THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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UNIVERSITE MOHAMMED V - AGDAL FACULTÉ DES SCIENCES Rabat THESE DE DOCTORAT Présentée par EL MORHIT Mohammed Discipline : Sciences de l’Environnement Spécialité : Toxicologie Soutenue le 05 décembre 2009 Devant le jury : Président : H. JAZIRI, Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat Examinateurs : M. FEKHAOUI, Professeur à l’Institut Scientifique de Rabat A. YAHYAOUI, Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat L. MOUHIR, Professeur à la Faculté des Sciences et Technique de Mohammedia M. JBILOU, Docteur, responsable du Laboratoire de Toxico-Pharmacologie de la Gendarmerie Royale à Rabat A. EL ABIDI, Docteur, responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie à l’Institut National d’Hygiène de Rabat Faculté des sciences, 4 Avenue Ibn Battouta B.P. 1014 RP, Rabat - Maroc Tel+212(05) 37 77 18 34/35/38, Fax : + 212 (05) 37 77 42 61 http://www.fsr.ac.ma N° d’ordre : 2471

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UNIVERSITE MOHAMMED V - AGDAL

FACULTÉ DES SCIENCES

Rabat

THESE DE DOCTORAT Présentée par

EL MORHIT Mohammed

Discipline : Sciences de l’Environnement

Spécialité : Toxicologie

Soutenue le 05 décembre 2009

Devant le jury :

Président :

H. JAZIRI, Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat

Examinateurs :

M. FEKHAOUI, Professeur à l’Institut Scientifique de Rabat

A. YAHYAOUI, Professeur à la Faculté des Sciences de Rabat

L. MOUHIR, Professeur à la Faculté des Sciences et Technique de Mohammedia

M. JBILOU, Docteur, responsable du Laboratoire de Toxico-Pharmacologie de la

Gendarmerie Royale à Rabat

A. EL ABIDI, Docteur, responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie à

l’Institut National d’Hygiène de Rabat Faculté des sciences, 4 Avenue Ibn Battouta B.P. 1014 RP, Rabat - Maroc

Tel+212(05) 37 77 18 34/35/38, Fax : + 212 (05) 37 77 42 61 http://www.fsr.ac.ma

N° d’ordre : 2471

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 Les travaux présentés dans ce mémoire ont été effectués au sein de l’UFR:

Biodiversité et Aquaculture, à la Faculté des Sciences de Rabat avec la collaboration

du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie de l’Institut National d’Hygiène et le Laboratoire

d’Hydrologie et Ecotoxicologie de l’Institut Scientifique de Rabat.

Une grande partie de ce travail a été réalisée dans le cadre du Programme Thématique

d’Appui à la Recherche Scientifique PROTARS III D14/52.

Les travaux de cette thèse ont été menés sous la direction conjointe de Messieurs les

Professeurs YAHYAOUI A. de la Faculté des Sciences de Rabat et FEKHAOUI M. de

l’Institut Scientifique de Rabat, avec la collaboration et le co-encadrement du Docteur

EL ABIDI A., responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie de l’Institut National

d’Hygiène de Rabat. Au moment de présenter ce travail, nous mesurons tout le prix des

soutiens et concours dont nous avons bénéficié dans l’accomplissement de notre tâche et sans

lesquels plusieurs obstacles auraient été insurmontables. Nous assurons de notre profonde

reconnaissance les responsables de ces institutions qui ont contribué à la réalisation de ce

travail et tous ceux qui nous ont apporté leur aide.

Ma gratitude et mes respects à Monsieur le Professeur YAHYAOUI A., directeur de

l’UFR : « Biodiversité et Aquaculture » pour son encadrement exemplaire, son assurance, ses

amples conseils, ses aides précieuses, sa bienveillante attention et sa disponibilité

permanente.

Mes sincères remerciements vont également à Monsieur le Professeur M.

FEKHAOUI, directeur du Laboratoire d’Hydrologie et Ecotoxicologie de l’Institut

Scientifique de Rabat. Qu’il me soit permis ici d’exprimer ma profonde gratitude pour la

confiance qu’il m’a témoigné en m’intégrant dans son équipe pluridisciplinaire sur la

problématique de complexe zones humides de la ville de Larache. Vous m’avez toujours

soutenu normalement dans les circonstances difficiles et vous avez parrainé et guidé ce

travail avec bienveillance.

Mes remerciements s’adressent également à Monsieur JAZIRI H., Professeur à la

Faculté des Sciences de Rabat, qui a bien voulu présider l’honorable jury de ce travail.

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Il m'est agréable d'exprimer mes sincères remerciements, ma gratitude et mon profond

respect à mes co-encadrants Monsieur le Dr. JBILOU M., responsable du département de

Toxico-Pharmacologie au Laboratoire Médical de la Gendarmerie Royale à Rabat et

Monsieur le Dr. EL ABIDI A., responsable du Laboratoire d’Hydrologie et Toxicologie à

l’Institut National d’Hygiène de Rabat, qui ont dirigé et suivi de très près ce travail de

recherche et qui ont bien voulu juger ce mémoire. C'est grâce à leurs suggestions, leurs

remarques et critiques que ce travail a pu être réalisé.

Mes remerciements s’adressent également à Madame le Professeur MOUHIR L.

membres du jury, qui a bien accepté de siéger au jury de cette thèse. Qu’elle trouve ici

l’expression de ma reconnaissance !

Mes remerciements s’adressent également à Mesdames les Professeur A. SERGHINI

et S. EL BLIDI, Professeurs à l’Institut Scientifique de Rabat, qui m’ont chaleureusement

accueilli dans leur laboratoire pour la réalisation de l’étude géochimique des sédiments.

Malgré leurs multiples responsabilités et leur temps précieux, elles n’ont pas hésité à m’aider

tant sur le plan technique que moral. Mon séjour parmi elles s’est déroulé dans une

ambiance amicale et les discussions que j’ai eues avec elles ont été très fructueuses.

Je réserve une attention redevable à mes amis et collègues, Dr. ZINDIN A., Dr.

BENBAKHTA C., Inj. BENAAKAM R., INJ. BENAAMI F., Inj BARAKAT N., Adams.

REDOU N. Inj. LABRINI F., de Institut National d’Hygiène de Rabat, pour les aides

intellectuelles et morales. Ils m’ont soutenu, encouragé et épaulé tout au long de ces années

de recherche. Je leur témoigne mon affection la plus sincère.

Il est bon et juste d’évoquer l’appui moral ainsi que la sollicitude trouvée auprès de

toute ma famille. Je tiens à exprimer mes sentiments les plus respectueux et ma profonde

reconnaissance à mes très chers parents, à mes frères et sœurs, pour les encouragements

constants qu’ils ont déployé tout au long de ces années de recherche.

Enfin, je remercie toutes les personnes qui, de près ou de loin, ont apporté leur

contribution à ce travail. Je leur exprime ici toute ma reconnaissance et ma sympathie.

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"Nous nous sommes trop aisément accommodes

d'un peu plus de disparités sociales, d'un peu

plus de violence sociales, d'une atmosphère un

peu plus polluée, d'un environnement un peu

plus en danger. Cette indifférence ou cette

accoutumance, si elles devraient perdurer et donc

s'aggraver, conduiraient à un suicide collectif.

La est le vrai danger, la est le véritable enjeu".

Extrait du discours du feu S.M le roi Hassan II à l'occasion de la

journée mondiale contre la pauvreté, le 17 octobre 1997.

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« Nous avons tenu à présider l'ouverture des travaux du Conseil

Supérieur de l'Eau et du Climat, tant nous mesurons

l'importance primordiale de l'eau qui constitue, à nos yeux, l'un

des éléments de la souveraineté nationale, et tant nous sommes

convaincus de la vertu du dialogue constructif qui s'engage

dans les instances compétentes sur toutes les questions

nationales majeures. Si notre pays recèle, par la grâce de Dieu,

des ressources naturelles abondantes, c'est aussi la volonté

divine qui tient à nous mettre à l'épreuve de la sécheresse.

Les effets pervers de ce phénomène auraient pu être plus graves

pour notre économie et pour l'équilibre de notre écosystème, sans

la politique éclairée de l'eau conduite par notre vénéré père- que

Dieu l'ait en sa Sainte miséricorde-, politique qui a amené le

Conseil Mondial de l'Eau à attribuer le nom de Hassan II au

prix international le plus prestigieux qui consacre la meilleure

œuvre mondiale dans le domaine de l'hydraulique. »

Extrait de l'allocution prononcée par SA MAJESTE LE ROI MOHAMMED VI 9ème session du CSEC, Agadir le 21 juin 2001.

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PRINCIPALES PUBLICATIONS ET COMMUNICATIONS

REALISEES DANS LE CADRE DE CE TRAVAIL

1. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL BLIDI S., EL ABIDI A.,

BENNAAKAM R., YAHYAOUI A. & M. JBILOU, 2008. - Impact de l’aménagement

hydraulique sur la qualité des eaux et des sédiments de l’estuaire du Loukkos (côte atlantique,

Maroc). Bulletin de l’Institut Scientifique, 30 : 39–47.

2. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., ELIE P., GIRARD P., YAHYAOUI A., EL ABIDI

A. & M. JBILOU, 2009. - Heavy metals in sediment, water and the European glass eel,

Anguilla anguilla (Osteichthyes : Anguillidae) from Loukkos river estuary (Morocco, eastern

Atlantic). Cybium (sous presse).

3. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU. -

Metallic contamination in muscle of five fish species from Loukkos estuary (Atlantic coast

Morocco) (sous presse).

COMMUNICATIONS ORALES

1. EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A. et JBILOU M. & M.

FEKHAOUI, 2008. - Contamination métallique de Sardina pilchardus de la côte atlantique

marocaine et des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. Biodiversité et Ecosystèmes. Vèmes

Journées Nationales de Biodiversité Sur Biodiversité au service du développement durable. 18

au 20 décembre 2008, Fès- Maroc (soumis).

2. EL MORHIT M. 2009. Impact des activités hydro-agricoles sur la qualité des

sédiments de l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). Problématiques des Déchets Solides. Société

Marocaine de Toxicologie Faculté de Médecine et de Pharmacie, 28 avril 2009, Rabat. Maroc

(soumis).

3. EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., EL BLIDI S., YAHYAOUI A.,

JBILOU M. & M. FEKHAOUI, 2009. - Contamination métallique de Sardina pilchardus de

la côte atlantique marocaine et des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. 5ème Journées

Internationales des Géosciences de l’Environnement. Gestion des déchets : « Pollution et

dépollution : eau, air et sol ». Faculté des Sciences Dhar El Mahraz B.P. 1796. 13-14 mai

2009, Fès – Maroc (soumis).

4. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU,

2009. - Impact des activités hydro-agricoles sur la qualité des eaux et des sédiments de

l’estuaire du bas Loukkos (Côte atlantique, Maroc). Conférence Internationale sur la Gestion

Durable des Déchets Solides (MWM-09). Décharges - Impacts environnementaux. Université

Chouaib Doukkali, 19-20 juin 2009– El Jadida – Maroc (soumis).

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5. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. & M. JBILOU,

2009. - Étude de la variation spatio-temporelle des paramètres hydrologiques caractérisant la

qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). La 2ème édition du Congrès

International. « Eaux, Déchets et Environnement ». Union des pays de la méditerranée. 26-27

novembre 2009, El Jadida, Maroc (soumis).

6. EL MORHIT M., EL ABIDI A., SERGHINI A., YAHYAOUI A., JBILOU M.,

FEKHAOUI M., GIRARD P. & P. ELIE, - Contamination métallique des muscles de cinq

espèces de poissons de la côte atlantique Marocaine et de l’estuaire adjacente du Loukkos. La

2ème édition du congrès international. « Eaux, déchets et environnement ». Union des pays de

la méditerranée. 26-27 novembre 2009, El Jadida, Maroc (soumis).

7. EL MORHIT M. 2005. - Evaluation de la pollution métallique des poissons de la côte

atlantique marocaine. Eaux Usées : Risques Sanitaires, Traitement et Réutilisation. Première

séminaire de la formation continue. 30 juin 2005, Kenitra, Maroc (soumis).

COMMUNICATIONS PAR AFFICHES

1. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOI A. &

JBILOU M., 2007. - Contamination métallique d’Anguilla anguilla au niveau de l’estuaire de

Loukkos (Maroc). VIIème Congrès Maghrébin des Sciences de la Mer et Premier Congrès

Franco - Maghrébin de Zoologie et d’Ichtyologie – 4-7 novembre 2007, El Jadida, Maroc.

2. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., JBILOU M., EL ABIDI A., EL BLIDI S. & A.

SERGHINI, 2007. - Evaluation de la pollution métallique de l’estuaire des sédiments du bas

Loukkos (ville de Larache). Equipe de Recherche "Valorisation des Ressources Naturelles et

Biodiversité". Quatrième Journées Internationales. Oiseaux d'Eau et Zones Humides au

Maroc. Faculté des Sciences (Univ. Chouaib Doukkali), 16-17 février 2007, d'El Jadida

Maroc.

3. EL MORHIT M., FEKHAOUI M., SERGHINI A., EL ABIDI A., YAHYAOUI A. &

M. JBILOU, 2008. - Contamination métallique des muscles de cinq espèces de poissons de

l’estuaire du bas Loukkos (côte atlantique Marocaine). 2ème Congrès des Sciences Analytiques

(CSA), 29 octobre 2008, Casa, Maroc (soumis).

4. EL MORHIT M. 2009. - L’impact de la pollution sur l’environnement et la santé :

Approche de Remédiation. Association Marocaine pour l’Environnement et le

Développement Durable, à l’Institut Agronomique et Vétérinaire Hassan II, 4 juin 2009,

Rabat, Maroc (soumis).

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INTRODUCTION GENERALE ............................................................................................................................ 1

I.1. Cadre général et présentation du bassin de Loukkos ........................................................................................ 6 I.1.1. Le Bassin Versant ...................................................................................................................................... 6 I.1.2. La plaine alluviale ...................................................................................................................................... 7 I.1.3. Aménagement hydraulique ........................................................................................................................ 7 I.1.4. Source de pollution dans le bassin de Loukkos ......................................................................................... 8

I.1.4.1. La pollution domestique ...................................................................................................................... 8 I.1.4.2. Les mines et industries ........................................................................................................................ 8 I.1.4.3. La pollution industrielle ...................................................................................................................... 8 I.1.4.4. L’agriculture ....................................................................................................................................... 9 I.1.4.5. Etat de la qualité des eaux du bas Loukkos ...................................................................................... 10 I.1.4.6. Alimentation en eau potable et industrielle ...................................................................................... 10 I.1.4.7. Les industries isolées ........................................................................................................................ 10

I.2.1. L’estuaire du bas Loukkos ....................................................................................................................... 12 I.2.2. Délimitation de la zone d’étude ............................................................................................................... 13 I.2.3. Morphologie de l’estuaire. ....................................................................................................................... 14 I.2.4. Hydrographie ........................................................................................................................................... 14 I.2.5. Cadre géologique ..................................................................................................................................... 15 I.2.6. L’hydrologie de l’estuaire ........................................................................................................................ 15

I.2.6.1. L’hydrologie fluviale ......................................................................................................................... 15 I.2.6.2. L’hydrologie marine ......................................................................................................................... 15

I.3. Climatologie ................................................................................................................................................... 18 I.3.1. Régime climatique ................................................................................................................................... 18 I.3.2. Pluviosité ................................................................................................................................................. 19 I.3.3. Température ............................................................................................................................................. 20 I.3.4. Insolation ................................................................................................................................................. 21 I.3.5. Vent ......................................................................................................................................................... 21 I.3.6. Aperçu pédologique ................................................................................................................................. 21

I.4. Population urbaine et rurale ............................................................................................................................ 21

I.5. Situation géographique de nos stations de prélèvement et sources de pollution locale de l’estuaire du bas Loukkos ................................................................................................................................................................ 22

I.5.1. Sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos .................................................................. 23 I.5.2. Sources de pollution en aval de l’estuaire du bas Loukkos ...................................................................... 23 I.5.3. Lutte contre la pollution ........................................................................................................................... 24

II.1. Présentation de la zone d’étude ..................................................................................................................... 25

II.2. Echantillonnage ............................................................................................................................................. 26

II.3. Préparation des échantillons et leur conservation .......................................................................................... 27 II.3.1. Mesure des paramètres physico-chimiques de l’eau .............................................................................. 27

II.3.1.1. Relevés effectués sur le terrain ........................................................................................................ 27 II.3.1.2. Analyses effectuées au laboratoire .................................................................................................. 28

II.3.2. Prélèvement des sédiments, des eaux et poissons pour l’analyse des ETM ............................................ 28 II.3.2.1. Sédiments ......................................................................................................................................... 28 II.3.2.2. Eau .................................................................................................................................................. 29 II.3.2.3. Poissons ........................................................................................................................................... 29

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II.3.2.4. Dosage des métaux lourds des différents prélèvements ................................................................... 30 II.3.2.5. Contrôle de qualité .......................................................................................................................... 30 II.3.2.6. Analyse statistique ........................................................................................................................... 31

I.1. Introduction .................................................................................................................................................... 33

I.2. Evaluation spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de la qualité de l’eau ................................ 33 I.2.1. Température de l’air (Ta) ......................................................................................................................... 34 I.2.2. Température de l’eau (Te) ....................................................................................................................... 35 I.2.3. Salinité (Sa) ............................................................................................................................................. 37 I.2.4. Conductivité (Ce) ..................................................................................................................................... 39 I.2.5. Oxygène dissous (OD) ............................................................................................................................. 40 I.2.6. Potentiel hydrogène (pH) ......................................................................................................................... 41 I.2.7. Matière en suspension (MES) .................................................................................................................. 43 I.2.8. Carbone Organique Total (COT) ............................................................................................................. 44 I.2.9. Nitrates (NO3) .......................................................................................................................................... 45 I.2.10. Demande chimique en oxygène (DCO) ................................................................................................. 46 I.2.11. Demande biologique en oxygène (DBO5) .............................................................................................. 47

I.3. Bilan de la qualité des paramètres physicochimiques des eaux ...................................................................... 48 I.3.1. Approche spatiale .................................................................................................................................... 48 I.3.2. Autoépuration et évolution globale des paramètres étudiés. .................................................................... 51 I.3.3. Paramètres globaux de la pollution des eaux de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................... 53 I.3.4. Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine .............................................................. 53

I.4. Structure Typologique de l’estuaire du bas Loukkos ...................................................................................... 54 I.4.1. But de l’analyse ....................................................................................................................................... 54 I.4.2. Définition et principe ............................................................................................................................... 55 I.4.3. Nature des données .................................................................................................................................. 55 I.4.4. Résultats et interprétation ........................................................................................................................ 56 I.4.5. Dynamique marégraphique des paramètres physicochimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos ... 58 I.4.6. Dynamique de l’hydrosystème des paramètres physicochimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos .......................................................................................................................................................................... 61

I.5. Grands traits du fonctionnement hydrologique de l’estuaire du bas Loukkos ................................................ 63

I.6. Bilan ............................................................................................................................................................... 65

II.1. Introduction ................................................................................................................................................... 66

II.2. Détermination de la teneur métallique naturelle des sédiments ..................................................................... 66

II.3. Évaluation de la variation spatio-temporelle de la contamination métallique des sédiments ........................ 68 II.3.1. Le fer (Fe) ............................................................................................................................................... 69 II.3.2. Le zinc (Zn) ............................................................................................................................................ 70 II.3.3. Le cuivre (Cu) ........................................................................................................................................ 70 II.3.4. Le chrome (Cr) ....................................................................................................................................... 71 II.3.5. Le plomb (Pb) ......................................................................................................................................... 72 II.3.6. Le cadmium (Cd) .................................................................................................................................... 73

II.4. Bilan de la contamination métallique des sédiments ..................................................................................... 76

II.5. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments ................................................................. 79 II.5.1. Définition ............................................................................................................................................... 79 II.5.2. Evaluation du degré de contamination à partir des données brutes. ....................................................... 80

II.6. Interprétation de la contamination métallique des sédiments ........................................................................ 85

II.7. Analyse et structure typologique (ACP) de la contamination métallique des sédiments ............................... 85

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II.8. Analyse de variance (ANOVA) de la contamination métallique des sédiments ........................................... 89

II.9. Effet de la marée sur la contamination métallique des sédiments ................................................................ 90 II.9.1. Dynamique marégraphique des sédiments ............................................................................................. 90 II.9.2. Dynamique de l’hydrosystème des sédiments ....................................................................................... 92

II.10. Conclusion sur la contamination métallique des sédiments ...................................................................... 94

III.1. Introduction .................................................................................................................................................. 95

III.2. Évaluation de la variation spatio-temporelle des ETM des eaux ................................................................. 95 III.2.1. Le fer (Fe) ............................................................................................................................................. 96 III.2.2. Le zinc (Zn) ........................................................................................................................................... 96 III.2.3. Le cuivre (Cu) ....................................................................................................................................... 97 III.2.4. Le chrome (Cr) ...................................................................................................................................... 98 III.2.5. Le plomb (Pb) ....................................................................................................................................... 98 III.2.6. Le cadmium (Cd) .................................................................................................................................. 99

III.3. Bilan de la contamination métallique des eaux .......................................................................................... 101

III.4. Évaluation du degré de contamination des eaux ........................................................................................ 102 III.4.1. Définition ............................................................................................................................................ 102 III.4.2. Evaluation du degré de contamination à partir des valeurs brutes ...................................................... 103

III.5. Interprétation de la contamination métallique des eaux ............................................................................. 105

III.6. ACP des ETM dans l’eau ........................................................................................................................... 107

III.7. ANOVA des ETM dans l’eau .................................................................................................................... 111

III.8. Effet de la marée sur la contamination métallique des eaux ..................................................................... 111 III.8.1. Dynamique marégraphique des ETM dans l’eau ................................................................................ 111 III.8.2. Dynamique de l’hydrosystème des ETM dans l’eau ........................................................................... 113

III.9. Qualité de la contamination métallique des eaux ...................................................................................... 116

III.10. Conclusion sur la contamination métallique des eaux ............................................................................ 116

IV.1. Introduction ................................................................................................................................................ 117

IV.2. Espèces de poissons ................................................................................................................................... 119 IV.2.1. Pagellus acarne (Risso, 1826) Rome, 1998 ........................................................................................ 119 VI.2.2. Sardina pilchardus (Walbaum, 1792) Rome, 1998 ............................................................................ 119 IV.2.3. Diplodus vulgaris (Geoffroy St. -1817) Rome, 1998 .......................................................................... 120 IV.2.4. Liza ramada (Thomson, 1986) ............................................................................................................ 120 IV.2.5. Barbus callensis (Risso, 1810) ............................................................................................................ 121 IV.2.6. Anguilla anguilla (civelles) Linnaeus, 1758 ....................................................................................... 121

IV.3. Variation intra-spécifique des teneurs métalliques chez les poissons étudiés ............................................ 122 IV.3.1. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Pagellus acarne ............. 122

IV.3.1.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 122 IV.3.1.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 123 IV.3.1.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 123 IV.3.1.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 123 IV.3.1.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 124 IV.3.1.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 124 IV.3.1.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Pagellus acarne ............. 125 IV.3.1.8. L’analyse de variance (ANOVA) des ETM chez Pagellus acarne ................................................ 128

IV.3.2. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Sardina pilchardus ........ 129 IV.3.2.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 129

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IV.3.2.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 130 IV.3.2.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 130 IV.3.2.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 130 IV.3.2.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 131 IV.3.2.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 131 IV.3.2.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Sardina pilchardus ........ 132 IV.3.2.8. L’ANOVA des ETM chez Sardina pilchardus ............................................................................... 135

IV.3.3. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Diplodus vulgaris .......... 135 IV.3.3.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 136 IV.3.3.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 136 IV.3.3.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 137 IV.3.3.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 137 IV.3.3.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 137 IV.3.3.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 137 IV.3.3.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Diplodus vulgaris .......... 138 IV.3.3.8. ANOVA des ETM chez Diplodus vulgaris .................................................................................... 141

IV.3.4. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Liza ramada .................. 141 IV.3.4.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 142 IV.3.4.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 143 IV.3.4.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 143 IV.3.4.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 143 IV.3.4.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 143 IV.3.4.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 144 IV.3.4.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Liza ramada ................... 145 IV.3.4.8. ANOVA des ETM chez Liza ramada ............................................................................................. 147

IV.3.5. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Barbus callensis ............ 148 IV.3.5.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 148 IV.3.5.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 149 IV.3.5.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 149 IV.3.5.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 149 IV.3.5.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 149 IV.3.5.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 150 IV.3.5.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Barbus callensis ............ 151 IV.3.5.8. ANOVA ETM chez Barbus callensis ............................................................................................. 154

IV.4. Variation interspécifique des teneurs métalliques chez les espèces étudiées ............................................. 155 IV.4.1. Variation spatiale des ETM dans les branchies ................................................................................... 156 IV.4.2. Variation spatiale des ETM dans le foie ............................................................................................. 157 IV.4.3. Variation spatiale des ETM dans les muscles ..................................................................................... 158 IV.4.4. Variation spatiale des ETM dans tous les organes des poissons étudiés ............................................. 158

IV.5. Facteur d’enrichissement des ETM dans les différents organes chez les espèces étudiées ........................ 160 IV.5.1. Facteur d’enrichissement (Branchies/Muscles) .................................................................................. 160 IV.5.2. Facteur d’enrichissement (Foie/Muscles) ........................................................................................... 162

IV.6. Métaux lourds dans les tissus des civelles ................................................................................................. 163 IV.6.1. Variation des teneurs métalliques dans les tissus des civelles ............................................................ 164

IV.6.1.1. Le fer (Fe) ..................................................................................................................................... 166 IV.6.1.2. Le zinc (Zn) ................................................................................................................................... 166 IV.6.1.3. Le cuivre (Cu) ............................................................................................................................... 166 IV.6.1.4. Le chrome (Cr) ............................................................................................................................. 166 IV.6.1.5. Le plomb (Pb) ............................................................................................................................... 166 IV.6.1.6. Le cadmium (Cd) .......................................................................................................................... 166 IV.6.1.7. ACP de la contamination métallique chez les civelles ................................................................. 168 IV.6.1.8. ANOVA de la contamination métallique chez les civelles ............................................................ 170

IV.7. Comparaison de nos résultats avec ceux de la littérature ........................................................................... 171

IV.8. Normes des teneurs de certains métaux toxiques ....................................................................................... 172

IV.9. Discussion des résultats de la contamination métallique chez les espèces étudiées ................................... 173

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vii

IV.9.1. Les branchies ...................................................................................................................................... 174 IV.9.2. Le foie et les muscles .......................................................................................................................... 175 IV.9.3. Les muscles ......................................................................................................................................... 177 IV.9.4. Les civelles ......................................................................................................................................... 178

IV.10. Corrélation des ETM entre les eaux, sédiments et poissons (AA) ........................................................... 182

CONCLUSION GENERALE ............................................................................................................................. 185

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES ............................................................................................................ 190

Annexes .............................................................................................................................................................. 212

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vi

LISTE DES TABLEAUX PAR PARTIE

PREMIERE PARTIE

CHAPITRE I

Tableau I.1 : Estimation de la pollution domestique des villes de plus de 10000 habitants (DRPE, 1991). ........... 7

Tableau I.2 : Estimation de la pollution domestique des principaux centres urbains (DRPE, 1991). ..................... 8

Tableau I.3 : Inventaire des unités industrielles (DRPE, 1991). ............................................................................. 9

Tableau I.4 : Industries non raccordées aux réseaux de distribution d’eau (CSE, 1991). ..................................... 10

Tableau I.5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004-2007 (ORMVAL, 2005). ...................... 19

Tableau I.6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007 (ORMVAL, 2005). ..................... 20

Tableau I.7 : Données démographiques de la municipalité et la province de Larache (RGPH, 2004). ................ 22

Tableau I.8 : Données démographiques de la municipalité de Larache (RGPH, 2004). ....................................... 22

CHAPITRE II

Tableau II.1 : Coordonnées géographiques des stations de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................ 25

Tableau II.2 : Campagnes de prélèvements........................................................................................................... 27

Tableau II.3 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à (MH et MB). ................................ 27

Tableau II.4 : Caractéristiques biométriques des poissons étudiées. ..................................................................... 30

Tableau II.5 : Valeurs trouvées et certifiées provenant de l’Agence International de l’Energie Atomique (IAEA. 433) au niveau du sédiment, eaux marines et estuariennes adjacentes et par DORM2 au niveau des poissons. .. 31

DEUXIEME PARTIE

CHAPITRE I

Tableau I.1 : Caractéristiques hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites). ............................................................................................................................................ 34

Tableau I.2 : Le pH des différents métaux (Duchauffour, 1995). ........................................................................ 42

LISTES DES TABLEAUX, FIGURES ET PLANCHES

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vii

Tableau I.3 : Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine. .................................................... 54

Tableau I.4 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) à MH et MB. ................................................ 56

Tableau I.5 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables étudiés. .................................................... 56

Tableau I.6 : Codes de l’ACP et corrélations des variables avec les axes pour les deux cycles. ......................... 58

Tableau I.7 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) pendant les deux cycles (MH et MB). .......... 59

Tableau I.8 : Pourcentages des différents types de variabilité obtenue par l’analyse factorielle discriminante (AFD). ................................................................................................................................................................... 64

Tableau I.9 : Résultats de l’analyse de variance (ANOVA) des paramètres hydrologiques. ............................... 64

CHAPITRE II

Tableau II.1 : Teneurs naturelles en ETM dans les sédiments exprimées (µg/g du poids sec). ............................ 67

Tableau II.2 : Niveau de référence des concentrations en métaux dans les sédiments fins de différentes origines (µg/g du poids sec ; RNO, 1998). ......................................................................................................................... 67

Tableau II.3 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments des différentes stations exprimées en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites). ..................................................................................................................................................... 68

Tableau II.4 : Ordre d'enrichissement des sédiments de stations. ......................................................................... 74

Tableau II.5 : Ordre d'enrichissement des éléments métalliques .......................................................................... 74

Tableau II.6 : Valeurs guides des teneurs métalliques dans les sédiments (µg/g) proposées par USEPA, d’après Hamdy et Post (1985). .......................................................................................................................................... 76

Tableau II.7 : Teneurs métalliques en Cu et Cd (µg/g) au niveau de sédiment de large dans la zone de Jorf Lasfar (INRH, 1996). ....................................................................................................................................................... 77

Tableau II.8 : Indices de contamination (IC) et Indices de Contamination Moyen (ICM) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3) dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. .................................................. 81

Tableau II.9 : Ordre d'enrichissement des stations pour chaque métal dans les sédiments. .................................. 82

Tableau II.10 : Indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 83

Tableau II.11 : Indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 84

Tableau II.12 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans les sédiments avec les axes. ............ 86

Tableau II.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) des ETM dans les sédiments. .............................................. 86

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viii

Tableau II.14 : Résultats de l’ANOVA des ETM étudiés dans les sédiments. ..................................................... 89

Tableau II.15 : Ordre de contamination décroissante des ETM des sédiments dans les stations et les campagnes. .............................................................................................................................................................................. 89

CHAPITRE III

Tableau III.1 : Teneurs en métaux des différents échantillons d’eaux des différentes stations exprimées en µg/l de l’estuaire du bas Loukkos durant les deux années 2006 et 2007 (moyenne±écart-type, valeurs limites). ........ 95

Tableau III.2 : Ordre d'enrichissement des stations d’étude pour chaque métal dans l’eau. ............................... 100

Tableau III.3 : Ordre d'enrichissement des ETM de l’eau dans les stations d’étude. .......................................... 100

Tableau III.4 : Concentrations moyennes exprimées en (µg/l) des ETM dans l’eau........................................... 103

Tableau III.5 : Concentrations des métaux dans les eaux des estuaires marocains et autres estuaires européens exprimées en µg/l. ............................................................................................................................................... 107

Tableau III.6 : Répartition de l’inertie entre les deux axes F1XF2 des ETM dans l’eau. ................................... 108

Tableau III.7 : Matrice de corrélation des ETM étudiés dans l’eau. ................................................................... 108

Tableau III.8 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans l’eau avec les axes. ........................ 109

Tableau III.9 : Résultats de l’analyse de variance des ETM étudiés dans les eaux. ............................................ 111

Tableau III.10 : Comparaison des normes internationales de métaux lourds pour les eaux de consommations (USA, 1992 ; OMS, 1993 ; CEE, 1980 ; France, 1991) exprimées en µg/l. ....................................................... 116

CHAPITRE IV

Tableau IV.1 : Systématique des différents types de poissons étudiés selon (information sur l'environnement des pêches dans la république Algérienne démocratique et populaire, novembre 2003 ; Yahyaoui et Jaziri, 2002 ; Yahyaoui et al., 2004). ........................................................................................................................................ 119

Tableau IV.2 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Pagellus acarne issus de la côte atlantique méditerranéenne. ....................................................... 122

Tableau IV.3 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne pour les ETM. ......................... 124

Tableau VI.4 : Ordre d'accumulation en ETM dans les différents organes de poissons chez l’espèce Pagellus acarne. ................................................................................................................................................................ 124

Tableau IV.5 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes F1XF2 chez Pagellus acarne. ................. 125

Tableau IV.6 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre variables des ETM chez Pagellus acarne. ............... 127

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ix

Tableau IV.7 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Pagellus acarne. ................... 127

Tableau IV.8 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Pagellus acarne. ..................................... 128

Tableau IV.9 : Teneurs en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Sardina pilchardus issus de la côte atlantique méditerranéenne ................................................... 129

Tableau IV.10 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus pour les ETM. .................. 131

Tableau IV.11 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différents organes chez les Sardina pilchardus. .......................................................................................................................................................... 131

Tableau IV.12 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes (F1XF2) chez Sardina pilchardus. ........ 132

Tableau IV.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Sardina pilchardus. ................... 134

Tableau IV.14 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Sardina pilchardus. ............ 134

Tableau IV.15 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Sardina pilchardus. .............................. 135

Tableau IV.16 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris (côte atlantique marocaine). ....................................................... 135

Tableau IV.17 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour les ETM. .................... 138

Tableau IV.18 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Diplodus vulgaris. ............................................................................................................................................................................ 138

Tableau IV.19 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes chez Diplodus vulgaris. ......................... 139

Tableau IV.20 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Diplodus vulgaris. ..................... 140

Tableau IV.21 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Diplodus vulgaris. .............. 140

Tableau IV.22 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Diplodus vulgaris. ................................ 141

Tableau IV.23 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Liza ramada issus de l’estuaire du bas Loukkos. ..................................................... 142

Tableau IV.24 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour les ETM.............................. 144

Tableau IV.25 : Ordre d'accumulation des ETM dans des différents organes chez les Liza ramada.................. 144

Tableau IV.26 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Liza ramada. ................................................. 145

Tableau IV.27 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Liza ramada. ............................. 146

Tableau IV.28 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Liza ramada. ....................... 146

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x

Tableau VI.29 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Liza ramada. ......................................... 147

Tableau IV.30 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés µg/g du poids frais dans les différents organes chez Barbus callensis issus de l’estuaire du bas Loukkos. .................................................... 148

Tableau IV.31 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis pour les ETM. ...................... 150

Tableau IV.32 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Barbus callensis. ............................................................................................................................................................................ 150

Tableau IV.33 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Barbus callensis. ........................................... 151

Tableau IV.34 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Barbus callensis. ....................... 153

Tableau IV.35 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Barbus callensis. ................. 153

Tableau IV.36 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Barbus callensis.................................... 154

Tableau IV.37 : Ordre d'accumulation des différentes espèces étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ..................... 155

Tableau IV.38 : Ordre d'accumulation des différents ETM étudiés dans les différentes espèces de poissons (PA, SP, DV, LR et BC). .............................................................................................................................................. 156

Tableau IV.39 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................................ 156

Tableau IV.40 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ....................................................... 157

Tableau IV.41 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................................... 158

Tableau IV.42 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ..................... 159

Tableau IV.43 : Ordre d'accumulation des ETM dans les différents organes des poissons étudiés. ................... 159

Tableau IV.44 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés. .......................................................... 160

Tableau IV.45 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés. ........................................................................ 162

Tableau IV.46 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids sec dans l’espèce AA (moyennes, écart-types, valeurs limites). ............................................................................................................ 164

Tableau IV.47 : Ordre d'enrichissement de stations d’étude pour chaque métal. ................................................ 167

Tableau IV.48 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différentes stations d’étude. ...................... 167

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xi

Tableau IV.49 : Résultats de L’ANOVA des ETM étudiés chez AA. ................................................................ 170

Tableau IV.50 : Teneurs métalliques dans les branchies, le foie et les muscles chez certaines espèces de poisson. ............................................................................................................................................................................ 171

Tableau IV.51 : Normes des teneurs de certains métaux toxiques exprimées en µg/g du poids frais. ................ 173

Liste des figures

Figure 1 : Schéma synoptique du bassin versant de l’oued Loukkos. ..................................................................... 6

Figure 2 : Principaux foyers de pollution industrielle. ............................................................................................ 9

Figure 3 : Situation géographique du périmètre du Loukkos. ............................................................................... 12

Figure 4 : Localisation des stations d’étude dans l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). ......................................... 13

Figure 5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004−2007. ......................................................... 19

Figure 6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007. ......................................................... 20

Figure 7 : Localisation des stations d’études sur l’estuaire du bas Loukkos. ........................................................ 26

Figure 8 : Evolution spatio-temporelle de la température de l’air et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 35

Figure 9 : Evolution spatiotemporelle de la température de l’eau et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 36

Figure 10 : Evolution spatiotemporelle de la salinité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ......................................................................................................................................................... 38

Figure 11 : Evolution spatiotemporelle de la conductivité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ces paramètres. ................................................................................................................................................. 40

Figure 12 : Evolution spatiotemporelle de l’oxygène dissous et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 40

Figure 13: Evolution spatiotemporelle du pH et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre............................................................................................................................................................... 43

Figure 14 : Evolution spatiotemporelle de la matière en suspension et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 44

Figure 15 : Evolution spatiotemporelle du carbone organique total et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. .................................................................................................................................. 45

Figure 16 : Evolution spatiotemporelle du nitrate et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre............................................................................................................................................................... 46

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xii

Figure 17 : Evolution spatiotemporelle de la DCO et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre............................................................................................................................................................... 47

Figure 18 : Evolution spatiotemporelle de la DBO5 et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre............................................................................................................................................................... 48

Figure 19 : Approche graphique de l’analyse en ACP des paramètres hydrologiques. A : répartition de l’inertie entre les axes ; B : Cercle de corrélation des variables ; C : Carte factorielle des stations. .................................. 57

Figure 20 : Approche graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique : répartition de l’inertie entre les axes, cercle de corrélation des variables et carte factorielle des stations (MH et MB). .......................... 60

