqu'à l'avenue de Nsimeyong d'autre part. De là, elle longe la rue qui mène à Nkolézala en passant par le carrefour Damaze.

Le bassin versant du Ntsomo ainsi présenté et délimité sur la base d'observations faites sur le terrain et de la carte topographique de Yaoundé au 1/15000 (INC, 2000) a un périmètre de 14,115 km. Sa surface est d'environ 6,4180 km² pour une population estimée à 20000 habitants (d'après les données des services techniques de la CUY).

II.1.2.2 - Description du cours d'eau

Le Ntsomo prend sa source à Mvolyé derrière le collège Vogt et s'écoule grossièrement dans la direction Nord- Sud entre les quartiers Efoulan, Obobogo et Ahala I sur la rive gauche, Nsimeyong I et II sur la rive droite (fig.2). Sa longueur est d'environ 5,25 km de Mvolyé à Ahala II où il conflue avec la Biyémé. Ce cours d'eau dont le tiers inférieur se situe dans une zone de broussaille a connu de nombreux aménagements, le plus important étant la construction vers 1952 de l'étang d'Efoulan par élargissement de son lit.

Figure 2 : Bassin versant du Ntsomo : pressions diverses et stations d'étude

Son parcours est traversé par quatre ouvrages de franchissement. L'examen de son profil en long permet de dégager en fonction de la pente longitudinale trois tronçons homogènes. Le cours supérieur du Ntsomo ainsi déterminé et nommé Enyungatwa" par les riverains, s'étend sur 640 m environ de la source jusqu'à l'entrée des eaux dans l'étang d'Efoulan. Cet étang a sa surface partiellement recouverte de Pistia stratiotes et de Nymphea alba, ses berges marécageuses présentant une végétation dominée par Echinochloa pyramidalis, Amarantus viridis, Elisine indica. Le cours d'eau reçoit à ce niveau "l'Etunbedoman", premier tributaire de la rive gauche qui draine la zone de "Club France" et ses environs.

Après l'étang, le ruisseau passe sous le premier ouvrage de franchissement construit entre Nsimeyong I et Efoulan, amorçant ainsi son cours moyen long de 1360 m environ. Ce tronçon s'achève à proximité du second ouvrage de franchissement construit sur la route en latérite qui, venant de Nsimeyong I remonte le quartier Efoulan en allant vers SITRACEL SA. On observe ici une vaste zone inondable occupée de cultures maraîchères alternant avec une végétation à Echinochloa pyramidalis au voisinage immédiat du cours d'eau. Ce dernier y a subi de nombreux recalibrages et dérivations.

Le cours inférieur long de 3250 m s'écoule essentiellement dans une zone de broussaille. Au tiers supérieur de ce tronçon, un affleurement rocheux dans le lit du cours d'eau a provoqué son élargissement, constituant par là - même une vaste zone de baignade et de lessive pour les riverains (photo 1). Deux routes traversent le Ntsomo sur ce tronçon ; la première bitumée joint les carrefours Obobogo et Damaze, la seconde en latérite quitte Nkolézala en direction d'Ahala II. Le tributaire le plus important du Ntsomo est situé sur ce tronçon, à la rive gauche du cours d'eau, où il draine les quartiers 0bobogo, Ahala I et ses environs.

Photo 1 : Zone de baignade et de lessive sur le cours inférieur du Ntsomo

II.1.3 - Pressions anthropiques sur le Ntsomo

Les pressions sur le Ntsomo résultent essentiellement de l'activité anthropique. Elles peuvent être le résultat d'actions directes sur le cours d'eau (effluents non traités, dépôts d'ordures, etc...) ou d'interventions indirectes sur le bassin versant.

II.I.3.1 - Habitat dans le bassin versant du Ntsomo

Si pour l'essentiel, les habitations sont bâties sur les versants, on trouve toutefois bon nombre d'entre elles dans la zone inondable à proximité du cours d'eau. En fonction de la densité de la population, nous pouvons définir trois secteurs principaux:

- un secteur Nord-Est et Est du bassin versant qui constitue la zone de plus forte

- un secteur de plus faible densité au Sud du bassin versant où on observe une vaste

Hormis le quartier résidentiel de "Club France" et ses environs, le reste du bassin versant est fait de zones à habitats spontanés. Son relief accidenté et la faiblesse du réseau routier en font une zone enclavée. L'accès au réseau d'adduction d'eau de la SNEC étant limité, la majorité de la population s'alimente en eau de sources et de puits ; les eaux de surface sont utilisées pour la lessive, la baignade, l'abreuvement des animaux. Les ordures sont déposées dans la nature à proximité des habitations ou directement dans le Ntsomo (photos 2 et 3). Les eaux usées sont évacuées à même le sol. Presque toutes les habitations sont dépourvues de fosses septiques. Quant aux latrines, certaines sont munies de tuyaux exutoires, déversant leur contenu dans le ruisseau (photo 4).

Photo 2 : Importante décharge publique à l'Est du bassin versant du Ntsomo

Photo 4 : Latrine construite sur la berge avec un exutoire dans le lit du Ntsomo

II.1.3.2- Activité Agricole

L'activité agricole dans cette zone est de type traditionnel. Les espaces cultivés se trouvent surtout à proximité du lit du Ntsomo pour faciliter l'irrigation. Les dimensions relativement limitées des champs et les cultures essentiellement vivrières attestent d'une activité destinée à l'autosuffisance alimentaire des familles. Dans les secteurs environnant les cours supérieur, moyen et inférieur du Ntsomo, on trouve respectivement des champs cultivés, des cultures maraîchères et bananeraies, une broussaille progressivement occupée par des champs. De nombreuses rigoles de dérivation sont pratiquées sur le cours d'eau afin de

faciliter l'irrigation des champs, ce qui n'est pas sans conséquence sur la qualité des eaux du ruisseau.

Trois formes d'élevage sont pratiquées dans notre zone d'étude : l'aviculture, l'élevage des porcins et de petits ruminants, tous de type traditionnel et donc caractérisés par la divagation plus ou moins permanente des animaux, les porcins notamment. Ces élevages constituent de véritables sources d'approvisionnement en viande et en oeufs pour les populations, mais ils sont aussi à l'origine de nuisances telles les odeurs nauséabondes, la prolifération d'insectes nuisibles, la destruction des cultures par les animaux, la pollution du cours d'eau par leurs effluents chargés de lisiers (photo 5).

II.1.3.3- Activité Industrielle et autres

L'activité industrielle ici est représentée par l'installation à la limite Est du bassin versant, à 50 m du carrefour Obobogo, d'une société de traitement de la cellulose dénommée SITRACEL S.A qui déverse ses effluents non traités dans l'environnement immédiat du Ntsomo (Photo 6). De même, à proximité du palais "Charles ATANGANA" se trouvent un centre hospitalier et un petit marché de vivres frais qui constituent d'autres sources de pollution du milieu naturel.

Photo 6 : Effluents industriels non traités déversés dans la nature par SITRACEL S.A

II.1.4 - Stations d'étude

La station d'étude est définie comme une portion du cours d'eau située entre deux radiers et ayant une longueur au moins égale à dix fois la largeur du lit mineur. Ces stations d'étude ont été choisies en tenant compte de leur accessibilité, mais surtout de leur situation par rapport aux sources de pollution et en fonction de la densité de population humaine du bassin versant. Après des évaluations préliminaires de la teneur en oxygène dissous tout le long du cours d'eau, quatre stations d'étude ont été retenues :

* station 1 (ST1). Elle est située au niveau de la source du Ntsomo, dans un champ cultivé

* station 2 (ST2). Elle se trouve à une cinquantaine de mètres en aval de l'étang

d'Efoulan, soit 700 m environ de la source. Cette station bénéficie de l'ombrage d'une importante couverture d'arbres fruitiers et de bananiers. La végétation herbacée en ce lieu est dominée par Acantospermum ispidum et Echinochloa pyramidalis.

* station 3 (ST3). Elle se trouve dans le cours moyen du Ntsomo à 1700 m environ de la

source. A une trentaine de mètres en amont de cette station est construite une porcherie dont les effluents (photo 5) sont directement convoyés dans le ruisseau. Les berges sont couvertes d'une végétation où dominent Cyperus distanse et Elesine indica.

* station 4 (ST4). Elle est localisée à environ 3000 m de la source, à une quarantaine de

mètres en aval de la zone de baignade et de lessive (photo 1). La végétation riveraine est très diversifiée en cet endroit et elle est dominée par les espèces Pistia stratiotes, Panicum maximum, Setaria megalophylla et Acrocera amplectens. Par ailleurs, les eaux sont envahies d'algues vertes du genre Spirogyra.

Les paramètres mesurés sont d'ordre hydrologique, physico-chimique et biologique. Ainsi présentés dans l'ordre chronologique de leur réalisation, des études préliminaires ont précédé ces échantillonnages comme présentés dans le chronogramme ci-après :

- de mars à juin 2003, des travaux préliminaires effectués en vue d'une meilleure connaissance du tracé du cours d'eau, de la délimitation de son bassin versant, de l'inventaire des différentes pressions qui s'exercent sur le cours d'eau et son bassin versant, du choix des stations d'étude ;

- les échantillonnages proprement dits ont été effectués au mois d'août 2003 pendant trois semaines. Les deux premières semaines ont été consacrées à l'acquisition des données hydrologiques. Les échantillonnages en vue des analyses physico-chimiques et biologiques se sont déroulés la troisième semaine en deux campagnes espacées de deux jours.

Les données relatives à la section mouillée ont été prises une fois tandis que les mesures de la vitesse d'écoulement ont été faites trois fois de suite pour la même station.

A l'exception de la température de l'eau, prise in situ, toutes les autres mesures physico-chimiques ont été réalisées au laboratoire.

Les échantillons d'eau destinés aux analyses physico-chimiques ont été prélevés dans des flacons en polyéthylène de 1000 ml, puis transportés à température ambiante au laboratoire.

Pour l'étude du zooplancton, 60 litres d'eau ont été passés à travers un filtre à plancton de 64 um d'ouverture de maille, et les échantillons concentrés ont été conservés dans des flacons en polyéthylène de 250 ml pour l'analyse du zooplancton.

Les macroinvertébrés benthiques ont été récoltés à l'aide d'un filet troubleau, puis introduits dans des piluliers en verre transparent contenant une solution d'alcool formol à 4% pour fixation et conservation.

Les échantillons destinés aux analyses bactériologiques ont été prélevés par immersion à la main de flacons en verre borosilicaté stériles de 500 ml. Les échantillons ont été transportés ensuite dans une glacière réfrigérée à 4°C pour réduire les fluctuations de densité bactérienne.

II.3.1 - Profil en long

A l'aide de la carte topographique de Yaoundé au 1/15000 (INC, 2000) et d'un curvimètre, les données relatives à l'altitude et à la longueur du cours d'eau ont été déterminées. La courbe représentant la limite joignant les points les plus bas du talweg du Ntsomo de sa source à son embouchure a également été réalisée. La pente moyenne pour chaque tronçon a été évaluée.

II.3.2 - Section mouillée

Deux piquets plantés de part et d'autre du lit sous-tendent une corde graduée (au centimètre près), perpendiculaire au sens d'écoulement des eaux. Après avoir ajusté la ficelle à l'horizontal à l'aide d'une équerre, une règle graduée (au centimètre près) plongée verticalement a permis de mesurer les profondeurs d'eau et de boue d'une rive à l'autre en suivant la graduation de la corde. Les données recueillies ont permis pour un site donné de représenter et de déterminer la surface de la section mouillée par quadrillage sur papier millimétré. Cette dernière est exprimée en mètres carrés (m²).

Elle a été déterminée par le temps mis par le front d'écoulement d'un colorant soluble (bleu de méthylène) pour parcourir une distance donnée. Elle est rendue en mètres par seconde (m/s).

II.3.4 - Débit

Q = S x V

où,

V = vitesse d'écoulement en m/s,

II.4.1 - Paramètres physiques

II.4.1.1- Température

La température de l'eau a été mesurée in situ, à l'aide d'un thermomètre à colonne de mercure gradué au 1/10°C ; celle de l'air a été prise à l'ombre à 1 mètre au-dessus du sol. Elle est exprimée en degrés Celsius (°C).