Figure 21 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne. ............................................................................................... 62

Figure 22: Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 69

Figure 23 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 70

Figure 24 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 71

Figure 25 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 72

Figure 26 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 73

Figure 27 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. ................................. 74

Figure 28 : Graphiques sémantiques différentiels des éléments métalliques dans les sédiments. ......................... 75

Figure 29 : Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les différentes stations d’étude en rapport avec celles trouvées dans la station 3 de l’estuaire du bas Loukkos. ........................................................ 81

Figure 30 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) des sédiments dans les différentes stations d’étude. .................................................................................................... 82

Figure 31 : Variation spatiale des indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculée par rapport à la station de référence (SR=S3). ................................................................................................................................................ 83

Figure 32 : Les indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3). 84

Figure 33 : Approche graphique de l’ACP des métaux dans les sédiments. A : Répartition de l’inertie entre les axes, B : Cercles de corrélation des variables, C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes. ............. 87

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xiii

Figure 34 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans les sédiments à MH et à MB. A-D : Valeurs propres de l’inertie, B-E : Cercle de corrélation des variables, C-F : Carte factorielle des stations. ................................................................................................................................ 91

Figure 35 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la dynamique de l’hydrosystème des ETM dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne.................... 93

Figure 36 : Evolution spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe de l’eau exprimées µg/l en dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. .................................................................... 96

Figure 37 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 97

Figure 38 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 97

Figure 39 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 98

Figure 40 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 99

Figure 41 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. ...................................................................................... 99

Figure 42 : Graphiques sémantiques différentiels des métaux lourds dans l’eau. ............................................... 101

Figure 43 : Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes stations d’étude en rapport avec celle trouvée dans la station 3 dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos. ............................................................. 104

Figure 44 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen dans les différentes stations d’étude dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos. ................................................................................................ 104

Figure 45 : Approche graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les eaux. A : Répartition de l’inertie des ETM dans l’eau entre les deux axes F1XF2. B : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Carte factorielle des variables. C : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation spatiale. D : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation saisonnière. ............................................................................................................................................................................ 109

Figure 46 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans l’eau à MH et à MB (A-B : axes d’inertie, C-D: cercles de corrélation des variables, E-F : cartes factorielles des stations). .............................................................................................................................................................. 112

Figure 47 : Représentation graphique de l’évolution spatiale de la dynamique de l’hydrosystème de la qualité des ETM dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne pendant les deux cycles (MH et MB). .. 114

Figure 48 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Pagellus acarne exprimées en µg/g du poids frais (n=30). ................................................................................................ 122

Figure 49 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les organes de poissons Pagellus acarne. ........................................................................................................... 125

Page 22: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Figure 50 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Pagellus acarne. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2). -B : Cycle de corrélation des variables. -C : Carte factorielle des organes [B : branchies, F : foie et M : muscles]. -D : Carte factorielle des saisons [O : novembre, N : janvier, R : mars et A : mai]. ............................................................................................................................................ 126

Figure 51 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Sardina pilchardus exprimées en µg/g du poids frais (n=30). .......................................................................................... 129

Figure 52 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les organes de poissons Sardina pilchardus. ....................................................................................................... 132

Figure 53 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Sardina pilchardus. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons. ............................................................................................................................... 133

Figure 54 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Diplodus vulgaris exprimées en µg/g du poids frais (n=30). .............................................................................................. 136

Figure 55 : Organotropisme des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris. .................................................................................................... 138

Figure 56 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Diplodus vulgaris. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons. ............................................................................................................................... 139

Figure 57 : Teneurs métalliques moyennes des éléments étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents organes de Liza ramada exprimées en µg/g du poids frais (n=60). .................................................................... 142

Figure 58 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Liza ramada. ....................................................................................................................................................... 144

Figure 59 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Liza ramada. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons. ............................................................................................................................... 145

Figure 60 : Teneurs métalliques moyennes en (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents organes de Barbus callensis exprimées en µg/g du poids frais (n= 40). ............................................................................................ 148

Figure 61 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Barbus callensis. ................................................................................................................................................. 151

Figure 62 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Barbus callensis. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons. ............................................................................................................................... 152

Figure 63 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ................. 157

Figure 64 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................. 157

Page 23: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xv

Figure 65 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). .................... 158

Figure 66 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ............................ 159

Figure 67 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ................................................... 161

Figure 68 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). ................................................... 162

Figure : 69 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans l’espèce AA exprimées en µg/g du poids sec (n=225). ............................................................................................................................................... 165

Figure 70 : Organotropisme de métaux étudiés dans l’espèce AA. ..................................................................... 167

Figure 71. Approche graphique de l’ACP des ETM dans les AA. -A : Répartition de l’inertie entre les axes. -B : Cercles de corrélation des variables. -C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes. ........................ 169

Liste des photos

Photo 1 : Barrage de garde sur l’Oued Loukkos ................................................................................................... 23

Photo 2 : Rejets des rizicultures. ........................................................................................................................... 23

Photo 3 : Pagellus acarne de la côte atlantique marocaine. ................................................................................ 119

Photo 4 : Sardina pilchardus de la côte atlantique marocaine. ........................................................................... 120

Photo 5 : Diplodus vulgaris de la côte atlantique marocaine. ............................................................................. 120

Photo 6 : Liza ramada de l’estuaire du bas Loukkos. ......................................................................................... 120

Photo 7 : Barbus callensis de l’estuaire du bas Loukkos. ................................................................................... 121

Photo 8 : Civelles l’estuaire du bas Loukkos. ..................................................................................................... 121

Liste des annexes

1- Paramètres physicochimiques de l’eau ....................................................................................................... 212

Annexe tab. 1 : Evolution spatiotemporelle des paramètres physicochimiques de l’eau. ................................... 212

Annexe tab. 2 : Evolution globale des paramètres physico-chimiques de l’eau étudiée. .................................... 214

Page 24: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xvi

Annexe tab. 3 : Ratios de paramètres globaux de la pollution des eaux des l’estuaire du bas Loukkos. ............ 215

Annexe tab. 4 : Evolution spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos (MH et MB). ........................................................................................................................................ 215

Annexe tab. 5 : Caractéristiques hydrologiques lors de la MH et MB. ............................................................... 217

Annexe tab. 6: Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH. ........................................... 217

Annexe tab. 7 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MH. .................... 217

Annexe tab. 8 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB. .......................................... 217

Annexe tab. 9 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MB. .................... 217

Annexe tab. 10 : Les relevés hydrologiques pendant les deux cycles. ................................................................ 218

Annexe tab. 11 : Valeurs brutes des paramètres hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne. ........................................................................................................................................................... 218

2- Contamination métallique des sédiments ................................................................................................... 220

Annexe tab. 12 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments de différentes stations exprimées en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (n=30, moyenne±écart-type, valeurs limites). .......................................................................................................................................... 220

Annexe tab. 13 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments (MH). ........................... 220

Annexe tab. 14 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MH. ........................................................................... 221

Annexe tab. 15 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments à MB. ........................... 221

Annexe tab. 16 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MB. ........................................................................... 221

Annexe tab. 17 : Valeurs brutes des ETM mesurées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne exprimés en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g durant les deux cycles de marées (MH/MB). ......... 222

3- Contamination métallique des eaux ............................................................................................................ 222

Annexe tab. 18 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH. ........................................ 222

Annexe tab. 19 : Teneurs des ETM dans les eaux à MH. ................................................................................... 223

Annexe tab. 20 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB. ........................................ 223

Annexe tab. 21 : Teneurs des ETM dans les eaux à MB. .................................................................................... 223

Annexe tab. 22 : Les valeurs brutes des ETM mesurées dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne (n=30) exprimée en (µg/l) durant les deux cycles de marées (MH/MB). .......................................... 224

Page 25: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xvii

4- Contamination métallique des poissons ...................................................................................................... 224

Annexe tab. 23 : Teneurs brutes des ETM chez Pagellus acarne (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. ....... 224

Annexe tab. 23 : L’ACP chez Pagellus acarne (suite). ...................................................................................... 225

Annexe tab. 24 : Teneurs brutes des ETM chez Sardina pilchardus (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. .. 225

Annexe tab. 24 : L’ACP chez Sardina pilchardus (suite). .................................................................................. 226

Annexe tab. 25 : Teneurs brutes des ETM chez Diplodus vulgaris (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. .... 226

Annexe tab. 25 : L’ACP chez Diplodus vulgaris (suite). .................................................................................... 227

Annexe tab. 26 : Teneurs brutes des ETM chez Liza ramada (n=60) exprimés en µg/g du poids frais. ............ 227

Annexe tab. 26 : L’ACP chez Liza ramada (suite). ............................................................................................ 229

Annexe tab. 27 : Teneurs brutes des ETM chez Barbus callensis (n=40) exprimés en µg/g du poids frais. ...... 229

Annexe tab. 27 : L’ACP chez Barbus callensis (suite). ...................................................................................... 231

Annexe tab. 28 : Teneurs brutes des ETM chez Anguilla anguilla (n=225) exprimés en µg/g du poids sec. ..... 231

Liste des abréviations

AA : Espèce de poisson migrateur AA.

ACP: Analyse en Composantes Principales, Principal Components Analysis.

AFD: Analyse Factorielle Discriminante, Discriminant Factor Analysis.

BCR: Bureau des Communautés de Références, Office of the Communities of References.

COSIMA : Construction spéciale pour l’irrigation au Maroc,

CRM: Matériaux de Référence Certifiés, Certified Reference Material.

ETM: Elément Trace Métallique, Traces Metal Element.

FBC : Facteur de bioconcentration=teneur du métal dans l’organisme/celle dans l’eau.

MES: Matières En Suspension, Suspended Matter.

MO: Matière Organique, Organic Matter.

NO: Nord-Ouest, North-West.

NE: Nord-Est, North-East.

OMS : Organisation mondiale de la santé.

PC: Composante Principale, Principale Component.

P.E : présente étude, present study.

Page 26: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xviii

SAA: Spectrométrie d‘Absorption Atomique, Atomic Absorption Spectrometry.

SAAF: Spectrométrie d‘Absorption Atomique en Flamme, Atomic Absorption Spectrometry. with

Flames.

UNEP: Programme des Nations Unies pour l‘Environnement, United Nations Environment

Programme.

PPCE : Paramètres physico-chimiques de l’eau, physical and chemical parameters in the water.

SUCRAL : Sucrerie raffinerie de canne du Loukkos.

SUNABEL : Sucrerie nationale de betterave du Loukkos.

SURLOUK : Surgélation du Loukkos.

Pt : Phosphore : élément chimique présent dans les engrais chimiques et dans certains composés

organiques.

CF : Micro-organisme en bâtonnets, capable de vivre en aérobiose en milieu liquide. Ce sont des

bons indicateurs de la contamination fécale d’une eau.

GLOSSAIRE Accumulation : C’est la capacité qu’à une substance tels les métaux lourds, de se fixer dans un

compartiment donné (sédiment) à des concentrations supérieures aux valeurs naturelles.

Bio-accumulateur : Organisme (animal ou végétal) capable de retenir des traces infimes de

polluants présents dans l'air, le sol ou l'eau et de les accumuler à des doses bien supérieures à

celles auxquelles elles se rencontrent dans les milieux.

Biomarqueur : Un changement observable et : ou mesurable au niveau moléculaire, biochimique,

cellulaire, physiologique ou comportemental, qui révèle l’exposition présente ou passée d’un

individu à au moins une substance chimique à caractère polluant.

Carburateur : Pièce du moteur procédant au mélange de l'air et du carburant avant explosion.

Catalyseur : Corps qui rend possible ou accélère une réaction chimique, sans subir de

modification.

Charge critique : Valeur d'exposition à un ou plusieurs polluants en dessous de laquelle des effets

significatifs sur l'environnement n'apparaissent pas en l'état actuel de nos connaissances.

Composés organiques volatils : Composés organiques gazeux que l'on rencontre dans l'atmosphère,

dont les principaux sont des hydrocarbures.

Cd : Cadmium, élément métallique

Contamination : On parle de contamination lorsque les concentrations en une substance donnée

(physique, chimique et biologique) avoisinent ou dépassent les normes admises.

Cr : Chrome, élément métallique

Page 27: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xix

Cu : Cuivre, élément métallique

DCO (demande chimique en oxygène) : La mesure du taux d’oxygène nécessaire à l’oxydation de

tous les composés (organiques et inorganiques), dans l’eau.

Écosystème : Association, stable dans le temps, entre un environnement physico-chimique

spécifique (le biotope) et un ensemble d'espèces animales et végétales (la biocoenose).

Effets biologiques : Le terme d’effets biologiques désigne toute perturbation, aussi bien au niveau

cellulaire (biomarqueurs), au niveau de l’individu qu’au niveau de la population, permettant à

la fois le suivi dans l’espace et dans le temps de la réponse des organismes à la pression

toxique du milieu et à la mise en relation des sources polluantes et des effets enregistrés.

Effluent : terme général désignant les eaux (généralement altérées par une pollution organique,

chimique, thermique…) sortant de chez un usager.

Granulométrie : Dimension des grains, se dit aussi de la méthode de classement des matières selon

la proportion de grains de différentes tailles qui les composent.

Histogramme : Représentation graphique par rectangles dont la hauteur est proportionnelle à chaque

valeur de la fonction étudiée.

HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques

Hg : Mercure, élément métallique

IdC : Indice de différenciation du comportement.

Indicateur d'exposition : Donnée significative du niveau d'exposition à un polluant.

Microgramme par mètre cube (µg/m3) : Concentration d'un millionième de gramme par mètre

cube.

MES (matières en suspension) : Ensemble des particules solides de petite taille transportées au sein

de la masse d’eau.

Métaux lourds : Éléments métalliques dont le nombre atomique est généralement supérieur à 20

(mercure, plomb, cadmium...). Ils peuvent induire des dommages à de faibles concentrations,

et tendent à s’accumuler dans la chaîne alimentaire.

Nitrates : NO3- : Stade final de l’oxydation de l’azote.

Oxydation : Réaction chimique de combinaison d'un corps avec l'oxygène.

Oxydes d'azote (NOx) : Mélange, en proportions variables, de monoxyde d'azote (NO) et de

dioxyde d'azote (NO2). Seul le dioxyde d'azote est un polluant réglementé, du fait de ses

effets sur la santé.

Polluant secondaire : Polluant produit par l'interaction chimique de polluants primaires dans

l'atmosphère, par exemple l'ozone.

Ppb (parties par billion) : Concentration d'un pour un milliard.

Page 28: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

xx

Ppm (parties par million) : Concentration d'un pour un million.

Pb : Plomb, élément métallique

Pesticides : Produits chimiques utilisés en agriculture pour lutter contre les insectes, moisissures,

mauvaises herbes, acariens, vers...

Polluants chimiques : Le terme de polluants chimiques désigne l’ensemble des composés toxiques

(métalliques et organiques) libérés dans le milieu; mais aussi les substances qui, sans être

vraiment dangereuses pour les organismes, exercent une influence perturbatrice sur

l’environnement.

Ressources en eau : Disponibilité en eau souterraine ou superficielle, renouvelée par le cycle naturel

de l’eau.

Sédimentation : Processus de dépôt de particules sur une surface.

Substrat : Support stable d'un phénomène, d'une réaction chimique par exemple.

Toxicité : Capacité propre d’une substance ou d’un milieu complexe de provoquer des effets nocifs

chez les organismes vivants.

Toxicité sublétale : Ensembles des premiers effets (physiologiques, biochimiques,

histopathologiques et comportementaux) d’une substance ou d’un effluent sur différentes

fonctions d’un organisme, ou d’un ensemble d’organismes (population), se situant en dessous

des effets létaux (mortels).

Valeur limite : voir tableau des valeurs de référence, avec définitions, au début du chapitre : "2.

Constats : qualité de l'air : le bilan par polluant".

Page 29: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

1

INTRODUCTION GENERALE

Depuis plus de cinquante ans, la pollution est l'un des plus graves problèmes auxquels

est confronté notre monde moderne. On entend par pollution, la présence dans

l'environnement des grandes quantités de produits chimiques dangereux, généralement crées

par l'homme, dont les effets nuisibles peuvent se faire durant de longues périodes sur toute la

planète. Cette pollution peut affecter l'eau, l'air et la terre. Elle peut être évidente (nappes

d'hydrocarbures flottante sur la mer). Comme elle peut être beaucoup moins visible

(pesticides répandus sur les champs ou métaux lourds dissous dans les systèmes aquatiques).

Le 20ème siècle voit de plus apparaître des quantités de substances nouvelles

totalement étrangères au milieu naturel dont la dégradation et l’assimilation par la faune et la

flore sont inefficace. C’est ainsi que, les pollutions apparaissent actuellement d’origine et de

nature de forme et d’actions multiples et se révèlent comme un problème majeur de notre

temps. Les différentes dégradations résultant de la pollution de l’écosphère compromettent

l’équilibre des écosystèmes concernés, le renouvellement des ressources naturelles ainsi que

le bien être et la santé de la population humaine.

Les déversements dans les cours d'eau atteignent, de nos jours, des proportions

catastrophiques. Par mesure d'économie, usines et villes rejettent directement leurs eaux

résiduaires, sans les avoir traitées au préalable. Il y a aussi des produits toxiques qui

aboutissent dans les rivières, tuant de nombreuses formes de vie. Parmi ces polluants, citons

le chrome, en provenance des tanneries, des margines et des huileries; le mercure, en

provenance des usines de pâte à papier. La flore et la faune aquatique peuvent dans ce cas

s'appauvrir de façon considérable, non seulement quantitativement mais aussi qualitativement.

L’écosystème aquatique est de plus en plus menacé par différentes sources de

pollution qui risquent de diminuer ses potentialités économiques et d’avoir des répercussions

néfastes sur la santé humaine. Plus que jamais, en cette fin de millénaire, la lutte contre la

pollution des eaux est au centre des discussions et des débats à l’échelle mondiale. Des

centaines de titres consacrés à ce sujet ont pu être relevés dans la presse, des centaines de

colloques, rencontres, congrès se sont déroulés pour en débattre, sans oublier les campagnes

de sensibilisation sur les graves problèmes de pollution subis par les différents écosystèmes.

Parmi les substances chimiques susceptibles de constituer un danger pour la vie aquatique en

général, nous signalons les métaux lourds dont certains comme le chrome, le plomb et le

cadmium. Ces éléments sont très toxiques et de plus en plus utilisés dans les secteurs

industriels. Certains métaux non toxiques le deviennent vu leur pouvoir bio-accumulateur et

Page 30: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

2

leur rémanence dans le milieu aquatique et notamment dans les sédiments compte tenu de leur

non dégradation biologique.

Le Maroc compte parmi les pays d’Afrique les plus menacés par la déficience des

ressources en eau suite à la sécheresse qui frappe de plus en plus durement de nombreuses

Régions. Les réserves hydriques s’avèrent insuffisantes tant en milieu urbain qu’en milieu

rural. Devant cette situation s’imposent donc la préservation et l’optimisation du potentiel

hydrique de notre pays, avec le développement de l’insuffisance d’une législation et son

application stricte qui régisse le contrôle de la pollution rejetée dans le milieu naturel sans

aucun traitement préalable.

Au Maroc, l’approche environnementale est devenue un enjeu autant écologique

qu’économique surtout avec ses ressources naturelles fragiles et limitées. La situation est

d’autant plus grave car le Maroc est en déficit hydrique depuis plusieurs décennies. En effet

selon le rapport mondial de mise en valeur des ressources en eau des nations unies, de

nombreux pays dont le nôtre, sont déjà en situation de crise. Avec 971 m3 /hab. /an, le Maroc

est classé au rang 155 par rapport à 180 pays.

Le Maroc est confronté à des problèmes environnementaux, parfois assez sérieux.

Cette situation est due à une forte croissance démographique, une urbanisation galopante et

une gestion insuffisamment prévoyante des ressources pour satisfaire les besoins générés par

le développement économique.

Aussi les ressources en eau au Maroc sont confrontées à des problèmes de quantités et

de qualités. Ces ressources sont limitées en raison du climat semi-aride et aride et subissent

une détérioration de leur qualité par les différents rejets polluants, telles que les eaux usées

(Serghini, 2003 ; El Morhit, 2005).

Au Maroc, quelques travaux ont été menés sur la détermination des niveaux

métalliques chez les moules et les poissons prélevés de la côte atlantique (Mahyaoui et al.,

1989 ; Alaoui Hassani, 1991 et Chafai Alaoui, 1994 ; Cheggour et al., 2005) et de la côte

méditerranéenne (Sabhi, 1990 ; El Hraiki et al., 1992 ; El Morhit, 2005 ). Ces travaux ont

montré que les connaissances acquises sur le Maroc sont fragmentaires d’où la nécessité

d’étudier de manière régulière, précise et plus concrète la présence des métaux lourds dans les

divers compartiments du milieu aquatique.

Dans le cadre de la recherche sur l’environnement littoral et marin de la côte atlantique

marocaine, une contribution intéressante nous a paru envisageable, par l’étude de l’origine et

du devenir des polluants dans l’estuaire du bas Loukkos où sont déversés de nombreux rejets

Page 31: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

3

(industriels, urbains, agricoles…). Ce qui n’est pas sans conséquence, à plus au moins long

terme, sur la qualité du milieu estuarien de la région.

L’oued Loukkos, l’une des principales rivières du Maroc traversant plusieurs villes en

particulier la ville de Larache et débouchant sur l’océan, connaît depuis plusieurs années, une

dégradation notable de la qualité de ses eaux engendrées par différents rejets de polluant émis

sans traitement dans la rivière. Ces rejets résultent de différentes activités urbaines,

industrielles et agricoles que connaît ce bassin. Parmi les formes de pollution que connaissent

les eaux de ce fleuve, apparaissent les métaux lourds qui résultent des rejets émis par

différentes industries et unités artisanales le long de l’oued. Vu la diversification des produits

chimiques utilisés dans les agricoles, les effluents de ces unités sont caractérisés par une

pollution chimique.

La caractérisation mésologique hydro-chimique permet donc d’évaluer la qualité des

eaux superficielles. Elle constitue l’une des composantes principales dans toute étude du

fonctionnement des écosystèmes aquatiques, plus particulièrement celle qui intéresse les

milieux paraliques soumis à la double influence océanique et continentale. En effet, l’hydro-

chimique de l’estuaire du bas Loukkos est la résultante des flux marégraphiques océaniques et

des apports d’eaux douces de l’oued Loukkos.

C’est dans ce contexte que nous avons entrepris l’étude de l’écosystème aquatique de

l’estuaire du bas Loukkos; la présente étude vient compléter et apporter des éléments

nouveaux aux travaux antérieurs réalisés par Snoussi (1984) ; Cheggour et al. (2004) ; Bazairi

et al. (2005) ; Fekhaoui (2005) ; El Morhit et al. (2008). Le chois a été motivé par

l’importance socioéconomique que représente cet écosystème pour la région de la ville de

Larache et par la forte pression que subit celui-ci en matière de pollution. En effet ce secteur

continue à recevoir beaucoup de rejets polluants à cause de nombreuses agglomérations et

unités industrielles installées sur ses rives et ses affluents. Par ailleurs, l’emploi non

raisonnées des fertilisants et d’engrais dans cette région très agricole ne fait qu’accentuer la

pollution et augmenter le risque de contamination des eaux superficielles et profondes de cet

écosystème.

L’essor démographique important qu’a connu la ville de Larache et l’accroissement

des activités industrielles donnent aux eaux d’origine domestique ou industrielle une

importance particulière. Leurs rejets dans la zone estuarienne peuvent modifier la qualité du

milieu et empêcher et freiner le développement de certaines activités. Dans ce contexte, nous

nous sommes intéressés à évaluer l’état de salubrité de l’estuaire du bas Loukkos.

Page 32: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Le contrôle des métaux lourds dans l’environnement a acquis une importance

croissante durant les dernières années. Dans ce contexte, la présente étude consiste à :

Etudier la qualité des eaux superficielles de l’estuaire du bas Loukkos par le suivi spatio-

temporel d’un certain nombre de traceurs physicochimiques. Les résultats préliminaires

seront synthétisés par une analyse multivariée (ACP) afin de comprendre le

fonctionnement de cet hydro-système et le conditionnement de la charge polluante en

fonction de la dynamique marégraphique.

évaluer la contribution à l’étude de la pollution métallique de l’estuaire du bas Loukkos

de la Région de Larache (nord du Maroc) à travers le suivi spatio-temporel de la

contamination de l’eau, des sédiments et de poissons par six ETM. L’utilisation d’indices

de contamination s’avère d’un emploi judicieux.

réaliser une étude marégraphique dans les stations de l’estuaire étudié.

La présente étude est constituée de la première partie comprend deux chapitres: Chapitre

I : Milieu d’étude, sa situation géographique et ses principales sources de pollution et

Chapitre II : Matériels et méthodes: consacrée à la présentation des stations de prélèvement,

échantillonnages, prélèvement et les analyses physico-chimiques et la deuxième partie

(Résultats et Discussions) comprend quatre chapitres: Chapitre I : Qualité des paramètres

physicochimiques de l’eau, Chapitre II : Etude de la contamination métallique des sédiments

et Chapitre III : Etude de la contamination métallique des eaux et Chapitre IV : Etude de la

contamination métallique des poissons.

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I.1. Cadre général et présentation du bassin de Loukkos I.1.1. Le Bassin Versant

Le bassin versant de Loukkos et de ses affluents s’étendent sur une superficie de 3750

km2 et son altitude moyenne est de 300 m (Figure 1). Les points culminants sont les Djbel

Alam 1670 m et El Khezana 1700 m.

De forme sensiblement rectangulaire, il atteint environ 80 km dans sa plus grande

largeur. Il comprend au nord le Sahel, plateau sableux limoneux ; à l’est et sud, les contre fort

du rif et du prérif ; au centre, la plaine alluviale ; à l’ouest et sud ouest, les formations

sablonneuses des Rehamna.

KHEM

IS D

U S

AH

EL

Khemis du Sahel

TLETA RISSANA SUD

Tleta Rissana

Souaken

SOUAKEN

OULAD OUCHIH

ZOUADA

OC

EAN

A

TLA

NTI

QU

E

25 KmKsarE l Kébir

Routes

Voie férée

LEGENDEN

Figure 1 : Schéma synoptique du bassin versant de l’oued Loukkos.

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I.1.2. La plaine alluviale

Le bas Loukkos serpente dans une plaine alluviale vaseuse et très basse puisqu’elle

n’atteint guère que 10 à 15 m de hauteur et qu’en beaucoup d’endroits elle ne dépasse pas 5 m

(Maurer, 1968).

Entre Ksar El Kébir et l’embouchure, la pente est de 7.10-4 (Thauvin, 1971). La côte

du Loukkos en amont du pont routier de la R.P.2, est au niveau de la mer, si bien qu’à chaque

marée haute de vives eaux, la plaine alluviale est inondée et acquiert les caractères d’un Ria.

Ce couloir alluvial de 40 km de longueur et de 5 à 10 km de largeur, est encadré au nord et au

sud par des collines et des bas plateaux atteignant 100 à 150 m.

Au Nord de la plaine, ces palléaux se relèvent assez rapidement jusqu’à 130 m, puis

prennent une allure subhorizontale. A l’Est, ces formes tubulaires se maintiennent entre 100 et

140 m. Au Sud et à l’Ouest, en fin des plans étagés et dissymétriques s’ordonnent en plusieurs

compartiments d’Arbaoua jusqu’ à la côte à l’ouest, et à la ville de Larache au Nord. On note

également l’existence de grandes cuvettes telles qu’Er-Rhedira et Sakhsoukh.

I.1.3. Aménagement hydraulique

L’aménagement des ressources en eau de la région de Larache a nécessité la

réalisation des infrastructures suivantes (C.S.E., 1991) : Le barrage Oued El Makhazine, pour

assurer la satisfaction des besoins en eau de 25.100 ha, l’alimentation en eau potable et

industrielle des agglomérations urbaines de la région, la production énergétique et la

protection contre les inondations de la basse vallée de l’oued Loukkos. Et, le barrage du garde

du Loukkos pour protéger la basse vallée contre la montée des eaux salines et rehausser le

niveau d’eau dans l’oued Loukkos en vue de permettre un fonctionnement normal des stations

de pompage du périmètre irrigué.

- La protection de la basse vallée du Loukkos contre les inondations par un système de digues

et de dérivation des affluents du Loukkos (Oued El Makhazine et Oued Ouarour,…).

Actuellement, le bassin du Loukkos dispose de deux grands barrages (Tableau I.1).

Tableau I.1 : Estimation de la pollution domestique des villes de plus de 10000 habitants (DRPE, 1991).

Oueds Barrages Oued El Makhazine Barrages Garde de Loukkos Loukkos Loukkos

Année de mise en service 1979 1980 Apports (mm3/an) 916 916

Volume utile 700 700 Volume régularisé 330 330

V. fournis Irrigation 152 152 V. fournis Turbinage

exclusif 154 154

Page 36: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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I.1.4. Source de pollution dans le bassin de Loukkos

I.1.4.1. La pollution domestique

Une évaluation quantitative et qualitative des effluents domestiques et industriels

générés par les principaux centres urbains du bassin de Loukkos est représentée dans le

Tableau I.2.

Tableau I.2 : Estimation de la pollution domestique des principaux centres urbains (DRPE, 1991).

Ksar El Kébir Larache Habitants 88000 82000

Volume des eaux usées m3/j 6968 6226 DCO (mg/l) 6160 5740 DBO5 (mg/l) 4400 4100 MES (mg/l) 5280 4920 PO4 (Kg/j) 352 328

Azote (mg/l) 1320 1230 Il ressort du Tableau I.2 que le volume global des eaux usées générées par les

principales agglomérations urbaines est très élevé.

I.1.4.2. Les mines et industries

Les principales unités consommatrices d’eau dans la région de Larache sont les agro-

industries et les cimenteries :

- Les industries sucrières : la région dispose de trois sucreries, la raffinerie de Tétouan, la

sucrerie de Ksar El Kébir (SUNABEL) mise en service en 1977 avec une capacité de

production de 45.000 tonnes/an et la sucrerie du Loukkos (SUCRAL) à proximité de Larache,

mise en service en 1984 avec une capacité de production de 45.000 tonnes/an,

- Les cimenteries,

- L’industrie laitière,

I.1.4.3. La pollution industrielle

La figure 2 indique la répartition des principales industries dans la zone du bas

Loukkos ; elles sont essentiellement concentrées dans les villes de Larache et Ksar El Kébir.

Page 37: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Figure 2 : Principaux foyers de pollution industrielle.

Un inventaire des unités industrielles existantes ainsi que le milieu récepteur de leurs

rejets sont présentés dans le Tableau I.3.

Tableau I.3 : Inventaire des unités industrielles (DRPE, 1991).

Industrie Situation Nature des produits

Milieu récepteur

Traitement employé

Cosima Larache Article en amiente

ciment -

Décantation aucune

Sucral Sucre brut O. Loukkos

Sunabel Ksar El Kébir

// Nappe de R’mel

Coop. Artis.de tannage Cuir //

I.1.4.4. L’agriculture

L’agriculture irriguée, principalement située dans les périmètres de grande hydraulique

du Loukkos s’étend sur une superficie actuelle de près de 19.600 ha et ceux dans la petite et

moyenne hydrauliques des vallées alluviales.

Les céréales occupent 62% environ de la superficie agricole utile, représentant ainsi

les productions les plus importantes de la région. Les cultures sucrières sont pratiquées dans

le périmètre du Loukkos où la canne à sucre est cultivée en irrigué tandis que la betterave est

principalement en bour (CSE, 1991).

Page 38: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Les superficies agricoles couvrent environ 40 000 ha dans le Loukkos. Les cultures

pratiquées dans ces périmètres sont dominées par les céréales et les cultures sucrières à

l’intérieur des périmètres du Loukkos. Ces cultures emploient des quantités importantes

d’engrais azotés et des pesticides qui risquent de contaminer les ressources en eau par voie de

lessivage et de ruissellement (DRPE, 1991).

I.1.4.5. Etat de la qualité des eaux du bas Loukkos

Les eaux du bassin du Loukkos, leur qualité bactériologique est relativement dégradée

en aval de Ksar El Kébir, en raison des rejets domestiques déversés dans ce cours d’eau.

Sur la base des paramètres de la qualité présentant une appréciation de la qualité

globale des eaux superficielles de la zone d’étude (DRPE, 1991) il ressort :

- Qualité de l’oued Loukkos amont (Ksar El Kébir) est bonne.

- Qualité en aval de l’Oued Loukkos est mauvaise.

I.1.4.6. Alimentation en eau potable et industrielle

L’alimentation en eau potable et industrielle des principales agglomérations de cette

zone, telles Larache et Ksar El Kébir, est essentiellement assurée par le captage des sources et

des nappes d’eau souterraine (nappe de R’mel et nappe de Ouled Ogbane).

Les industries non raccordées au réseau de distribution d’eau sont principalement des

agro-industries telles que SUNABEL, SUCRAL, COSIMA et The du Loukkos. Les besoins

en eau de ces industries s’élèvent à 4 mm3/an et sont satisfaits par des prélèvements à partir de

l’Oued Loukkos (CSE, 1991).

I.1.4.7. Les industries isolées

On entend par « industries isolées » toutes les unités industrielles qui ne sont pas

raccordées aux réseaux de distributions d’eau potable. Les industries sont concentrées dans le

bas Loukkos, sont représentées dans le Tableau I.4.

Tableau I.4 : Industries non raccordées aux réseaux de distribution d’eau (CSE, 1991). Industries Origine SUNABEL Traitement de betterave à sucre près de Ksar El Kébir SUCRAL Traitement de canne à sucre à Zlaoula COSIMA Usine de conduite d’eau près de Ksar El Kébir

SURLOUK Usine de surgélation près d’Al Aouamra THE du Loukkos Usine de thé située au sud de Larache

Surgélation (fruits, légumes) Près de Moulay Bousselham Usine de congélation Larache

Les consommations globales en eau de ces différentes unités sont évaluées

actuellement à 4 Mm3/an et 5,6 Mm3/an respectivement en 2000 et 2003.

Page 39: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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I.2. Présentation géographique de l’oued Loukkos Oued Loukkos draine une partie du Rif occidental ; long d’environ 180 km, il prend

naissance dans le Rif central à Jbel Khézéna, à 1200 m d’altitude et se termine dans l’Océan

Atlantique au nord immédiat de la ville de Larache. Son bassin versant couvre une superficie

d'environ 3750 km² et son cours central peut être subdivisé en trois tronçons :

- Le cours supérieur : il est très raide sur une longueur de 40 km environ, de Jbel Khézéna

jusqu’au confluent de l’oued Ourhane. Sa pente moyenne est de 2% atteignant localement

20% dans le bassin de réception. Le Talweg de flanc de la vallée abrupte, est un fond de faible

largeur. Le bassin est montagneux et recouvert d’une abondante végétation. Le cours

supérieur est semi-temporaire.

- Le cours moyen : encore est très sinueux, il s’étend sur 90 km, jusqu’à Ksar El-Kébir. La

pente est moins forte, 1% en moyenne. La région traversée est vallonnée et la végétation est

aussi abondante. Le barrage de l’oued El Makhazine a été installé entre la confluence de

l’oued Zaz et Ksar El-Kébir.

- Le cours inférieur : de Ksar El-Kébir à l’embouchure, sur une longueur de 50 km et avec une

pente pratiquement nulle, l’oued dessine de nombreux méandres dans la plaine. A 44 km, il

atteint la côte-3m. Les difficultés de l’écoulement des eaux dans la plaine, dues à la faible

pente et à l’influence des marées, provoquent de fréquents débordements, lors des périodes de

crues (Thauvin, 1971). Le lit de la rivière atteint le niveau de la mer (altitude nulle) à environ

40 km de l’embouchure (Maurer, 1968). L'embouchure de cette rivière est relativement

étroite, bordée au nord par une dune sableuse boisée et au sud par une falaise rocheuse (Figure

3).

La plaine qui abrite le complexe des zones humides correspond à une formation

alluviale soltanogharbienne constituée de sable limoneux ou argileux, de limon ou de sols

hydromorphes surmontant des formations du Pliocène. Dans la zone estuarienne, ces sols

deviennent halomorphes ou salins alors qu’ils sont plus variés sur les pentes (dehs, tirs, rmel

…). Les reliefs entourant la plaine sont constitués de sables villafranchiens (plateau de Rmel)

et de marnes et grès marneux éocènes et oligomiocènes (collines prérifaines). Notre étude a

porté plus particulièrement sur cette partie aval du Loukkos que nous développons en détail

ci-dessous.

Page 40: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Figure 3 : Situation géographique du périmètre du Loukkos.

Le périmètre (figure 3) du Loukkos dont la mise en valeur a été basée essentiellement

sur l'exploitation des eaux régularisées de l'oued Loukkos, couvre une superficie d'environ

2560 km2 s'étendant sur 50 km environ au Nord et au Sud, limitée à l'Ouest par la côte

atlantique et à l'Est par une ligne qui suit, du Nord au Sud, le pied des crêtes de grès

numidiens du massif Djebala, la vallée de Tahraout et le pied de Djebel Sarsar.

I.2.1. L’estuaire du bas Loukkos

Comme les principaux exutoires hydrographiques de la façade atlantique

septentrionale, l’estuaire du bas Loukkos interrompe la monotonie rectiligne de la côte

N.20°E. Un redan décale la rive sud de 2.250 km en avant de la rive nord (Andre et El

Gharbaoui, 1973). Cet estuaire constitue l’objet principal de notre étude dont le périmètre est

compris entre les coordonnées suivantes (figure 4) : 35°9’ et 35° 14’ de latitude Nord et 06°5’

et 06°30’ de longitude Ouest.

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Figure 4 : Localisation des stations d’étude dans l’estuaire du bas Loukkos (Maroc). I.2.2. Délimitation de la zone d’étude

L’estuaire du bas Loukkos est un fleuve qui serpente entre la cité antique de Lixus et

la ville actuelle de Larache, a depuis les temps des romains servi de moyen de communication

entre la péninsule Tingitane et le sol Mauritanien, ainsi que comme moyen d’accès à l’océan

atlantique. Il est confronté essentiellement à deux systèmes d’évaluation des altitudes : le

système maritime avec les côtes « marines » (CM) et le système « terrestre ».

Un estuaire est un plan d’eau côtier, particulièrement confiné, qui a une concentration

libre avec la mer ouverte et dans laquelle l’eau de mer est diluée d’une façon mesurable par

l’eau douce dérivée des ruissellements terrestres. Cette définition parait correspondre assez

bien à celle que l’on pourrait attribuer à l’estuaire du bas Loukkos.

Quant aux limites amont et aval d’un estuaire, comme toutes les limites de système

variables et plurifactoriels, il serait difficile de l’assujettir à des valeurs absolues. Selon le

degré de l’interprétation des masses d’eau fluviales et marines, des zones de gradients de

salinité s’établissent. Dans l’estuaire du bas Loukkos, en période de l’étiage, les variations de

Page 42: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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la salinité au cours de la marée, sont encore misérable jusqu’à sa confluence avec le

Makhazine ; ce qui pose d’énorme problèmes pour l’irrigation de la plaine. A cette fin, un

barrage de garde a été construit par la compagnie Espagnole Lukkus dans le but de protéger la

basse vallée de la remontée des eaux saline provenant de la mer, et de créer une retenue d’eau

afin de faciliter les pompages pour l’irrigation. Nous avons donc choisis le barrage de garde

comme limite supérieur de notre zone d’étude.

Si l’influence marine se fait sentir très en amont de l’estuaire, les apports fluviatiles

sont véhiculés par le Loukkos vers l’aval et vont se déposer dans la vasière du plateau

continental. Le débouché du Loukkos sur le proche océan constituerait notre limite aval.

I.2.3. Morphologie de l’estuaire.

Il serpente dans une vaste plaine alluviale en prenant la direction NO-SE de l’aval vers

l’amont. Ce milieu se compose de deux parties : la partie amont de l’oued Loukkos présentant

un chenal sinueux, caractérisée par des méandres libres dans les alluvions d’une plaine

vaseuse et marécageuse et la partie aval du plateau continental.

L’estuaire du bas Loukkos présente toutes les caractéristiques d’une rivière à

méandres. Le stockage de sable sur le côté convexe et creusement du chenal sur le côté

concave. L’examen des documents cartographiques, ainsi que les observations de terrain,

nous montrent une morphologie simple. Des ruine de la cité antique de Lixus jusqu’au port,

un chenal principal dont la profondeur varie entre -2 et -4 m sous le zéro hydrographique,

longe la rive droite. Au niveau de la pointe blanche, on note une rupture de pente très

importante du fond du chenal puis la profondeur redevient constante jusqu’au niveau du port

où elle augmente de nouveau.

Le port de Larache est installé dans une darse sur la rive gauche de l’oued Loukkos, à

750 m environ de l’embouchure. Dans sa partie Sud-Est, la darse est bordée par la zone

industrielle. Mais dans cette zone, comme dans toute la partie Nord-Est, la darse est

complètement évasée et émerge à marrée basse. Malgré les dragages d’entretien pour

maintenir une souille devant les quais, les profondeurs sont très réduites et le port ne peut

accueillir que des bateaux de faible tirant d’eau, d’autant que les tracés sont très obliques.

I.2.4. Hydrographie

Le Loukkos et ses effluents drainent un bassin versant de 3750 km2. L’ensemble du

réseau s’oriente selon un axe principal S.E-N.O parallèle aux lignes de crêtes (chaîne du rif et

barres gréseuses).

Page 43: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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Le principal affluent du Loukkos est le Makhazine qui le rejoint en amont du barrage

de garde ; il draine une superficie totale de 880 km2, soit toute la partie nord du bassin du

Loukkos. Il prend sa source à 380 m environ et s’étend sur une longueur totale de près de 90

km avec une pente moyenne de 4 pour mille.

Les autres cours d’eau, affluents du Loukkos dans la plaine, sont de moindre

importance et ont des bassins versant plus modestes. Tels que (Azla, Menzoura, M’ghar,

Ourhane…).

I.2.5. Cadre géologique

Le bassin versant du Loukkos se situe dans le domaine rifain. Ce domaine correspond

« au Maroc méditerranéenne », c'est-à-dire à la partie Nord du Maroc qui porte l’empreinte

géographique et plus encore géologique de son influence méditerranéenne. Au fond de la

vallée le substrat est limoneux à sablo-limoneux (Marçais et Suter, 1966 ; Leblanc, 1975 ;

Michard, 1976 ; in Snoussi, 1980). Le bassin du bas Loukkos comprend la plaine alluviale

argileuse, le plateau sableux des Rehamna et les collines des Oulad Ogbane (CSE, 1991).

I.2.6. L’hydrologie de l’estuaire

I.2.6.1. L’hydrologie fluviale

Des relevés de côte, dont la fréquence varie selon les débits, sont réalisés aux

différentes stations de jaugeage du bassin versant par le service de l’hydrologie. Le Loukkos

est jaugé à la station de Mrissa, située à environ 50 km de l’embouchure. Cette station donne

les débits d’une superficie de bassin versant de 2120 km2 pour une superficie total de 3750

km2. Le Makhazine, qui draine un bassin de 850 km2, vient se jeter à l’aval de Mrissa à

environ 30 km2 de l’embouchure ; la station de Sidi Ayad Soussi permet d’en connaître les

débits. L’Ourour est jaugé à la station d’Oulad Jouber. Cette dernière donne les débits pour

une superficie de 162 km2 (in Snoussi, 1980).

I.2.6.2. L’hydrologie marine

L’hydrologie de l’estuaire est tributaire de nombreux facteurs : les apports

superficiels, l’infiltration de la nappe sous jacentes (nappe du Loukkos) et le rythme

marégraphique. Ces facteurs entraînent des variations spatio-temporelles de la salinité le long

de l’estuaire. La température de l’eau est fortement liée à l’atmosphère (in Snoussi, 1980 ; El

Morhit et al., soumis).

Page 44: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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a- La marée dans l’estuaire

Ses effets sont importants, car elles engendrent des remaniements de sédiments d’une

part et un mélange des eaux marines et fluviales, d’autre part.

La marée est semi-diurne (T=12h), la durée de sa propagation est environ de 4 minutes

entre la Darse et Lixus (74 km/h), 16 mn entre la darse et le pont (27 km/h) et 32 minutes de

la darse à l’aval du barrage de garde. Pour des basses mers, la marée est ressentie au barrage

avec un retard de 90 mn par rapport à la darse.

L’intrusion saline pénètre dans l’estuaire jusqu’à la confluence du Loukkos avec le

Makhazine en période d’étiage. En hiver, ce front salé est repoussé en aval jusqu’à la darse.

b- La houle dans l’estuaire.

Avant la crue : la houle commence pour pénétrer dans l’estuaire en suivant la partie

rectiligne du chenal le long de la jetée. Elle est ensuite réfractée sur le banc de sable, puis

tourne rapidement sur la gauche et vient se briser sur la rive droite du fleuve. Une faible partie

tourne à droite en même temps que le chenal se déploie un peu en éventail et vient mourir sur

la rive gauche. L’agitation ne pénètre pas dans la darse et ne remonte guère en amont de celle-

ci. Après la crue qui a provoqué un certains remaniements des fonds, le chenal, plus rectiligne

est à peu près centré sur l’axe du fleuve. La houle se fait sentir très en amont de la darse et

dans la darse elle-même, elle peut donner lieu à un fort ressac.

c- Les courants.

Lorsque le débit fluvial atteint quelques dizaines de m3/s, il existe devant

l’embouchure une tache d’eau marron qui se déploie en éventail ; les trajectoires de courant

seraient les nervures de cet éventail. Les déplacements de cette eau turbide peuvent donc nous

renseigner sur les variations du champ des courants.

L’hydrologie naturelle du Bas Loukkos, avant l’installation du barrage Al Makhazine

et du barrage de garde, était marquée par une grande irrégularité et, surtout, par la difficulté

d’écoulement des eaux pluviales vers l’aval, qui provoquait des débordements fréquents au

niveau de la plaine, alors que la montée des marées provoquait une salinisation des eaux de

cette plaine, constituant un problème majeur à l’agriculture. Les crues du Loukkos et de ces

affluents dévastaient une grande superficie de la plaine : en janvier 1970 par exemple, une

crue de 1070 m3/s (à Mrissa) a dévasté le cours inférieur. La montée des eaux estuariennes a

été interceptée par un barrage de garde, mis en service en 1982 à environ 5 km de

l’embouchure, alors que les crues ont été atténuées dans cette plaine par la construction (en

1979) du barrage oued Al Makhazine et par l'endiguement de la rivière en amont du barrage

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de garde. Ceci a permis de transformer une partie de la zone inondable de la plaine en zone de

cultures irriguées.

L'hydrologie actuelle du site est donc influencée par cinq sources d’eau :

� Les apports de l'oued Loukkos, en majeure partie interceptés par le barrage Al Makhazine.

� Les eaux estuariennes, qui remontent le long de l'oued Loukkos, jusqu'au barrage de garde

(à chaque marée haute) ; elles remontent cependant le long d'un canal de dérivation qui reçoit

les eaux de l'oued Ouarour et traverse la plaine située sur la rive droite.

� Les eaux de ruissellement des affluents de basse altitude : (1) oueds Mansoura, Ouarour et

Azla sur la rive droite (eaux d'origine essentiellement pluviales); (2) oueds Sakhsoukh et

Smid El Ma sur la rive gauche, remplis surtout par les eaux phréatiques du plateau de Rmel.

� L’aquifère du bas Loukkos, composé d’un secteur sous-jacent au complexe des zones

humides et de la nappe du plateau sableux du R'mel qui s'étend au nord-ouest de la plaine du

Loukkos ; cette dernière est gonflée par les eaux d’irrigation excédentaires en provenance du

barrage Al Makhazine.

� Les eaux d’irrigation, originaire des lacs de barrage, et les eaux usées urbaines (des villes

de Larache et de Ksar El Kébir) et industrielles (usines à l'embouchure et en aval de Ksar El

Kébir).

Cette hydrologie complexe permet de scinder le complexe du bas Loukkos en six

unités hydrologiques :

1- Embouchure du Loukkos et habitats adjacents (sansouire, salines, chenaux …) : cette

zone est limitée en amont par l’autoroute Rabat-Tanger, mais les eaux de l’estuaire remontent

plus en amont, le long des affluents de rive droite, alors qu'elles sont freinées par le barrage de

garde.

2- Marécages d’Aïn Chouk-Boucharene : ils s’étendent le long de la bordure nord-ouest de

Rmel et constituent la marge ouest du complexe, où débouchent des affluents de rive gauche

du Loukkos. Ils sont subdivisés en deux secteurs :

• Au nord, le secteur de Aïn Chouk : alimenté par la nappe sous-jacente et par O.

Sakhsoukh. Il est séparé du cours estuarien du Loukkos par la route tertiaire en aval du

barrage de garde.

• Au sud, le secteur de Boucharène : alimenté par O. Smid El Ma et par des petites

résurgences de la nappe de Rmel. Il est limité à l’est par une digue qui le sépare du drain

principal du périmètre d’El Adir.

3- Retenue du barrage de garde : elle est limitée latéralement par deux digues de protection

contre les crues et s’étend de ce barrage jusqu’à la confluence O. El Makhazine - O. Loukkos.

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4- Marécages de Doukkala-Oulad Mesbah : ensemble de petites merjas semi-permanentes

qui se développent au pied des collines sableuses de Khmis Sahel (bordure nord-est de la

plaine du Loukkos), généralement à la terminaison des vallons.

5- Périmètre irrigué d’El Adir (rizières du Loukkos), zone humide artificielle située entre les

marais de Boucharène et la retenue du barrage de garde, elle est parcourue par un réseau de

drainage et d'irrigation.

6- Plaine alluviale entre l’autoroute et le barrage de garde : zone humide à la limite amont

de la zone estuarienne, elle a été anciennement transformée en zone de culture, mais

l’autoroute y crée (par un effet de barrage) des marécages semi-temporaires.

I.3. Climatologie

Les facteurs climatiques d’un milieu agissent directement sur l’ensemble des

composantes biologiques d’un écosystème (stade de développement, stade aérien, émergence,

ponte, …) ou indirectement en modifiant les caractéristiques physiques d’un plan d’eau, par le

biais de l’ensoleillement qui intervient sur la température de l’eau, ou la pluviosité, capable

d’influencer le régime hydrologique (Rossillon, 1984).

Le climat du Maroc est de type méditerranéen caractérisé par un photopériodisme à la

fois quotidien et saisonnier, par l’existence des saisons thermiques nettement tranchées et par

des précipitations concentrées pendant la saison froide (Emberger, 1964).

I.3.1. Régime climatique

Le bas Loukkos se situe dans l’étage sub-humide de la classification de l’Emberger

(1964). Bien que situé sur la façade atlantique. Il possède un régime de type

« méditerranéen », caractérisé par l’opposition d’une saison humide (de Novembre à Avril), et

d’une saison sèche (de Mai à Octobre). Il est cependant tempéré par la proximité de l’océan,

mais cette influence modératrice est masquée vers l’intérieur, par la présence d’un plateau qui

s’interpose entre la plaine et l’océan.

Les données climatiques de la décennie 1983-1993 (disponibles chez l’ORMVAL)

donnent des précipitations de 600-700 mm/an, avec une saison pluvieuse (novembre-février),

où on registre des valeurs de 100 à 120 mm/mois, et une saison sèche (mai-septembre) où les

précipitations s’abaissent à 1-36 mm/mois. Pendant les autres mois (octobre, mars et avril),

les précipitations sont irrégulières. Les moyennes mensuelles de la température indiquent une

certaine influence océanique ; elles varient entre 10,5-12,5°C (mois de janvier) et de 22,5-

26°C (mois d’août), avec des minima moyens entre 5°C et 8°C et des maxima moyens entre

27°C et 32°C. La saison fraîche est relativement longue (octobre à mai), sous l’effet des vents

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océaniques (Gharbi), lesquels sont fréquemment inversés lors de la période sèche, où

soufflent des vents d'est secs et chauds (Chergui). Le bioclimat est de type subhumide à hiver

froid.

I.3.2. Pluviosité

C’est un facteur climatique important dans les domaines estuariens. Les résultats de la

précipitation mensuelle moyenne sont présentés dans le Tableau I.5 et la figure 5.

Tableau I.5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004-2007 (ORMVAL, 2005).

Précipitation mensuelle moyenne Mois 2004-2005 2005-2006 2006-2007

janvier 114 114 février 137 137 mars 132,3 132,3 avril 55,3 19,3 19,3 mai 58,4 1 1 juin 0 6 6

juillet 0 août 0 28

septembre 0 4,1 8,2 octobre 77,1 45,6 96,9

novembre 8,8 82,3 114 décembre 202 50 28

TOT/MOY 401,6 591,6 684,7

Précipitation mensuelle totale exprimée en mm

050

100150200250

janvie

r

fevrie

rmars av

ril mai juin

juille

tao

ut

septem

breoc

tob

nove

mbre

decem

bre Mois

2004-2005 2005-2006 2006-2007

Figure 5 : Précipitation mensuelle moyenne durant les années 2004−2007.

Page 48: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

20

I.3.3. Température

Le cycle annuel de la température peut être divisé en quatre périodes thermiques de

durées inégales, établis à partir des températures moyennes (Schoen, 1969). Les résultats de la

température mensuelle moyenne sont présentés dans le Tableau I.6 et la figure 6.

Tableau I.6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007 (ORMVAL, 2005).

Température mensuelle moyenne Mois 2004-2005 2005-2006 2006-2007

janvier 10,0 10,0 février 12,0 12,0 mars 11,4 11,4 avril 13,0 15,9 15,9 mai 14,5 21 21 juin 17,9 21,6 21,6

juillet 22,0 24,0 24,2 août 20,45 24,1 24,1

septembre 37,0 20,1 21,3 octobre 16,75 20,1 20,45

novembre 13,6 14,6 15,7 décembre 12,3 11,8 13,8

TOT/MOY 33,1 17,5 17,3

Température mensuelle moyenne en (°C)

0

10

20

30

40

janvie

r

fevrie

rmars av

ril mai juin

juille

tao

ut

septem

breoc

tob

nove

mbre

decem

breMois

2004-2005 2005-2006 2006-2007

Figure 6 : Température mensuelle moyenne durant les années 2004−2007.

La température des milieux aquatiques et par suite des zones humides, doit être connue

avec précision, car elle est capable de modifier les processus physiques, biologiques et

chimiques.

Page 49: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

21

I.3.4. Insolation

C’est en été que l’effet de l’insolation se manifeste le plus intensément, cet

échauffement, dû à l’absorption des rayons infrarouge, provoque dans les zones peu protégées

(surfaces des eaux, sédiments superficiels, etc) une hyperthermie qui, au-delà d’un certain

seuil, accélère toutes une série de processus chimiques, notamment les cycles de

fermentations déjà favorisées par d’autres conditions présentent dans le milieu estuarien

(microflore bactérienne, vase riche en sulfure de fer, résidus dégradés de pollution).

De tels phénomènes pourraient avoir des conséquences néfastes sur la communauté

biologique si l’intervention d’autres facteurs ou le comportement des espèces n’en

contrebalançaient pas les effets défavorables. Elkaim (1972) observe une importante

destruction de Tictibranches (Aplysia dipilans) dus à l’insolation dans les hautes cuvettes du

platier de Salé (estuarien de Bouregreg).

I.3.5. Vent

La rose du vent indique une dominance des vents marins du secteur Ouest et Sud-

Ouest ce qui fait ressortir le caractère océanique du climat. Ces vents marins alternent près de

la côte, en été, avec le Chergui et le Foehn, d’origine continentale, qui souffle de l’Est et du

Nord. Au large et à l’entrée du fleuve, les vitesses et directions des vents conditionnent dans

une large mesure les directions des courants marins et la direction de la houle.

I.3.6. Aperçu pédologique

Les sols du Rif et du prérif sont, à cause de la forte érosion dans cette région, le plus

souvent jeunes et peu développés. La nature des roches mères détermine donc la répartition

des sols. Cependant à divers endroits, du sol et dépôts quaternaires ancien sont préservés, se

sont essentiellement les « sols rouges méditerranéenne» et des encroûtements calcaires

(Schoen, 1969).

I.4. Population urbaine et rurale La province de Larache compte 19 communes et municipalités. Elle comptait en 2004,

472 mille habitants dont 219 milles dans les communes et les centres urbains et 252 milles

dans les communes rurales. Le taux d’urbanisation se situait à 46,5%.

Le nombre de ménages recensés en 2004 s’est élevé à 89 944, répartis en 46 848

ménages urbains et 43 096 ménages ruraux. Les ménages citadins représentaient 52,1% de

l’ensemble des ménages de la province. La répartition en pourcentage des ménages selon le

Page 50: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

22

nombre de personnes dans le ménage se caractérise par une nette concentration autour des

ménages de 5 personnes.

Selon la résidence, on remarque que les ménages ruraux sont relativement de plus

grande tailles : les ménages de 7 personnes et plus représentent plus de 43% en milieu rural

pour moins de 28,6% en milieu urbain.

La municipalité de Larache qui représente administrativement la ville de Larache,

comptait lors du RGPH de 2004 une population de 107371 habitants représentant ainsi un

poids démographique de 22,7% par rapport à l’ensemble de la province de Larache (Tableau

I.7). Cette population s’est accrue de 1.7% en moyenne au cours des 10 dernières années.

C’est le taux d’accroissement le plus fort au niveau de la province de Larache. La

municipalité compte 23399 ménages d’une taille moyenne de 4,59 personnes (Tableau I.8).

Tableau I.7 : Données démographiques de la municipalité et la province de Larache (RGPH, 2004).

1994 2004 2010 2020 Province de Larache 431476 472386 498771 546062

Municipalité de Larache 90400 107371 118799 155578 Poids dans la province 21,0 % 22,7 % 23.8 % 28,5 %

Tableau I.8 : Données démographiques de la municipalité de Larache (RGPH, 2004).

Municipalité de Larache 1994 2004 2010 2020 Population 90400 107371 118799 155578 Ménages 18091 23399 26400 36181

Taille de ménage 5,00 4,59 4,50 4,30 I.5. Situation géographique de nos stations de prélèvement et sources de

pollution locale de l’estuaire du bas Loukkos Le barrage de Garde du Loukkos (photo 1), qui a été construit en 1981, est un ouvrage

de compensation du barrage Oued Al Makhazine. Il a été prévu pour répondre à un double

objectif : premièrement profiter au mieux du schéma d'aménagement global de la basse vallée

du Loukkos et en particulier pour harmoniser les intérêts énergétiques et agricoles en perdant

le moins d'eau possible et deuxièment constituer une bâche de pompage pour les besoins

agricoles et empêcher la remontée des eaux salées en provenance de l'océan à l'intérieur du

périmètre irrigué d'une superficie de 35.000 ha.

Page 51: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

23

Photo 1 : Barrage de garde sur l’Oued Loukkos

I.5.1. Sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos

Les sources de pollution en amont de l’estuaire du bas Loukkos sont deux types :

Les sources de pollution permanentes :

- Les rejets des rizicultures (photo 2).

- Les eaux usées ménagères qui sont déversées dans les fosses septiques.

Photo 2 : Rejets des rizicultures.

Les sources de pollution non permanentes :

L’utilisation des motopompes par des riverains pour l’irrigation a causé plusieurs fois

l’apparition de flaques d’huile au niveau de la prise d’alimentation en eau potable suite aux

vidanges des motopompes qui sont effectuées directement dans l’Oued Loukkos.

I.5.2. Sources de pollution en aval de l’estuaire du bas Loukkos

Après la visite des différents rejets se déversant directement dans l’estuaire, il ressort

ce qui suit :

Page 52: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

24

Une dizaine de rejets secondaires caractérisés par des débits très faibles.

Des rejets industriels : celui d’usines agroalimentaire de conserverie, de congélation et

de farine de poissons et usine d’emballage.

Courantologie : la côte atlantique marocaine est soumise à des upwellings

intermittents, dont les eaux sont généralement riches en éléments traces (Bruland et al., 1983).

I.5.3. Lutte contre la pollution

Dans le cadre de la protection de l’environnement et du cadre de la vie de la ville de

Larache et de ses environs, la préfecture, la municipalité et les industries de la ville, ont

décidé de mener une étude de lutte contre la pollution notamment industrielle. En effet, le

problème de la pollution industrielle à la ville de Larache mérite une attention particulière.

Des solutions adéquates devraient être trouvées pour y faire face afin de sauvegarder le milieu

naturel et l’environnement de cette ville et d’améliorer le cadre de vie des citoyens à côté

d’une zone industrielle de plus en plus dense.

C’est ainsi qu’il a été décidé de mener des études et des missions pour évaluer le degré

de pollution actuel de la ville et de ses environs, d’élaborer et de mettre en œuvre un plan de

lutte contre la pollution industrielle, en permettant à la commune de former une cellule anti-

pollution qui assurera progressivement le contrôle et la surveillance continue des différentes

sources de pollution. Cette cellule deviendra à terme, le gradient qui veillera à l’application de

la charte de protection de l’environnement de la préfecture de la ville de Larache.

Page 53: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

25

II.1. Présentation de la zone d’étude

Pour la réalisation de ce travail et tenant compte des diverses activités recensées dans

la zone (industries agro-alimentaire, pêcheries, eaux usées domestiques et agricoles), cinq

stations, réparties le long de l’estuaire, ont été retenues (figure 7) et définies comme suit :

- Station 1 Dhiria : située au niveau du barrage de garde à 21 km de l’embouchure. Elle reçoit

les eaux de drainages des rizicultures situées en amont.

- Station 2 Ain Chouk : située à 16 km de l’embouchure.

- Station 3 Baggara : elle est distante de 9 km de l’embouchure et est caractérisée par un

surpâturage, une bonne extension de terrains agricoles et la coupe de végétation.

- Station 4 Grangha : à 3 km de l’embouchure, elle reçoit les rejets urbains et industriels de la

ville de Larache.

- Station 5 Port de Larache : située au niveau de l’embouchure du Loukkos.

Les coordonnées géographiques des stations de l’estuaire et leurs caractéristiques sont

présentées sur le Tableau II.1.

Tableau II.1 : Coordonnées géographiques des stations de l’estuaire du bas Loukkos. S1 S2 S3 S4 S5

Latitude 35° 09' 11" 35° 10' 21" 35° 10' 46" 35° 12' 39" 35° 12' 03" Longitude -6° 05' 20" -6° 05' 36" - 6° 06' 59" - 6° 06' 54" - 6° 09' 09" X Lambert 437218.71 436828.00 434732.66 434883.06 431459.89 Y Lambert 505710.85 507870.98 508655.67 512137.63 511052.07

Page 54: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

26

Figure 7 : Localisation des stations d’études sur l’estuaire du bas Loukkos. II.2. Echantillonnage Pour évaluer le degré de contamination métallique de l’estuaire du bas Loukkos,

plusieurs prélèvements ont été réalisés dans les différentes stations suscitées pour l'analyse

des métaux dans les sédiments, l’eau et les poissons. Les métaux recherchés dans ces trois

matrices : sédiments, eaux et poissons où Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd sont recherchés.

Les prélèvements d'échantillons ont été effectués dans des conditions très favorables.

En règle générale, les échantillons prélevés ont été conditionnés et transportés à la

température de 4°C jusqu'au laboratoire.

Les cinq stations choisies ont été visitées par une seule reprise. Cette période

d'échantillonnage s'est traduite par six compagnes de prélèvement de sédiments et de l’eau et

sept campagnes de prélèvement de poissons (3 pour Aa et 4 pour [PA, SP, DV, LR et BC])

(Tableau II.2). Les différents échantillons sont destinés au laboratoire pour l'étude de la

contamination métallique.

Page 55: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

27

Tableau II.2 : Campagnes de prélèvements.

Mois PPC Sédiment Eau Poissons (n=415) AA PA SP DV LR BC

mars-06 + + + + - - - - - mai-06 + + + + - - - - - juil-06 + + + + - - - - - sept-06 + - - - - - - - - nov-06 + - - - + + + + + janv-07 + - - - + + + + + mars-07 + + + - + + + + + mai-07 + + + - + + + + + juil-07 - + + - - - - - -

Nombre Cies 8 Cies 6 Cies (1) 6 Cies (1) 3 Cies (15) 4 Cies Nombre d’échantillons n=30 n=30 n=225 n=190

Remarque : PPC : paramètres physico-chimique / Cies : campagnes / PA : Pagellus acarne, SP : Sardina pilchardus, DV : Diplodus vulgaris,

LR : Liza ramada et BC : Barbus callensis.

Les dates de prélèvement des échantillons d’eau de l’estuaire du bas Loukkos lors de

la marée haute et de la marée basse durant l’année 2006/2007 sont représentées dans le

Tableau II.3.

Tableau II.3 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à (MH et MB). Stations Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5 03/2006 MB MB MH MH MH 05/2006 MB MB MB MH MH 07/2006 MH MH MB MB MB 09/2006 MB MB MH MH MH 11/2006 MH MH MB MB MB 01/2007 MH MH MB MB MB 03/2007 MB MB MH MH MH 05/2007 MB MB MB MH MH

MB : marée basse ; MH : marée haute.

II.3. Préparation des échantillons et leur conservation II.3.1. Mesure des paramètres physico-chimiques de l’eau

II.3.1.1. Relevés effectués sur le terrain

II.3.1.1.1. Température

Les relevés de la température de l’eau ont été effectués à l’aide d’un thermomètre à

mercure graduée au 1/10 de degré Celsius.

II.3.1.1.2. Salinité (Sa)

Les mesures de la salinité (exprimée en g/l) ont été réalisées à l’aide d’un salinomètres

de type YSI (modèle 33) ; S.C.T Meter.

Page 56: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

28

II.3.1.1.3. Conductivité (Ce)

Les mesures de la conductivité (exprimées en mS/cm) ont été effectuées à l’aide d’un

conductimètre de type YSI (modèle 33) ; S.C.T Meter. Les valeurs relevées ont été corrigées à

20°C selon la méthode de Rodier.

II.3.1.1.4. Oxygène dissous (OD)

Exprimé en mg/l, c’est un paramètre qui a été mesuré sur le terrain à l’aide d’un

oxymètre ORION Research, Lonalyser modèle 607 A avec électrode spécifique O2.

II.3.1.1.5. Potentiel hydrogène (pH)

Les mesures ont été faites à l’aide d’un pH-mètre ORION Research, ionalyeser

modèle 607 avec électrode spécifique ORION pH 91-05.

II.3.1.2. Analyses effectuées au laboratoire

II.3.1.2.1. Matière en suspension (MES)

Les matières en suspension sont déterminées par filtration sur filtre millipore : puis

pesées un séjour de 24 H à 110°C (RODIER, 1976). Elle est exprimée en mg/l.

II.3.1.2.2. Carbone Organique Total (COT)

Le carbone organique total est déterminé par filtration sur filtre millipore : puis pesés

un séjour de 24 H à 110°C (RODIER, 1976). Il est exprimé en mg/l.

II.3.1.2.3. Nitrates (NO3)

C’est la quantité des ions NO3- (mg/l) présents dans un litre d’eau. En présence de

salicylate de sodium. L’échantillon à analyser est évaporé à sec puis dissout dans l’acide

sulfurique concentré, donnant du paranitro-salicylate de sodium coloré en jaune dont

l’intensité est proportionnelle aux teneurs en nitrates dans l’eau (norme AFNOR T90-012 ;

1952).

II.3.1.2.4. Demande chimique en oxygène (DCO)

Elle est exprimée en mg/l d’O2. Le dosage a été effectué par le sel de Mohr après

chauffage à reflux pendant 2 heures (norme AFNOR T90-101 ; 1988).

II.3.1.2.5. Demande biologique en oxygène (DBO5)

C’est la quantité d’oxygène dissous consommée par les micro-organismes, à

l’obscurité à 20°C pendant 5 jours (DBO5). Elle est déterminée par la méthode manométrique

(respiromètre à pression constante GILSON) (norme AFNOR T90-103 ; 1975).

II.3.2. Prélèvement des sédiments, des eaux et poissons pour l’analyse des ETM

II.3.2.1. Sédiments

Page 57: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

29

Durant l’année 2006/2007, 30 échantillons de sédiments superficiels ont été prélevés

trimestriellement (mars, mai et juillet) (tableau II.2), au niveau des cinq stations réparties le

long de l’estuaire. Séchés à l’étuve pendant 48 heures à 80°C et tamisés dans un tamis à

maille inférieur à 100 µm. 0,3 g de ces sédiments ont été minéralisés à 120°C pendant 4

heures en présence de 4 ml d’acide fluorhydrique et 2 ml d’un mélange acide chlorhydrique et

acide nitrique (Meyerson et al., 1981 ; Rauret et al., 1988 ; Thomas et al., 1994 ; Tahiri et al.,

2005).

II.3.2.2. Eau

Les prélèvements mensuels d’eau ont été effectués dans des flacons en polyéthylène

inerte chimiquement avec capsules de fermeture préalablement lavés et rincés par l’eau de

l’estuaire. Les échantillons prélevés (n=30 ; Tableau II.2) ont été filtrés à travers un filtre à

membrane de 0,45 µm, acidifié avec 2 ml de concentré HNO3 et stockés à température

ambiante jusqu'à l'analyse.

II.3.2.3. Poissons

Quatre cent quinze échantillons d'organes de poissons ont été prélevés en collaboration

avec les pêcheurs. L'ensemble des espèces recueillis est considéré sans distinction, afin de

déterminer la variabilité interspécifique. Les échantillons pris ont été placés dans des sachets

en plastique et conservés à 4°C (Tableau II.2).

Dans cette étude, trois espèces de poissons Pagellus acarne, Sardina pilchardus,

Diplodus vulgaris ont été prélevées dans la côte atlantique marocaine, alors que Liza ramada,

Barbus callensis et AA dans l’estuaire du bas Loukkos (Tableau II.2). Les échantillons des

poissons ont été prélevés par des méthodes standard utilisées en ichtyologie (la longueur

standard et le poids ont été mesurés par des balances ; Tableau II.4).

Les échantillons des branchies, foie et muscles de poisson ont été obtenus à partir du

corps de poissons dans la partie dorsale, sans peau ni os. Alors que le corps entier a été obtenu

pour les civelles. Le tout a été conservé à -18°C. Pour l'analyse, deux grammes de chaque

échantillon de ces organes ont été dissous dans une solution de l'acide nitrique (HNO3 : H2O =

2 : 1) à 130°C pendant 2 heures.

Les particules non dissoutes furent filtrées et diluées dans 25 ml de solution d’acide

nitrique. Les analyses ont été effectuées à l’aide d’un spectrophotomètre Perkin Elmer 3100

au Laboratoire d’Ecotoxicologie de l’Institut National d’Hygiène (INH) de Rabat (Auger,

1989).

Page 58: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

30

Les teneurs des métaux lourds présentées en mg/kg du poids frais pour toutes les

espèces sauf l’espèce AA (en poids sec) ont été comparées aux valeurs de référence

européennes qui limitent les seuils de toxicité respectifs dans l’alimentation humaine comme

suit : Pb=0,5 et Cd=0,1 (C.E., 2002).

Tableau II.4 : Caractéristiques biométriques des poissons étudiées. Longueur Standard (cm) Poids (g)

poissons N=415 Moyenne±Ecart-type Min-Max Moyenne± Ecart-type Min-Max PA 30 14,83±6,84 7−34 30,53±16,08 10−74 SP 30 23,33±4,95 16−35 44,00±18,35 22−96 DV 30 22,33±5,14 14−31 35,53±9,68 18−57 LR 60 16,56±4,76 10−29 42,26±10,20 28−62 BC 40 18,53±5,08 10−29 41,26±11,95 26−76 AA 225 7,5±0,2 4−9 0,16±5,01 0,3−0,8

II.3.2.4. Dosage des métaux lourds des différents prélèvements

Les dosages des métaux dans les trois matrices ont été effectués sur les minéralisats

après dilution. Le Cu, le Cr, le Pb et le Cd ont été dosés par spectrométrie d’absorption

atomique (SAA, AWG 120) à four et dans le cas du Fe et du Zn par SAA (VARIAN AA 240

Z) à flamme.

II.3.2.5. Contrôle de qualité

La validité des méthodes analytiques a été vérifiée par contrôle interne à l’aide

d’échantillons standards (sédiment : CRM-277, Community Bureau of Reference ; fish:

DORM-2, National Research Council ; and seawater : CASS-3, National Research Council

Canada). Des échantillons de sédiments, d’eau et de poissons de référence certifiée de

différentes agences, ont été analysés pour vérifier l’exactitude de notre résultat (Tableau II.5).

Page 59: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

31

Tableau II.5 : Valeurs trouvées et certifiées provenant de l’Agence International de l’Energie Atomique (IAEA. 433) au niveau du sédiment, eaux marines et estuariennes adjacentes et par DORM2 au niveau des poissons.

Sédiments Valeurs trouvées Valeurs certifiées

Fe (g/kg) 38 ± 2,6 40,8 ± 1,9 Zn (µg/g) 96 ± 4 101 ± 8 Cu (µg/g) 28 ± 1,2 30,8 ± 2,6 Cr (µg/g) 145 ± 3,7 136 ± 10 Pb (µg/g) 28,5 ± 1,3 26 ± 2,7 Cd (µg/g) 0,127 ± 0,09 0,153 ± 0,033

Eau Valeurs trouvées Valeurs certifiées

Fe (g/kg) 0.722±0,067 0,713±0,058 Zn (µg/g) 0.393±0,011 0,381±0,057 Cu (µg/g) 0.621±0,016 0,592±0,055 Cr (µg/g) 0.141±0,018 0,144±0,029 Pb (µg/g) 0.011±0,001 0,0098±0,0036 Cd (µg/g) 0.026±0,002 0,026±0,003

Poissons Valeurs trouvées Valeurs certifiées

Fe (g/kg) - - Zn (µg/g) 24,11 ± 0,9 25,6 ± 2,3 Cu (µg/g) 2,39 ± 0,15 2,34 ± 0,16 Cr (µg/g) 33,8 ± 1,65 34,7 ± 5,5 Pb (µg/g) 0,070 ± 0,009 0,065 ± 0,007 Cd (µg/g) 0,051 ± 0,010 0,34 ± 0,008

II.3.2.6. Analyse statistique

Le traitement de l’ensemble de données par ACP, AFD et ANOVA a été réalisé avec

le logiciel XL-STAT. Une analyse de variance (ANOVA) a été appliquée également en

utilisant le même logiciel pour tester la signification des différences des paramètres

hydrologiques entre les stations d’une part, et entre les mois d’autre part (Sokal et Rohlf,

1995).

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32

Page 61: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

33

I.1. Introduction Les études portant sur la qualité du milieu littoral national montrent que la partie

comprise entre Larache et Essaouira connaît toutes les formes de pollution. En effet, cette

zone concentre plus que la moitié de la population, avec un maximum de densité urbaine de

l’ordre de 1800 habitants par km2 à Casablanca et une concentration industrielle importante

(70% des entreprises recensés sont installées dans l’axe Kenitra-Safi). Toutefois, cette

pollution reste localisée au niveau des agglomérations urbaines, des points de rejets des

établissements industriels côtiers et des estuaires des différents cours d’eau qui drainent le

long de leurs parcours tous les effluents d’eaux usées domestiques, industrielles et agricoles

provenant des sites traversés (Orbi et al., 1998).

Nous nous sommes intéressés dans ce travail à la qualité des eaux superficielles par le

suivi et l’analyse des paramètres physiques et chimiques au niveau des différentes stations

prospectées tout en mettant l’accent sur l’effet de la dynamique marégraphique de cette

dernière.

I.2. Evaluation spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de la qualité de l’eau

Les résultats des analyses réalisées durant les années 2006 et 2007 sont représentés

dans le Tableau I.1 et les figures 8-18.

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34

Tableau I.1 : Caractéristiques hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites).

S1 S2 S3 S4 S5

Ta (°C) 22,40±3,92 (27,78−5,10)

22,25±3,24 (26,80−16,80)

22,87±3,96 (26,90−15,40)

21,31±2,72 (25,40−17,00)

20,31±2,65 (24,70−16,50)

Te (°C) 23,17±4,63 (28,30−4,30)

23,00±4,53 (29,70−14,80)

23,50±4,40 (28,90−15,01)

22,05±4,12 (27,50−15,00)

21,09±4,03 (27,00−15,02)

pH 7,76±0,45 (8,44−7,22)

7,65±0,40 (8,52−7,25)

7,58±0,27 (7,83−7,10)

7,81±0,38 (8,30−7,02)

7,82±0,23 (8,02−7,40)

Sa ‰ 6,08±2,05 (8,70−2,60)

12,27±3,55 (18,50−8,20)

21,58±6,42 (31,00−12,50)

27,21±3,94 (34,10−22,20)

33,54±1,12 (34,80−31,70)

Ce (mS/cm)

0,84±0,27 (1,49−0,59)

11,64±8,38 (27,50−0,79)

19,84±11,80 (48,10−10,51)

30,23±12,62 (52,20−13,10)

44,58±7,29 (54,70−36,40)

OD (mg/l)

6,43±2,86 (11,1−2,17)

7,33±3,34 (12,30−4)

8,21±3,87 (13,60−3,5)

8,75±4,39 (15,00−2,5)

8,68±4,56 (15,40−2,95)

MS (mg/l)

73,27±29,14 (108,00−31,20)

55,49±25,26 (86,00−12,85)

53,79±19,26 (80,00−29,45)

55,59±26,65 (82,00−10,56)

42,28±28,57 (81,00−14,30)

CO (mg/l)

8,33±1,56 (10,50−6,30)

8,88±2,54 (12,14−5,20)

9,06±5,08 (15,40−3,10)

11,83±8,48 (24,60−3,70)

19,96±10,55 (33,40−3,50)

NO (mg/l) 2,40±4,24 (12,80−0,38)

2,19±1,93 (5,70−0,67)

2,98±4,23 (12,40−0,13)

5,04±5,25 (13,80−0,80)

4,89±5,88 (13,50−0,27)

DC (mg/l)

20,28±9,34 (38,40−10,00)

20,91±7,34 (30,50−11,60)

37,31±36,22 (98,20−10,50)

27,60±14,49 (50,00−9,70)

26,76±12,30 (46,70−12,30)

DB (mg/l)

8,47±4,08 (13,10−2,29)

9,86±4,26 (16,90−3,71)

11,82±7,85 (24,40−3,90)

5,75±2,87 (11,50−2,78)

10,67±7,81 (23,50−2,80)

Sa : salinité, OD : oxygène dissous ; MS : matière en suspension ; CO : carbone organique total ; NO : nitrate ; DC : demande chimique en

oxygène; DB : demande biologique en oxygène ; S : station.