La charge en matières en suspension (MES) a été déterminée par gravimétrie. De retour au laboratoire, un volume (V) d'échantillon d'eau est filtré sous vide à travers des membranes en microfibres de verre de type WHATMAN GF/C préalablement séchées pendant une heure à l'étuve à 105°C et pesées. Après filtration, les membranes sont de nouveau portées à l'étuve à 105°C pendant une heure puis pesées. La différence entre les masses M de la membrane après filtration et M₀ avant filtration correspond à la teneur en MES du volume d'échantillon filtré :

II.4.2.1 - pH

La mesure du pH a été faite dès le retour au laboratoire à l'aide d'un pH-mètre digital modèle SCHÖTT GERÄTE CG 818. Les valeurs sont exprimées en unités conventionnelles (u.c).

La conductivité électrique a été évaluée à l'aide d'un conductimètre HANNA série HI 8733. Les valeurs sont rendues en microsiemens par centimètre (uS/cm).

La teneur de l'eau en azote ammoniacal a été mesurée par colorimétrie au spectrophotomètre HACH DR / 2000, selon la méthode de NESSLER. Les résultats sont exprimés en milligrammes par litre (mg/l).

La charge de l'eau en orthophosphates a été déterminée par colorimétrie avec comme réactifs l'aminoacide et le molybdate d'ammonium. La lecture est faite au spectrophotomètre HACH DR / 2000. Les résultats sont donnés en milligrammes par litre (mg/l).

La teneur en oxygène dissous a été mesurée par titration selon la méthode de Winckler, après fixation préalable de l'oxygène sur le terrain. Les résultats sont exprimés en milligrammes par litre (mg/l). Le pourcentage de saturation correspondant à chaque teneur a été obtenu à l'aide de l'abaque de Mortimer (1956).

La DBO₅ a été évaluée par respirométrie à l'aide d'un analyseur à DBO. Les résultats sont présentés en milligrammes d'oxygène par litre (mg d'O₂/l).

La DCO est déterminée suivant la méthode des tubes scellés. L'oxydation se fait à chaud en milieu acide en présence d'un oxydant puissant. Les mesures sont exprimées en milligrammes d'oxygène par litre (mg d'O₂/l).

II.5 - Composantes biologiques

II.5.1 - Chlorophylle a

Pour doser les pigments chlorophylliens, 300 ml d'échantillon d'eau sont filtrés sous vide à travers une membrane filtrante en microfibre de verre de type WHATMAN GF/C de porosité 1,2 um. La membrane est ensuite emballée dans du papier aluminium et portée au dessiccateur contenant du Silicagel où elle séjourne pendant 24 heures. Après dessiccation, l'extraction des pigments se fait par immersion de la membrane dans 10ml de solution d'acétone à 90 % et de carbonate de magnésium à 10 % contenus dans un tube à essai, à 4°C et à l'obscurité pendant 24 heures.

Le tube débarrassé de la membrane est soumis à une centrifugation à 2000 tours/min pendant 15min. La densité optique du surnageant recueilli est lue aux longueurs d'onde 664, 665 et 750 nm au spectrophotomètre HACH DR/2000 (Anonyme, 1985).

Le calcul de la concentration en chlorophylle a est fait sur la base de l'équation proposée par Lorenzen (1967), soit:

[Chla] (ug/l) = [ 26,7 x ( DO₆₆₄-DO₆₆₅ ) x V₁/V₂ ] x 1000 où :

La biomasse phytoplanctonique est chaque fois déduite du calcul de la teneur des eaux en chlorophylle a selon la relation présentée par Billen et al. (1999) soit : 1 ug Chla/l correspond à une biomasse phytoplanctonique de 35 ug de carbone par litre.

Les coliformes fécaux (CF) et les streptocoques fécaux (SF) ont été identifiés et dénombrés par la technique des membranes filtrantes.

L'isolement du type bactérien s'est fait sur la gélose Endo pour les coliformes fécaux et sur milieu SLANETZ et BARTLEY avec réplique sur BEA pour les streptocoques fécaux.

A partir des échantillons d'eau ramenés au laboratoire, une série de dilutions est effectuée. Des quantités aliquotes de chaque série de dilution sont passées dans les conditions stériles à travers des membranes filtrantes en ester de cellulose de type Millipore de porosité 0,45 um. Les membranes sont ensuite placées sur les milieux de culture appropriés et incubées dans une étuve à 37 °C ou 44 °C selon le type bactérien recherché, pendant 24 à 48 heures.

Le dénombrement se fait par comptage des colonies à l'aide d'un compteur de colonies sur fond noir :

- les coliformes fécaux apparaissent sur la gélose Endo comme des colonies roses à rouges foncés de 1 à 2 mm de diamètre, généralement à éclat métallique ;

- les streptocoques fécaux apparaissent après réplique sur BEA comme de petites colonies entourées d'un halo noir.

Les résultats sont exprimés en unités formatrices de colonies (UFC) par 100 ml (UFC/100 ml).

Après homogénéisation, 1ml de l'échantillon est prélevé au moyen d'une pipette calibrée et déposé dans une boîte de Pétri quadrillée.

Les organismes sont déterminés sur le vivant sous une loupe binoculaire stéréoscopique WILD M5, et à l'aide des clés d'identification proposées par Durand & Levêque (1981), Dragesco & Dragesco-Kerneis (1986). Un examen plus fin au microscope s'est avéré nécessaire pour quelques espèces.

Deux séries de comptage ont permis de déduire pour chaque espèce la densité moyenne de peuplement pour le prélèvement. Les résultats sont exprimés en nombre d'individus par litre (ind./l).

Les macroinvertébrés benthiques ont été identifiés au niveau de la famille puis dénombrés. Les spécimens fixés sur le terrain et ramenés au laboratoire ont été examinés et déterminés à l'aide des clés d'identification proposées par Tachet et al. (1980), Durand & Levêque (1981).

Les observations ont été faites sous une loupe binoculaire stéréoscopique de type WILD M5 sur éclairage épiscopique.