I.2.1. Température de l’air (Ta)

La température est un facteur abiotique très important. Sa mesure est nécessaire

puisqu’elle joue un rôle dans la solubilité des gaz, la dissociation des sels dissous et la

détermination du pH (Rodier, 1984).

L’évolution saisonnière de la température de l’air (figure 8) montre des variations

spatiales similaires (l’écart thermique intersaisons ne dépasse pas les 28°C). La température

maximale (27,80°C) a été enregistrée pendant la saison chaude (novembre-06) et la

température minimale (15,10°C) a été obtenue pendant la saison froide (janvier-07). Ceci

reflète bien l’influence du climat régional.

Les valeurs de la température sont maximales en été et minimales en hiver, sont

voisines à celles qui ont été soulignées dans les travaux antérieurs (El Blidi et Fekhaoui,

2003 ; Hatje, 2003 ; Malki et al., 2003 ; Fekhaoui, 2005 ; Yurkovskis et al., 2007 ; El Morhit

et al., soumis). On retrouve dans l’évolution générale de la température, les caractères

particuliers aux milieux des estuaires. Des températures minimales ont été relevées en janvier

Page 63: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

35

2007 et mars 2006 pendant les deux cycles. Alors que les températures maximales ont été

enregistrées pendant le mois de juillet et novembre 2006. Elles peuvent différer sensiblement

entre la pluie et la basse mer en raison des différences des hauteurs des eaux à ces deux

périodes et des circonstances atmosphériques. Les écarts maximaux surviennent en hiver et en

été. Tandis qu’au début du printemps, les températures tendent à s’équilibrer avant de

s’inverser.

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) Air

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S1 S2 S3 S4 S5Stations

T(°C

) Air

Min Max Moy

Figure 8 : Evolution spatio-temporelle de la température de l’air et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. I.2.2. Température de l’eau (Te)

La température de l’eau de surface au niveau de l’estuaire présente une augmentation

de l’aval vers l’amont, remarquée par les deux états de marée (haute et basse). La même

remarque a été faite par Cheggour (1988) ; Lemine (1993) ; El Hachadi (1999), Cherkaoui

(2006) et El Morhit et al. (2008) qui ont constaté un gradient croissant de l’aval vers l’amont.

Ce gradient est dû à l’insolation et à la faible profondeur en amont de l’estuaire (figure 9).

L’évolution de la température d’un cours d’eau reste liée d’une part aux conditions

locales telles que le climat régional, la topographie, la durée de l’ensoleillement, le débit et la

profondeur (Mc Neely et al., 1980) et d’autre part aux rejets éventuels d’eau chaude

provenant soit des centrales électriques soit des usines utilisant l’eau comme moyen de

refroidissement.

La température de l’eau est un paramètre d’une importance majeure dans la vie des

écosystèmes aquatiques. Elle a une influence sur plusieurs processus physiques, chimiques et

biologiques (Barbe, 1981).

Page 64: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

36

Les résultats de la figure 9 montrent des variations spatio-temporelles similaires pour

toute la période d’étude. L’amplitude de la variation entre les campagnes ne dépasse en aucun

cas 30°C.

Par ailleurs, l’effet de la marée est très présent au niveau de cet estuaire. La remontée

des eaux marines, enregistrée lors des campagnes réalisées à MH, entraîne une baisse de la

température liée à la fraîcheur des eaux marines. Le même phénomène a été décrit par Jadal

(2002) pour l’estuaire d’Om Rbia où l’évolution spatiale de ce paramètre se caractérise par un

gradient décroissant amont-aval.

Quant aux variations spatiales, aucune différence significative n’a été relevée. Les

écarts enregistrés ne sont dus en fait qu’au décalage horaire journalier entre les différents

points de prélèvement c’est la raison pour laquelle le profil spatial ne présente pas de

différence significative entre les différentes stations. La moyenne qui est de l’ordre de 22 °C

reste liée aux conditions locales (climat, durée d’ensoleillement, débit) (MC Neely, 1980).

Ces concentrations sont similaires à celles trouvées dans d’autres sites (Jadal, 2002 ; Hatje,

2003). Cette situation pourrait s’expliquer par l’aménagement hydraulique du bassin versant

du bas Loukkos (El Morhit et al., soumis). Comparée à d’autres études, la température de

l’eau de l’estuaire du bas Loukkos est faible par rapport à celle trouvée dans la rivière de

Ganges où elle fluctue de 15 à 35 °C, suggérant que cette augmentation est due aux influences

naturelles et anthropiques (Sarkar et al., 2007).

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) Eau

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

T(°C

) Eau

Min. Max. Moy.

Figure 9 : Evolution spatiotemporelle de la température de l’eau et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

Page 65: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

37

I.2.3. Salinité (Sa)

La salinité explique la chlorosité de l’eau qui est le pourcentage de chlorure dans

l’eau. Les chlorures existent dans toutes les eaux à des concentrations très variables dont

l’origine peut être une percolation à travers les terrains salés, des infiltrations des eaux

marines dans les nappes phréatiques ou profondes, des rejets humains (urines), des industries

extractives (industries pétrolières, houillères…) et surtout les industries de sel (saline), de la

soude et de la potasse (Bremond et Perrodon, 1979).

Selon la subdivision de Boeuf (1941 in Cherkaoui, 2006), on distingue 5 secteurs

d’après la salinité. Le facteur salinité contrôle la répartition de la faune, de la flore et des

minéraux.

• Secteur marin > 30 g/l.

• Secteur marin prépondérant (30-25 g/l).

• Secteur fluvio-marin (25-10 g/l).

• Fluvial prépondérant (10-2 g/l).

• Fluvial (2-0,5 g/l).

En se basant sur la salinité, on a constaté que l’estuaire présente actuellement de l’aval

vers l’amont les secteurs suivants :

• Secteur marin > 30g/l correspond à la station 5.

• Secteur marin prépondérant (30-25 g/l) correspond à la station 4.

• Secteur fluvio-marin (25-10 g/l) correspond aux stations 2 et 3.

• Fluvial prépondérant (10-2 g/l) correspond à la station 1.

Page 66: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

Salin

ité (g

/l)

Min. Max. Moy.

Figure 10 : Evolution spatiotemporelle de la salinité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

La salinité varie dans le même sens de la minéralisation. L’évolution spatiotemporelle

de la salinité au niveau de l’estuaire permet de déceler des différences des teneurs très

significatives entre les divers points de prélèvement (Figure 10). Les valeurs moyennes

varient de 6,08 à 33,54 g/l. Les teneurs les plus importantes s’observent principalement au

niveau des stations avales soumises directement aux influences marines avec des valeurs

pouvant atteindre jusqu’à 30 g/l de salinité à MB et 45 g/l à MH. Cette augmentation est en

rapport avec la richesse des eaux en chlorure suite à la remontée des eaux marines à MH.

Cette influence s’atténue cependant au niveau de la S1 sous l’effet de la dilution des eaux

amont de l’estuaire du bas Loukkos.

La variation mensuelle de la salinité montre que les teneurs en sels les plus élevées

sont enregistrées en été. L’augmentation de la salinité en été est de l’ordre de 33,54 ‰ et

résulte d’une importante évaporation de l’eau due à la température élevée durant cette saison.

Les teneurs minimales sont enregistrées en automne et en hiver et sont de l’ordre de 6,08 ‰.

La diminution de la salinité à partir de l’automne est due principalement à la chute de la

température et à l’arrivée des eaux douces continentales qui sont en liaison avec l’abondance

des pluies qui diluent l’eau de mer. Les concentrations de la salinité trouvées dans notre

études sont faibles par rapport à celles obtenues dans les études antérieures, où elles varient de

24,7 ‰ à 35,7‰ (Kaimoussi, 2002).

Les valeurs moyennes extrêmes de la salinité enregistrées au cours des différentes

campagnes sont relativement élevées par rapport à celles déterminées dans d’autres sites

(Sarkar et al., 2007). Sarkar et al., (2007) ont expliqué cette situation par l’influence des

Page 67: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

39

apports naturels ainsi que par des apports anthropiques. D’autres auteurs ont trouvé que la

concentration de la salinité est voisine à celle trouvée dans notre étude (Snoussi, 1984 ;

Fekhaoui, 2005). Ce phénomène s’explique par l’influence de la dynamique marégraphique et

les eaux douces (El Morhit et al., soumis).

I.2.4. Conductivité (Ce)

La conductivité d’une eau est un indicateur des changements de la composition en

matériaux et leur concentration globale. Elle est proportionnelle à la qualité de sels ionisables

dissous (Nisbet et Verneau, 1970). Elle renseigne sur le degré de minéralisation globale des

eaux superficielles. Des températures élevées agissent sur la conductivité électrique par action

sur la mobilité des sels (Dussart, 1966). Les eaux naturelles servent comme solvant d’un

nombre considérable de solutés, qui en solutions aqueuses sont soit complètement associées

en ions ou partiellement ionisées. Une conductivité élevée traduit soit des pH normaux, soit le

plus souvent une salinité élevée (Bremond et Perrodon, 1979).

Les résultats présentés dans notre étude montrent que les valeurs enregistrées oscillent

entre 0,79 mS/cm (S2) pendant le mois de novembre 2006 et 54,7 mS/cm (S5) pendant le

mois de septembre de la même année.

La minéralisation globale de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos montre des différences

importantes entre les valeurs minimales et maximales, principalement au niveau des stations

avales S4 et S5 dues aux influences d’origines marines lors des marées hautes définissant un

gradient de minéralisation amont-aval (Figure 11).

Au niveau des stations avales (S4 et S5) de l’estuaire du bas Loukkos, les variations de

la conductivité sont très liées à celles de la marée. C’est ainsi qu’à MH (campagnes :

novembre, janvier, mars et mai) nous assistons à un enrichissement ionique (chlorures)

appréciables des eaux qui influencera par conséquent les valeurs de la minéralisation.

Une influence terrestre tout à fait à l’amont, où la nature géologique salifère et

gypsifère qui caractérisent les stations amont principalement se fait sentir au niveau de la

station S2.

Les valeurs moyennes de la conductivité relevées dans l’ensemble de l’écosystème

sont élevées par rapport à celles relevées dans la station de Babughat et port de Diamond de la

rivière de Ganges (Sarkar et al., 2007) où elles fluctuent entre 0,8 et 3,9 mS/cm, dans

l’estuaire de Sebou (Malki et al., 2008) entre 0 et 29 mS/cm et dans la rivière de Sebou

(Mergaoui et al., 2003) entre 1 et 1,4 mS/cm.

Page 68: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

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mars-06

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en

mS/

cm

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

Con

duct

ivité

(mS/

cm)

Min. Max. Moy.

Figure 11 : Evolution spatiotemporelle de la conductivité et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ces paramètres.

I.2.5. Oxygène dissous (OD)

L’oxygène est l’un des paramètres particulièrement utile pour l’eau et constitue un

excellent indicateur de la qualité. Sa présence dans les eaux de surface joue un rôle

prépondérant dans l’autoépuration et le maintient de la vie aquatique. Cependant, sa présence

dans les eaux urbaines est considérée comme gênante du fait de la possibilité de la corrosion

des distributeurs métalliques (M.C Bride et Rutherford, 1983).

L’oxygène est l’un des facteurs fondamentaux de la vie. Il entre pour 21% dans la

composition de l’air atmosphérique, et représente 35% environ des gaz dissous dans l’eau à

pression normale (Bremond et Perrodon, 1979).

02468

1012141618

mars-06

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OD

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l

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

OD

(mg/

l)

Min. Max. Moy.

Figure 12 : Evolution spatiotemporelle de l’oxygène dissous et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

Page 69: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

41

Les résultats spatiotemporels de la figure 12 montrent un faible taux d’oxygène avec

une valeur de 2,5 mg/l enregistrée dans la S4 pendant le mois de mars 2006 et pendant le mois

de mars de la même année on note un maximum de l’oxygène avec une valeur de 15,4 mg/l

enregistrée dans la S5. L’allure des courbes de variation spatio-temporelle de l’oxygène

dissous pour toutes les stations est identique sauf la station 1 où on note une faible teneur en

oxygène pendant le mois de juillet 2006.

Dans l’ensemble du site, la concentration de l’oxygène dissous est relativement faible

vis-à-vis des valeurs habituellement obtenues dans d’autres estuaires (El Blidi et Fekhaoui,

2003). Le taux qui a été trouvé dans notre étude (figure 12) est voisin à celui déterminé par

Fekhaoui (2005), il varie entre 6−9 mg/l. Fekhaoui (2005) a expliqué ce taux par l’élévation

anormale de la température qu’a connu l’estuaire au début de l’année 2005. En plus, El

Morhit et al., (2008) ont expliqué la concentration de l’oxygène par le mouvement de la

marée qui engendre un brassage continue de la masse d’eau et par conséquent un

enrichissement de la phase dissoute en oxygène. D’autres études ont trouvé que la

concentration de l’oxygène est faible et dépend de la dynamique marégraphique (Hatje, 2003 ;

Malki et al., 2003 ; Yurkovskis et al., 2007). L’évolution spatio-temporelle de la teneur de

l’oxygène dissous au niveau de l’estuaire du bas Loukkos, montre que la charge en matière

organique biodégradable d’origine domestique, industrielle et agricole rejetée et accumulée,

contribue à une chute sensible de l’oxygénation du milieu et surtout dans la station 3 de notre

étude. Les apports excessifs en matières organiques fermentescibles rejetées par les égouts de

la ville de Larache susceptibles d’être oxydés, se traduisent par une consommation accrue de

l’oxygène et d’une baisse intermédiaire de sa teneur.

Dans notre étude, l’évolution saisonnière de l’oxygène dissous montre des

concentrations plus élevées dans la saison estivale que celles dans la saison hivernale. Ceci est

en désaccord avec les études antérieures, suggérant qu’une eau froide contient une plus

grande quantité d’oxygène dissous qu’une eau chaude (Hébert et Légaré, 2000).

I.2.6. Potentiel hydrogène (pH)

Le pH de l’eau résume la stabilité de l’équilibre établi entre les différentes formes de

l’acide carbonique. Il est lié au système tampon développé par les carbonates et les

bicarbonates. Il dépend de la diffusion du gaz carbonique à partir de l’atmosphère, du bilan

des métabolismes respiratoires et photosynthétiques (Hutchinson, 1987) ainsi que de l’origine

des eaux, la nature géologique du milieu traversé, les rejets des eaux usées, etc. (Dussart,

1966). Il est indissociable des valeurs de la température, de la salinité et du taux du CO2

(Nisbet et Verneau, 1970), ainsi il a été démontré que la minéralisation de la matière

Page 70: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

42

organique provoque une chute du pH (Goterman, 1995). Il a une action directe sur la

disponibilité des ions métalliques dans l’environnement marin et donc sur le taux de leur

accumulation par les organismes tout en modifiant la forme du métal et en agissant sur la

physiologie des organismes (Bryan, 1979).

Les métaux lourds peuvent être mobilisés en cas de modification des conditions

environnementales. Il existe un pH au dessus duquel les métaux sont brusquement relargués,

ce pH est différent selon le métal considéré (Tableau I.2).

Tableau I.2 : Le pH des différents métaux (Duchauffour, 1995). Métaux lourds pH

Cd 06 Cu 05 Pb 04

Les valeurs de pH de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos enregistrées au cours de la

période d’étude, varient entre 7,02 enregistrées dans la S4 (pendant le mois de mars 2006) et

8,52 enregistrées dans la S2 (pendant le mois de novembre 2006). Cette faible variation est

attribuable à l’effet tampon des ions bicarbonates, indiquant bien la potabilité de l’eau

(figure 13).

La variation du pH entre les campagnes ne dépasse pas en général une unité du pH

sauf pour le cas de la station 4. Ce dernier présente en moyenne le pH le plus bas. Cependant,

comme il est illustré par la figure 13, l’allure des courbes de la variation spatio-temporelle du

pH pour les cinq stations est très variable et ne suit pas une loi régulière.

Les valeurs trouvées du pH dans les différentes stations étudiées au cours de notre

cycle saisonnier ne présentent pas de danger pour la faune et la flore. Ces variations ne sont

pas faciles à interpréter car elles sont la résultante d’un grand nombre physique et biologiques

difficiles à mettre en évidence. Les gammes de pH qui sont directement mortelles pour les

poissons, sont celles inférieures à 5 et celles supérieures à 9 (Bremond et Perrodon, 1979).

Les eaux de l’estuaire du bas Loukkos montrent un pH très variable en rapport avec

les fluctuations probables de la salinité qui suivent le cycle marégraphique et probablement

les fluctuations de la charge organique (El Morhit et al., soumis ). Cette alcalinité est due à

l’effet tampon des eaux océaniques. D’autres auteurs ont montré que le pH de l’eau des

estuaires (Sebou et Om Rbiâ) est très tamponné. Le pH est de l’ordre de 8 en raison du

système tampon développé par les carbonates et les bicarbonates (Ezzaouaq, 1991 ; Jadal,

2002 ; El Blidi et Fekhaoui, 2003 ; Himmi et al., 2003). Les concentrations faibles du pH qui

ont été enregistrées au niveau de la station 3 peuvent être dues à la présence de la matière

Page 71: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

43

organique. Fekhaoui (2005) et El Morhit et al., (2008) ont confirmé ce résultat dans le même

écosystème par la présence de la matière organique biodégradable. Par ailleurs, les valeurs de

ce paramètre relevées dans l’estuaire du bas Loukkos sont voisines de celles trouvées par

Hatje (2003) et Sarkar et al., (2007).

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2

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5

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7

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9

mars-06

mai-06

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6

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7

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mai-07 Mois

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S1 S2 S3S4 S5

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

pH

Min. Max. Moy.

Figure 13: Evolution spatiotemporelle du pH et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. I.2.7. Matière en suspension (MES)

Dans les eaux superficielles, les MES peuvent provenir soit des effets de l’érosion

naturelle du basin versant suite à de violentes précipitations, soit des rejets d’eaux résiduaires

urbaines ou industrielles. Leurs effets sur les caractéristiques physicochimiques de l’eau sont

très néfastes (modification de la turbidité des eaux, réduction de la transparence, de la lumière

donc de la photosynthèse…). Ce paramètre à un certain degré est considéré comme limitant à

la fluctuation et au développement de la faune benthique et même du peuplement

ichtyologique. La teneur en MES est généralement liée aux séquences hydrologiques du

fleuve (crues et étiages). Cependant son estimation n’est pas nécessairement corrélée avec

celle du débit mais dépend plutôt de la nature des épisodes hydrologiques qui ont précédé le

prélèvement (Fontevieille, 1987). Les MES d’origine aussi nombreuses que diversifiées,

peuvent être considérées comme une forme de pollution à des teneurs élevées.

Dans l’estuaire du bas Loukkos, en relation avec le potentiel érosif relativement faible

du bassin, les eaux sont assez chargées en MES. La forte charge (108 mg/l)

exceptionnellement enregistrée en janvier 2007 (figure 14) est probablement le résultat d’une

manifestation hydrologique brutale (crue), dont les MES montrent une grande différence entre

les valeurs minimales et maximales enregistrées. Ceci pourrait être lié aux variations

saisonnières très importantes et aussi à la dynamique marégraphique. L’accroissement moyen

Page 72: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

44

de la MES peut être attribué à une activité agricole et à une intense érosion du bassin versant,

suite à des pluies orageuses brutales. Lors d’événements de pluie, le transport par

ruissellement, de particules de terre vers les cours d’eau occasionne une augmentation des

matières en suspension. Une hausse des MES est généralement accompagnée d’une hausse de

la turbidité, ce qui rend le traitement de l’eau pour des fins d’approvisionnement en eau

potable plus complexe et plus coûteux. Une telle hausse peut aussi entraîner un réchauffement

de l’eau, lequel aura pour effet de réduire la qualité de l’habitat pour les organismes d’eau

froide (Hébert et Légaré, 2000). D’autre auteurs ont montré que la fluctuation de la MES est

essentiellement liée aux apports issus des principaux collecteurs de la ville. De plus, les

agents dynamiques tels que les courants liées à la marée, contribuent eux aussi à

l’augmentation de la teneur en MES par la remise en suspension de la couche fine des

sédiments (Kaimoussi, 2002).

Les études menues par l’Institut Agronomique et Vétérinaire Hassan II ont montré

qu’au cours des lâchers du barrage, les MES augmentent (S1), la turbidité augmente, la

salinité chute et le taux de l’oxygène dissous devient très faible.

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

MES

(mg/

l)

Min. Max. Moy.

Figure 14 : Evolution spatiotemporelle de la matière en suspension et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

I.2.8. Carbone Organique Total (COT)

Le COT est la teneur en carbone liée à la matière organique. Il représente la somme

des matières organiques dissoutes et en suspension (Web1).

Dans l’estuaire du bas Loukkos, les concentrations moyennes en COT enregistrées

sont de l’ordre de 8,33 dans la S1 et 19,96 mg/l dans la S5. La forte charge (33,4 mg/l)

exceptionnellement enregistrée en mars 2007 au niveau de la S5 est probablement le résultat

d’une manifestation hydrologique brutale (crue) (figure 15), dont les COT montrent une

Page 73: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

45

grande différence entre les valeurs minimales et maximales enregistrées. Ceci pourrait être lié

aux variations saisonnières très importantes. L’accroissement moyen peut être attribué à une

intense érosion du bassin versant, suite à des pluies orageuses brutales, aux apports de

l’érosion et des pollutions. Les eaux usées urbaines contiennent habituellement près de 100

mg/l de COT (Web2).

Les valeurs moyennes du COT montrent des variations importantes dénotant un

gradient amont aval (figure 15). Cette situation peut être attribuée sans doute à la dynamique

marégraphique. Ces valeurs sont très élevées par rapport à celles déterminées dans l’estuaire

du port Jackson (4,54 mg/l) (Hatje, 2003), suggérant que cette situation ne peut être expliquée

que par les mouvements de la marée.

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

CO

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g/l)

Min. Max. Moy.

Figure 15 : Evolution spatiotemporelle du carbone organique total et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

I.2.9. Nitrates (NO3)

Les NO3 constituent le stade final de l’oxydation de l’azote. Leur présence dans l’eau

atteste d’une bonne récupération en cas de pollution organique. L’activité humaine est

indubitable dès que l’on observe des concentrations dépassant 12 mg/l (Bremond et Perrodon,

1979). D’après les normes marocaines relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine

est de 50 mg/l. Les apports de NO3 proviennent principalement de l’écoulement des eaux sur

le bassin versant, les apports latéraux, des cultures (engrais azotés). Les NO3 peuvent aussi

provenir des eaux usées domestiques et parfois même des eaux industrielles.

L’évolution des nitrates est dominée par deux grandes variations saisonnières mars 06,

janvier 2007 et mai 07 où les variations spatiales amont aval sont très nette avec un

enrichissement de l’embouchure. Le reste où les variations sont faibles (stabilité).

Page 74: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

46

Au niveau de l’embouchure, cet enrichissement est dû à une nitrification très active en

cette période de réoxygénation du milieu. Les apports latéraux de NO3 par lessivage des

terrains agricoles très chargés en cet élément ne sont pas à négliger. Par ailleurs, les résultats

révèlent les faibles apports des NO3 d’origine marine (S5). Les profils longitudinaux de ces

ions présentent la même allure pour les stations S4 et S5 comme le montre la figure 16.

Les teneurs du NO3 enregistrées dans l’estuaire du bas Loukkos sont relativement

faibles par rapport à celles observées dans le même estuaire par Fekhaoui (2005). Ces teneurs

ont été expliquées par la présence des phytoplanctons. Alors que d’autres auteurs ont trouvé

que les NO3 peuvent atteindre des valeurs plus élevées (24 mg/l), suggérant la présence de la

matière organique (Mergaoui et al., 2003). Gassama et Violette ont expliqué l’augmentation

du NO3 par la présence des engrais azotés.

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

NO

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g/l)

Min. Max. Moy.

Figure 16 : Evolution spatiotemporelle du nitrate et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

I.2.10. Demande chimique en oxygène (DCO)

La DCO permet une estimation des matières oxydables présentes dans l’eau quelques

soient leurs origines (fer ferreux, nitrates, ammoniaque, sulfures et chlorures).

Au niveau de l’estuaire du bas Loukkos, la DCO évolue dans le même sens que le

gradient de minéralisation (amont-aval). Ceci a été relevé par plusieurs auteurs ; Ezzaouaq

(1991) dans l’estuaire de Bouregreg et Jadal (2002) dans l’estuaire d’Om Er Rbia. L’influence

de certains éléments minéraux notamment les chlorures (Rodier, 1996) sur la détermination

de ce paramètre se traduit cependant par une surestimation de la DCO dont l’évaluation reste

non significative au niveau de l’estuaire du bas Loukkos.

Page 75: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

47

En effet, les profils spatiotemporels de la DCO (figure 17), dans les eaux de l’estuaire

du bas Loukkos sont proportionnels à ceux de l’oxygène dissous. Ils montrent la présence

d’une charge minérale importante avec des valeurs moyennes oscillantes entre 20,28 et 37,31

mg/l. Ces valeurs peuvent atteindre 98,20 mg/l en S3 pendant le mois mars. Avec des taux

aussi élevés, nous pouvons parler d’une pollution intense et d’une situation dangereuse. Cette

situation est perceptible au niveau de la S3 soumise aux rejets permanents de la ville de

Larache. Cependant à travers le profil longitudinal nous assistons à une légère réduction de

cette charge au niveau de la S4, accompagnée d’une hausse de la teneur en oxygène qu’on

peut probablement rapprocher d’une oxydation non achevée des polluants organiques et à

l’effet de dilution des eaux du barrage de garde. L’enrichissement de la S3 en matière

organique et oxydable est dû essentiellement aux rejets de la ville de Larache renforcées

occasionnellement par les apports marins durant le flot de la marée. Par ailleurs, aucune

grande influence saisonnière n’apparaît durant les différentes campagnes de l’étude.

Sarkar et al., (2007) ont expliqué la faible concentration de la DCO par la présence de

la matière organique. Le même phénomène a été décrit par Romero et al. (2004). Par ailleurs,

dans notre étude les valeurs maximales ont été enregistrées à MH pendant la saison hivernale

(mars 2007). Ceci confirme l’origine domestique de cette contamination.

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S1 S2 S3 S4 S5 Stations

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Min. Max. Moy.

Figure 17 : Evolution spatiotemporelle de la DCO et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

I.2.11. Demande biologique en oxygène (DBO5)

La DBO5 exprime la quantité d’oxygène nécessaire à la dégradation biologique de la

matière organique d’une eau. Elle est sensiblement proportionnelle à la teneur de l’eau en

matière organique biodégradable et donc à la quantité de micro-organismes et inversement

proportionnelle à la teneur en oxygène dissous. Elle dépend entre autre de la nature des

Page 76: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

48

matières organiques dissoutes, de la présence ou de l’absence d’éléments inhibiteurs de la

flore microbienne (métaux lourds, hydrocarbures, détergents…).

En effet, les profils spatiotemporels de la DBO5 (figure 18), montrent la présence

d’une charge minérale importante avec des valeurs moyennes oscillantes entre 5,76 et 11,82

mg/l de DBO5. Ces valeurs peuvent atteindre 24,40 mg/l en S3.

L’évolution temporelle de la DBO5 se caractérise par des valeurs plus importantes en

période estivales qu’en période hivernale. La dilution provoquée par les eaux de pluie et de la

marée reste le facteur déterminant de cette constatation.

Dans l’ensemble du site, la concentration de la DBO5 est relativement élevée par

rapport à celle détectée dans d’autres sites tels que la rivière de Ganges où elle fluctue entre

2,7–5,95 mg/l dans la station de Babughat et entre 0,75–2,8 mg/l dans la station de Gangasar

(Sarkar et al., 2007). Comparées à d’autres estuaires au Maroc, les concentrations DBO5 de

l’estuaire du bas Loukkos sont plus faibles vis-à-vis des valeurs habituellement recensées

(Mergaoui et al., 2003, Cherkaoui, 2006), suggérant l’excès de rejets des polluants d’origine

organique.

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Min. Max. Moy.

Figure 18 : Evolution spatiotemporelle de la DBO5 et celle des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. I.3. Bilan de la qualité des paramètres physicochimiques des eaux

I.3.1. Approche spatiale

Les variations spatio-temporelles sont complexes, ils ne reflètent pas l’état réel de la

pollution dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos à cause des divers rejets ponctuels et

anarchiques qui rendent le milieu incontrôlable, d’où l’intérêt d’un suivi spatial afin de

ressortir les particularités de chaque zone d’étude. C’est à travers les résultats d’analyses

Page 77: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

49

physicochimiques obtenues et traitées précédemment, que nous essayons de suivre l’évolution

spatiale de cette qualité en se basant sur les valeurs moyennes (annexe tab. 1).

Les stations S1 et S2

Les eaux apportées par l’oued Loukkos au niveau des stations S1 et S2 se caractérisent

par une minéralisation élevée (conductivité de 6,25 mS/cm) par comparaison avec celles

obtenues par les études antérieures (Jadal, 2002) où elle atteint 1,80 mS/cm dans l’estuaire

d’Om Er-Rbia, due non seulement aux teneurs des ions chlorures, mais surtout à celles des

ions sulfates. Un enrichissement probablement d’origine géochimique et dont l’érosion est le

principal responsable contribuant à la dissolution du gypse et des sulfures présents dans les

roches sédimentaires.

Cependant, une origine anthropique n’est pas exclue aussi, suite à l’utilisation abusive

des détergents et des produits de lessives par les riverains. Par contre les teneurs des indices

de pollution (DBO5 et DCO) sont assez faibles par rapport à celles de l’ensemble des autres

stations avec un taux d’oxygène dissous proche de 6,88 mg/l et faible si on les compare avec

les résultats précédents (Jadal, 2002 ; Cherkaoui, 2006).

Les valeurs moyennes de l’oxygène dissous se rapprochent de 6,88 mg/l mais celles de

la DBO5 et de la DCO sont relativement plus élevées avec des valeurs respectives de 9,16 et

20,6 mg/l par comparaison avec celles obtenues par les études antérieures (Jadal, 2002) dont

les valeurs atteignent respectivement 8,3 et 26,4 mg/l dans l’estuaire d’om Er-Rbia. Par

contre, elles sont faibles par rapport à celles rencontrées au niveau de l’estuaire de Bou

Regreg (Lemine, 1993 ; Cherkaoui, 2006)

Donc, en S1 et S2, la situation est relativement bonne. Elle se traduit par une baisse de

la teneur de la plus part des paramètres chimiques (DBO5, DCO, NO3−) et une remontée de

l’oxygène par rapport aux autres stations avales.

La station S3

Le mélange entre les eaux relativement douces (S1 et S2) et celles en provenance des

stations avales transitant par la S3 résulte d’une eau de qualité intermédiaire, bien que les

teneurs de la majorité des paramètres physiques et chimiques principalement ceux en relation

avec la nature du substrat restent élevées en valeurs absolues (conductivité, salinité, nitrates).

Cependant une légère diminution est à relever.

La teneur des NO3− ne connaît pas une grande variation grâce à la disponibilité de

l’oxygène, dont la présence favorise le brassage actif de ces eaux. Malgré l’absence des rejets

urbains et industriels à ce niveau, nous notons une persistance de la charge en amont

Page 78: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

50

véhiculée par le cours central, qui se reflète par une baisse relative de la DBO5 (moyenne

11,82 mg/l, annexe tab. 1) par comparaison avec celle obtenue par Jadal (2002) où elle peut

atteindre 4,12 mg/l résultant de la dilution des eaux douces et par celles des eaux saumâtres

faiblement chargées. La DCO quant à elle, a connu une augmentation 37,31 mg/l, alors que

Jadal (2002) dans l’estuaire d’Om Rbia a trouvé que la valeur du DCO atteint 25,4 mg/l. Ceci

ne peut être expliqué que par la présence des substances minérales notamment les ions

chlorures, sulfates, et calcium abondants à S3, la remise en suspension de nombreux éléments

décantables sous l’action du brassage, peut aussi contribuer à l’accroissement des valeurs de

la DCO.

La station S4

Malgré la réduction de la charge organique totale par le processus d’autoépuration qui

a probablement eu lieu en S1 et S2, nous assistons au niveau de la S4 à une augmentation

importante surtout de la DCO qui atteint la valeur moyenne de 27,61 mg/l, est faible par

rapport à celle obtenue dans l’estuaire de d’Om Rbiâ (Jadal, 2002) où la valeur enregistrée est

183 mg/l, conjointement à une forte chute de la teneur moyenne en oxygène dissous 8,75

mg/l. Ce taux est similaire à celui détecté par Jadal (2002) où il peut atteindre (6 mg/l). Cette

charge en matière oxydable s’accompagne d’une pollution chimique marquée par

l’accroissement des teneurs en carbone organique total (11,83 mg/l, annexe tab. 1).

Par ailleurs, en S4 les valeurs de la DCO (27,61 mg/l,) dépassent de loin celles de la

DBO5 (5,76 mg/l). Cet état de fait témoigne de la prédominance d’une pollution d’origine

industrielle excessive à ce niveau là, d’où résulte une situation critique qui se traduit le plus

souvent par une forte mortalité piscicole suite à une asphyxie des poissons. En effet, ces

teneurs assez élevées de la DCO par rapport à celles de la DBO5 à ce niveau, pourraient

traduire certainement la présence d’une charge peu biodégradable dominée par une

micropollution (métaux lourds) masquée éventuellement par la charge organique (annexe tab.

1).

La station S5

En descendant le cours d’eau, nous passons à une situation particulière. En effet, cette

station a la particularité d’appartenir au domaine de l’embouchure et du port de la ville de

Larache où les effets conjugués de la marée et des rejets domestiques et industriels sont très

remarquables.

L’influence de l’agglomération de la ville de Larache et de ses unités industrielles à

caractère très polluants, en amont de la ville (usine agro-alimentaire, usine d’emballage, usine

Page 79: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

51

de sucrerie) est plus importante à marée basse avec la dévalaison de la charge en direction de

la mer. Dans ce tronçon, les teneurs des nitrates (4,9 mg/l) de notre étude sont voisines de

celles obtenues dans l’estuaire d’Om Rbiâ (Jadal, 2002) où la teneur atteint 4,25 mg/l ; et

connaissent une augmentation importante.

Par ailleurs, la DCO connaît des fluctuations relativement importantes liées d’une part

à la nature des rejets polluants et d’autre part à la richesse des eaux estuariennes en sels

dissous selon la marée. La DBO5 par contre connaît une fluctuation importante témoigne de la

faiblesse des rejets d’origine domestique à l’aval de la ville de Larache. L’oxygène quant à

lui, montre un déficit plus prononcé en particulier au niveau de la S5 par rapport à la S4.

I.3.2. Autoépuration et évolution globale des paramètres étudiés.

La complexité de l’estuaire (dynamique marégraphique, rejets diffus…), rend

l’autoépuration et la récupération de ce cours d’eau difficile d’approche, en plus s’ajoute à

ceci le déficit en eau enregistrée pendant la période d’étude dans cette région. Néanmoins,

nous allons essayer de dégager les principales caractéristiques du fonctionnement de ce

système, tenant compte des paramètres physico-chimiques qui semblent conditionner la

qualité des eaux superficielles des cours d’eaux.

Les matières en suspensions (MES) : elles restent liées en général aux séquences

hydrologiques des fleuves (crue et étiage) (Mahyaoui et al., 1989) et à la nature de la charge

rejetée et montrent un grand écart entre les valeurs minimales (10,5 mg/l) et les valeurs

maximales (108 mg/l) enregistrées avec une valeur moyenne de 56 mg/l (Annexe tab. 2). Ceci

pourrait être lié aux variations saisonnières très importantes. La variation spatiale quant à elle,

montre une évolution marquée par une baisse progressive des apports charriés par le cours

principale dans le sens amont aval par suite de leur décantation. Par contre à l’aval de Larache

on assiste à une augmentation importante des MES au niveau de l’embouchure, ceci témoigne

à la fois de l’importance des rejets solides déversés dans le milieu récepteur par la ville de

Larache et des apports océaniques lors de la marée montante entraînant ainsi la remise en

suspension des matériaux solides par un courant du fond très violent. La forte charge

exceptionnellement enregistrée en S1 au mois de janvier est due aux crues (Annexe tab. 2).

La minéralisation globale de l’eau estimée par l’analyse de la conductivité permet de

distinguer deux types d’influences :

- Une influence terrestre en amont, où la nature géologique salifère et gypsifère qui

caractérisent principalement les stations amont (S1 et S2) en sont l’origine.

Page 80: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

52

- Une influence océanique tout à fait à l’aval où l’importance du flot et de la masse

océanique qui pénètre à l’intérieur de l’estuaire, aidée par la faible pente du cours

principal, entraîne une augmentation des chlorures, des sulfates, du calcium etc. Cette

influence permet de définir un gradient de minéralisation décroissant de l’embouchure (S5)

vers l’intérieur, mais qui s’estompe par la présence du barrage de garde (S1).

Il convient de noter que l’importance des sels contenus dans les eaux usées

domestiques et industrielles se trouvent masquer par l’ampleur de ces deux influences.

Cependant, malgré ces changements dans la balance ioniques, le pH proche de

neutralité voire même légèrement alcalin (moyenne = 7,7 ; Annexe tab. 2) témoigne de la

stabilité de l’équilibre établi entre les différentes formes de l’acide carbonique (Dussart,

1992). Il montre une constance le long de tout le secteur. Cette situation doit sans doute être

attribuée au phénomène tampon du complexe carbonate-bicarbonates à l’échelle du bassin.

Les indices de pollution organiques DBO5, DCO et O2 donnent une idée sur la charge

organique rejetée. En effet, le profil spatial de la DCO est proportionnel à celui de l’O2, les

valeurs enregistrées dans le secteur étudié montrent une charge faible en matière organique.

Les moyennes varient entre 5,76 et 10,68 mg/l de DBO5 et 20,29 et 37,31 mg/l de la DCO.

Ces valeurs peuvent atteindre respectivement 24,40 mg/l et 98,2 mg/l (Annexe tab. 2). Des

taux aussi élevés en DCO qui normalement devraient, témoigner d’une grande quantité de

matière oxydables se trouvent confronter à une faible teneur en DBO5. Cet état de fait soulève

la nécessité de considérer les valeurs relevées de la DCO en absence d’une réelle pollution

organique. L’enrichissement du milieu en chlorures pourrait à l’origine de cette augmentation

importante de matières oxydables à cause de leur interférence avec ces derniers. Cette

situation suggère l’absence d’une réelle pollution organique.

Des explications pourraient être avancées à ce propos à savoir :

• Autoépuration rapide, aidée par une température élevée et une bonne oxygénation des

eaux par le brassage et par conséquent une réduction de la teneur en DBO5.

• Piégeage des particules organiques grossières par les sédiments.

• Présence de micropolluants à forte dose.

Donc les teneurs faibles en DBO5 ne traduisent pas une pollution organique intense au niveau

de l’estuaire du bas Loukkos.

Page 81: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

53

Les valeurs les plus faibles d’oxygène dissous sont enregistrées en aval de la ville de

Larache où l’apport en matière organique entraîne une baisse importante de l’O2 suite à une

utilisation dans les phénomènes de la biodégradation (défaut d’épuration).

Le même phénomène est observé en période pluvieuse avec une augmentation

significative des teneurs en O2 grâce au brassage des eaux.

Les nitrates (état le plus oxydé de l’azote) montrent des variations spatiales

importantes témoignant d’une active nitrification au niveau des stations S4 et S5, due à la

turbulence dans le milieu récepteur et la bonne oxygénation du milieu dans les autres stations.

I.3.3. Paramètres globaux de la pollution des eaux de l’estuaire du bas Loukkos.

Le rapport DBO5/DCO est de l'ordre de 0,35 (Annexe tab. 3). Ce résultat obtenu

permet de conclure que les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont polluées par une pollution

inorganique assez forte. Par ailleurs, le rapport DCO/DBO5 et MES/DBO5 est respectivement

de l'ordre de 2,86 et 6,08, valeurs très élevées, ce qui indiquent que la Matière Oxydable (MO

=14,9), dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos, est difficilement dégradable. Ce résultat

pourrait être attribué aux rejets d'une industrie de textile raccordée à ce cours d’eau. Nos

résultats sont en accord avec ceux trouvés par El Guamri et al. (2006) à Kenitra et par Gebrati

et Nejmeddine (2002) à Marrakech, au niveau d'un rejet de textile. En revanche, des valeurs

nettement inférieures à 2,5 ont été rencontrées dans les eaux usées de la ville d'Oujda

(Aboueloufa et al., 2002).

Matière oxydable (MO) : toutes matières susceptibles de réagir en présence de

l’oxygène, en particulier l’oxygène dissous dans l’eau. Pour le calcul de la redevance, les

matières oxydables sont conventionnellement exprimées en fonction de la demande

biochimique en oxygène et de la demande chimique en oxygène par la formule :

MO= (2DBO5+DCO)/3 mesurée sur effluent décanté après 2 heures.

I.3.4. Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine

La comparaison des différents résultats obtenus dans les eaux de l’estuaire du bas

Loukkos avec les normes (Tableau I.3), montre que la qualité des eaux de l’estuaire du bas

Loukkos se caractérise par des températures de l’eau sans différence significative entre les

différentes stations. La moyenne voisine de 20°C reste liée aux conditions climatiques (MC.

Neely, 1980) et est inférieure à 30 °C, considérée comme valeur limite de rejets directs dans

le milieu récepteur (CNS, 1994).

Page 82: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

54

La minéralisation globale de l’eau estimée par l’analyse de la conductivité ainsi que la

salinité restent très élevées le long de l’estuaire. En effet, une conductivité de l’eau supérieure

à 1,5 mS/cm rend l’eau d’irrigation inutilisable pour les cultures (Rodier, 1996). Le pH quant

à lui reste proche de la neutralité. Il est acceptable selon les normes marocaines.

Les indices de pollution organique, matière organique et l’oxygène dissous donnent

une idée sur la charge organique rejetée. En effet, le profil spatial de la matière organique est

inversement proportionnel à celui de l’oxygène dissous. Les valeurs enregistrées dans le

secteur étudié montrent une charge faible en matière organique.

Tableau I.3 : Normes relatives à la qualité des eaux d’alimentation humaine. Paramètres Résultats Normes Qualité

T°a (°C) 21,88 25 (1) Bonne T°e (°C) 22,50 25 (1) Bonne Sa (g/l) 20,10 35 Mauvaise

Ce (mS/cm) 21,40 2,7 Mauvaise pH 7,70 6,5−8,5 (2) Bonne

OD (mg/l) 7,88 5−8 (2) Bonne MES (mg/l) 56,00 50 Mauvaise COT (mg/l) 11,40 --- NO3 (mg/l) 3,50 50 Bonne DCO (mg/l) 26,30 500 Bonne DBO5 (mg/l) 9,20 100 Bonne

(1) VMA : valeur maximale admissible (2) ; VMR : valeur maximale recommandée (norme marocaine).

Au vu de la charge importante produite par l’activité industrielle et urbaine très

actives, plusieurs questions s’opposent notamment : l’absence d’un impact considérable et

appréciable sur l’hydrochimie de ce système hydrique puisque les teneurs relevées dans l’eau

ne traduisent pas avec exactitude l’importance relative des apports de pollution.

Cette situation pourrait être expliquée dans l’intervention de certains phénomènes

physicochimiques comme la précipitation, le piégeage, la décantation et le stockage des

polluants au niveau des sédiments sans négliger les phénomènes de bioaccumulation par la

faune et la flore. La situation pourrait donc être acceptable s’il n’y avait pas de stockage dans

les sédiments et de bioaccumulation par la faune et la flore.

I.4. Structure Typologique de l’estuaire du bas Loukkos I.4.1. But de l’analyse Dans le but de dégager les similitudes et les distorsions qui existent entre les différents

paramètres agissant sur cet écosystème aquatique et afin de repérer ceux déterminants dans sa

dynamique à travers une structure spatiotemporelle cohérente, nous avons soumis l’ensemble

Page 83: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

55

des données physicochimiques recueillies à une analyse en composante principale normée

(ACPN) qui permet de dégager une synthèse globale de l’information donnée (Bourache et

Saporta, 1983). Cette méthode a été utilisée avec succès (Fekhaoui, 1990 ; Bennasser, 1997 ;

Ezzaouaq, 1991 ; Jadal, 2002 ; Serghini, 2003 ; El Blidi et al., 2006 ; El Morhit et al.,

soumis).

I.4.2. Définition et principe

C’est une méthode factorielle qui permet la description simplifiée de mesure

difficilement manipulable (Annexe tab. 4), composée de variables à aspect quantitatifs issus

d’un plan d’observation espace temps (Escouffier, 1979). L’information synthétisée repose

sur la réduction du nombre du caractère et sur la construction simultanée de nouveau caractère

synthétique (Bourache et Saporta, 1983). Ces derniers forment les composantes principales

qui sont obtenues par combinaison linéaire des caractères initiaux. L’ACP illustre

particulièrement les corrélations entre les variables.

Les caractères synthétiques ou composantes ainsi formées détiennent chacune une part

de l’information de départ. La première contribuera pour un maximum d’information de

ressemblances ou de différences entre variables (Foucart, 1982) et constituera par conséquent

un caractère original du tableau des données, ensuite l’information concernant chaque

variable ou chaque relevé sera analysé puis traitée au niveau de chaque composante.

En fonction des objectifs expérimentaux, un certain nombre de calculs de base peuvent

être effectués, conduisant ainsi à la réalisation de quelques représentations graphiques (Carrel

et al., 1986). Dans notre cas nous avons utilisé l’ACP de type normé, c'est-à-dire que la valeur

centrée réduite est égale au rapport de la différence entre la valeur mesurée (X) et la valeur

moyenne de la colonne (X’), sur l’écart-type (σ) : Valeur centrée et réduite= (X- X’)/σ

I.4.3. Nature des données

L’ACP permet de classer et de traiter les informations relatives aux paramètres

physico-chimiques effectués au cours de la période d’étude par l’établissement des

corrélations entre l’ensemble des variables de l’estuaire du bas Loukkos.

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituées de 40 prélèvements

(5 stations X 8 campagnes) au cours desquels les 11 variables (température de l’air et de l’eau,

pH, salinité, oxygène dissous et conductivité, matière en suspension, carbone organique total,

nitrates, demande chimique en oxygène et demande biologique en oxygène) ont été mesurés

(Annexe tab. 4).

Page 84: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

56

I.4.4. Résultats et interprétation

Dans le plan factoriel F1XF2 : Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et

leur contribution à l’inertie totale sont représentées dans le Tableau I.4 et la figure 19A. Les

codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau I.6.

Tableau I.4 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) à MH et MB. F1 F2

Valeur propre 2,56 2,28 Inertie (%) 23,35* 20,78*

Inertie cumulé % 23,35 44,12* Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 44,12 % de l’information totale avec

respectivement 23,35 % pour l’axe 1 et 20,78 % pour l’axe 2.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau I.5) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eux. Il

s’agit du : {T° air/T° eau} (corrélation très significative). Par contre les autres éléments ont

des corrélations faiblement significatives à savoir :

• {pH/OD} (corrélation faiblement significative).

• {Salinité/conductivité, matière en suspension, carbone organique total} (corrélation

faiblement significative).

• {conductivité/carbone organique total, nitrate} (corrélation faiblement significative).

• {Oxygène dissous/matière en suspension} (corrélation faiblement significative).

• {carbone organique total/demande chimique en oxygène} (corrélation faiblement

significative).

Tableau I.5 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables étudiés. Variables T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

T°a 1 T°e 0,825* 1 pH -0,118 0,091 1 Sa -0,207 -0,084 0,225 1 Ce -0,228 -0,185 0,066 0,870* 1 OD 0,128 0,122 0,368* 0,285 0,120 1 MS -0,083 -0,208 -0,284 -0,361* -0,118 -0,495* 1 CO 0,096 -0,069 -0,009 0,375 0,404* 0,016 -0,240 1 NO -0,245 -0,169 -0,196 0,304 0,432* -0,197 0,297 -0,205 1 DC 0,043 -0,164 -0,264 -0,026 0,033 0,095 0,066 0,319* -0,123 1 DB 0,082 0,014 -0,269 -0,062 0,039 -0,183 -0,104 0,279 0,095 0,137 1

Les valeurs en (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Page 85: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

57

Figure 19 : Approche graphique de l’analyse en ACP des paramètres hydrologiques. A : répartition de l’inertie entre les axes ; B : Cercle de corrélation des variables ; C : Carte factorielle des stations.

Dans le cercle de corrélation (figure 19B et Tableau I.4), la 1ère composante (axe 1)

contribue avec 23,35 % d’inertie, est défini par les paramètres de minéralisation à savoir la

salinité (0,92) et la conductivité (0,88).

Avec une inertie de 20,78 % la deuxième composante (axe 2). Est défini par les

paramètres Te (−0,67), OD (−0,63) et Ta (−0,60) du côté négatif, MES (0,67) et NO (0,56) du

côté positif (Tableau I.6).

Valeur propre (%)

2,12,22,22,32,32,42,42,52,52,62,6

F1=23,35 F2=20,78

A

T°aT°e

pH

SaCe

OD

MS

CO

NO

DCDB

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

gradient de minéralisation

gradient de saisonnalité

B

mE

mGmB

mA

mD

rErGrBrA

rD

jEjGjBjA

jD

NE

NG

NB

NAND SE

SGSB

SA

SD

JEJG

JB

JA

JD MEMG

MB MAMD

RE

RG

RBRARD

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

C

GIII

GII

GI

Page 86: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

58

Tableau I.6 : Codes de l’ACP et corrélations des variables avec les axes pour les deux cycles. Variables Code F1 F2 Stations Code Campagnes Code

Température de l’air T°a −0,42 −0,60* Dhirai D mars-06 R Température de l’eau T°e −0,35 −0,67* Ain Chouk A mai-06 M

pH pH 0,26 −0,45 Baggara B juil-06 J Salinité Sa 0,92* −0,12 Grangha G sept-06 S

Conductivité Ce 0,88* 0,11 Embouchure E nov-06 N Oxygène dissous OD 0,31 −0,63* janv-07 j

Matière en suspension MS −0,36 0,67* mars-07 r Carbone organique total CO 0,467* −0,19 mai-07 m

Nitrates NO 0,31 0,56* DCO DC 0,05 0,06 DBO5 DB 0,01 0,10

Les valeurs mentionnées en étoile (*) sont généralement significatives à p<0,05.

En outre, la première composante (F1) : déterminée par la conductivité (r=0,88) et la

salinité (r=0,92), définit un gradient de minéralisation. Cette constatation a été retenue dans

l’estuaire de Sebou (Fekhaoui, 1993). Par contre l’axe factoriel (F2) : est représenté

négativement par la température de l’air et de l’eau, opposé à la MES (r= 0,68) et NO3 (r=

0,56). Il définit un rythme saisonnier qui se traduit par un gradient hiver-été et des paramètres

physicochimiques de l’eau en MES (Figure 19B) liés aux variations saisonnières telles que les

MES et NO3. Ces résultats sont en accords avec ceux annoncés par Fekhaoui (1993) sur

l’oued Sebou et Serghini (2003) sur les zones humides de Mohammedia.

A cette typologie de variable est associée une typologie spatiale des relevées. Aussi, la

structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 19C) montre-elle l’individualisation

de trois zones selon leur qualité hydrochimique :

GI : Une zone formée par les relevés de la station 1 caractérisés par une faible minéralisation

et par les relevés de la station 2 dont la minéralisation est moyennement.

GII : Une zone intermédiaire formée par les relevés de la station 3 dont lesquels elle se

caractérise par une minéralisation moyenne.

GIII : Une zone formée par les relevés de la station 4 et 5 se caractérisent par une forte

minéralisation.

I.4.5. Dynamique marégraphique des paramètres physicochimiques de l’eau de

l’estuaire du bas Loukkos

L’influence de la dynamique de la marée sur le fonctionnement de l’hydrosystème de

l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la figure 20 où sont représentées

séparément les relevées effectuées à MH et ceux effectuées à MB au niveau des stations de

l’estuaire (Tableau I.7, Annexe tab. 6, Annexe tab. 7, Annexe tab. 8, Annexe tab. 9, Annexe

tab. 10).

Page 87: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

59

Tableau I.7 : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2) pendant les deux cycles (MH et MB).

MH MB F1=27,89 F2=23,08 F1=24,89 F2=21,50

Valeur propre 3,068 2,539 2,738 2,366 Variabilité (%) 27,895 23,083 24,891 21,505

% cumulé 27,895 50,978 24,891 46,397

Page 88: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

60

Figure 20 : Approche graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique : répartition de l’inertie entre les axes, cercle de corrélation des variables et carte factorielle des stations (MH et MB).

A marée haute (MH) : la remonté des eaux marines entraîne une forte minéralisation

au niveau des stations avales GIII (4 et 5) qui se traduit par l’enrichissement des eaux en

Valeur propre (%) à MH

0,00,51,01,52,02,53,03,5

F1=27,89 F2=23,08

Valeur propre (%) à MB

2,12,22,32,42,52,62,72,8

F1=24,89 F2=21,50

MH

mEmG

rErG

rB

jA

jD

NAND

SESGSB

JAJD

MEMG

RE

RG

RB

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

GI GIIIGII

MB

mB

mA

mD

rArD

jE

jG

jB

NENG

NB

SA

SD

JE

JG

JB

MB

MAMD

RA

RD-3

-2

-1

0

1

2

3

4

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

GI

GIII

GII

Variables à MH

T°aT°e pH

SaCe

OD

MS

CO

NO

DCDB

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Variables à MB

DB

DC

NO

CO

MS

OD

Ce Sa

pHT°eT°a

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

gradient de minéralisation

grad

ient

de

saiso

nnal

ité

gradient de saisonnalité

grad

ient

de

min

éral

isatio

n

Page 89: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

61

éléments minéraux essentiellement en chlorures, avec apparition d’un gradient de

minéralisation amont-aval très prononcées, cette situation pourrait s’aggraver en été où

généralement les précipitations sont faibles et les apports en eau douce amont sont très

réduites. Ce gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées

entraînant une dilution nettement observée au niveau de la S1. La S5, montre une

minéralisation plus importante que celle des stations 1 et 2 (GI) à cause de la faible

hydrologie fluviatile. Alors que, en hiver si l’hydrologie le permet, cette dilution s’observe

nettement au niveau de la S1 et S2 (Annexe tab. 9, Annexe tab. 10 ; figure 20).

A l’inverse, lors de la marée basse (MB), nous assistons à un changement relativement

important en ce qui concerne la qualité hydro-chimique de l’ensemble des stations excepté de

la station 1 qui reste sous l’influence des eaux douces, le gradient d’enrichissement en matière

organique et en NO3 sont assez prononcé en marée basse. Les eaux amonts (GI) plus chargées

en sels dissous et en éléments nutritifs entraînent une dilution relative des eaux des stations

avales (GIII) qui sont plus enrichies en ces éléments. Cependant, la charge polluante totale

amont, en se déplaçant vers l’aval, contribue à l’enrichissement en matière organique des eaux

des stations avales. Les stations 4 et 5 restent très minéralisées sous l’influence marine vu leur

situation à proximité de l’embouchure (Annexe tab. 9 ; Annexe tab. 10 ; figure 20).

I.4.6. Dynamique de l’hydrosystème des paramètres physicochimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos

La synthèse globale offerte par l’analyse factorielle menée sur l’estuaire du bas

Loukkos, nous a fourni une approche de structure de fonctionnement de cet écosystème

aquatique. Elle se résume par la présence de deux principaux gradients : une minéralisation

croissante de l’amont à l’aval, et un enrichissement en matière organique azoté, qui semble

être conditionné par les variations saisonnières (le pôle positif de ce gradient se situe en

hiver). Ce dernier semble de moindre importance par rapport au premier (figure 21).

L’analyse par campagne permet de mieux comprendre le fonctionnement de

l’hydrosystème. C’est ainsi que la figure 21 qui illustre cette représentation selon le plan

factorielle F1XF2, nous a permet de distinguer deux situations A et B différentes les unes des

autres par la position de leurs relevées (stations). La structure a concerné toutes les stations. Y

compris S5 qui est considérée comme milieu franchement marin (Annexe tab. 11).

Page 90: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

62

Figure 21 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne.

Page 91: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

63

Situation A Cette situation montre une qualité d’eau très différente d’une station à une autre du fait

que les relevés de ces derniers se trouvent espacées les unes des autres dans le plan factoriel

(F1XF2). Elle rassemble les campagnes des mois juil-06, sept-06, janv-07 et mai-07 qui se

caractérisent par des conditions hydrologiques bien particulières quand à leur position sur le

plan factoriel, il se situe du côté fortement minéralisé.

Les relevés des stations avales S4 et S5 sont très espacés les uns des autres sur le plan

factoriel et sont soumet aux effets de la marée. Ces relevés se trouvent légèrement déplacer

vers le pôle positif du gradient de minéralisation principalement à marée haute avec un

gradient de minéralisation amont-aval plus prononcé en été qu’en hiver.

Cependant Par rapport aux autres gradients, l’ensemble de ces stations abrite une

charge mois importante en NO3 à l’exception.

Situation B Elle concerne uniquement les campagnes du mars-06, mai-06, novembre-06 et mars-

2007. Elle se caractérise par un changement des conditions hydrologiques (averses). Les

relevés des stations occupent sur le plan factoriel une position plus au moins accentuée vers le

centre. Cependant en comparaison avec la situation précédente, il y a eu un déplacement de

l’ensemble des relevés vers le pôle positif du gradient d’enrichissement en NO3 sauf les

relevés du mois mars-06 dû aux apports d’origine exclusivement continentale, liées surtout à

la nature du substrat et d’autre part aux apports de lessivage des terrains agricoles. L’influence

marine est exclue puisqu’il s’agit d’une situation peut être une marée basse. Vis-à-vis du

second gradient de minéralisation, la station 1 montre une minéralisation de moindre

importance. En plus, les teneurs en MES importantes lors des crues ont contribué à

l’augmentation de cette charge organique. Au niveau de la S3 qui a fait l’exception par sa

surprenante position tout à fait au centre par rapport aux deux gradients a dû bénéficier au

contraire d’un effet positif par la dilution avec les eaux de crue relativement moins chargé.

I.5. Grands traits du fonctionnement hydrologique de l’estuaire du bas Loukkos

L’étude typologique entreprise durant les campagnes de prélèvement dans l’estuaire

du bas Loukkos a permis de définir les grands traits de son fonctionnement hydrologique. Les

résultats de l’ACP et de l’AFD ont montré que le pourcentage de la variabilité inter-station est

faible, de l’ordre de 33 % pour les deux cycles de marées (Tableau I.8).

Page 92: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

64

Tableau I.8 : Pourcentages des différents types de variabilité obtenue par l’analyse factorielle discriminante (AFD).

Type de variabilité Pourcentage de variabilité (%) MH MB

Intra-stations/inter-stations 20/33 20/33 Intra-mois/inter-mois 6/13 6/13 Ce pourcentage de variabilité est attribué à la température et le pH qui montrent une

variation spatio-temporelle très significative pour les deux cycles de marées (à p<0,001) et

significative à cycles différents (p<0,05) à la salinité, la conductivité, les nitrates, les matières

en suspension et la demande biologique en oxygène (Tableau I.9).

Tableau I.9 : Résultats de l’analyse de variance (ANOVA) des paramètres hydrologiques.

Paramètres Stations Mois

Marée Haute Marée Basse Marée Haute Marée Basse F P>F F P>F F P>F F P>F

Te (°C) Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001***pH Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001*** Inf <0,0001***

Sa (g/l) 26,927 0,036* 1,172 0,460 0,006 0,994 1,178 0,381 Ce (mS/cm) 20,779 0,046* 1,536 0,394 0,121 0,888 0,309 0,747 OD (mg/l) 15,956 0,059 0,235 0,810 1,949 0,237 0,439 0,667 MS (mg/l) 0,576 0,635 2,562 0,281 0,192 0,831 9,213 0,021* CO (mg/l) 6,263 0,138 11,207 0,082 0,088 0,917 0,397 0,692 NO (mg/l) 39,487 0,025* 9,627 0,094 0,231 0,802 1,081 0,407 DC (mg/l) 10,957 0,084 1,342 0,427 0,539 0,614 0,656 0,558 DB (mg/l) 0,252 0,799 21,670 0,044* 1,596 0,291 0,617 0,576

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

De telles structures hydrologiques spatiales déterminées à chaque cycle de marée

montrent que malgré l’étroitesse du goulet, les eaux océaniques constituent le moteur

principal de circulation des eaux intra-estuaire. Le volume des eaux océaniques oscillant dans

l’estuaire est plus élevé que celui des apports d’eaux continentales, véhiculés par les oueds

afférents, essentiellement ceux provenant des oueds Mansora, Ouarour et Alza sur la rive

droite et Sakhsoukh et Smid El Ma sur la rive gauche. Quoique les apports continentaux

soient négligeables par rapport aux apports marins, leur effet est plus ressenti à marée basse,

tout en décrivant un gradient aval–amont. À ce gradient décroissant hyalin se manifestent des

gradients écologiques des différents peuplements qui colonisent cet écosystème, tant dans la

composition qualitative des peuplements que dans les paramètres de structure (richesse

spécifique, densité, biomasse), depuis la communication avec la mer jusqu’aux zones les plus

internes de l’estuaire. Bazairi et al. (2005) ont déterminé trois peuplements

macrozoobenthiques en allant de l’aval vers l’amont de l’écosystème. Le premier est un

peuplement des Annélides Polychètes. Le deuxième est un peuplement des Crustacés. Le

troisième est un peuplement des Bivalves.

Page 93: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

65

I.6. Bilan Les conclusions retenues au terme du chapitre I de la deuxième partie, nous ont permis

d’établir dans un premier temps un constat de la qualité des eaux superficielles de l’estuaire

du bas Loukkos, par le suivi et l’analyse spatio-temporelle d’un certains nombres de traceurs

physicochimique. Les valeurs moyennes s’étendent sur un des deux cycles annuels 2006-2007

couvrant une longue période de sécheresse et deux crues qui a lieu pendant les mois de février

et mars 2006 et mars 2007. Le diagnostic a révélé la présence d’une charge organique et

minérale importante en aval des points des rejets de l’estuaire du bas Loukkos. Il donne

l’image classique d’une pollution intense qui traduit l’impact insidieux d’une activité humaine

très développée dans la région par le biais des rejets domestiques et industriels. Cependant

cette charge totale n’est pas constante, elle fluctue dans le temps et dans l’espace.

Les résultats de l’analyse des paramètres physico-chimiques des échantillons prélevés

de l’estuaire du bas Loukkos qui sont exposés dans ce chapitre nous ont permis d’évaluer la

qualité des eaux ainsi que de la dégradation de cette qualité dans la S1. Ces résultats ont

montré globalement que les paramètres de salinité enregistrée au niveau des prélèvements

sont d’une minéralisation forte avec des teneurs élevées en chlorures.

Pour les MES, nous remarquons que la teneur en eau augmente dans les sédiments

lorsque ces matières augmentent.

Les caractéristiques physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos

présentent des variations saisonnières assez marquées, ceci a été mis en évidence par l’ACP

des correspondances de l’ensemble des données de la détermination des paramètres

physicochimiques des eaux des cinq stations pour huit campanes.

A partir des résultats présentés dans ce chapitre, nous serons amenés à déterminer les

contaminations des sédiments, de l’eau et des poissons par les métaux lourds. Ceci sera traité

dans les chapitres suivants (II, III et IV).

Page 94: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

66

II.1. Introduction Les agglomérations urbaines de la ville de Larache sont susceptibles de perturber

l’équilibre écologique de l’estuaire du bas Loukkos, à cause de leur essor démographique et

industriel. Les sédiments de cet estuaire ont été prélevés et analysés dans le but de déterminer

leurs principales caractéristiques. Les teneurs en métaux ont été évaluées dans la fraction

inférieure à 63 µm.

L’estuaire du bas Loukkos est un milieu propice à la sédimentation et est soumis à une

grande diversité de sources de contamination, et ce, depuis plusieurs décennies. Les sédiments

de cet estuaire constituent ainsi de véritables indicateurs de l’histoire de la contamination des

eaux douces de l’oued Loukkos. Les interactions physiques, chimiques et biologiques qui se

déroulent entre l’eau douce et l’eau de mer peuvent avoir des influences sur le transport des

ETM dans les sédiments. L’accumulation des ces éléments dans les sédiments peuvent avoir

de séreux problèmes environnementaux et surtout les organismes aquatiques.

II.2. Détermination de la teneur métallique naturelle des sédiments La taille des particules est l’un des facteurs les plus significatifs influençant la capacité

des sédiments pour concentrer les métaux lourds. Nous avons opté à analyser une fraction

granulométrique bien définie (< 63 µm) car elle nous a semblé offrir une meilleur garantie de

la validité de comparaison que nous serons amenés à nous faire entre les teneurs métalliques

des sédiments des différentes stations choisies (Klamer et al., 1990 ; Ferreira et al., 1996 ;

Balls et al., 1997 ; Meador et al., 1998 ; Harland et al., 2000). En effet la fraction fine (<63

µm) est généralement riche en polluant et contient une grande partie de niveau d’argile, Al-

Fe/Mn d’oxyhydroxyde, de silice amorphe et de matière organique/humique qui absorbent

activement et concentrent les polluants (Forstner et Patchineelam, 1980 ; Thorne et Nickless,

1981 ; Salomons et Forstner, 1984 ; Reitner et Kralik, 1997).

Pour obtenir les meilleures conditions de comparaison dans une étude

environnementale, il est nécessaire que ces échantillons de référence soient nombreux, de

granulométrie et de compositions équivalentes et d’origines géologiques identiques.

Page 95: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

67

Plusieurs possibilités ont été discutées pour établir le bruit de fond. Il est ainsi possible

de se rapporter au Tableau II.1.

La composition moyenne des schistes dans la mesure où l’on peut considérer que les

schistes présentent des sédiments argileux fossiles. Cette démarche a été préconisée par

Turekian et Wedpohl (1961). Ces valeurs de référence sont rapportées dans le Tableau II.2.

Des sédiments aquatiques fossiles d’environnement biens définis : lac d’origine

météorique d’Allemagne du sédiment par exemple (Forstner, 1977).

Des dépôts récents dans des zones non contaminées. Il sera toutefois alors nécessaire de faire

la part de la diagenèse précoce qui modifiera par exemple les teneurs en Mn et Fe et la

coprécipitation avec les carbonates.

De courtes carottes de sédiments datées qui apportent un enregistrement historique des

évènements qui se sont produit dans le bassin versant d’une rivière d’un lac ou d’un estuaire

particulier. Ces carottes ont un double avantage dans la mesure où, outre la possibilité qu’elles

offrent de dégager un niveau de référence, elles informent, sur les variations des apports au

cours d’une certaine période de temps.

Tableau II.1 : Teneurs naturelles en ETM dans les sédiments exprimées (µg/g du poids sec). Nature des sédiments Fe Zn Cu Cr Pb Cd Référence

Sédiment non pollué 13200 44,3 16,6 - - 0,1 Nicolaidou et Nott (1998) - 50 20 - 20 0,1 O’reilly Wiese et al. (1995)

Matériel non pollué - < 90 < 25 - < 40 - Hamdy et Post (1985) Modérément pollué - 90-200 25-50 - 40-60 -

Très pollué - > 200 > 50 - > 60 > 6Fraction<80µm -- 75 25 - 50 - Robe (1981) Fraction<125µm 47000 120 15 - 65 4

Sédiments lacustres 43400 118 45 - 34 0,4 Forstner (1977) Sédiment du Rhin

Subactuels 32300 115 51 - 30 0,3 Forstner et Mûller (1973)

Tableau II.2 : Niveau de référence des concentrations en métaux dans les sédiments fins de différentes origines (µg/g du poids sec ; RNO, 1998).

Régions Zn Cu Pb Cd Sources

Humber 24 17 22 - Middleton et Grant (1990)

Wadden Sea 103 22 37 - Kramer et al. (1984) Rade de Venise 49 15 23 0,2 Donazolo et al. (1984)

Mer Ligure 60-85 20-30 - - Cauwet et Monaco (1982)

Estimation du bruit de fond

Méditerranéenne 50±5 15± 5 25±5 0,15±0,15 Whitehead et al. (1984)

Côte Française 90 30 30 0,15 R.N.O. (1998) Estuaire du Loukkos 115,41 16,85 69,26 1,10 Présent travail

Page 96: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

68

A partir du Tableau II.1 qui regroupe les concentrations considérées comme naturelles

des différents types de sédiments, les travaux du Réseau National d’Observation de la qualité

du milieu marin (RNO, 1998) a adopté que les concentrations ne dépassent pas 0,15 µg/g de

Cd, 30 µg/g de Pb, 30 µg/g de Cu et 90 µg/g de Zn ne traduisant pas de contamination

significative pour un sédiment fin de surface.

Le dosage des métaux lourds dans les sédiments revêt un aspect quantitatif. En effet,

l’appréciation de leur degré de pollution devrait faire la part de ce qui provient effectivement

des rejets, mais aussi de la disponibilité de ces métaux vis-à-vis des autres composantes du

milieu aquatique (Arnoux et al., 1981). La caractérisation du contenu en éléments métalliques

des sédiments est essentielle.

Etant donné que la majeure partie des divers polluants couramment observés dans les

milieux aquatiques se trouve toujours finalement plus au moins associée aux sédiments. Il

convient donc de surveiller en permanence l’évolution des teneurs en métaux de notre

environnement aquatique afin de pouvoir tirer la sonnette d’alarme et prendre les mesures qui

s’imposent dès que ces teneurs dépassent les limites admissibles.

II.3. Évaluation de la variation spatio-temporelle de la contamination métallique des sédiments Les résultats des différents échantillons analysés sont présentés dans le Tableau II.3,

les figures 22−28 et Annexe tab. 12.

Tableau II.3 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments des différentes stations exprimées en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (moyenne±écart-type, valeurs limites).

S1 S2 S3 S4 S5

Fe 28,52±9,13 (39,82−15,69)

28,51±8,15 (40,28−21,40)

23,07±8,82 (36,69−12,22)

26,61±10,59 (37,91−12,20)

29,29±8,81 (40,57−13,83)

Zn 129,36±22,85 (159,90−105,20)

130,13±15,35 (154,60−115,2)

109,78±8,80 (121,40−98,69)

102,00±6,85 (111,20−93,70)

105,80±4,88 (112,10−98,90)

Cu 14,63±12,39 (29,80−2,04)

14,04±8,55 (24,67−5,05)

13,50±11,27 (28,50−2,310)

19,07±5,21 (25,40−10,62)

23,03±7,71 (29,30−12,50)

Cr 70,13±30,64 (99,87−22,64)

50,78±24,27 (78,40−20,57)

21,87±34,91 (92,90−2,10)

83,23±29,50 (111,70−30,28)

45,88±52,31 (113,10−3,60)

Pb 64,24±41,71 (103,50−8,87)

63,18±42,16 (95,96−4,41)

49,37±51,75 (119,80 −1,20)

97,23±41,68 (122,10−13,51)

72,29±53,88 (124,30−5,66)

Cd 0,91±0,87 (2,30−0,09)

1,09±1,01 (2,57−0,06)

1,08±1,13 (2,89−0,05)

1,28±1,39 (3,40−0,01)

1,18±1,26 (3,10−0,09)

Page 97: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

69

II.3.1. Le fer (Fe)

Le fer est un élément essentiel qui peut être toxique à forte concentration, il est parmi

les éléments les plus abondants dans les sédiments où les teneurs moyennes peuvent atteindre

des teneurs maximales de l'ordre de 29,29 mg/g dans la station 5 (S5), alors que dans la

station 3 (S3) où les teneurs sont les plus faibles, elles ne dépassent pas 23,07 mg/g. Ces

fortes teneurs de Fe se présentent sans doute sous deux formes du métal. De toute évidence la

majeure partie du fer est contenue dans les fines particules de limon et d’argile sous forme

d’hydroxyde de fer communs. Ainsi que d’autres auteurs (Welken et Weiller, 1987) ont

montré que la forte teneur en Fe peut être liée à la structure des silicates qui font partie des

constituants majeurs des sédiments.

La comparaison deux à deux des différentes teneurs métalliques montre que la teneur

de toutes les stations présentent des différences significatives avec les teneurs métalliques

naturelles, en effet des teneurs moins faibles ne dépassant pas 47000 µg/g (fraction <125 µm)

et 43400 µg/g (sédiments lacustres) qui représentent les teneurs considérées comme teneurs

naturelles (respectivement, Robe, 1981 ; Forstner, 1977) ce qui traduit qu’il n’y a pas de

contamination (Tableau II.3 et figure 22). En plus les teneurs de cinq stations ne présentent

pas de différence significative à un niveau de 5% (p>0,05) (Test Friedman).

Le profil longitudinal montre que les teneurs les plus élevées sont obtenues dans la S5

qui est une station de déversement des eaux usées des usines de congélation, de conserverie,

des farines de poissons, lessivage des terrains, apport industriels, exploitation de sables…

05

1015202530354045

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Fe (m

g/g)

S1 S2 S3 S4 S5

05

1015202530354045

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Fe (m

g/g)

Min Max Moy

Figure 22: Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre.

Page 98: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

70

II.3.2. Le zinc (Zn)

Le Zn est un élément essentiel à faible teneur, mais qui cause une toxicité aigue à forte

dose. Les teneurs du zinc relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent

une valeur maximale qui est de l'ordre de 130,13 µg/g enregistrée dans la S2. Alors que dans

la S4 la teneur enregistrée ne dépasse pas 102 µg/g.

En comparant les différentes teneurs entre elles et la teneur de la station de référence

(Tableau II.3 et Figure 23), on constate que la station de référence présente une différence

significative avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet les

teneurs de toutes les stations ne dépassent pas les teneurs naturelles du Zn (90−200 µg/g) qui

sont représentées par les sédiments côtiers (Hamdy et Post, 1985) ce qui traduit qu’il n’y a pas

une contamination moyenne. Alors que les teneurs de cinq stations présentent une différence

significative à un niveau de 5% entre la S2 et S4 (p<0,05).

Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée est obtenue dans la station 2

(S2). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles, rurales et urbaines,

l'importance des rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons,

agglomérations industrielles, agriculture, exploitations minières…

020406080

100120140160180

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Zn (m

g/kg

)

S1 S2 S3 S4 S5

020406080

100120140160180

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Zn (m

g/kg

)

Min Max Moy

Figure 23 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. II.3.3. Le cuivre (Cu)

Le Cu est un élément essentiel pour tous les organismes vivants mais il est toxique à

forte teneur. Les teneurs du cuivre relevées dans les stations montrent une valeur maximale

qui est de l'ordre de 23,03 µg/g dans la S5. Alors que dans la S3 la teneur est minimale, elle

ne dépasse pas 13,50 µg/g.

Page 99: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

71

En comparant les différentes teneurs entre elles et la teneur de la station de référence

(Tableau II.3 et figure 24), on constate que la teneur de cette dernière présente des différences

significatives avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet,

toutes les stations présentent des teneurs moins faibles ne dépassant pas 30 µg/g qui

représentent les teneurs considérées comme teneurs naturelles dans les sédiments côtier

(RNO, 1998) ce qui traduit qu’il n’y a pas de contamination. Alors que les teneurs de cinq

stations ne présentent pas de différence significative à un niveau de 5% (p>0,05) (Test

Friedman).

Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée est obtenue dans la (S5).

Ceci est lié à l'importance des rejets des différentes manipulations, exploitation de sables,

ainsi que les rejets de poissons, agglomérations rurales, terrassage du sol, rejets de l’Oued

Loukkos,…

La différence entre les stations les plus contaminées et les moins contaminées est plus

importante que pour le Cu. Ceci témoigne d’une contamination plus au moins ponctuelle. Par

ailleurs nous remarquons que seuls les stations avales sont les plus contaminées, ceci lié aux

rejets industriels. Ces éléments sont doués d’un grand pouvoir complexant, semblent

manifester une plus grande affinité vis-à-vis du sédiment.