La détermination du degré de pollution organique des eaux du Ntsomo a été faite grâce à la méthode de Pantle & Buck (1955), selon laquelle chaque espèce se voit attribuée une "valence saprobiale s" correspondant à son degré de saprobiontie. L'indice saprobique de la station :

D'après les valeurs de l'indice saprobique, les auteurs classent les milieux dans les quatre niveaux de saprobité suivants :

II.6.2 - Utilisation des indices de diversité

Les indices de diversité de Shannon & Weaver (1948) et de Menhinick (1964) ont permis d'évaluer l'impact des pollutions sur la structure de quelques communautés aux différentes stations. Le calcul est fait selon les formules suivantes :

III.1- Mesures hydrologiques

Tableau 2: Résultats des mesures hydrologiques

L'observation du profil en long du Ntsomo (fig.3) laisse entrevoir 3 tronçons de pentes relativement différentes. Le tronçon de plus forte pente (8,59 %) s'étend sur 640 m environ, de la source à l'entrée de l'étang d'Efoulan : c'est le cours supérieur du Ntsomo. Le tronçon de pente moyenne (0,80 %) constitue le cours moyen du Ntsomo avec une longueur estimée à 1360 m. Le cours inférieur qui constitue le dernier tronçon a une pente de 0,18 % et une longueur d'environ 3250 m (tableau 2).

La section mouillée est globalement croissante de l'amont vers l'aval (fig.4). On note

toutefois que la section à la station 3 est inférieure à celle de la station 2, ceci impliquant une accélération de la vitesse d'écoulement des eaux en ce lieu.

La vitesse d'écoulement des eaux prise au niveau des stations d'étude varie de façon

irrégulière quand on va de l'amont vers l'aval (tableau 2). Elle baisse entre les stations 1 et 2, ce qui s'explique par la localisation de la station 1 sur le cours supérieur du Ntsomo où la pente est plus forte (8,59 %), tandis que la station 2 est située à l'entrée du cours moyen où la pente est moyenne (0,80). Toutefois, les autres fluctuations observées sont le fait de la pente du cours d'eau au niveau des stations d'étude.

Le débit du Ntsomo augmente graduellement de la source vers l'embouchure. De 0,787.10^-3 m³/s à la source on atteint 54.10^-3m³/s à la station 4 soit une augmentation d'environ 70 fois (fig.5). Cet accroissement du débit est dû aux apports latéraux des différents affluents débouchant dans le cours principal.

III.2.1- Analyses physiques

La température de l'eau du Ntsomo varie très peu d'une station à l'autre. Les valeurs extrêmes sont 23,5 °C à la station 4 et 25 °C aux stations 2 et 3 (fig.6). On ne note pas de grandes différences entre ces valeurs et celles de la température de l'air prise à l'ombre au niveau des mêmes stations. En effet, l'écart maximal observé est de 1°C. La température de l'air est toujours supérieure ou égale à celle de l'eau.

A l'état de trace à la source, la teneur en matières en suspension est maximale à la station 3 (fig.7). Cette forte teneur (160 mg/l) serait liée aux apports des effluents d'une porcherie située en amont de cette station. Il faut également noter que le rétrécissement du lit du Ntsomo en ce lieu favorise une accélération du courant qui remet les boues en suspension. Hormis cette station, les teneurs en matières en suspension restent inférieures à la valeur considérée normale (= 30 mg/l) par les critères d'appréciation de la qualité de l'eau présentés par Rodier (1996).

III.2.2 - Analyses chimiques

Les valeurs du pH obtenues indiquent que les eaux du Ntsomo sont faiblement acides. De 5,05 à la source, le pH augmente à la station 2 (6,50) et reste pratiquement constant aux stations 3 (6,49) et 4 (6,54) (fig.8). Ces mesures sont très proches de celles indiquées par Ajeagah (1997) sur l'Ekozoa et Ngangué (1999) sur l'Abiergué où le pH se situe entre 6,50 et 6,80. Ces valeurs permettent selon les critères de qualité présentés par Rodier (1996) et Arrignon (1998), de classer les eaux du Ntsomo dans la catégorie des eaux favorables à la reproduction et au développement de la plupart des espèces aquatiques.

La conductivité électrique est faible à la source (141 uS/cm) et très élevée le long du cours d'eau avec un maximum de 1675 uS/cm à la station 2 (fig.9). Les valeurs obtenues pour les stations 2 à 4 sont supérieures à 1000 uS/cm. Arrignon (1998) faisait remarquer que de telles eaux étaient soumises à une minéralisation excessive des matières organiques qui les rendait impropres à l'irrigation. Le maximum obtenu à la station 2 trouve son explication dans la proximité de cette station à l'étang d'Efoulan qui est un milieu lentique, propice à la minéralisation des matières organiques. Cette minéralisation étant essentiellement le fait des bactéries hétérotrophes (Billen et al., 1999).

La teneur en azote ammoniacal est faible à la source (0,05 mg/l) et s'échelonne entre 2,22 mg/l (ST₃) et 2,74 mg/l (ST₂) (fig.10). La teneur en orthophosphates quant à elle varie nettement le long du Ntsomo. La plus forte valeur a été obtenue à la station 3 (12,72 mg/l) et la plus faible à la station 4 avec 1,83 mg/l (fig.10).

La forte concentration de l'eau en orthophosphates observée à la station 3 s'expliquerait par l'apport des effluents de la porcherie qui se trouve dans son voisinage. Les ions orthophosphates sont la forme minérale du phosphore qui est un élément nutritif biogène favorable à la croissance des algues et macrophytes (Hecky & Kilham, 1988). Sa faible concentration à la station 4 serait la conséquence de son pompage par les algues du genre Spirogyra présentes à cette station, de même que par les macrophytes qui abondent dans cette zone de broussailles. Dans l'ensemble, ces teneurs en orthophosphates sont du même ordre de grandeur que celles obtenues sur l'Abiergué par Foto et Njiné (1997). Les mesures de l'azote ammoniacal obtenues sur le Ntsomo sont par contre nettement inférieures à celles indiquées sur l'Abiergué par les mêmes auteurs.

Les valeurs de la DBO₅ sont globalement élevées dans toutes nos stations d'étude. De 40 mg d'O₂/l à la source, la DBO₅ passe à 65 mg d'O₂/l à la station 2 et à 70 mg d'O₂/l aux stations 3 et 4 (tableau annexe 1). Le profil de la DCO a la même allure que celui de la DBO₅ à l'exception de la station 4 où sa valeur (193,80 mg d'O₂/l) est d'au moins deux fois supérieure à celle mesurée à chacune des deux stations précédentes (fig.11).

Ces valeurs de DCO et de DBO₅ sont semblables à celles obtenues sur l'Abiergué par Foto & Njiné (1997) (DCO et DBO₅ comprises respectivement entre 73,50 19,78 mg d'O₂/l et 133,01 34,53 mg d'O₂/l d'une part et 46,64 11,50 mg d'O₂/l et 69,53 22,60 mg d'O₂/l d'autre part). La DBO₅sur le Ntsomo est par contre supérieure à celle indiquée sur l'Ekozoa (DBO₅ 33,30 mg d'O₂/l) par Ajeagah (1997).

Le rapport DBO₅/DCO > 0,50 indique la présence dans l'eau de matières de dégradabilité facile et rapide (Anonyme, 2002). C'est le cas de l'eau du Ntsomo aux stations 1, 2 et 3. La valeur de ce rapport étant inférieure à 0,50 à la station 4, on peut dire que ce ruisseau accumule en ce lieu des substances difficilement biodégradables. Cette situation serait la conséquence du ruissellement jusque dans le cours d'eau des effluents industriels émis par SITRACEL S.A.

· Oxygène dissous

Les valeurs du pourcentage de saturation de l'eau en oxygène dissous obtenues sont faibles dans l'ensemble et ne présentent pas de grande différence d'une station à l'autre. Leur profil décroît continuellement de la source vers l'embouchure, avec une baisse régulière de 0,5 % de saturation en oxygène quand on passe de la station 2 à la station 3 puis 4 (fig.12).

La condition d'une saturation en oxygène d'au moins 50 % nécessaire au maintien d'un pouvoir normal d'autoépuration (Klein, 1959) n'est satisfaite dans aucune des stations d'étude.

Il est intéressant de rapprocher les faibles teneurs en oxygène dissous aux charges en substances organiques biodégradables (DBO₅) qui restent élevées dans toutes les stations, ainsi qu'au fort degré de minéralisation des eaux. La biodégradation de cette importante charge en matières organiques s'accompagnant d'une consommation de l'oxygène dissous par les principaux agents dégradateurs que constituent les bactéries hétérotrophes (Billen et al.,1999) expliquerait les faibles teneurs en oxygène dissous observées.

Les mesures de la teneur des eaux en chlorophylle a et les valeurs de biomasses phytoplanctonique correspondantes sont présentées dans le tableau 3.

On note une augmentation graduelle de la teneur en Chla de la station 2 (3,20 ìg Chla/l) à la station 4 (10,68 ìg Chla/l) (fig.13). La biomasse phytoplanctonique correspondant à chacune des stations d'étude est 112,14 ìg C/l ; 246,71 ìg C/l et 373,80 ìg C/l respectivement aux stations 2, 3 et 4 (tableau 3).

Cette augmentation graduelle de la biomasse phytoplanctonique est à rapprocher de celle du débit dont le profil est similaire. La croissance de la biomasse phytoplanctonique pourrait ainsi s'expliquer par les apports des différents tributaires débouchant dans le cours d'eau principal.

Au cours de cette étude, 444 individus zooplanctoniques ont été dénombrés sur le Ntsomo. Les Rotifères dominent nettement avec 56 % des individus observés, suivis des Arthropodes (19 %) où la super-classe des Crustacés à elle seule constitue les 86 % prédominés par la forme larvaire soit respectivement 249 Rotifères, 86 Arthropodes dont 74 Crustacés avec 50 larves Nauplii (fig.14, tableau annexe 2). Les Ciliés, les Annélides et les Helminthes représentent respectivement 13 %, 6 % et 5 % des individus dénombrés. L'embranchement des Mollusques est le moins représentés avec 1 % des individus observés.

Le profil de la densité zooplanctonique dans le Ntsomo montre une diminution progressive de l'amont vers l'aval (fig.15). Les résultats obtenus par Foto & Njiné (1997) sur l'Abiergué révèlent des densités de 230 ind./ml pour les deux ciliés Paramecium africanum et Colpidium colpada, une valeur supérieure à celle de la totalité des ciliés dénombrés sur le Ntsomo. Cette relative faible densité zooplanctonique serait liée à la faible biomasse phytoplanctonique relevée aux différentes stations d'étude, car selon Pourriot et al., (1982), l'abondance des algues nannoplanctoniques s'accompagne d'un peuplement important d'espèces zooplanctoniques.

La densité zooplanctonique globale à la station 2 est de 199 ind./l où les individus de l'embranchement des Rotifères représentent 64 % des spécimens observés, tandis que Ciliés, Annélides, Helminthes et Arthropodes ont respectivement 10 %, 10 %, 9 % et 7 % (fig.16). L'espèce Notommata pseudocerberus de l'embranchement des Rotifères représente à elle seule près de la moitié de l'effectif zooplanctonique (97 ind./l) à cette station (tableau annexe 2). On y rencontre également les genres Anuraeopsis et Brachionus, indicateurs des eaux â-mésosaprobes et l'espèce Rotoria neptuna qui caractériseles milieux polysaprobes et á-mésosaprobes (Kolkwitz & Marsson, 1908 cités par Verneaux, 1980).

A la station 3 où 154 ind./l ont été dénombrés (tab. annexe 2), on note une prédominance des Rotifères suivis des Ciliés et des Arthropodes avec respctivement 63 %, 18 % et 15 % des effectifs (fig.17). Les espèces dominantes sont Notomanata pseudocerberus et Anuraeopis fissa appartenant toutes à l'embranchement des Rotifères avec respectivement 39 % et 8 % des individus observés. Par ailleurs, la présence de Anuraeopsis fissa est caractéristique des eaux â-mésosaprobes (Arrignon, 1998).

La densité zooplanctonique à la station 4 est nettement moins importante qu'aux deux stations précédentes. On y rencontre 91 ind./l dont 54 % d'Arthropodes, 25 % de Rotifères et 11 % de Ciliés (fig.18). Annélides et Mollusques sont les moins présents avec respectivement 8 % et 2 % des individus dénombrés. Le Rotifère Notommata pseudocerberus dominant aux stations 2 et 3 est totalement absent ici. On y rencontre en outre, des Annélides du genre

Tubifex et des Rotifères du genre Anuraeopsis qui tous deux sont des genres caractéristiques des milieux â-mésosaprobes selon la classification de Kolkwitz & Marsson (1908) cités par Verneaux (1980). Drenner et al., (1993) et Havens (1994) montrent une importante diminution du zooplancton lorsqu'il est exposé aux substances chimiques en mésocosme. La baisse de la densité zooplanctonique observée à cette station vient conforter les présomptions de pollution des eaux par les rejets de SITRACEL. Par ailleurs, cette faible densité zooplanctonique pourrait être la conséquence de la présence de la zone de lessive et de baignade en amont de cette station ; Dejoux (1988) faisait remarquer que les eaux de lessive étaient l'une des causes du dépeuplement faunistique dans les eaux continentales africaines.