05

101520253035

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Cu

(mg/

kg)

S1 S2 S3 S4 S5

0

5

10

15

20

25

30

35

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cu

(mg/

kg)

Min Max Moy

Figure 24 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. II.3.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs du Cr relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent

une valeur maximale qu'est de l'ordre de 83,23 µg/g dans la (S4). Alors que dans la (S3), la

teneur ne dépasse pas 21,87 µg/g (Tableau II.3 et figure 25).

Page 100: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

72

En comparant les différentes teneurs entre elles et la teneur de la station de référence

(Cr=100 µg/g suspension d’estuaire non pollué ; Boust, 1981), on constate que la teneur de

cette dernière présente des différences significatives avec les différentes teneurs obtenues au

niveau des stations. Ce qui traduit qu’il n’y a pas de contamination. Alors que les teneurs de

cinq stations présentent une différence significative à un niveau de 5% entre S3 et S4 (p<0,05)

(Test Friedman).

Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Cr est obtenue dans la S4.

Ceci est dû probablement à l'importance des rejets des usines de congélation, de conserveries

de poisson, des usines de la fabrication des farines de poissons, rizicultures, atelier de

traitement de surface, les effluents domestiques, les eaux de ruissellement en milieu urbain,

tanneries, textiles…etc.

0

20

40

60

80

100

120

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Cr (

mg/

kg)

S1 S2 S3 S4 S5

0

20

40

60

80

100

120

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cr (

mg/

kg)

Min Max Moy

Figure 25 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. II.3.5. Le plomb (Pb)

Le Pb est un métal toxique généralement présent en faible quantité. En effet, les

teneurs relevées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent une valeur

maximale qu'est de l'ordre de 97,23 µg/g enregistrée dans la S4. Alors que dans la S3 la teneur

enregistrée ne dépasse pas 49,37 µg/g.

En comparant les différentes teneurs entre elles et la teneur de la station de référence

(Tableau II.3 et figure 26), on constate que cette dernière présente des différences

significatives avec les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet,

toutes les stations présentent des teneurs élevées dépassant 30 µg/g qui représentent les

concentrations considérées comme naturelles dans les sédiments côtiers (RNO, 1998) ce qui

Page 101: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

73

traduit qu’il y a une contamination. Alors que les teneurs de cinq stations présentent une

différence significative à un niveau de 5% entre la S3 et S4 (p<0,05).

Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Pb est obtenue dans la

(S4). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles rurales et urbaines,

l'importance des rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons, les

fumées des fonderies, des incinérateurs, des gazes d’échappement des véhicules...

020406080

100120140

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Pb (m

g/kg

)

S1 S2 S3 S4 S5

0

20

40

60

80

100

120

140

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Pb (m

g/kg

)

Min Max Moy

Figure 26 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. II.3.6. Le cadmium (Cd)

Le cadmium est après le mercure le plus toxique des métaux lourds pour les animaux

aquatiques (Wilson et al., 1981 ; Elkaim, 1992). Les teneurs moyennes du cadmium relevées

dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos montrent une valeur maximale qui est de

l'ordre de 1,28 µg/g enregistrée dans la S4. Alors que dans la S1 la teneur enregistrée ne

dépasse pas 0,91 µg/g.

En comparant les différentes teneurs entre elles et la station de référence (Tableau II.3

et figure 27), on constate que cette dernière présente une grande différence significative avec

les différentes teneurs obtenues au niveau des autres stations. En effet les teneurs des stations

dépassent les teneurs naturelles (0,15 µg/g ; RNO, 1998) ce qui traduit une contamination

métallique. Alors que les teneurs des cinq stations ne présentent pas une différence

significative (p>0,05).

Le profil longitudinal montre que la teneur la plus élevée du Cd est obtenue dans la

(S4). Ceci est lié à l'importance des agglomérations industrielles, rurales et urbaines,

l'importance de rejets des usines de congélation, de conserverie et des farines de poissons,

agriculture, exploitation de sable, tabagisme, vin…

Page 102: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

74

00,5

11,5

22,5

33,5

4

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

Cd

(mg/

kg)

S1 S2 S3 S4 S5

011223344

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cd

(mg/

kg)

Min Max Moy

Figure 27 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd dans les sédiments dans les différentes stations d'étude et celles des teneurs minimales, moyennes et maximales de ce paramètre. On peut établir les ordres d'enrichissements des stations pour chaque métal et on

obtient le résultat dans le Tableau II.4.

Tableau II.4 : Ordre d'enrichissement des sédiments de stations. Eléments métalliques Ordres d'enrichissement

Fe S5 > S1 > S2 > S4 > S3 Zn S2 > S1 > S3 > S5 > S4 Cu S5 > S4 > S1 > S2 > S3 Cr S4 > S1 > S2 > S5 > S3 Pb S5 > S4 > S1 > S2 > S3 Cd S4 > S5 > S2 > S3 > S1

Ainsi, on peut établir un ordre d'enrichissement pour les différents éléments

métalliques dans les différentes stations d'étude et on obtient le résultat dans le Tableau II.5.

Tableau II.5 : Ordre d'enrichissement des éléments métalliques Stations Ordre d'enrichissement

S1 Fe > Zn > Cr > Pb > Cu > Cd S2 Fe > Zn > Pb > Cr > Cu > Cd S3 Fe > Zn > Pb > Cr > Cu > Cd S4 Fe > Zn > Cr > Pb > Cu > Cd S5 Fe > Zn > Pb > Cr > Cu > Cd

Puis, on peut établir un graphique sémantique différentiel pour les différents éléments

métalliques dans les sédiments dans les différentes stations d'étude lors des différentes

campagnes de prélèvements et on obtient le résultat dans la figure 28.

Page 103: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

75

Graphique sémantique différentiel des sédiments

Fe

Zn

Cu

Cr

Pb

Cd

Des

crip

teur

s

0 50 100 150 200

Valeurs

mar-06/S1mar-06/S2mar-06/S3mar-06/S4mar-06/S5mai-06/S1mai-06/S2mai-06/S3mai-06/S4mai-06/S5juil-06/S1juil-06/S2juil-06/S3juil-06/S4juil-06/S5mar-07/S1mar-07/S2mar-07/S3mar-07/S4mar-07/S5mai-07/S1mai-07/S2mai-07/S3mai-07/S4mai-07/S5juil-07/S1juil-07/S2juil-07/S3juil-07/S4juil-07/S5

Figure 28 : Graphiques sémantiques différentiels des éléments métalliques dans les sédiments.

La figure 28 montre le graphique sémantique différentiel des ETM analysés dans les

sédiments. En effet, le Fe et le Zn montrent les teneurs les plus importantes de tous les

éléments métalliques de notre étude avec une teneur maximale qui peut atteindre jusqu’à

40,28 mg/g enregistrée dans la S5 et 159,90 µg/g enregistrée dans la S1, respectivement

enregistrée durant le mois de juillet 2006 et mai de 2006.

Page 104: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

76

II.4. Bilan de la contamination métallique des sédiments Les concentrations moyennes les plus élevées sont celles du Fe (27,20 mg/g) suivi du

Zn (115,41 µg/g), du Pb (69,26 µg/g), du Cr (54,38 µg/g), du Cu (16,85 µg/g) et du Cd (1,11

µg/g). Les stations S4 et S1 présentent les taux les plus élevés en éléments métalliques,

notamment dans le cas du Fe, du Cu, du Cr et du Pb en comparaison avec ceux de la station

S3 localisée plus loin des rejets. Cet enrichissement en éléments métalliques est à mettre en

relation avec les apports d’eaux usées de la ville de Larache qui se déversent dans la station

S4 et les eaux de vidange de la riziculture dans la station 1. En effet, le Fe, Zn, Cu et Pb sont

des éléments métalliques caractéristiques d’une pollution de type urbain (Bennasser et al.,

2000 ; El Morhit et al., 2008).

Dans toutes les stations, la teneur moyenne en Fe (27,20 mg/g) dépasse celle du

sédiment non pollué (13,20 mg/g) (Nicolaidou et Nott, 1998). L’excès de Fe pourrait provenir

du lessivage du sol agricole et du contexte géologique régional (richesse en ferromagnésiens

dans les sédiments) comme à Sidi Moussa et à Oualidia (Kaimoussi, 2002). Ainsi que pour le

Zn (115,41 µg/g), les teneurs sont supérieures aux teneurs de référence (90 µg/g) (USEPA,

1986) soulignant ainsi une pollution modérée par le Zn. Par contre pour le Cu (16,85 µg/g),

les teneurs sont inférieures aux teneurs de référence (RNO, 1995) qui sont de 30 µg/g.

Les sédiments de la zone de toutes les stations dépassent les références du Tableau II.6

(Hamdy et Post, 1985) concernant les teneurs en Pb, Cd et Zn et sont donc significativement

contaminées en métaux. Le niveau de contamination est considéré moyennement faible pour

les stations précitées avec des valeurs se situant au dessus des valeurs guides des teneurs

métalliques proposées par USEPA (1986). Il est supérieur à 0,15 µg/g pour le Cd, 30 µg/g

pour le Pb et 90 µg/g pour le Zn qui représentent les concentrations considérées comme

naturelles dans les sédiments côtiers (RNO, 1998).

Tableau II.6 : Valeurs guides des teneurs métalliques dans les sédiments (µg/g) proposées par USEPA, d’après Hamdy et Post (1985).

Métal Matériel non pollué Modérément pollué Très pollué P.E Cd − > 60 1,10 Cu < 25 25−50 > 50 16,85 Pb < 40 40−60 > 60 69,26 Zn < 90 90−200 > 200 115,41

Une contamination significative a été notée pour le Cr, Pb et Cd. En effet, les teneurs

moyennes du Cr (54,38 µg/g) relevées dépassent celles de référence, qui sont de 3,8 µg/g dans

l’estuaire de Sebou (Mergaoui, 2003). Par ailleurs, l’évolution spatiale de cette contamination

fait apparaître un abaissement de la teneur en Cr au niveau de la station S3 (située au milieu

de l’estuaire). Cette réduction de la charge en Cr peut être liée à la dynamique marégraphique

Page 105: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

77

de l’estuaire du bas Loukkos. En effet, la remontée des eaux marines très minéralisées

entraîne une remobilisation et un relargage des métaux particulièrement, le Cr à partir des

sédiments. Le déplacement de cette charge entraîne une augmentation de la teneur au niveau

de la station S4, la plus proche (El Morhit et al., soumis).

Par contre pour le Pb, les concentrations élevées ont été enregistrées au niveau des

stations 4 et 5 semblent lier en partie au grand trafic routier (route principale et autoroute) qui

relie Larache à Tanger. Le Pb, utilisé comme antidétonant dans les carburants des moteurs des

véhicules, est libéré directement dans l’atmosphère par les pots d’échappement (Conor, 1980).

Pour le Cd, les teneurs des stations étudiées dépassent la valeur limite de 0,15 µg/g qui

est présentée par RNO (1998) et donc les stations sont significativement contaminées. Le taux

global de ce métal dans les sédiments fins est loin d’être négligeable dans les stations étudiées

comparées aux teneurs naturelles. Les sédiments de ces stations sont difficiles à interpréter.

Une étude menue par l’Institut National de Recherche Halieutique (INRH) en 1996 dans les

sédiments du large dans la zone de Jorf Lasfar (Tableau II.7), les quatre stations ont des

concentrations en Cd comprises entre 1,60 µg/g et 5,80 µg/g de poids sec, ce qui traduit une

contamination importante et s’explique par la proximité de la zone portuaire, la centrale

thermique et le complexe Jorf Lasfar. La valeur 1,28 µg/g du Cd observée au niveau de la

station 4 reflète une contamination non négligeable. Dans cette station, ne peut expliquer la

forte teneur en Cd que par la proximité de la zone portuaire et les courants littoraux. Cossa et

Lassus (1989) décrivent les sédiments de la baie Seine comme étant particulièrement

contaminés par le Cd (plus de 6 µg/g) en relation avec les rejets de phosphogypses. Ainsi que,

Tahiri et al. (2005) décrivent les sédiments de l’estuaire de Bouregreg, dû probablement à un

apport occasionnel véhiculé par l’oued Akrach. Toutefois une origine marine par remonte

d’eau profonde (Upwelling) connu par leur charge importante en oligo-élément (Bruland et

Franks, 1983) est aussi envisageable.

Tableau II.7 : Teneurs métalliques en Cu et Cd (µg/g) au niveau de sédiment de large dans la zone de Jorf Lasfar (INRH, 1996).

Sédiment Distance côte (Km)

Profond (m)

Nature du sédiment Cd (µg/g) Cu (µg/g)

A1 1,1 18 Vase noir 5,80±2,15 25,0±21,20

A2 2 20 Sable très fin légèrement vaseux 5,10±1,16 10,20±2,43

A3 1,8 15 Sable fin 5,00±2,53 11,12±3,14

A4 3,5 30 Sable très fin légèrement vaseux 1,60±1,52 10,12±0,20

A5 5 35 Sable fin ND 13,26±0,68 La comparaison du niveau de contamination de l’estuaire du bas Loukkos par rapport

aux autres estuaires marocains montre une contamination de ce site et ceci pour l’ensemble

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78

des éléments dépassant de loin les valeurs relevées dans les sédiments de l’estuaire de

Bouregreg (Fe : 1,2 mg/g ; Zn : 61 ; Cu : 21 µg/g ; Cr : 39 µg/g ; Pb :17 µg/g et Cd : 0,02

µg/g) dans les sites considérés comme les plus pollués (Tahiri et al., 2005). Cette pollution

serait liée, du moins en partie, à une activité agricole basée sur l’usage massif de fertilisants et

de pesticides, sachant que les fongicides sont riches en zinc et en fer et que les composés

phosphatés contiennent d’importantes quantités de cadmium (le plomb est souvent associé au

cadmium). De plus, le charriage et le lessivage des terrains agricoles en période pluvieuse

favorisent l’accumulation des métaux dans les compartiments physiques. Par ailleurs, le

stockage des métaux au niveau des sédiments n’est pas forcément définitif. Les risques de

remobilisation, de biodisponibilité et donc de toxicité sont à craindre et constituent ainsi un

danger permanent pour toute la chaîne trophique (Fadil et al., 1997).

La concentration et le taux d’accumulation des métaux lourds dans les sédiments de

l’estuaire du bas Loukkos ont fournie une ligne de base fiable pour contrôler la pollution

métallique. Il est bien sûr impératif que dans n’importe quel programme de surveillance, les

échantillons de sédiments doivent avoir la même fraction granulométrique < 63 µm et le taux

de la matière organique semblables. Il semble que les concentrations de tous les métaux

analysés dans les sédiments marins sont significativement au dessous du niveau du seuil qui

est généralement suggéré d’avoir un effet biologique potentiellement défavorable (Long et al.,

1995).

La taille du sédiment et la teneur en carbone organique manifestent des commandes

principales sur l’abondance et la distribution des métaux dans les sédiments (Baptista Neto,

2000). Les activités humaines influencent lourdement le cycle biogéochimique par beaucoup

d’éléments métalliques tels que Cd, Cu, Pb et Zn. L’élévation de l’apport de ces éléments

résultant de l’activité humaine est compliquée (Lee, 1998). Les méthodes les plus appliquées

reconnues incluent des techniques de normalisation comme la taille des grains de sédiment, le

carbone organique et le Fe, ont recommandé d’analyser la concentration du métal dans la

fraction < 63 µm pour la correction de la taille du grain du sédiment (Szefer et al., 1996 ;

Klamer et al., 1990).

La granulométrie est sans doute le facteur naturel le plus important susceptible de faire

varier les concentrations en métaux traces d’un sédiment. Plus la taille des grains qui

composent un sédiment est faible plus sa capacité à fixer les métaux présents dans le milieu

est forte. De nombreux auteurs ont montré les relations existantes entre la teneur en élément

métallique et la granulométrie du sédiment, les valeurs les plus élevées se rencontrent en

général dans la fraction la plus fine des sédiments (Baier et Healy, 1977 ; Griggs et Jahanson,

Page 107: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

79

1978). D’autres facteurs comme la composition minéralogiques interviennent également dans

des proportions non négligeables (Loring et Rantala, 1992).

Plusieurs méthodes ont été développées, pour permettre de comparer les résultats

obtenus sur des stations différentes, qui devraient être limités à des sédiments ayant une

origine commune. L’une des plus intéressantes consiste à étudier les variations des

concentrations en métaux en fonction d’un paramètre indicateur de la granulométrie ou de

toutes autres propriétés susceptibles de l’expliquer. Ainsi la proposition des particules

inférieures à une certaine classe de taille prend directement en compte les effets de la

granulométrie. Le carbone organique ou le Fe, en raison de fortes affinités qu’ils présentent

pour les métaux traces sont quelques fois utilisés bien qu’ils soient souvent d’origine

anthropique.

II.5. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments II.5.1. Définition

La détermination des métaux lourds dans les sédiments constitue un instrument

d'évaluation du degré de pollution métallique du milieu aquatique.

Cependant, les résultats bruts sont relativement comparables entre eux car les

sédiments peuvent piéger et mémoriser un même flux polluant de manière plus ou moins

importante suivant leur composition chimique (BRGM/SGAL, 1982).

L’indice de contamination dépend des données naturelles employées. Pour le contenu

total du métal dans les sédiments, on peut fournir à ces données les concentrations moyennes

de métal de texture et des sédiments minéralogiquement équivalents, annoncées dans les

littératures ou mesurées par les auteurs dans une région primitive connue (Loring et Rantala,

1992 ; Gibbs, 1993), les techniques de normalisation par la concentration de fer et la

correction de la fraction < 63 µm sont adoptées pour différencier entre l’apport anthropique et

naturel (Rule, 1986 ; Ergin et al., 1991 ; Lee et al., 1998).

Au cours de notre étude, nous avons adopté l'indice de contamination (IC) qui tient

compte des teneurs de référence et ceci pour tenter de situer l'état actuel de la pollution

métallique de l’estuaire du bas Loukkos. L’interprétation et surtout l’évaluation du résultat de

l’indice de contamination du sédiment sont tributaires de la connaissance des teneurs de

référence. Or, ces dernières sont difficiles à établir de manière définitive en raison de leur

grande hétérogénéité liée principalement aux paramètres physico-chimiques, géochimiques et

lithologiques.

Page 108: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

80

II.5.2. Evaluation du degré de contamination à partir des données brutes.

Pour comparer les stations les unes par rapport aux autres, nous avons calculé un

indice de contamination (IC) qui est défini par un élément donné, comme le rapport de la

teneur mesurée sur la teneur naturelle mesurée au niveau de la station de référence selon la

formule suivante (B.R.G.M/S.G.A.L ; 1982):

Remarque:

Si IC proche de 2 ; les sites considérées comme pas ou peu pollués par les sédiments.

Si IC est inférieur de 2 ; il s'agit dans cette fois à une erreur analytique d'une dilution

supplémentaire.

Si IC est supérieur de 2 ; plus le degré de pollution est grand.

Si on suppose que tous les micropolluants possèdent un même pouvoir polluant, on

peut calculer l'indice de contamination moyen (ICM) qui représente la moyenne arithmétique

de la station considérée. Ceci permet de caractériser globalement les différentes stations entre

elles.

Les IC pour chaque élément, chaque station et les ICM lors des cinq stations de

prélèvement dans les stations de l’estuaire du bas Loukkos sont présentés dans le Tableau II.8

et les figures (29 et 30).

L’intérêt de l’indice de contamination réside dans le fait qu’il permet de comparer le

degré de pollution de différentes localités par rapport à une moyenne régionale (station 3) ;

compte tenu de sa localisation loin de toute perturbation d’origine anthropique et de ses

faibles teneurs en métaux. Elle est considérée comme station de référence (SR) sachant

qu’elle ne reçoit pas de rejets industriels. Les résultats obtenus montrent des indices de

contamination plus au moins importantes selon les stations et les métaux. Les stations

présentent des IC>2 pour les métaux notamment Cr, témoignent de l’apport de l’activité

humaine (Angelidis et Aloupi, 1995). L’IC<2 pour la majorité des métaux notamment Fe, Zn,

Cu, Pb et Cd montrent l’apport naturel des bassins versants plutôt qu’à des apports

anthropiques (Tableau II.8).

IC =

Teneur du métal

Teneur de référence

Page 109: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

81

Tableau II.8 : Indices de contamination (IC) et Indices de Contamination Moyen (ICM) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3) dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos.

IC Fe Zn Cu Cr Pb Cd ICMT S1 1,08 1,17 1,08 3,2 1,3 0,84 1,445 S2 1,09 1,18 1,04 2,32 1,27 1,01 1,318 SR 1 1 1 1 1 1 1 S4 1,03 0,92 1,41 3,8 1,96 1,18 1,716 S5 1,1 0,96 1,7 2,09 1,46 1,09 1,4

ICM 1,06 1,046 1,246 2,482 1,398 1,024 Le Tableau II.8 présente des IC (Cr) > 2 pour toutes les stations ce qui met en

évidence la contribution de l’activité anthropique. En effet l’IC pour le Cr est généralement

supérieur à 2.

00,5

11,5

22,5

33,5

4

S1 S2 SR S4 S5 Stations

IC

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 29 : Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les différentes stations d’étude en rapport avec celles trouvées dans la station 3 de l’estuaire du bas Loukkos.

La figure 29 montre que cet indice est dominé par l’indice de contamination (IC) du

Cr dans les stations 1, 2 et 5, mais surtout la station 4 la plus proche des égouts, il reflète

l'effet des rejets de congélation, de conserveries, des farines des poissons, l’exploitation de

sable et de mines, tanneries, textiles…

Ainsi on peut établir les ordres d'enrichissement des stations suivantes pour chaque

métal, on obtient le résultat dans le Tableau II.9.

Page 110: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

82

Tableau II.9 : Ordre d'enrichissement des stations pour chaque métal dans les sédiments. Métaux Ordres d'enrichissement

Zn S2 > S1 > S3 > S5 > S4 Pb S4 >S5 > S1 > S2 > S3 Fe S5 > S2 > S1 > S4 > S3 Cr S4 > S1 > S2 > S5 > S3 Cu S5 > S4 > S1 > S2 > S3 Cd S4 > S5 > S2 > S3 > S1

Pour ces différents indices de contamination, on peut évaluer une appréciation des

tendances de la pollution polymétallique qu'il est parfois difficile à mettre en évidence par

simple observation des valeurs particulières (Tableau II.8 et figure 30).

ICM

00,5

1

1,52

S1 S2 SR S4 S5

Stations

Figure 30 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) des sédiments dans les différentes stations d’étude.

Dans la figure 30, la comparaison des indices de contamination polymétallique (ICP)

montre que la station 4 présente la teneur la plus élevée de l'ordre de 1,71 traduisant ainsi une

forte contamination métallique de cette station de l’estuaire du bas Loukkos. En effet pour les

différentes stations, on définie dans l'ordre décroissant suivant:

I.C.M. (S4) > I.C.M. (S1) > I.C.M. (S5) > I.C.M. (S2) > I.C.M. (SR)

Par ailleurs, l’analyse détaillée de la contamination relative de chaque métal montre

que le mode de distribution et d’accumulation de ces éléments reste différents les uns des

autres et nous a permis de constituer deux groupes, un premier avec Fe, Zn et Cu, un second

avec Cr, Pb et Cd.

Le Fe, Zn et Cu présentent des IC non négligeable avec presque une constance des

valeurs au niveau des différentes stations. Cependant l’écart de cet IC entre la station la moins

contaminée et la plus contaminée reste très faible et très peu significatifs, il ne dépasse guerre

1,10 (S5) pour le Fe et 1,70 (S5) pour le Cu et 1,18 (S2) pour le Zn respectivement dans les

stations S5, S5 et S2 (Tableau II.10 et figure 31). Ces éléments peuvent être attribués soit à

une mobilité plus importante par rapport à celles des autres métaux, soit par une fixation

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83

préférentielle de ces derniers sur des particules plus fines susceptibles d’être facilement

charriés et transportées plus loin. Leur présence est en fait liée à la structure des silicates qui

font parties des constituants majeurs des sédiments (Welken et al., 1987). De même le Fe est

considéré comme élément important pour le pouvoir complexant d’un sédiment, se présente

généralement sous forme d’hydroxyde insolubles pouvant ainsi entraîner en plus de leur

propre accumulation avec celle des autres métaux (Forstner et al., 1979). Ceci n’exclue pas

l’existence d’une part non négligeable de contamination due aux activités industrielles

nombreuses dans le bassin de Loukkos.

Tableau II.10 : Indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3).

IC Fe Zn Cu S1 1,08 1,17 1,08 S2 1,09 1,18 1,04 SR 1 1 1 S4 1,03 0,92 1,41 S5 1,10 0,96 1,70

TOTAL 5,30 5,25 6,23

00,20,40,60,8

11,21,41,61,8

S1 S2 SR S4 S5 Stations

ICFe Zn Cu

Figure 31 : Variation spatiale des indices de contamination (Fe, Zn et Cu) calculée par rapport à la station de référence (SR=S3).

Quant au Cr, Pb et Cd, les résultats obtenus montrent une contamination beaucoup

plus importante et plus localisée. A l’inverse des éléments précédents leur IC connaît une

augmentation spectaculaire de la station la moins contaminée (S3) à la plus contaminée (S4),

avec des valeurs atteignant 3,8 pour le Cr dans la station 4. Cette situation reflète l’état de la

charge toxique ponctuelle de certaines unités industrielles véhiculée par les eaux de l’estuaire

du bas Loukkos ; s’ajoute à ceci les apports latéraux et aussi de certains éléments métalliques

Page 112: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

84

transportés par les eaux de ruissellement, principalement en période de traitement

phytosanitaire (pesticides) (Tableau II.11 et figure 32).

Tableau II.11 : Indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3).

IC Cr Pb Cd S1 3,20 1,30 0,84 S2 2,32 1,27 1,01 SR 1 1 1 S4 3,80 1,96 1,18 S5 2,09 1,46 1,09

TOTAL 12,41 6,99 5,12

00,5

11,5

22,5

33,5

4

S1 S2 SR S4 S5 Stations

IC Cr Pb Cd

Figure 32 : Les indices de contamination (Cr, Pb et Cd) calculés par rapport à la station de référence (SR=S3).

Cependant leurs teneurs dans les sédiments sont très influencées par la présence de la

matière organique sur laquelle ils s’adsorbent préférentiellement à un autre support inerte.

L’analyse des IC pour l’ensemble des éléments permet d’établir la classification

suivante : Ic Fe > Ic Cr > Ic Pb > Ic Cu > Ic Zn > Ic Cd

A travers ces résultats, nous remarquons que l’estuaire du bas Loukkos et ses affluents

s’avèrent sérieusement atteints par cette contamination métallique des sédiments. Cette charge

excessive pourrait avoir un impact très néfaste sur la capacité de défense du cours d’eau et de

son pouvoir auto-épurateur d’autant plus que celle-ci est dominée le plus souvent par les

métaux les plus toxiques.

L’activité industrielle reste donc la source principale de cette pollution de sédiment

sans toutefois exclure celle d’origine agricole surtout que la région se prête à une grande

activité de ce genre. En effet, les surprenantes valeurs des IC correspondants aux éléments les

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85

plus toxiques (Cr, Pb et Cd) restent liées pour le Pb aux trafics routiers et aux unités

industrielles de tout le bassin de Loukkos, pour le Cr, il reste liée aux rejets de l’usine de

sucrière et les eaux de vidange des rizicultures, des tanneries, des textiles…

II.6. Interprétation de la contamination métallique des sédiments

Les résultats de la contamination métallique des sédiments ont permis de dresser un

premier constat de la dégradation de ce système. En effet, les sédiments montrent la présence

effective et dangereuse de six métaux étudiés.

La station de référence loin de toute perturbation, présente les teneurs faibles avec une

différence significative avec les autres stations et ceci pour les différents métaux à l’exception

de Pb, Fe et Cd. Par contre la station 4 semble la plus touchée par cette pollution métallique.

L'utilisation de l'indice de contamination (IC) qui tient compte des teneurs de la station

de référence, s'avère nécessaire et intéressante, car il permet une comparaison standardisée par

rapport aux teneurs de référence de différentes stations et il reflète l'effet des rejets ponctuels

de certaines unités industrielles (conserveries de poissons, congélation, farines de poissons,

terrassage des sols, exploitation de mines et de sables …) s'ajoutent à ces rejets des apports

latéraux de ruissellement.

Cependant, les résultats obtenus, s'ils confirment une nette contamination métallique

des sédiments de la station 4, soulèvent le problème de la biodisponibilité de ces éléments

dans les autres stations de l’estuaire du bas Loukkos. Cette différenciation due probablement

aux conditions du milieu, peut se refléter au niveau des organismes vivants, notamment les

poissons. Ceci nous a poussé à étudier la distribution tissulaire des métaux chez la faune

ichtyologique dans le but de vérifier ceci et d'élaborer le degré de contamination et les risques

toxicologiques qu'ils entraînent.

A travers le Test Friedman et avec un niveau de signification de 5% : on peut conclure

que :

• Les ETM présentent des différences significatives sont : Cr, Pb et Zn

• Les ETM ne présentent pas des différences significatives sont : Cd, Cu et Fe.

II.7. Analyse et structure typologique (ACP) de la contamination métallique

des sédiments L’analyse multifactorielle (ACP) effectuée nous a permis de classer et de traiter les

informations relatives aux éléments traces métalliques dans les sédiments au cours des

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86

campagnes (mars, mai et juillet) durant les deux années 2006 et 2007 par l’établissement des

corrélations entre l’ensemble des variables de l’estuaire du bas Loukkos.

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 30 prélèvements (5

stations X 6 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été

mesurés.

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie totale

sont représentées dans la figure 33. Les codes des variables ayant une forte corrélation et leurs

coordonnées sont représentés au niveau du Tableau II.12.

Tableau II.12 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans les sédiments avec les axes.

Stations Code Campagnes Code Variables Code Axe 1 Axe 2 Dhiria D Mars 06 R6 Fer Fe 0,54 0,55*

Ain Chouk A Mai 06 M6 Zinc Zn -0,11 0,91* Baggara B Juillet 06 J6 Cuivre Cu 0,80* -0,11 Grangha G Mars 07 R7 Chrome Cr 0,67* 0,05

Embouchure E Mai 07 M7 Plomb Pb 0,88* -0,08 Juillet 07 J7 Cadmium Cd 0,75* -0,08 Les résultats du Tableau II.12 et la figure 33 A nous permettent une première

approche typologique des différentes variables selon leurs affinités et leurs regroupements sur

les deux premières composantes principales à partir de leur contribution. Les deux premiers

axes déterminent 65,60 % de l’information totale (46,16 % pour l’axe 1 et 19,44 % pour l’axe

2).

Les valeurs propres de l’ACP, le cercle de la corrélation et les cartes factorielles sont

représentées dans la figure 33.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau II.13) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre

eaux, il s’agit du : Fe/Pb, Cr/Pb, Cu/Pb et Cd/Pb ; Cu/Fe ; Cd/Cr et Cd/Cu

Tableau II.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) des ETM dans les sédiments. Variables Zn Pb Fe Cr Cu Cd

Zn 1 Pb −0,134 1 Fe 0,201 0,374* 1 Cr 0,026 0,566* 0,193 1 Cu −0,196 0,686* 0,445* 0,269 1 Cd −0,076 0,541* 0,233 0,506* 0,478* 1

Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05

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87

Figure 33 : Approche graphique de l’ACP des métaux dans les sédiments. A : Répartition de l’inertie entre les axes, B : Cercles de corrélation des variables, C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes.

L’observation du cercle formé par les axes F1 et F2 montre selon l’axe F1 (horizontal)

une opposition entre les sédiments faiblement contaminés en métaux (Cu, Cr, Pb et Cd)

occupant la partie négative de l’axe et les sédiments fortement contaminés en ces métaux

occupant sa partie positive. Cet axe F1, il définit un gradient de contamination en Pb (r=0,88),

Cu (r=0,80), Cd (r=0,75) et Cr (r=0,67). Selon l’axe F2 (vertical), on note une opposition

entre les sédiments riches en métaux (Fe et Zn) occupant la partie positive de l’axe et les

sédiments pauvres en ces métaux occupant sa partie négative. Cet axe 2, il définit un gradient

de contamination en Zn (r=0,91) et Fe (r=0,55) (figure 33B). Cette répartition met en

évidence deux origines des sédiments : la première, endogène, est caractérisée par la présence

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88

de ferromagnésien liée au contexte géologique de la région, alors que la deuxième est due à

l’activité anthropique.

L’analyse globale permet de définir une typologie dominée par l’individualisation de 3

groupes de stations GI, GII, GIII (figure 33C). Cette organisation spatiale dégage la position

exacte des stations par rapport à leur situation.

Groupe I (GI) comprenant les stations amont S1 (DR6, DM6, DJ6, DR7, DM7, DJ7)

et S2 (AR6, AM6, AJ6, AR7, AM7, AJ7) situées dans une zone caractérisée par une forte

activité agricole (riziculture) à l’origine de la présence du Zn et Fe dans les sédiments de cette

zone occupant la partie positive de l’axe F2. On peut appeler cette zone polluée en Fe et Zn.

Celui-ci est opposé au groupe III (GIII) représenté par les stations S4 (GR6, GM6, GJ6, GR7,

GM7, GJ7) et S5 (ER6, EM6, EJ6, ER7, EM7, EJ7) les plus en aval. Il est caractérisé par une

charge importante en métaux (Pb, Cu, Cd et Cr) occupant la partie positive de l’axe F1. La

présence de ces éléments dans les sédiments pourrait être liée à la courantologie (côte

atlantique marocaine est soumise à des upwelling intermittents, dont les eaux sont

généralement riche en éléments traces) (Bruland et al., 1983), aux eaux usées domestique de

la ville de Larache et au trafic routier (Pelletier, 2005). Le plomb est utilisé comme anti-

détonateur dans l’essence. En effet, les travaux de Miquel (2003) ont montré qu’une autoroute

de taille moyenne (25,000 véhicules/jour) produit une tonne de matières en suspension par km

et par an (1 km d’autoroute = 2 hectares), dont 25 kg d’hydrocarbures, 4 kg de zinc, 1/2 kg de

plomb. On peut appeler cette zone fortement polluée en Pb, Cu, Cd et Cr. D’autres auteurs ont

montré que cette situation peut être due à la nature des eaux dans ce milieu franchement marin

où les éléments métalliques pourront être sous forme solubles à cause de salinité très élevée

(Welliam et Schlesinger, 1991).

Entre les deux se situe le groupe II (GII) représenté par la station 3 à toutes les saisons

(BR6, BM6, BJ6, BR7, BM7, BJ7), dénotant une contamination moyenne en métaux étudiés.

On peut appeler cette zone moins polluée en ces éléments. La pollution de cette zone est

d’origine naturelle.

On admettant les premiers et les derniers points de prélèvement durant les deux années et

on les regroupant, on peut repérer les variations saisonnières en fonction de la teneur en

métaux dans les sédiments (figure 33D). Généralement, les variations saisonnières ne pas

modifier le niveau de contamination pour les métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) à

l’exception du mois de mai où on note une légère diminution de la teneur du Zn et Fe au

niveau de la station 5 (EM7) durant l’année 2007 occupant la partie négative de l’axe F1.

Alors des teneurs très élevées ont été enregistrées au niveau de la station 1 (DM6) durant

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89

l’année 2006 occupant la partie positive de l’axe F2. Alors que, le mois de juillet, le niveau de

contamination de la station 5 (EJ7) durant l’année 2007 est faible par rapport aux autres

campagnes.

D’après ces variations saisonnières, une légère diminution de la contamination des

sédiments étudiés a été constatée au cours de l’année 2007. II.8. Analyse de variance (ANOVA) de la contamination métallique des sédiments L’analyse de variance à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du

Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les sédiments a révélé à travers le test Pearson une différence

significative (à P<0,001) entres les saisons pour tous les éléments métalliques étudiés

(Tableau II.14). Alors que la comparaison des variances par le même test Pearson, révèle en

revanche, des différences significatives en teneur de Zn dans les stations (à P<0,05).

Tableau II.14 : Résultats de l’ANOVA des ETM étudiés dans les sédiments. Saisons Stations F P>F F P>F

Fe 20,539 < 0,0001*** 3,321 0,231 Zn 74,768 < 0,0001*** 23,076 0,042* Cu 25,527 < 0,0001*** 2,425 0,292 Cr 11,637 0,000*** 3,339 0,230 Pb 49,925 < 0,0001*** 9,375 0,096 Cd 18,766 < 0,0001*** 6,788 0,128

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

Par ailleurs, la comparaison multiple des moyennes (CMM) par le test de Friedman a

permis le classement des saisons et des stations les unes par rapport aux autres tout en

confirmant que la contamination des sédiments est importante pendant le mois de juillet et de

mai et décroît pendant le mois de mars. Cette observation a été retenue également au niveau

de l’estuaire de Bouregreg (Tahiri, 2005). Cependant, le classement suivant les stations par

ordre de contamination décroissante a été prouvé par le même test pour les ETM (Tableau

II.15).

Tableau II.15 : Ordre de contamination décroissante des ETM des sédiments dans les stations et les campagnes. ETM Stations Campagnes (année 2006-07)

Zn S2 > S1 > S3 > S5 > S4 mai-06 > juil-07 > mars-07 > mars-06 > mai-07 > juil-06 Pb S4 > S5 > S1 > S2 > S3 juil-06 > mars-06 > mai-06 > juil-07 > mai-07 > mars-07 Cr S4 > S1 > S2 > S5 > S3 mai-06 > juil-06 > mars-06 > mai-07 > juil-07 > mars-07 Cu S5 > S4 > S1 > S2 > S3 juil-06 > mars-06 > mai-06 > juil-07 > mai-07 > mars-07 Cd S4 > S5 > S2 > S3 > S1 juil-06 > mai-06 > mars-06 > mars-07 > juil-07 > mai-07 Fe S5 > S1 > S2 > S4 > S3 mai-06 > juil-06 > mars-06 > mai-07 > juil-07 > mai-07

Les caractéristiques des sédiments de l’estuaire du bas Loukkos présentent des

variations saisonnières assez marquées. Ceci a été mis en évidence par l’ANOVA des

Page 118: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

90

correspondances de l’ensemble des données de la détermination des sédiments des 5 stations

pour 6 campagnes.

II.9. Effet de la marée sur la contamination métallique des sédiments II.9.1. Dynamique marégraphique des sédiments

Les résultats des diverses analyses (figure 34) montrent que le facteur dont l’effet

semble marquer cette répartition est manifestement la dynamique marégraphique. En effet

dans le plan factoriel F1XF2 qui détiennent à eux seuls 67,15 % de l’information totale avec

respectivement 48,56% pour l’axe F1 et 18,59% pour l’axe F2 (figure 34A) à MH. Alors qu’à

MB ils représentent 71,26% (46,84% pour l’axe F1 et 24,42% pour l’axe F2).