Au cours de cette étude, 18 familles de macroinvertébrés appartenant aux embranchements des Mollusques, des Annélides et des Arthropodes ont été identifiées et dénombrées. 107 individus ont été dénombrés le long du Ntsomo, soit 12 annélides (11 %), 38 mollusques (36 %) et 57 Arthropodes (53 %) exclusivement de la classe des Insectes (fig. 19, tableau annexe 3).

Le profil de la densité des Macroinvertébrés le long du Ntsomo indique une plus grande densité à la station 3 (45 ind./ 5 épuisettes), suivie des stations 2 et 4 avec respectivement 36 ind./ 5 épuisettes et 26 ind./ 5 épuisettes ( fig. 20).

A la station 2, on observe 36 ind./ 5 épuisettes dominés par les Mollusques (59 %) dont les familles des Physidae et des Hydrobiidae avec respectivement 14 ind. et 6 ind./5 épuisettes (tableau annexe 3) constituent la moitié des individus dénombrés. On note en outre la présence des Annélides de la famille des Erpobdellidae (tableau annexe 3), qui sont indicateurs des milieux á et â-mésosaprobes (Kolkwitz & Marsson, 1908 cités par Verneaux, 1980).

A la station 3, 45 ind. ont été dénombrés pour 5 épuisettes avec une dominance des Arthropodes de la classe des insectes (62 %), les Mollusques et les Annélides constituant respectivement 29 % et 9 % des spécimens observés (fig.22). Les familles prépondérantes ici sont celles des Chironomidés de l'embranchement des Arthropodes (13 ind. /5 épuisettes)

et celle des Hydrobiidés de l'embranchement des Mollusques. Ces Chironomidés sont par ailleurs caractéristiques des milieux très pollués (Arrignon, 1998).

La densité des macroinvertébrés est moindre à la station 4. On y a dénombré 26 ind./ 5 épuisettes nettement dominés par les Arthropodes (81 %), les Mollusques et les Annélides représentant respectivement 15 % et 4 % (fig.23). Deux familles de l'embranchement des Arthropodes dominent ici : celle des Chironomidae avec 10 ind./ 5 épuisettes et celle des Coenagrionidae avec 7 ind./ 5 épuisettes (tableau annexe 3). Dans les eaux courantes, une certaine quantité d'invertébrés est constamment entraînée vers l'aval suite au phénomène de dérive (Dajoz, 1985). On se serait de ce fait attendu à une plus grande densité de Macroinvertébrés à cette station 4 située vers l'aval. La faible densité de Macroinvertébrés observée ici témoigne de la présence de substances toxiques qui inhibent la prolifération de ces organismes. En outre, elle confirme l'état de pollution des eaux à cette station par des rejets de la SITRACEL relevé par le rapport DBO₅/DCO, se traduisant également par sa très faible densité zooplanctonique.

Le calcul de l'indice de saprobie de Pantle & Buck (1955) des échantillons récoltés au niveau des stations d'étude donne des résultats relativement similaires (tableau 4) qui indiquent que les stations 2, 3 et 4 se situent dans la zone â-mésosaprobe (1 = S = 2,5).

Ces résultats confirment ceux des analyses physico-chimiques, qui montrent des mesures de DBO₅ sensiblement égales d'une station à l'autre. La valeur relativement élevée de cet indice à la station 2, liée à la présence d'espèces indicatrices des milieux á-mésosaprobes et polysaprobes s'expliquerait par la proximité de cette station avec l'étang d'Efoulan situé en amont, en état d'eutrophisation avancée.

La qualité globale des eaux du Ntsomo reste toutefois meilleure à celle indiquée par Foto et al. (2002) pour les cours d'eau Aké, Ebogo, Ewoué, Ntem, Tongolo du même réseau hydrographique du Mfoundi, dont les niveaux de saprobie sont plus élevés.

Tableau 4 : Indice de saprobie de Pantle & Buck (1955) et Indice de diversité de

Paramètre

Station

Indice de

Menhinick

1,37

2,00

1,54

2,24

1,58

1,20

Indice de

Shannon & Weaver

2,29

2,83

2,48

3,23

1,96

2,29

Indice

saprobique

2,35

2,12

2,28

Niveau de

saprobie

â- mésosaprobe

L'abondance et la structure des communautés de macroinvertébrés inféodées aux habitats aquatiques sont en relation avec les caractéristiques physiques et chimiques des eaux, ce qui fait d'eux de véritables indicateurs biologiques (Hilsenhoff, 1997). Le calcul des indices de diversité de Shannon & Weaver (H') et de Menhinick (d) des Macroinvertébrés au niveau des différentes stations d'étude du Ntsomo indique des milieux de diversité relativement différente. Les valeurs obtenues indiquent une plus grande diversité à la station 3 (H' = 3,23 ; d = 2,24) suivie de la station 2 (H' = 2,83 ; d = 2), la station 4 (H' = 2,29 ; d = 1,20) étant la moins diversifiée (tableau 4). Le calcul de l'indice de diversité de Shannon et Weaver chez les Ciliés donne lieu à des interprétations similaires.

D'après Arrignon (1976) cité par Foto (1997), un indice de Shannon et Weaver inférieur à 2 indique une pollution permanente. Un indice supérieur à 3 est indicateur d'un bon état hydrologique alors que pour les valeurs comprises entre 2 et 3, la situation est douteuse. Dans notre cas, ces indices de diversité suggèrent une situation hydrologique douteuse pour les stations 2 et 3 et une pollution permanente à la station 4.

Les concentrations des coliformes fécaux et des streptocoques fécaux dans les eaux du Ntsomo s'échelonnent respectivement entre 8.10³ et 11.10³ UFC/100 ml pour les premiers et entre 12.10² et 15.10⁴ UFC/100 ml pour les seconds. Les concentrations maximales de ces microorganismes ont été obtenues aux stations 2 et 3 respectivement pour les coliformes fécaux et les streptocoques fécaux (tableau 5).