L’influence de la dynamique marégraphique de la marée sur la contamination

métallique de l’hydrosystème de l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la

figure 34 où sont représentés séparément les relevés effectués à MH et ceux effectués à MB

au niveau des stations de l’estuaire du bas Loukkos.

A MB, on assiste à un changement important de la contamination métallique dans

l’ensemble des stations. Les sédiments de l’amont, moins chargés en éléments métalliques

entraînent une dilution importante des sédiments. Il s’agit des groupements GI (S1 et S2) et

GII (S3). Cependant la charge métallique importante déplacée vers l’aval (S4 et S5) qui est

représentée par le groupement GIII, contribuent à un enrichissement en Cu, Cr, Pb et Cd

occupant la partie positive de l’axe F1, ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Cu, Cr,

Pb et Cd (figure 34 D, E et F ; Annexe tab. 15, Annexe tab. 16). Ce gradient synchronise avec

le gradient de la saisonnalité (hiver- été).

A MH, la remonté des marines entraîne une forte dilution de la charge métallique

polluante au niveau des stations avales (S4 et S5) qui est représentées par le groupement GIII

qui se traduit par le gradient de l’enrichissement en ETM amont aval très prononcé. Ceci

coïncide la forte précipitation que connaît cette saison qui correspond à la saison de l’hiver.

Elle représente par le mois de mars. Cette situation pourrait s’aggraver en été où généralement

les précipitations sont faibles et les apports en eaux amont douces sont très réduits. Ce

gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées entraînent une

dilution nettement observée au niveau de la S1 et S2. Les stations amonts (S1 et S2) qui sont

représentées par le groupement G1 montrent une contamination métallique en Cu du côté

positif de l’axe F1 (figure 34 A, B et C ; Annexe tab. 13, Annexe tab. 14).

Un regroupement des stations, une apparition des gradients de contamination et

disparition des autres. L’élément Fe qui caractérise le groupement de transition (GI) à MB se

trouve déplacer vers le pôle positif de l’axe F2. Ce déplacement ne pourrait être expliqué que

Page 119: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

91

par le changement climatique et la dynamique marégraphique. De même l’apparition de

l’élément Cu lors de la MH occupant la partie positive de l’axe F1 en caractérisant le

groupement GIII.

Figure 34 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans les sédiments à MH et à MB. A-D : Valeurs propres de l’inertie, B-E : Cercle de corrélation des variables, C-F : Carte factorielle des stations.

A- Valeur propre % à MH

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

F1=48,56 F2=18,58

C- Observations à MH

AJ7

DJ7

EM7

GM7

ER7GR7

BR7

AJ6

DJ6

EM6

GM6

ER6

GR6

BR6

-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3

F1

F2

GI

GIIGIII

D- Valeur propre % des MB

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

F1=46,83 F2=24,41

F- Observations à MB

EJ7

GJ7

BJ7

BM7

AM7DM7

AR7

DR6EJ6

GJ6

BJ6BM6

AM6

DM6

AR6

DR6

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

GI

GII GIII

B-Variables des MH

Cd

Pb

Cr

Cu

Zn

Fe

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Fe, Cu, Cr, Pb et Cd

E- Variables des MB

FeZn

CuCr

PbCd

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Cu, Cr, Pb et Cd

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Fe

et Z

n

Page 120: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

92

II.9.2. Dynamique de l’hydrosystème des sédiments

L’analyse par campagne des ETM permet de mieux comprendre la dynamique de

l’hydrosystème dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos. C’est ainsi que la figure 35

qui illustre cette représentation selon le plan factorielle F1XF2, nous a permet de distinguer

deux situations A et B différentes les unes des autres par la position de leurs relevées

(stations) (Annexe tab. 17).

a. Situation A :

Cette situation prend en compte les campagnes de mars, mai et juillet de 2006 qui se

caractérisent par une homogénéisation des relevés des stations avec des espacements très

réduites.

Les stations de l’amont (S1 et S2) se trouvent dans une zone à forte contamination en Cu et

Zn lors de mois de mai. Alors qu’elles sont faibles en contamination métallique dans le mois

de mars et juillet.

Les stations de l’aval (S4 et S5) se caractérisent par une forte contamination métallique lors

de l’année 2006. En effet, une forte contamination en Fe, Cu et Pb a été notée en mars, en Fe

et Pb en mai et en Fe, Zn, Cu et Pb dans le mois de juillet.

Les stations de la transition (S3) se caractérisent par une forte contamination métallique

essentiellement en Fe, Cu et Pb dans le mois de mars et Fe, Cu, Zn et Pb dans le mois de

juillet.

b. Situation B :

Cette situation prend en compte les campagnes de mars, mai et juillet de 2007 qui se

caractérisent par un espacement des relevés des stations.

Les stations de l’amont se trouvent dans une zone à forte contamination respectivement en Zn

et Cr lors de mois de mars et juillet, respectivement. Alors qu’elles sont faibles en

contamination métallique dans le mois de mai.

Les stations de l’aval se caractérisent par une forte contamination métallique en Fe, Cu, Pb et

Cd lors de l’année 2006.

Les stations de la transition se caractérisent par une forte contamination métallique

essentiellement en Zn et Cd dans le mois de mars. Alors qu’elles sont faibles en Cr, Pb et Cd

dans le cas de juillet.

Page 121: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

93

Figure 35 : Représentation graphique dans le plan F1XF2 de l’évolution spatiale de la dynamique de l’hydrosystème des ETM dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne.

Observations de mars-06

S1

S2 S3

S4

S5

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1F2

Observations de mai-06

S5 S4

S3

S2

S1

-3

-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

Observations de juil-06

S5

S4 S3

S2

S1

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

Observations de mars-07

S5

S4

S3

S2S1

-3

-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

Observations de mai-07

S5

S4

S3

S2

S1

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

Observations de juil-07

S1

S2

S3S4

S5-2

-1

0

1

2

3

-3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

Page 122: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

94

II.10. Conclusion sur la contamination métallique des sédiments D'après les résultats des analyses élémentaires des sédiments de l’estuaire du bas

Loukkos, nous pourrons donner une estimation de la charge polluante métallique dans les

points suivants :

La station 4 située en aval direct des différentes agglomérations et unités industrielles

concentre les fortes teneurs en polluants métalliques.

Une légère diminution notable de la charge polluante est observée quand on éloigne de

l’embouchure.

IL est à signaler que la ville de Larache enrichi le milieu aquatique par les polluants

métalliques ce qui est estimé par les fortes concentrations par rapport aux teneurs

enregistrées à la station 4.

Une ACP des données analytiques recueillies montre que : Le Zn et le Cu corrèlent

très significativement entre eux dans les sédiments dans l’amont de l’estuaire du bas Loukkos

lors de mois de mai. De la même façon, le Cu et le Pb, qui sont communément utilisés par

plusieurs industries à Larache, corrèlent aussi significativement entre eux. Ces résultats

montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données est un outil précieux

dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé l’existence d’une

corrélation importante entre le Cu et le Cr et a montré que les processus d’accumulation du Cr

dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des rejets des eaux

industrielles de la ville de Larache.

Page 123: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

95

III.1. Introduction La diversité des activités industrielles dans la ville de Larache et l’absence dans la

majorité des cas des procédés de traitement implique le rejet massif d’effluents industriels

chargés de polluants organique et inorganiques. L’utilisation intense des engrais chimiques et

des pesticides, les lixiviats de la décharge publique sont certainement à l’origine d’un apport

considérable des polluants dans les différentes composantes de l’environnement.

En effet, la décharge de la ville, située très proche, n’est pas conçue comme une

décharge contrôlée disposant d’un système d’étanchéité pour la protection des eaux

superficielles. De même les rejets domestiques représentent des risques pour l’hygiène, la

santé de la population et pour la qualité des ressources naturelles, pouvant ainsi mettre en

péril la santé humaine.

III.2. Évaluation de la variation spatio-temporelle des ETM des eaux Les résultats de différents échantillons analysés sont présentés dans le Tableau III.1 et

les figures (36−36).

Tableau III.1 : Teneurs en métaux des différents échantillons d’eaux des différentes stations exprimées en µg/l de l’estuaire du bas Loukkos durant les deux années 2006 et 2007 (moyenne±écart-type, valeurs limites). Metal S1 S2 S3 S4 S5

Fe 0,044±0,017 (0,029−0,075)

0,048±0,033 (0,019−0,097)

0,039±0,029 (0,010−0,085)

0,027±0,010 (0,015−0,041)

0,020 ± 0,016 (0,010−0,052)

Zn 0,036±0,029 (0,003−0,078)

0,037±0,022 (0,010−0,061)

0,023±0,012 (0,012−0,041)

0,032±0,019 (0,009−0,052)

0,042± 0,023 (0,013−0,070)

Cu 2,572±0,940 (0,780−3,450)

0,847±0,765 (0,090−2,040)

2,420±0,896 (1,410−3,460)

4,003±1,059 (2,460−5,480)

2,900±1,239 (1,460− 4,760)

Cr 6,167±1,472 (4,000−8,000)

6,000±1,897 (3,000−8,000)

5,333±2,658 (1,000−9,000)

3,333±1,506 (2,000−6,000)

4,833 ± 1,722 (3,000−8,000)

Pb 0,213±0,071 (0,150−0,340)

0,248±0,146 (0,160−0,540)

0,210±0,118 (0,110−0,440)

0,167±0,061 (0,120−0,280)

0,170±0,119 (0,100−0,410)

Cd 0,095±0,055 (0,040−0,170)

0,062±0,034 (0,020−0,090)

0,080±0,082 (0,010−0,240)

0,105±0,140 (0,030−0,390)

0,097±0,063 (0,030−0,200)

Page 124: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

96

III.2.1. Le fer (Fe)

L’évolution spatiotemporelle du Fe au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (figure 36)

permet de déceler des différences des teneurs très significatives entre les divers points de

prélèvement. Elle permet de dégager les diverses influences marines et terrigènes qui

conditionnent la dynamique de ce système. Les valeurs moyennes varient de 0,020 µg/l

enregistrées dans la station 5 à 0,047 µg/l enregistrées dans la station 2 µg/l (Tableau III.1).

Les teneurs les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations amont

soumises directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à

0,097 µg/l du Fe enregistré dans la station 2 (S2) durant le mois de juillet 2007. Cette

augmentation est sous l’effet de la dilution des eaux amont. Cette influence s’atténue

cependant au niveau de la S5 (où la teneur atteint 0,010 µg/l pendant le mois de mai et mars

2007) de l’estuaire du bas Loukkos en rapport avec la faible richesse des eaux en chlorure

suite à la remontée des eaux marines à marée haute.

Fe (µg/l)

00,020,040,060,080,1

0,12

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Fe (µg/l)

Figure 36 : Evolution spatiotemporelle des teneurs métalliques du Fe de l’eau exprimées µg/l en dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. III.2.2. Le zinc (Zn)

Les valeurs moyennes du Zn varient de 0,023 µg/l enregistrées dans la station 3 à

0,0421 µg/l enregistrées dans la station 5 µg/l (Tableau III.1). Les teneurs les plus importantes

s’observent principalement au niveau des stations amont soumises directement aux influences

continentales avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,0784 µg/l du Zn (S1) durant le

mois de juillet 2006. Alors qu’elles sont faibles pendant le mois de mai 2006, elles

n’atteignent que 0,0033 µg/l (S1) (figure 37).

Page 125: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

97

Zn (µg/l)

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Zn (µg/l)

Figure 37 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Zn de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.

III.2.3. Le cuivre (Cu)

L’évolution spatio-temporelle du Cu au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau

III.1) montre la présence des teneurs importantes avec des valeurs moyennes varient de 0,846

µg/l enregistrées dans la station 2 à 4,003 µg/l enregistrées dans la station 4 µg/l. Les teneurs

les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations aval soumises

directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 5,48 µg/l du

Cu, enregistrées dans la S4 durant le mois de mars 2007 (figure 38). Cette augmentation est

sous l’effet de la dilution des eaux amont. Cette influence s’atténue cependant au niveau de la

S5 de l’estuaire du bas Loukkos en rapport avec la faible richesse des eaux en chlorure suite à

la remontée des eaux marines à MH. Alors que les valeurs faibles ont été enregistrées dans le

mois de mars de 2007, elles n’atteignent que 0,09 µg/l, enregistrées dans la S2.

Cu (µg/l)

0123456

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

0

1

2

3

4

5

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cu (µg/l)

Figure 38 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cu de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.

Page 126: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

98

III.2.4. Le chrome (Cr)

Dans l’estuaire du bas Loukkos, les teneurs moyennes en Cr sont de l’ordre de 3,333

µg/l enregistrées dans la station 4 et 6,16 µg/l enregistrées dans la station 1 (Tableau III.1).

Les teneurs les plus importantes s’observent principalement à l’intérieur de l’estuaire (S3) est

probablement le résultat d’une manifestation hydrologique brutale dont le Cr montre une

grande différence entre les valeurs minimales (1 µg/l ont été enregistrée dans la S3 pendant le

mois de juillet 2007) et maximales enregistrées (9 µg/l ont été enregistrée dans la S3 pendant

le mois de juillet 2006 ; figure 39). Ceci pourrait être lié aux variations saisonnières très

marquées.

Cr (µg/l)

0

2

4

6

8

10

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

01234567

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cr (µg/l)

Figure 39 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cr de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.

III.2.5. Le plomb (Pb)

L’évolution spatio-temporelle du Pb au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau

III.1) montre la présence des teneurs importantes avec des valeurs moyennes varient de 0,16

µg/l enregistrées dans la station 4 à 0,25 µg/l enregistrées dans la station 2 µg/l. Les teneurs

les plus importantes s’observent principalement de la partie amont de cet estuaire soumis

directement aux influences continentales avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,54 µg/l

du Pb (S 2) durant le mois de juillet de 2007 (figure 40). Ceci est le résultat d’une intense

érosion du bassin versant. Alors que les valeurs faibles ont été enregistrées dans le mois de

mai de 2007, elles n’atteignent que 0,1 µg/l (S2).

Page 127: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

99

Pb (µg/l)

00,10,20,30,40,50,6

mars-06

mai-06

juil-0

6

mars-07

mai-07

juil-0

7

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Pb (µg/l)

Figure 40 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Pb de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre. III.2.6. Le cadmium (Cd)

L’évolution spatio-temporelle du Cd au niveau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau

III.1) montre la présence des teneurs importantes avec des valeurs moyennes varient de 0,062

µg/l enregistrées dans la station 2 à 0,105 µg/l enregistrées dans la station 4 µg/l. Les teneurs

les plus importantes s’observent principalement au niveau des stations aval soumises

directement aux influences marines avec des valeurs pouvant atteindre jusqu’à 0,39 µg/l du

Cd (S4) durant le mois de juillet de 2006 (figure 41). Ce phénomène ne peut être expliqué que

par une manifestation hydrologique brutale (crue) dont le Cd montre une grande différence

entre les valeurs minimales et maximale enregistrées. Alors que les valeurs faibles ont été

enregistrées dans le mois de juillet de 2007, elles n’atteignent que 0,01 µg/l enregistrées dans

la S3.

Cd (µg/l)

00,050,1

0,150,2

0,250,3

0,350,4

0,45

mars-06

mai-06

juil-06

mars-07

mai-07

juil-07

Mois

S1 S2 S3 S4 S5

00,020,040,060,08

0,10,12

S1 S2 S3 S4 S5Stations

Cd (µg/l)

Figure 41 : Variation spatiotemporelle des teneurs métalliques du Cd de l’eau exprimées µg/l dans les différentes stations d'étude et celles des moyennes de ce paramètre.

Page 128: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

100

On peut établir les ordres d'enrichissements des stations pour chaque métal et on

obtient le résultat présenté dans le Tableau III.2:

Tableau III.2 : Ordre d'enrichissement des stations d’étude pour chaque métal dans l’eau. Eléments métalliques Ordres d'enrichissement

Fe S2 > S1 > S3 > S4 > S5 Zn S5> S2 > S1 > S4 > S3

Cu/Cd S4> S5 > S1 > S3 > S2 Cr S1> S2 > S3 > S5 > S4 Pb S2> S1 > S3 > S5 > S4

Ainsi, on peut établir un ordre d'enrichissement pour les différents éléments

métalliques dans les différentes stations d'étude et on obtient le résultat dans le Tableau III.3:

Tableau III.3 : Ordre d'enrichissement des ETM de l’eau dans les stations d’étude. Stations Ordre d'enrichissement

S1, S2, S3 Cr > Cu > Pb > Cd > Fe > Zn S4 Cr > Cu > Cd > Pb > Zn > Fe S5 Cu > Cr > Pb > Cd > Zn > Fe

Toutes les stations Cr > Cu > Pb > Cd > Zn > Fe Puis, on peut établir un graphique sémantique différentiel pour les différents éléments

métalliques de l’eau dans les différentes stations d'étude lors des différentes campagnes et on

obtient le résultat dans la figure 42 :

Page 129: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

101

Graphique sémantique différentiel de l'eau

Fe

Zn

Cu

Cr

Pb

Cd

Des

crip

teur

s

0 2 4 6 8 10

Valeurs

mar-06/S1

mar-06/S2

mar-06/S3

mar-06/S4

mar-06/S5

mai-06/S1

mai-06/S2

mai-06/S3

mai-06/S4

mai-06/S5

juil-06/S1

juil-06/S2

juil-06/S3

juil-06/S4

juil-06/S5

mar-07/S1

mar-07/S2

mar-07/S3

mar-07/S4

mar-07/S5

mai-07/S1

mai-07/S2

mai-07/S3

mai-07/S4

mai-07/S5

juil-07/S1

juil-07/S2

juil-07/S3

juil-07/S5

juil-07/S5

Figure 42 : Graphiques sémantiques différentiels des métaux lourds dans l’eau.

La figure 42 montre le graphique sémantique différentiel des ETM analysés dans

l’eau. En effet, le Cr montre les teneurs les plus importantes de tous les éléments métalliques

de notre étude avec une teneur maximale qui peut atteindre jusqu’à 9 µg/l enregistrée dans la

S3 durant le mois de juillet de 2006.

III.3. Bilan de la contamination métallique des eaux

A travers les courbes des (figure 30-36), nous remarquons qu’au niveau des stations

avales (S4 et S5) soumises à l’effet permanent des jeux de marées, il existe une différence très

importante et très significative entre les teneurs métalliques enregistrées à MH dans l’eau

Page 130: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

102

(campagnes novembre, janvier et mai) et celles enregistrées à MB également dans l’eau

(campagnes septembre, février, mars et juillet) et ceci pour les deux années 2006-2007.

A MH, les facteurs susceptibles de mettre en cause cette différence sont d’ordre

physique et chimique. Il s’agit en l’occurrence de l’enrichissement intermittent des eaux

fluviatiles en éléments minéraux notamment en chlorures, calcium…, et de la présence du

contre courant qui s’opère à MH. Le comportement de la fraction métallique associée aux

eaux est contrôlé au niveau de l’estuaire par des phénomènes chimiques de désorption

adsorption ; ainsi l’augmentation de la charge ionique lors de la MH pourra permettre par

échange d’ions la libération des métaux absorbés sur les particules solides (Meguellati, 1982).

Le changement du potentiel d’oxydoréduction suite à une baisse d’oxygène dissous peut

entraîner une dissolution des hydroxydes de fer. Enfin une légère baisse du pH par les rejets

acides pourra aussi provoquer un relargage des métaux dans le milieu aqueux. Toutes ces

conditions se traduisent bien évidement d’un appauvrissement des eaux en métaux à MH.

Cette appauvrissement à MH est observée pour tout les métaux (figure 30-35) sans exception

et favorisant ainsi la contamination métallique des eaux superficielles de l’estuaire. III.4. Évaluation du degré de contamination des eaux III.4.1. Définition

L’appréciation de la pollution métallique dans l’écosystème donnée en se basant

seulement sur la détermination de la teneur des métaux reste une approche peu pratique et peu

significative surtout lorsqu’il s’agit des rejets complexes des compositions minéralogiques

différentes d’une station à une autre. Cependant, les résultats bruts des teneurs métalliques

constituent un instrument d’évaluation du degré ou d’indice de pollution métallique et des

tendances spatio-temporelles qui lui sont associées. C’est ainsi que Belamie et al. (1982),

Boust et al. (1981), Rosso et al. (1993) et Bennasser et al. (2000) évaluent le degré ou l’indice

de contamination (IC), défini par un métal donné comme étant le rapport de la teneur mesurée

à une station donnée sur la teneur naturelle mesurée au niveau de la station de référence.

Remarque:

Pour un IC proche de 1, on considère que le site n’est pas ou peu contaminé par les

métaux. En général, c’est au delà de 2 que les auteurs admettent que le site est soumis à un

IC =

Teneur du métal

Teneur de référence

Page 131: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

103

début de contamination ; mais lorsque IC est inférieur à 1 il s’agie soit d’une erreur analytique

ou d’une dilution supplémentaire.

III.4.2. Evaluation du degré de contamination à partir des valeurs brutes

Les IC pour chaque élément, chaque station et les ICM lors des cinq stations de

prélèvement dans les stations de l’estuaire du bas Loukkos sont présentés dans les Tableaux

III.4 et les figures (43 et 38).

L’analyse comparative des IC de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos (Tableau III.4)

montre que la majorité des valeurs sont proche de 1. Le site est considéré peu contaminé par

les métaux lourds.

Tableau III.4 : Concentrations moyennes exprimées en (µg/l) des ETM dans l’eau. ICE Fe Zn Cu Cr Pb Cd ICMT S1 1,15 1,56 1,06 1,15 1,01 1,187 1,190 S2 1,23 1,56 0,34 1,12 1,18 0,762 1,03 SR 1 1 1 1 1 1 1 S4 0,68 1,39 1,65 0,62 0,79 1,31 1,07 S5 0,52 1,82 1,19 0,90 0,80 1,20 1,07

ICMS 0,92 1,46 1,05 0,96 0,958 1,09 L’évolution spatiale de cet IC (figure 43) de l’eau révèle la présence d’une

contamination régulière et généralisée de l’estuaire du bas Loukkos avec une augmentation

importante au niveau de la station 1 située en aval des eaux de vidanges des rizicultures dont

ICM à leur niveau atteint d’une valeur de 1,19. L’analyse de l’indice de contamination

moyenne met en évidence une présence de la micropollution polymétallique dominée selon

les rejets par le Zn, une situation imputable aux activités industrielles nombreuses et variées

dans le secteur.

La comparaison et la classification des stations selon leurs indices moyens de

contamination nous a conduit à établir deux grands niveaux de contaminations :

• 1er niveau représenté par les stations aval (S4 et S5) dont l’indice est inférieur à 2 pour

tous les éléments métalliques étudiés.

• 2ème niveau représenté par les stations amont (S1 et S2) dont l’indice pour tous les

éléments est aussi inférieur à 2.

L’analyse des indices de contamination (Ic) pour l’ensemble des éléments permet d’établir la

classification suivante : Ic Zn > Ic Cd > Ic Cu > Ic Cr > Ic Pb > Ic Fe

Page 132: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

104

00,20,40,60,8

11,21,41,61,8

2

S1 S2 S3 S4 S5 Stations

ICIc Fe Ic Zn Ic Cu Ic Cr Ic Pb Ic Cd

Figure 43 : Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes stations d’étude en rapport avec celle trouvée dans la station 3 dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos. Si on suppose que tous les micropolluants possèdent un même pouvoir polluant, on

peut calculer l'indice de contamination moyen (ICM) qui représente la moyenne arithmétique

de la station considérée (Tableau III.4). Ceci permet de caractériser globalement les

différentes stations entre elles (Figure 44).

0,9

0,95

1

1,05

1,1

1,15

1,2

S1 S2 S3 S4 S5 Stations

ICM

Figure 44 : Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen dans les différentes stations d’étude dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos. Dans la figure 44, la comparaison des indices de contamination polymétallique (ICP)

montre que la station 1 présente la teneur la plus élevée de l'ordre de 1,19 traduisant ainsi la

Page 133: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

105

présence des éléments métallique dans cette station de l’estuaire du bas Loukkos. En effet

pour les différentes stations, on définie dans l'ordre décroissant suivant:

IC (S1) > IC (S5) > IC (S4)> IC (S2) > IC (S3)

La comparaison et la classification des stations selon leurs indices moyens de

contamination nous a conduit à établir dans l’ordre d’importance la classification suivante :

ICM (S1) > ICM (S5) > ICM (S4)> ICM (S2) > ICM (S3)

Cette classification qui ne suit pas la distribution longitudinale des stations reflète

plutôt l’effet d’une contamination polymétallique importante et ponctuelle dans le tronçon

amont de l’estuaire du bas Loukkos.

Le Cr, Pb et Fe présentent des indices de contamination faibles (Tableau III.4). Ils sont

inférieurs à 1 avec presque une constance des valeurs au niveau des différentes stations amont

et avales de l’estuaire. Cependant l’écart de cet IC entre la station la moins contaminée à la

station la plus contaminée reste significatif. Des valeurs atteignent 0,52 pour le Fe, 0,62 pour

le Cr et 0,79 pour le Pb respectivement dans les stations S5, S4 et S4 (figure 47). Ceci

pourrait être expliqué par la possibilité de relargage, de mobilisation et de mise en suspension

des métaux en milieu aquatique (El Morhit et al., 2008). Cette faible contamination pourrait

être attribuée soit à une mobilité plus importante de ces éléments par rapport à celle des autres

métaux, soit par une fixation préférentielle de ce type de métaux sur des particules plus fines,

facilement charriées.

Quant au Zn, Cd et Cu, les résultats obtenus montrent une contamination moyenne et

plus localisée. Des éléments précédents, leur IC connaît une augmentation spectaculaire de la

station la moins contaminée (S3) à la station la plus contaminée (S1), avec des valeurs

atteignent 1,82 pour le Zn, 1,31 pour le Cd et 1,65 pour le Cu respectivement dans les stations

S5, S4 et S4 (figure 37). Cette situation reflète l’effet de la charge toxique ponctuelle de

certaines unités industrielles véhiculée par les eaux de l’estuaire du bas Loukkos. S’ajoute à

ceci les apports latéraux de certains éléments métalliques par les eaux de ruissellements,

principalement en période de traitement phytosanitaire (pesticides).

III.5. Interprétation de la contamination métallique des eaux Dans cette étude, le Pb a révélé des fortes variations spatiales. En effet, des niveaux

plus élevés de Pb se produisent souvent dans les masses d'eau à proximité des autoroutes et

des grandes villes en raison de l'essence à combustion (Banat et al., 1998). La concentration

moyenne de Pb dans la station 2 (0,25 µg/l) de notre étude a été voisine avec celle trouvée par

Page 134: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

106

Bravo-Sanchez et al., (2001) sur les sites à proximité de la ville d'Avilés, dans la côte des

Asturies (nord de l'Espagne).

Les concentrations moyennes les plus fortes de Zn et de Fe ont eu lieu respectivement

dans les stations 5 et 2 et celles de Cr et de Pb ont été enregistrées dans les stations 1 et 2. Ces

concentrations ont été considérablement plus élevées que celles obtenues dans d’autres études

(Nicolai et al., 1999 ; Cotte-Krief et al., 2000). En revanche, la station 1, est touchée par les

eaux de vidange des rizières, a révélé des concentrations élevées de zinc, de plomb, de fer et

de cadmium. Ces résultats sont en accord avec ceux rapportées dans d'autres études pour les

eaux côtières et les eaux des estuaires. Par exemple, le niveau moyen de plomb de 0,18 mg/l

dans les stations de notre étude est inférieur à celui rapporté par Usero et al. (2003) dans les

marais salés de la côte atlantique sud de l'Espagne. Les travaux effectués par Owens et Balls

(1997), Banat et al., (1998), Morales et al., (1999) et par Usero et al., (2003) ont montré que

les concentrations du Cd sont similaires à celles trouvées dans notre étude (Tableau III.5).

Les concentrations du Cu (0,8 µg/l dans la station 2 et 2,5 µg/l dans la station 3) ont

été obtenues sont très proche que celles trouvées par Nicolai et al. (1999) dans l'estuaire du

fleuve Rhône en France, Usero et al. (2003) dans les marais salés de la côte atlantique du sud

de l'Espagne.

La teneur de Cr était de 3,3 µg/l (dans la station 4) est faible par rapport avec celle

trouvée dans la station 3 où elle atteint à 9 µg/l. Ces valeurs sont faibles que celles

enregistrées par Morales et al. (1999) dans le Golfe de Valence (16 µg/l). Toutefois, des

concentrations en chrome plus élevées que celles obtenues dans notre étude ont été obtenues

dans l'estuaire de la rivière Po, dans la mer Adriatique (Italie) par Pettine et al. (1997).

Page 135: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

107

Tableau III.5 : Concentrations des métaux dans les eaux des estuaires marocains et autres estuaires européens exprimées en µg/l.

Site Zn Cu Cd Référence Port Jackson,

Australie 3,27-9,66 0,93-2,55 0,01-0,10 Hatje et al. (2003)

Côte et estuaires du nord

Australie 0,012-0,49 0,15-1,04 0,002-0,03 Munksgaard et Parry (2001)

Torres Strait et Gulf de Papua

− 0,04–0,98 <0,001–0,03 Apte et Day (1998)

Côte Ocean Pacific 0,20 0,09 0,01 Batley (1996)

Côte sud Wales, Australie 0,02 0,03 0,002 Apte et al. (1998)

Port biaie de Phillip,

Australie 0,25–1,05 0,40–0,63 <0,005–0,07 Fabris et Monahan (1995)

Estuaire Archelos,

Greece 2,05 0,31 − Dassenakis et al. (1997)

estuaire Weser, Allemagne 7,03 2,98 0,16 Turner et al., (1992)

Six estuaires, Texas 0,30–18,0 0,10–3,20 Benoit et al., (1994)

Estuaire Tweed, UK 0,43–1,90 0,49–4,7 0,007–0,033 Laslett (1995)

estuaire Humber, UK 3,6–15 0,75–3,6 0,05–0,22 Laslett (1995)

estuaire Humber, UK 3,00–20,5 1,80–10,1 0,05–0,45 Comber et al. (1995)

estuaire Mersey, UK 6,50–28,0 0,80–4,95 0,01–0,11 Comber et al. (1995)

Estuaire Scheldt,

Netherlands 0,60–23,0 0,30–2,22 0,01–0,03 Zwolsman et al. (1997)

estuaire Tay, Scotland 0,40–8,00 0,45–1,90 0,002–0,12 Owens e Balls (1997)

Guides límites 15 1.3 5,5 ANZECC/ARMCANZ (2000)

Estuaire du Loukkos 0,02−0,04 0,84−4,00 0,06−0,10 Présente étude

III.6. ACP des ETM dans l’eau Dans le but de synthétiser les résultats obtenus dans l’eau, une ACPN a été réalisée sur

une matrice des données composée de 30 relevés, les variables portent sur des valeurs

mesurées de six éléments métalliques (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) au niveau de cinq stations

réparties le long de l’estuaire du bas Loukkos pendant six campagnes ; de telle est utilisée

Page 136: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

108

pour plusieurs fois afin de mettre en évidence les tendances, les corrélations et les

phénomènes susceptibles d’influencer la répartition des ETM dans l’eau de l’estuaire du bas

Loukkos (Tableau III.6 et Figure 45). Ainsi, a été dégagée une typologie de la contamination

métallique.

Tableau III.6 : Répartition de l’inertie entre les deux axes F1XF2 des ETM dans l’eau. F1=34,20 F2=24,28

Valeur propre 2,052 1,457 Variabilité (%) 34,206* 24,288*

% cumulé 34,206 58,494* Les deux axes (F1XF2) pris en considération pour décrire les corrélations entre les

variables liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 58,49 % de l’information totale

avec respectivement 34,20 % pour l’axe 1 et 24,28 % pour l’axe 2 (figure 45A).

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau III.7) révèle la

présence : d’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs faiblement corrélés

entre eaux, il s’agit du : {Fe/Cu (r=−0,377), Fe/Pb (r=0,695) (corrélations significatives) ;

Cr/Cd (r=0,428) (corrélations significatives).

Tableau III.7 : Matrice de corrélation des ETM étudiés dans l’eau. Variables Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Fe 1 Zn −0,105 1 Cu −0,377* −0,086 1 Cr 0,224 −0,021 −0,114 1 Pb 0,695* 0,258 −0,340 0,084 1 Cd −0,022 0,293 0,060 0,428* 0,033 1

Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Page 137: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

109

Figure 45 : Approche graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les eaux. A : Répartition de l’inertie des ETM dans l’eau entre les deux axes F1XF2. B : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Carte factorielle des variables. C : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation spatiale. D : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans l’eau. Variation saisonnière.

Dans le plan factoriel F1XF2 (figure 45B et Tableau III.6), la 1ère composante (axe

F1), décrit partiellement la contamination de l’eau par Pb=0,84 ; Fe=0,84 opposés au

Cu=−0,62. La deuxième composante (axe F2) décrit l’enrichissement des eaux en Zn=0,46 ;

Cd=0,87 et Cr=0,57. Les codes des variables ayant une forte corrélation et leurs cordonnées

sont représentés au niveau du tableau V.8.

Tableau III.8 : Code de l’ACP et corrélations des variables des ETM dans l’eau avec les axes. Stations Code Campagnes Code Variables Code Axe 1 Axe 2 Dhiria D Mars 06 R6 Fer Fe 0,840* −0,276

Ain Chouk A Mai 06 M6 Zinc Zn 0,222 0,468* Baggara B Juillet 06 J6 Cuivre Cu −0,625* 0,220 Grangha G Mars 07 R7 Chrome Cr 0,389 0,576*

Embouchure E Mai 07 M7 Plomb Pb 0,848* −0,150 Juillet 07 J7 Cadmium Cd 0,193 0,871*

Cd

Pb

Cr

Cu

Zn

Fe

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Pb et Fe opposés au Cu

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Zn,

Cr,

Cd

et C

d

B

Valeur propre (%)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

F1=34,20 F2=24,28

A

EJ7

GJ7

BJ7AJ7

DJ7

EM 7

GM 7

BM 7

AM 7DM 7

ER7GR7

BR7

AR7

DR7

EJ6 GJ6

BJ6

AJ6

DJ6

EM 6

GM 6 BM 6

AM 6

DM 6

ER6

GR6

BR6

AR6DR6

-3

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

GIII

GI

GII

C

DR6 AR6BR6

GR6ER6

DM 6

AM 6

BM 6GM 6

EM 6

DJ6

AJ6

BJ6

GJ6EJ6

DR7

AR7

BR7GR7ER7

DM 7

AM 7

BM 7

GM 7

EM 7

DJ7

AJ7BJ7

GJ7

EJ7

-3

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

mars juillet

mai

GII GI

GIII

D

Page 138: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

110

De la gauche vers la droite, l’axe 1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des eaux en Pb et Fe opposés au Cu. Et du bas vers le haut, l’axe 2, traduit

donc un gradient croissant de contamination dans l’eau par Cd, Cr et Zn (figure 45B).

a. Variation spatiale

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (figure 45C) montre

l’individualisation de trois groupements selon leur degré de contamination :

• Groupement formé par les stations amont (S1 et S2) dont les eaux se caractérisent par

une pollution importante en Pb, Fe, Zn et Cr (GI).

• Groupement formé par les stations avales (S4 et S5) dont les eaux se caractérisent par

une pollution importante en Cu et Cd (GIII) et dans le même plan, l’embouchure

reçoit toute la charge ramenée par le cours central et occupe une position qui témoigne

d’une contamination qu’on peut qualifier de modérée à forte. Cette situation peut être

due à la nature des eaux dans ce milieu franchement marin où les éléments métalliques

pourront être sous forme solubles à cause de salinité très élevée (Welliam et

Schlesinger, 1991).

• Groupement intermédiaire ou zone de transition (GII) caractérisée par une pollution

faible en éléments traces métalliques.

b. Variation saisonnière

Cependant, de ces groupements I, II et GIII, se dégage trois zones (figure 45D) :

• Une zone amont (Groupement I): dont les eaux se caractérisent par une pollution

importante en Pb, Fe, Zn, Cr et Cd d’un côté (campagne de juillet 2006-07).

• Une zone aval (Groupement III): dont les eaux se caractérisent par une forte

contamination en Cu d’un côté (campagne de mai 2006-07).

• Entre ces deux zones, se situe une troisième zone de transition constituée par les

relevées faiblement enrichies en métaux lourds (groupement II) d’un côté (campagne

de mars 2006-07).

La pollution métallique des eaux représentée suivant le plan F1XF2, de l’ACP montre que :

• En premier lieu, le Cd montre une surprenante contamination généralisée et

dangereuse avec un maximum en S4 durant le mois de mai 2006 en amont de la ville

de Larache. Sa présence pourrait être attribuée aux rejets des industries avoisinantes.

Les stations amont (S1 et S2) ne sont épargnées de ce type de contamination qui peut

être lié aux effets des apports amont chargés des métaux en provenance de l’ensemble

du bassin de Loukkos.

Page 139: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

111

• En deuxième lieu, le Pb reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans tout l’estuaire avec une contamination maximale en amont de la ville

de Larache (S4 et S5). Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les eaux de

cet estuaire. Sa présence témoigne de son usage très fréquent par les unités

industrielles avoisinantes et aussi comme produit de combustion dégagée par les

automobiles.

• En troisième lieu, le Cr qui montre une certaine contamination non négligeable dans

les stations avales (S5 et S4) témoignent de la présence de rejets de l’usine

d’emballage et de sucrerie. Sans oublier les apports en Cr, charriés et transportées par

les eaux de Loukkos en provenance du bassin tout entier.

III.7. ANOVA des ETM dans l’eau L’ANOVA à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu,

Cr, Pb et Cd dans l’eau a révélé à travers le test Pearson une différence significative (P<0,01)

entres les saisons pour le Cd (Tableau III.9). Alors que la comparaison des variances par le

même test, révèle en revanche, des différences significatives en teneur de Zn et Pb dans les

stations (P<0,05).

Tableau III.9 : Résultats de l’analyse de variance des ETM étudiés dans les eaux. Saisons Stations F P>F F P>F

Fe 1,580 0,340 5,859 0,146 Zn 5,195 0,106 57,946 0,017* Cu 5,978 0,090 18,564 0,051 Cr 3,370 0,171 4,207 0,192 Pb 3,528 0,163 72,038 0,014* Cd 32,281 0,009** 4,817 0,172

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

III.8. Effet de la marée sur la contamination métallique des eaux III.8.1. Dynamique marégraphique des ETM dans l’eau

Les résultats des diverses analyses (figure 46) montrent que le facteur dont l’effet

semble marquer cette répartition est manifestement la dynamique marégraphique. En effet

dans le plan factoriel F1XF2 qui détiennent à eux seuls 73,99 % de l’information totale avec

respectivement 42,79% pour l’axe F1 et 31,20% pour l’axe F2 (figure 46A).