Tableau 5 : Résultats des analyses bactériologiques (valeurs moyennes) et indication de

Ces résultats obtenus aux différentes stations d'étude attestent que les eaux du Ntsomo hébergent de fortes densités de bactéries fécales indicatrices d'une contamination d'origine fécale de ses eaux.

Considérant les rapports des moyennes de CF/SF, l'origine probable des souillures fécales a été établie d'après les critères de l'Agence américaine de Protection de l'Environnement (Nola et al., 1998). Ainsi, l'origine fort probable de la pollution selon ces critères est humaine si ce rapport est supérieur à 4, animale si le rapport est inférieur à 0,7 ; mixte si le rapport est compris entre 1et 2. La pollution a donc une cause essentiellement animale, mixte et humaine pour les eaux respectivement des stations 3, 2 et 4.

Les fluctuations spatiales de la densité des germes fécaux semblent fortement liées aux facteurs locaux tels que la densité des populations animale et humaine. La station 3 qui apparaît comme la plus contaminée en souillures fécales (fig.24) le doit à sa proximité à la porcherie dont les effluents se mélangent aux eaux du Ntsomo. Nos investigations ne révèlent que très peu de sources ponctuelles de contamination fécale le long du cours d'eau. Nola et al. (1998) indiquent toutefois que les propriétés physiques du sol de la région de Yaoundé (granulométrie, porosité et densité réelle) pourraient favoriser la pollution de la nappe phréatique. On comprendre dès lors que les eaux du Ntsomo puissent être contaminées par le biais de la nappe phréatique souillée par les nombreuses latrines et fosses septiques mal construites dans son bassin versant.

A l'endroit des populations riveraines du Ntsomo qui utilisent ses eaux à la l'abreuvement des animaux, la lessive et la baignade, ces résultats montrent les risques d'infection auxquels elles s'exposent. Selon Rodier (1996), il est admis qu'une eau est susceptible de contenir des microorganismes pathogènes chaque fois que la présence de matières fécales est prouvée.

Long de 5,25 km et ayant un bassin versant d'une superficie d'environ 6,42 km², le Ntsomo est ruisseau du réseau hydrographique du Mfoundi qui subit des pressions diverses (pressions démographiques, décharges publiques, élevages, industrie, etc...), lesquelles affectent directement ou indirectement la qualité de ses eaux.

Les analyses physico-chimiques révèlent en amont une pollution organique d'origine urbaine à laquelle vient s'ajouter en aval une pollution industrielle provenant de SITRACEL S.A. Les paramètres indicateurs de pollution organique montrent une charge en substances organiques biodégradables (DBO₅) globalement élevée le long du cours d'eau. Le rapport DBO₅/DCO inférieur à 0,5 indique la présence à la station 4 de substances peu ou pas biodégradables, caractéristiques d'une pollution par les effluents industriels. Cette importante charge en matières organiques biodégradables justifie les niveaux de minéralisation excessifs et explique les faibles teneurs en oxygène observées le long de ce ruisseau, l'oxygène étant consommé par les bactéries et autres microorganismes hétérotrophes lors du processus de biodégradation des matières organiques.

L'examen du zooplancton révèle des densités relativement faibles le long du cours d'eau. Cette faible densité est la conséquence de ce que la biomasse phytoplanctonique reste basse sur toute la zone d'étude. Les Macroinvertébrés comptent 18 familles appartenant à trois embranchements (Mollusques, Annélides et Arthropodes). On note une plus faible densité des Macroinvertébrés à la station 4 qui rapprochée à la baisse de la densité zooplanctonique observée à cette même station atteste d'une pollution des eaux en ce lieu par les rejets de SITRACEL.

L'application de la saprobiontie aux peuplements infusoriens montre que ce ruisseau se situe dans la zone â-mésosaprobe avec une tendance

-mésosaprobe observée à la station 2. Le calcul des indices de diversité de Shannon & Weaver et de Menhinick indique une meilleure qualité des eaux aux stations 2 et 3 comparée à la station 4 confirmant ainsi l'état de pollution industrielle des eaux à cette station.

Les eaux du Ntsomo hébergent de fortes densités de bactéries fécales, ce qui indique pour les populations riveraines d'importants risques épidémiologiques liés aux différents usages des eaux de ce ruisseau. L'origine des souillures fécales varie d'une station à une autre et peut être surtout humaine, animale ou même mixte ; ce qui traduit selon le cas la nature des activités anthropiques menées dans les secteurs environnant ces stations. Les populations riveraines en contact avec les eaux s'exposent à des risques sanitaires certains. Des études ultérieures impliquant la recherche des germes pathogènes donneront d'amples informations sur la nature et l'ampleur de ces risques épidémiologiques.

Les analyses physico-chimiques, biologiques et bactériologiques de même que les mesures hydrologiques telles que nous les avons menées ne nous donnent qu'une idée de la qualité des eaux du Ntsomo limitée à la petite saison sèche. Une étude de la dynamique de ces différents paramètres qui s'étendrait sur toutes les saisons de l'année constituerait une base de données pour une meilleure connaissance et une meilleure gestion de ce cours d'eau.

On se serait attendu à une meilleure qualité des eaux de la station 2 du fait de la situation à la sortie des eaux de l'étang d'Efoulan. Une étude de cet étang en vue de l'amélioration de la qualité des eaux du Ntsomo est à envisager.

Une évaluation au laboratoire des effets écologiques des effluents de SITRACEL S.A sur microcosme d'eau douce contribuerait à mieux appréhender l'impact de ces rejets sur le cours d'eau.

Les pollutions relevées dans le Ntsomo, qu'elles soient organiques, inorganiques, industrielles ou fécales soulignent la nécessité d'un suivi permanent de la qualité de ses eaux pour une meilleure gestion de cette ressource. A cet effet, des mesures visant à la réduction des flux polluants sont proposées :

- la sensibilisation des divers intervenants (riverains, pouvoirs publiques, opérateurs

- la construction dans les élevages de stations d'étangs ou de fosses d'aseptisation des

- l'installation d'une station d'épuration à la SITRACEL après l'étude sus-citée afin de

- l'initiation des populations à la construction de latrines ou de fosses septiques

- la création à long terme d'organismes à l'instar de la DDASS, la DIREN, l'Agence de

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Annexe 1 : Résultats des mesures physico-chimiques et hydrologiques le long du Ntsomo

(valeurs moyennes)

Embranchement	Classe	Espèce	Densité par station			Total d'individus dénombrés
Embranchement	Classe	Espèce	ST2	ST3	ST3	Total d'individus dénombrés
Ciliés	Polyhyme- nophora	Euplotes amieti	2	0	0	56
		Pleurotricha vulgaris	0	9	0
		Pleurotricha lanceolata	0	2	0
		Spirostomum sp.	5	2	0
		Strombidium gyrans	6	8	1
	Kinetophrag- Minophora	Coleps hirtus	4	3	2
		Loxodex kahli	1	0	0
		Prorodon ovalis	0	1	0
		Holophrya sp.	0	1	0
	Olygohyme- nophora	Urocentrum turbo	0	1	5
		Disematostomo sp.	1	0	1
		Paramecium jankowskii	0	0	1
	Total des ciliés		19	27	10
Rotifères	Monogononta	Anureaopsis fissa	7	13	1	249
		Microcodides sp.	1	5	1
		Lecane bulla	11	7	2
		Polyarthra vulgaris	3	1	5
		Notommata pseudocerberus	97	60	0
		Brachionuus falcatus	1	0	0
		Brachionus angularis	0	1	0
		Plationus patula	0	1	5
		Platias quadricornis	0	0	1
		Epiphanes macrourus	0	0	2
		Lecane sp.	0	1	0
		Lecana lunaris	0	1	0
		Macrotrachalla sp.	1	0	0
		Lepadella patella	1	0	0
		Scaridium sp.	0	1	0
	Digononta	Rotaria rotaria	7	5	6
	Digononta	Rotaria neptuna	0	1	0
	Total des rotifères		129	97	23
Plathelminthes	Turbellaries	PLanaria sp.	15	1	0	16

	0	1	0	1
Gastrotriches	Gastrotriches		3	2	0	5
Annélides	Oligochètes	Tubifex sp.	19	1	7	27
Mollusques	Larves de mollusques		0	2	2	4
Arthropodes	Copépodes	Copepedite	1	0	7	86
		Tropocyclops confinis	0	0	4
		Harpaticoïda	0	0	2
		Thermocyclops sp.	0	0	1
	Cladocères	Ylocryptus spinifère	2	0	1
		Pseudosida	0	0	1
		Kurzia longirostis	0	0	1
	Ostracodes		0	0	4
	Larves Nauplii		10	19	21
	Insectes	Larve de Culicidea	0	3	6
		Larve d'anophèle	0	0	1
		Larve de Chaoboridea	1	0	0
		Culex sp.	0	1	0
	Total des arthropodes		14	23	49
Nombre total d'individus			199	154	91	444

Embranchement	Famille	Densité par station			Total d'individus dénombrés
Embranchement	Famille	St 2	St 3	St 4	Total d'individus dénombrés
Annélides	Erpobdellidae	4	2	1	12
	Tubificidae	2	2	0
	Glossiphonüdae	1	0	0
	Total des Annélides	7	4	1
Mollusques	Physidae	14	1	2	38
	Hydrobüdae	6	10	1
	Planorbidae	1	0	0
	Sphaeridae	0	2	0
	Total des Mollusques	21	13	4
Arthropodes	Libellulidae	3	2	2	57
	Coenagrionidae	1	2	7
	Gomphidae	1	1	0
	Aeshnidae	1	0	0
	Naucoridae	1	1	0
	Nepidae	0	3	0
	Gerridae	0	1	0
	Gyrinidae	0	1	0
	Dytiscidae	0	3	0
	Polymitarcyidae	0	1	2
	Chironomidae	1	13	10
	Total des Arthropodes	8	28	21
Nombre total de Macroinvertébrés		36	45	26	107

Effets des rejets d'une usine de traitement de la cellulose sur la qualité des eaux du Ntsomo: Etude hydrologique et biologique du cours d'eau

I .1- Généralités sur les milieux aquatiques

I.1.2 - Pollution des hydrosystèmes

I.1.2.1- Sources ponctuelles et non ponctuelles de pollution

I.1.2.2- Nature physique de la pollution

II.1 - Site d'étude

II.1.1 - Cadre géographique

II.1.2.2 - Description du cours d'eau

Photo 1 : Zone de baignade et de lessive sur le cours inférieur du Ntsomo

II.1.3 - Pressions anthropiques sur le Ntsomo

II.I.3.1 - Habitat dans le bassin versant du Ntsomo

II.1.3.2- Activité Agricole

II.1.3.3- Activité Industrielle et autres

II.1.4 - Stations d'étude

II.3.1 - Profil en long

II.3.2 - Section mouillée

II.3.4 - Débit

Q = S x V

où,

V = vitesse d'écoulement en m/s,

II.4.1 - Paramètres physiques

II.4.1.1- Température

II.4.2.1 - pH

II.5 - Composantes biologiques

II.5.1 - Chlorophylle a

II.6.2 - Utilisation des indices de diversité

III.1- Mesures hydrologiques

Tableau 2: Résultats des mesures hydrologiques

Paramètre

Station

III.2.1- Analyses physiques

III.2.2 - Analyses chimiques

· Oxygène dissous

Anonyme (1985). Standard methods for the examination of water an waste water.15 Th

edition, APHA-AWWA-WPCF, Pennsylvania, Washington D.C.

Verneaux, J. (1980). Fondements biologiques et écologiques de l'étude de la qualité

des eaux continentales - Principales méthodes biologiques - In: P. Pesson

(Eds). La pollution des eaux continentales. Paris : Gauthier - Villars.

Annexe 1 : Résultats des mesures physico-chimiques et hydrologiques le long du Ntsomo

(valeurs moyennes)

Station

Station 1

Station 2

Station 3

Station 4

Vitesse d'écoulement (m/s)

0,090

0,067

0,178

0,200

Débit (m3/s)

7,87.10-4

0,0129

0,0258

0,054

Température (°c)

Air

25

25

26

24,5

Eau

24,5

25

25

23,5

Matières en suspension (mg/l)

0

10

160

20

Solides totaux dissous (mg/l)

282

3350

2870

3170

PH (u.conv)

5,01

6,50

6,49

Température
(°c)