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112

Figure 46 : Représentation graphique de l’analyse en ACP de la dynamique marégraphique des ETM dans l’eau à MH et à MB (A-B : axes d’inertie, C-D: cercles de corrélation des variables, E-F : cartes factorielles des stations).

L’influence de la dynamique marégraphique de la marée sur la contamination

métallique de l’hydrosystème de l’estuaire du bas Loukkos, se dégage nettement à travers la

(figure 46) où sont représentés séparément les relevés effectués à MH et ceux effectués à MB

au niveau des stations de l’estuaire du bas Loukkos.

Page 141: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

113

A MB, on assiste à un changement important de la contamination métallique dans

l’ensemble des stations. Les eaux amont, moins chargées en éléments métalliques entraînent

une dilution importante des eaux. Il s’agit des groupements GI (S1 et S2) et GII (S3).

Cependant, la charge métallique importante déplacée vers l’aval (S4 et S5) qui est représentée

par le groupement GIII, contribue à un enrichissement en Zn et Cd occupant la partie positive

de l’axe F2, ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Zn et Cd (figure 46 B, D et F;

Annexe tab. 20, Annexe tab. 21). Ce gradient synchronise avec le gradient de la saisonnalité

(hiver- été).

A MH, la remonté des marines entraîne une forte dilution de la charge métallique

polluante au niveau des stations avales (S4 et S5) qui est représentées par le groupement GIII

qui se traduit par le gradient de l’enrichissement en Cu amont aval très prononcé. Ceci

coïncide la forte précipitation que connaît cette saison qui correspond à la saison de l’hiver.

Elle est représente par le mois de mars. Cette situation pourrait s’aggraver en été où

généralement les précipitations sont faibles et les apports en eaux amont douces sont très

réduites. Ce gradient est mois important en raison des eaux amont qui sont moins chargées

entraînent une dilution nettement observée au niveau de la S1 et S2. Les stations amonts (S1

et S2) qui sont représentées par le groupement G1 montrent une contamination métallique en

Pb et Fe du côté positif de l’axe F1, ce qui traduit un gradient de contamination en Pb et Fe.

Alors que du côté positif de l’axe F2, il montre une contamination métallique par le Cd, Cr et

Zn ; ce qui traduit un gradient de contamination en Cd, Cr et Zn ; ceci est dû à l’augmentation

de la température qui est représenté par le mois de juillet (figure 46 A, C et E ; Annexe tab.

18, Annexe tab. 19).

Un regroupement des stations, une apparition des gradients de contamination et

disparition des autres. L’élément Cr qui caractérise le groupement de transition (GII) à MB se

trouve déplacer vers le pôle positif de l’axe F2. Ce déplacement pourrait être expliqué par la

dynamique marégraphique et le changement climatique. De même l’apparition de l’élément

Cu alors de la MH occupant la négatif de l’axe F1 en caractérisant le groupement GIII.

III.8.2. Dynamique de l’hydrosystème des ETM dans l’eau

L’analyse par campagne permet de mieux comprendre le fonctionnement de

l’hydrosystème. C’est ainsi que la figure 47 qui illustre cette représentation, nous a permet de

distinguer deux situations A et B différentes les unes des autres par la position de leurs relevés

(stations) (Annexe tab. 22).

Page 142: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

114

Figure 47 : Représentation graphique de l’évolution spatiale de la dynamique de l’hydrosystème de la qualité des ETM dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne pendant les deux cycles (MH et MB).

S1 S2

S3

S4

S5

-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3

F1

F2

mars-06

S5

S4

S3

S2

S1

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

mai-06

S5

S4

S3

S2

S1

-3

-2

-1

0

1

2

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

juil-06

S5

S4

S3S2

S1

-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3

F1

F2

mai-07

S5

S4S3

S2

S1

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

juil-07

S1

S2

S3

S4

S5-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3

F1

F2

mars-07

Page 143: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

115

a. Situation A

Cette situation montre une qualité d’eau très différente d’une station à une autre du fait

que les relevés de ces derniers se trouvent espacées les unes des autres dans le plan factoriel

F1XF2 et sont soumet aux effets de la marée. Elle prend en compte les campagnes des mois

de l’année 2006 (mars, mai et juillet) qui se caractérisent par une homogénéisation des relevés

des stations avec des espacements qui sont très réduites entre les stations les unes des autres

(figure 47).

Les relevés des stations amont S1 et S2 se caractérisent par la présence importante en

éléments métalliques tels que Pb, Cr et Fe ce qui traduit un gradient de contamination en Pb,

Cr et Fe pour les deux campagnes de 2006 (mars et mai). Alors que pour le mois de juillet

2006, la S2 a connu une fable enrichissement en éléments métalliques.

Les relevés des stations aval montrent la présence d’éléments métalliques en Zn et Cu,

ce qui traduit un gradient d’enrichissement en Zn et Cu.

Les relevés de la station de transition (S3) pour les trois campagnes se caractérisent

par une faible contamination métallique.

b. Situation B

Elle concerne les campagnes de 2007 (mars, mai et juillet). Elle se caractérise par un

changement des conditions hydrologiques bien particulières (averses) (figure 47).

Les relevés des stations occupent sur le plan factoriel (F1XF2) une position plus au

moins espacées les uns des autres. Elles se situent du côté fortement contaminé en métaux

lourds. En effet, les relevés des stations de l’aval (S4 et S5) sont espèces les uns des autres sur

le plan factoriel. Elles se trouvent généralement déplacés vers le pôle négatif de l’axe F1 sauf

le mois de juillet 2007. Elles se sont caractérisées par la présence importante des éléments

métalliques qui se traduisent par un gradient d’enrichissement en Cu.

Les relevés des stations amonts (S1 et S2) se caractérisent par la présence des teneurs

de Pb, Cr et Fe, ce qui traduisent un gradient de contamination en Pb, Fe et Cr ; alors que les

relevés de la station S1 du mois de juillet 2007 occupant sur le plan factoriel F1XF2 une

position plus au mois accentuée vers le centre, il traduit à par la suite un gradient

d’enrichissement faible en éléments traces métalliques.

Page 144: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

116

III.9. Qualité de la contamination métallique des eaux Les normes nationales et internationales sont présentées dans Le Tableau III. 10 pour les

différents ETM analysés dans l’eau.

Tableau III.10 : Comparaison des normes internationales de métaux lourds pour les eaux de consommations (USA, 1992 ; OMS, 1993 ; CEE, 1980 ; France, 1991) exprimées en µg/l. Pays P. étude USA OMS CEE France Qualité des destinées à l’irrigation

Fe 0,020−0,047 300 300 50 200 - Zn 0,023−0,042 5000 3000 100 5000 2000 Cu 0,846−4,003 1300 1000 - - 200 Cr 3,330−6,160 - 5 - - 100 Pb 0,160−0,250 15 10 - 50 5000 Cd 0,061−0,105 5 3 - 5 10

Les teneurs métalliques analysées dans l’eau au niveau des 5 stations de notre étude

indiquent une faible contamination en Fe, Z, Cu, Cr, Pb et Cd (Tableau III. 10).

III.10. Conclusion sur la contamination métallique des eaux

Le comportement de six éléments métalliques analysés dans l’eau corrèle positivent

entre eux.

- Les processus d’accumulation du Cr et Cu dans les eaux sont assez importants dans l’eau de

l’estuaire du bas Loukkos.

- Le Fe et le Pb corrèlent très significativement entre eux dans l’eau (r= 0,69). De la même

façon, le Cr et le Cd, qui sont communément utilisés par plusieurs industries à Larache,

corrèlent aussi significativement entre eux.

Ces résultats montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données

est un outil précieux dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé

l’existence d’une corrélation importante entre le Fe et le Pb et a montré que les processus

d’accumulation du Cr dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des

rejets des eaux industrielles de la ville de Larache.

Pour concrétiser cette étude, nous avons jugé intéressant d’effectuer l’évaluation

statistique du comportement des métaux lourds solubles, particulaires et les matières en

suspension sur les échantillons des poissons. Ceci fera l’objet du chapitre suivant (IV).

Page 145: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

117

IV.1. Introduction L’apport alimentaire des poissons c’est d’une importance capitale (notion de ration

alimentaire). Le Maroc avec plus de 30 millions d’habitants consomme 700 000 tonnes de

poissons par an. Il s’est avéré que les poissons sont des vecteurs de contamination aux métaux

lourds chez l’homme de sorte que certaines espèces servent aujourd’hui d’outils biologiques

(indicateurs biologiques) à l’évaluation de la pollution des eaux par les métaux lourds. Il n'est

donc pas surprenant que de nombreuses études aient été menées sur la pollution par les

métaux chez les différentes espèces de poissons comestibles (Lewis et al., 2002 ; Canli et

Atli, 2003 ; Henry et al., 2004 ; Usero et al., 2003, Yilmaz, 2003 ; Andreji et al., 2005 ;

Pierron et al., 2007 ; 2007 ; 2008 ; Bird et al., 2007 ; Uluturhan et Kucuksezgin, 2007 ; El

Morhit et al., sous presse). En effet, les organismes marins en particuliers les poissons sont

capables grâce au métabolisme d’accumuler des éléments contaminants de l’environnement

(eaux) dans certains de leurs organes.

Les professionnels des programmes de gestion des eaux, font appel de nos jours aux

poissons comme indicateurs de la qualité des eaux et des écosystèmes aquatiques. Des

analyses toxicologiques sont faites sur des organes accumulateurs potentiels (branchies, foie,

muscles…) des métaux lourds en vue de déterminer les concentrations des contaminants

présumés. Lesquelles concentrations rapportées à des valeurs de référence indiquent le risque

sanitaire pour l’homme (Adams, 2002 ; El Morhit et al., soumis).

Il est de la plus grande importance de noter que, bien que les muscles fournissent

relativement une faible teneur en métaux du fait de leur faible activité métabolique, ils

peuvent servir d’indicateur biologique circonstanciel en raison de sa masse par rapport aux

autres organes comme le foie et les branchies. A partir d’une certaine concentration spécifique

de chaque métal lourd dans le muscle, l’homme est exposé à la contamination par les poissons

(Phillips, 1995).

Le Cd est un élément non essentiel à la vie qui provoque des effets toxiques graves

dans les organismes aquatiques à des concentrations très basses. Le Cr est un élément

chimique de masse relativement élevée qui est toxique même à faible dose, surtout s'il a un

effet cumulatif par ingestion répétée de la nourriture (contaminée) (Laurent, 1981). Le Cu est

Page 146: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

118

essentiel pour le métabolisme des poissons (Canli et al., 2003). Mais dangereux pour

l’homme. Il a été révélé que même dans les eaux non polluées par le cuivre les poissons

l’accumulent (Ogino et al., 1980). Le Fe est essentiel pour la respiration cellulaire chez les

animaux. C’est aussi un puissant catalyseur de certaines réactions biochimiques, cependant il

est toxique à des doses élevées (Crichton et al., 2002). L'effet toxique du Pb dépend du cycle

de vie du poisson, du pH, de la dureté de l'eau et de la présence des matières organiques. Le

Pb est classé parmi les métaux les plus toxiques pour l’homme et les animaux (Roony et al.,

1999). Il ne montre pas d’accumulation le long de la chaîne alimentaire pour les organismes

marins (Amiard–Triquet et al., 1988). Il n'a aucun rôle connu dans les systèmes biologiques

(Kalay et al., 2000). Le Zn est un nutriment essentiel pour les organismes aquatiques, mais

s’il est en excès, il peut devenir un contaminant environnemental.

Le but de cette étude est de déterminer les concentrations des métaux traces choisis

dans les branchies, le foie et les muscles de cinq espèces de poissons (PA, SP, DV, LR et BC)

bien représentées dans les ressources halieutiques marocaines. Nos études menées dans la

côte atlantique et l’estuaire du bas Loukkos. En outre elles ont permis de formuler des

corrélations entre les concentrations des métaux dans le site et l’ordre de leur accumulation

dans ces organes des poissons étudiés. De grandes quantités d’eaux d’assainissements

urbains, agricoles et des égouts industrielles ont été déversées dans notre site d’étude.

Ces études sont basées en grande partie sur les organes accumulateurs des métaux

traces dans les tissus des différentes espèces de poisson, tel que les branchies, le foie et le

muscle. Les branchies et le foie sont choisis comme organes cibles pour l’accumulation du

métal. Les concentrations des métaux dans les branchies reflètent les concentrations des

métaux dans les eaux où les espèces du poisson vivent, alors que les concentrations dans le

foie représentent le stockage des métaux (Yilmaz, 2003).

Par l'étude de la biotypologie de la macrofaune benthique de l’estuaire du bas

Loukkos, nous allons essayer de voir quels seront les impacts de charges polluantes déversées

vers la mer. Avant d'entamer la partie faunistique proprement dite, il nous est apparu plus

judicieux de donner un inventaire des différents groupes systématiques de la macrofaune

récoltée lors des échantillonnages.

Les espèces benthiques inventoriées dans la présente étude sont pour la plus part

identifiées jusqu'au rang de l'espèce. Cependant, le stade juvénile, la mauvaise conservation

ou la détérioration de certains caractères ont rendu la détermination de quelques individus

délicate. Ils n'ont été déterminés qu'en jusqu’au rang du genre voire de la famille voire de

l'embranchement (Tableau IV.1).

Page 147: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

119

Tableau IV.1 : Systématique des différents types de poissons étudiés selon (information sur l'environnement des pêches dans la république Algérienne démocratique et populaire, novembre 2003 ; Yahyaoui et Jaziri, 2002 ; Yahyaoui et al., 2004).

Emts Classe Ordre Famille Nom vernaculaire Nom scientifique

Ver

tèbr

es

ActinopterygiiPerciformes Sparidae

Bazoug Pagellus acarne (PA)

Osteichtyens Sar à têt noir Diplodus vulgaris

(DV)

Clupéiformes Clupéidae Sardine Sardina pilchardus (SP)

ActinopterygiiPerciformes

Mugilidés Mulet porc Liza ramada (LR)

Mugilidae Barbeau fluviatile

Barbus callensis (BC)

Anguilliformes Anguillidae Anguille Anguilla anguilla (AA)

IV.2. Espèces de poissons IV.2.1. Pagellus acarne (Risso, 1826) Rome, 1998

Nom FAO : Français - Pageot acaené; Espagne - Aligote; Anglais - Axillary seabream.

Taille max.: Jusqu'à 36 cm; commune de 10 à 25 cm (Photo 3).

Habitat : Espèce démersale de fonds variés, surtout sable, sable vaseux et herbiers à

posidonies, jusqu’à 500 m de profondeur, commune entre 40 à 180 m. jeunes plus côtiers.

Noms locaux : Besugo, Bokha (T); Besugo (L, T) ; Pageot (M, S, Es) ; Boka (a) ;

Boubrahim (Es) ; Taznaght, petit Pageot (C); Pageot blanc (R).

Photo 3 : Pagellus acarne de la côte atlantique marocaine.

VI.2.2. Sardina pilchardus (Walbaum, 1792) Rome, 1998

Nom FAO : Français - sardine commune; Espagne - sardine; Anglais - European pilchard

(Photo 4).

Taille max. : Jusqu'à 25 cm; commune de 15 à 20 cm.

Habitat : Pélagique côtier, jusqu'à 200 m de profondeur, surtout de 25 à 55 m pendant le

jour, et de 15 à 35 m pendant la nuit.

Noms locaux : Sardine.

Page 148: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

120

Photo 4 : Sardina pilchardus de la côte atlantique marocaine.

IV.2.3. Diplodus vulgaris (Geoffroy St. -1817) Rome, 1998

Noms FAO : Français - Sar à tête noire; Espagne - Sargo mojarra; Anglais - Common

two-banded seabream (Photo 5).

Taille max. : Jusqu'à 45 cm, commune de 18 à 25 cm.

Habitat : Espèce démersale littorale, de fonds rocheux ou sableux jusqu'à 200 m de

profondeur, les jeunes vivent sur les fonds d'herbiers.

Noms locaux : Sargho, Charro (t); Sargho (M-B, EJ, C, R); Boubradaa (m); Addad (EJ, S,

R, As).

Photo 5 : Diplodus vulgaris de la côte atlantique marocaine.

IV.2.4. Liza ramada (Thomson, 1986)

Taille : 30 à 70 cm, masse moyenne 850 g, pêché par les professionnels et les amateurs

(Photo 6).

Déplacement anadrome au printemps et localisation préférentielle dans l'estuaire fluvial

où la population séjourne en été, déplacement catadrome à l'automne et localisation de la

population dans la partie médiane de l'estuaire abondance inconnue (Delacahux et Niestle,

1997).

Supportant très bien la pollution, une eau peu riche en oxygène et peu saline, le mulet

fréquente dés le printemps les estuaires et remonte jusque dans les ports où il trouve sa

nourriture. Il vit en banc important à son plus jeune âge.

Noms locaux : Mulet/Muge porc, M. à petites lèvres, muge capiton.

Photo 6 : Liza ramada de l’estuaire du bas Loukkos.

Page 149: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

121

IV.2.5. Barbus callensis (Risso, 1810)

Noms FAO : anglais = barbel, allemand = Barbe, italien = barbo (Photo 7).

Taille max.: 20 à 60 cm exceptionnellement 1m pour 6 kg. Record Pêche et Poissons = 7,2

kg.

Habitat : Fleuves à courant moyen, eaux claires. Le barbeau vit souvent dans les grands

fonds, près des piles de pont en aval des barrages.

Noms locaux : barbeau fluviatile, barbet, barbillon, berbelet, barboti.

Photo 7 : Barbus callensis de l’estuaire du bas Loukkos.

IV.2.6. Anguilla anguilla (civelles) Linnaeus, 1758

Noms FAO : Anguille européenne (Photo 8).

Taille max. : 7,5 cm

Habitat : Les civelles envahissent les eaux continentales (incluant les zones marines,

estuariennes et de rivière, les marées et les lacs). L’entrée des civelles dans les eaux

continentales s’effectue selon une périodicité saisonnière.

Noms locaux : Anguis.

Photo 8 : Civelles l’estuaire du bas Loukkos.

Page 150: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

122

IV.3. Variation intra-spécifique des teneurs métalliques chez les poissons

étudiés IV.3.1. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez

Pagellus acarne

Les résultats de l’analyse des ETM au niveau des organes (Branchies, Foie et Muscles)

pour l’espèce PA sont représentés dans le tableau IV.2.

Tableau IV.2 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Pagellus acarne issus de la côte atlantique méditerranéenne.

Pagellus acarne Branchies Foie Muscles

Fe 79,95±18,95 (61,01−101,40)

76,66±16,95 (60,40−98,83)

33,85±4,54 (29,40−38,04)

Zn 68,44±19,72 (48,90−91,85)

48,04±13,89 (34,32−66,15)

24,11±12,78 (10,98−41,23)

Cu 43,77±24,52 (28,72−80,29)

33,71±20,33 (15,68−60,40)

17,58±7,17 (8,45−23,40)

Cr 0,05±0,03 (0,01−0,09)

0,91±0,04 (0,87−0,97)

0,03±0,03 (0,01−0,07)

Pb 0,59±0,36 (0,21−0,91)

0,42±0,13 (0,32−0,61)

0,04±0,03 (0,01−0,09)

Cd 0,08±0,02 (0,06−0,10)

0,023±0,003 (0,02−0,023)

0,012±0,004 (0,01−0,02)

Le Tableau IV.2 et la figure 48 représentent les poids frais des teneurs métalliques des

organes de Pagellus acarne. Généralement les teneurs métalliques du foie et des branchies

sont supérieurs à celles enregistrées au niveau des muscles.

0

20

40

60

80

100

Branchies Foie Muscle

Fe Zn Cu

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

Branchies Foie Muscle

Cr Pb Cd

Figure 48 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Pagellus acarne exprimées en µg/g du poids frais (n=30). IV.3.1.1. Le fer (Fe)

Les teneurs moyennes en Fe peuvent atteindre une teneur de l'ordre de 79,95 µg/g

obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 33,85 µg/g dans

Page 151: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

123

les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur moyenne de l'ordre de 76,66 µg/g qui est

obtenue dans le foie.

Le profil longitudinal des différents organes chez les Pagellus acarne montre que la

teneur la plus élevée est obtenue dan les branchies parce que les branchies sont considérées

comme des organes d'accumulation de tous les éléments métalliques. C'est le premier organe

d'accumulation qui est en contact direct avec l'eau. La teneur qui est la plus faible obtenue

dans les muscles est significative parce que le muscle est un organe de métabolisation.

On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les

différents organes de poissons Pagellus acarne : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

D'après cet ordre d'accumulation, la teneur en Fe dans les branchies est supérieure que

celle dans le foie et très supérieure à celle dans les muscles.

IV.3.1.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Pagellus acarne

montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 68,44 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 24,11 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 48,04 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation (O.A) du Zn dans les

différents organes du Pagellus acarne : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Zn dans les branchies est supérieur que celui dans le foie et trois fois supérieur que

celui dans les muscles.

IV.3.1.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Pagellus acarne

montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 43,78 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 17,58 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 33,71 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour les éléments

métalliques dans les différents organes : O.A : Branchies > Foie > Muscles

Le Cu dans les Branchies est supérieur que celui dans le foie et deux fois supérieur que

celui dans les muscles.

IV.3.1.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Pagellus acarne

montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 0,91 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,03 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur

moyenne est de l'ordre de 0,05 µg/g obtenue dans les branchies.

Page 152: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

124

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents

organes du Pagellus acarne : O.A : Foie > Branchies > Muscles.

Le Cr dans le foie est supérieur que celui dans les branchies et très supérieur que celui

dans les muscles.

IV.3.1.5. Le plomb (Pb)

Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Pagellus acarne

montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 0,59 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,04 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,42 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents

organes du Pagellus acarne : O.A: Branchies > Foie > Muscles.

Le Pb dans les branchies est supérieur que celui dans le foie et très supérieur que celui

dans les muscles.

IV.3.1.6. Le cadmium (Cd)

Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Pagellus acarne

montrent que la valeur la plus élevée est de l'ordre de 0,08 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,01 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,02 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents

organes du Pagellus acarne : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Cd dans les branchies est quatre fois supérieur que celui dans le Foie et huit fois

supérieur que celui dans les muscles.

On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne

pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.3 :

Tableau IV.3 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Pagellus acarne pour les ETM. Eléments métalliques Ordres d'accumulation Zn, Cu, Pb, Cd et Fe Branchies > Foie > Muscles

Cr Foie > Branchies > Muscles De même on peut établir pour chaque organe un ordre d'accumulation (Tableau IV.4)

et un organotropisme pour les ETM chez cette espèce (figure 49).

Tableau VI.4 : Ordre d'accumulation en ETM dans les différents organes de poissons chez l’espèce Pagellus acarne.

Organes ETM Branchies Fe > Zn > Cu > Pb > Cd > Cr

Foie Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd Muscles Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd

Page 153: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

125

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Branchies Foie Muscles

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 49 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les organes de poissons Pagellus acarne.

L’organotropisme est dominé par trois éléments métalliques essentiels à savoir le Fe,

Zn et le Cu. Les teneurs de ces trois éléments sont élevées dans les organes (branchies et foie)

que celles dans le muscle chez Pagellus acarne.

IV.3.1.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Pagellus

acarne

L’analyse multifactorielle (ACP) effectuée nous a permis de classer et traiter les

informations relatives des éléments traces métalliques effectués au cours de la période d’étude

par l’établissement des corrélations entre l’ensemble des variables (Annexe tab. 23).

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituées de 12 individus (3

organes : B, F et M X 4 campagnes : novembre-06, janvier-07, mars-07 et mai-07) au cours

desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été mesurés.

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie

totale sont représentées dans le Tableau IV.5 et la figure 50 A.

Tableau IV.5 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes F1XF2 chez Pagellus acarne.

F1 F2 Valeur propre 3,89 1,30 Variabilité (%) 64,91 21,72

% cumulé 64,91 86,63

Page 154: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

126

Figure 50 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Pagellus acarne. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes (F1XF2). -B : Cycle de corrélation des variables. -C : Carte factorielle des organes [B : branchies, F : foie et M : muscles]. -D : Carte factorielle des saisons [O : novembre, N : janvier, R : mars et A : mai].

Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 86,63 % de l’information totale avec

respectivement 64,91 % pour l’axe 1 et 21,72 % pour l’axe 2.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.6) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il

s’agit du :

• {Zn/Cu (r=0,873), Zn/Pb (r=0,824), Zn/Cd (r=0,820) et Zn/Fe (r=0,673)} (corrélations

très significatives).

ZnCu

Cr

Pb

Cd

Fe

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Fe, Pb, Cu, Zn et Cd

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Cr

BValeur propre (%)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

F1=64.91 F2=21.72

A

OB

OF

OMNB

NF

NMRB

RF

RMAB

AF

AM

-2

-1

0

1

2

3

-3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

F

MB

C

AM

AF

ABRM

RF

RBNM

NF

NBOM

OF

OB

-2

-1

0

1

2

3

-3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1F2

D

Page 155: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

127

• {Cu/Pb (r= 0,644) et Cu/Cd (r= 0,610)} (corrélations moyennement significatives).

• {Pb/Cd (r= 0,765) et Pb/Fe (r=0,844)} (corrélations très significatives).

• Cd/Fe (r=0,646) (corrélations significatives).

Tableau IV.6 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre variables des ETM chez Pagellus acarne. Variables Zn Cu Cr Pb Cd Fe

Zn 1 Cu 0,873* 1 Cr 0,054 0,098 1 Pb 0,824* 0,644* 0,166 1 Cd 0,820* 0,610* -0,338 0,765* 1 Fe 0,673* 0,479 0,403 0,844* 0,646* 1

Les valeurs en etoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 50B et Tableau IV.7), la 1ère composante (axe

F1) contribue avec 64,91 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Pagellus

acarne avec Zn (0,952), Cu (0,818), Pb (0,931), Cd (0,861) et Fe (0,836).

Avec une inertie de 21,72 % la deuxième composante (axe F2) décrit l’enrichissement

des Pagellus acarne en Cr (0,982).

Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du tableau IV.6.

Tableau IV.7 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Pagellus acarne. campagnes Code Organes Code Variables Code F1 F2

nov-06 O Branchies B Fer Fe 0,95* −0,09 janv-07 N Foie F Zinc Zn 0,81* −0,04 mars-07 R Muscles M Cuivre Cu 0,11 0,98* mai-07 A Chrome Cr 0,93* 0,09

Plomb Pb 0,86* −0,43 Cadmium Cd 0,83* 0,36

De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des Pagellus acarne en Fe, Pb, Zn, Cu et Cd. Du bas vers le haut, l’axe F2,

traduit donc un gradient croissant de contamination des Pagellus acarne par Cr (Figure 50B).

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 montre l’individualisation de trois

zones selon leur degré de contamination (Figure 50C): Une zone formée par les individus des

branchies (OB, NB, RB et AB) dont lesquels ils se caractérisent par une pollution

moyennement importante en Cd, Zn, Fe, Pb et Cu. Une zone formée par les individus de foie

(OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se caractérisent par une pollution importante en Cr.

Enfin une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution faible en ETM.

Page 156: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

128

La pollution métallique des Pagellus acarne représentée suivant le plan F1XF2 de

l’ACP montre que (figure 50D).

• En premier lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de

novembre 2006. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans le foie de ce

poisson. Sa présence témoigne de la présence de rejets de l’usine d’emballage et de

sucrerie, tanneries, textiles. Sans oublier les apports en Cr, charriés et transportée par

les eaux de Loukkos en provenance du bassin tout entier.

• En deuxième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un

maximum dans le foie durant le mois le mois janvier 2007. Sa présence témoigne de

son usage très fréquent par les unités industrielles avoisinantes et aussi comme produit

de combustion dégagée par les automobiles.

• En troisième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec

un maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007. Sa présence

pourrait être attribuée aux rejets des industries avoisinantes, des agricoles, des

tabagismes (la fumée de cigarette renferme 0,2µg/g de Cd par cigarette).

IV.3.1.8. L’analyse de variance (ANOVA) des ETM chez Pagellus acarne

L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,

Pb et Cd chez PA a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)

entres les saisons pour le Fe, Zn, Cr, Pb et Cd et significative (à P<0,01) pour le Zn et Cr dans

le foie (Tableau IV.8).

Tableau IV.8 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Pagellus acarne.

PA Organes Saisons Branchies Foie Muscles F P>F F P>F F P>F F P>F

Fe 182,975 0,052 17,684 0,166 102,316 0,070 21,765 0,000*** Zn 7,481 0,250 26005,387 0,004** 18,062 0,164 47,857 < 0,0001*** Cu 9,754 0,221 244,381 0,045* 12,612 0,195 9,184 0,007** Cr 2,581 0,403 16547,111 0,005** 72,470 0,083 202,073 < 0,0001*** Pb 2,176 0,432 0,558 0,688 2372,604 0,015* 31,581 < 0,0001*** Cd 1894,284 0,016* 0,724 0,639 284,571 0,042* 60,644 < 0,0001***

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

Page 157: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

129

IV.3.2. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez

Sardina pilchardus

Les résultats de l’analyse des ETM au niveau des organes (Branchies, Foie et Muscles)

pour l’espèce Sardina pilchardus sont représentés dans le tableau IV.9.

Tableau IV.9 : Teneurs en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Sardina pilchardus issus de la côte atlantique méditerranéenne

Sardina pilchardus Branchies Foie Muscles

Fe 85,54±14,63 (67,45−100,02)

68,42±12,22 (55,45−81,02)

62,18±12,46 (45,60−75,30)

Zn 51,67±28,01 (24,97−78,12)

36,80±24,60 (10,65−63,41)

37,27±22,73 (20,35−70,01)

Cu 15,99±3,65 (12,00−20,45)

32,36±3,13 (29,39−36,70)

19,17±5,78 (14,20−27,50)

Cr 0,82±0,15 (0,61−0,95)

0,13±0,046 (0,09−0,19)

0,10±0,01 (0,08−0,12)

Pb 0,63±0,38 (0,09−0,98)

0,14±0,048 (0,09−0,19)

0,55±0,03 (0,51−0,59)

Cd 0,083±0,07 (0,03−0,20)

0,053±0,032 (0,01−0,09)

0,085±0,15 (0,009−0,310)

Le Tableau IV.9 et la figure 51 représentent les poids frais des teneurs métalliques des

organes de Sardina pilchardus. Généralement les teneurs métalliques des branchies et du foie

sont supérieures à celles enregistrées au niveau des muscles.

0

20

40

60

80

100

120

Branchies Foie Muscles

Fe Zn Cu

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

Branchies Foie Muscles

Cr Pb Cd

Figure 51 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Sardina pilchardus exprimées en µg/g du poids frais (n=30). IV.3.2.1. Le fer (Fe)

Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Sardina

pilchardus peuvent atteindre une valeur de l'ordre de 85,54 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 62,18 µg/g obtenue dans les muscles. Entre

Page 158: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

130

ces deux teneurs il y a une teneur moyenne de l'ordre de 68,42 µg/g qui est obtenue dans le

foie.

Le profil longitudinal des différents organes chez Sardina pilchardus montre que les

teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies et le foie car se sont des

organes d’accumulation.

On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les

différents organes de poissons chez Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

La teneur en Fe dans les branchies est supérieure que celle des autres organes.

IV.3.2.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Sardina

pilchardus montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 51,67 µg/g obtenue dans les

branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 37,27 µg/g obtenue dans les

muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 36,80 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents

organes du Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Muscles > Foie

Le Zn dans les branchies est supérieur que celui dans le foie est très supérieur que

celui dans les muscles.

IV.3.2.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Sardina

pilchardus montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 32,36 µg/g obtenue dans les

branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 16 µg/g obtenue dans les

muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 19,18 µg/g obtenue dans les muscles.

D'après les teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Cu dans les différents

organes et on obtient le schéma suivant: O.A : Foie > Muscles > Branchies.

Le Cu dans le foie est supérieur que celui dans les autres organes tels que: branchies et

muscles.

IV.3.2.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes montrent que la

teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,82 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la

teneur la plus faible est de l'ordre de 0,10 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur moyenne

est de l'ordre de 0,13 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents

organes du Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Page 159: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

131

Selon ce schéma, le Cr dans les branchies est supérieur que celui dans les autres

organes.

IV.3.2.5. Le plomb (Pb)

Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Sardina

pilchardus montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,64 µg/g obtenue dans les

branchies. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,14 µg/g obtenue dans le foie.

La teneur moyenne est de l'ordre de 0,55 µg/g obtenue dans les muscles.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents

organes du Sardina pilchardus : O.A : Branchies > Muscles > Foie

Le Pb dans les branchies est supérieur que celui dans les muscles est très supérieur que

celui dans le foie.

IV.3.2.6. Le cadmium (Cd)

Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Sardina

pilchardus montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,085 µg/g obtenue dans les

muscles. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,053 µg/g obtenue dans le foie. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,083 µg/g obtenue dans les branchies.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents

organes du Sardina pilchardus : O.A : Muscles > Branchies > Foie

Le Cd dans les muscles est supérieur que celui dans les autres organes.

On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus

pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.10.

Tableau IV.10 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Sardina pilchardus pour les ETM.

Eléments métalliques Ordres d'accumulation Cr et Fe Branchies > Foie > Muscles

Cu Foie > Muscles > Branchies Zn, Pb Branchies > Muscles > Foie

Cd Muscles > Branchies > Foie De même on peut établir pour chaque organe un ordre d'accumulation et un

organotropisme d’éléments métalliques qui sont présentés dans le Tableau IV.11 et la Figure

52.

Tableau IV.11 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différents organes chez les Sardina pilchardus.

Organes ETM Branchies Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd

Foie et muscles Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd

Page 160: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

132

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Branchies Foie Muscles

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 52 : Organotropisme de métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les organes de poissons Sardina pilchardus.

L’organotropisme est dominé par trois éléments métalliques à savoir le Fe, Zn et le

Cu. Les teneurs de ces trois éléments sont élevées au niveau des organes (foie et branchies)

que celles dans le muscle (figure 52).

IV.3.2.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Sardina

pilchardus

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 12 individus (3

organes : B, F et M X 4 campagnes : O, N, R et A) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn,

Cu, Cr, Pb et Cd) ont été mesurés (Annexe tab. 24).

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie

totale sont représentées dans le Tableau IV.12 et la figure 53A.

Tableau IV.12 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes (F1XF2) chez Sardina pilchardus.

F1 F2 Valeur propre 2,56 1,48 Variabilité (%) 42,65* 24,70*

% cumulé 42,65 67,36*

Page 161: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

133

Figure 53 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Sardina pilchardus. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.

Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 67,36 % de l’information totale avec

respectivement 42,65 % pour l’axe 1 et 24,70 % pour l’axe 2.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.13) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs corrélés entre eaux, il s’agit du:

Cr/Fe (r=0,67) (corrélations moyennement significatives).

Valeur propre (%)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

F1=42.65 F2=24.70

A

Zn

Cu

CrPb

Cd

Fe

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Cr, Pb et Fe

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Cd

et C

u

B

OB

OF

OM NB

NF

NM

RB

RF

RM

ABAF

AM

Zn

Cu

CrPb

Cd

Fe

-2

0

2

4

-4 -2 0 2 4 6

F1

F2

BF

M

C

OB

OF

OM NB

NF

NM

RB

RF

RM

ABAF

AM

-2

-1

0

1

2

3

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

D

Page 162: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

134

Tableau IV.13 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Sardina pilchardus. Variables Zn Cu Cr Pb Cd Fe

Zn 1 Cu -0,24 1 Cr 0,26 -0,50 1 Pb 0,06 -0,52 0,56* 1 Cd -0,09 0,26 0,08 0,33 1 Fe 0,29 -0,06 0,67* 0,35 0,49 1

Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 53B et Tableau IV.14), la 1ère composante

contribue avec 42,65 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des SP avec Cr (0,88),

Pb (0,774), Fe (0,75) et Zn (0,39). Et Avec une inertie de 24,70 % la deuxième composante

décrit l’enrichissement des SP en Cu (0,67) et Cd (0,85).

Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau

IV.14.

Tableau IV.14 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Sardina pilchardus. Campagnes Code Organes Code Variables Code F1 F2

nov-06 O Branchies B Fer Fe 0,39 -0,29 janv-07 N Foie F Zinc Zn -0,58 0,67* mars-07 R Muscles M Cuivre Cu 0,88* -0,11 mai-07 A Chrome Cr 0,77* -0,003

Plomb Pb 0,32 0,85* Cadmium Cd 0,75* 0,44

De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des Sardina pilchardus en Cr, Pb et Fe. Et du bas vers le haut, l’axe F2, traduit

donc un gradient croissant de contamination par Cd et Cu.

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 montre l’individualisation de trois

zones selon leur degré de contamination (Figure 53C).

• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB, AB) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution importante en Cr, Pb et Fe.

• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF, AF) dont lesquels ils se

caractérisent par une pollution faible en Cu.

• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM, AM) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution moyenne en Cd.

La pollution métallique des Sardina pilchardus représentée suivant le plan F1XF2 de

l’ACP montre que (Figure 53D) :

• En premier lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans les branchies avec une contamination maximale durant le mois de

Page 163: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

135

mars 2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce

poisson.

• En deuxième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec

un maximum dans les muscles durant le mois de mois mai 2007.

• En troisième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un

maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007.

IV.3.2.8. L’ANOVA des ETM chez Sardina pilchardus

L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,

Pb et Cd chez SP a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)

entres les saisons pour le Cd et significative (à P<0,05) pour le Cu dans les branchies et Cd

dans les muscles (Tableau IV.15).

Tableau IV.15 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Sardina pilchardus.

SP Organes Saisons Branchies Foie Muscles F P>F F P>F F P>F F P>F

Fe 1,909 0,456 1,283 0,530 0,775 0,626 15,020 0,001** Zn 49,676 0,100 0,611 0,671 26,287 0,137 1,458 0,283 Cu 362,027 0,037* 0,862 0,606 4,473 0,317 18,126 0,001** Cr 28,227 0,132 1,451 0,506 20,346 0,155 17,199 0,001** Pb 7,395 0,252 4,236 0,325 2,107 0,438 6,719 0,016** Cd 8,610 0,234 118,250 0,065 364,240 0,037* 22,785 0,000***

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

IV.3.3. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez

Diplodus vulgaris

Les résultats de l’analyse des ETM dans les organes de poissons Diplodus vulgaris

sont représentés dans le Tableau IV.16.

Tableau IV.16 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Cu, Cr, Pb, Zn et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris (côte atlantique marocaine).

Diplodus vulgaris Branchies Foie Muscles

Fe 89,02±11,04 (73,73−100,11)

34,71±4,86 (30,01−40,02)

30,768±10,09 (23,24−45,41)

Zn 60,57±16,67 (42,03−79,40)

72,27±16,81 (51,03−91,89)

34,675±8,58 (29,40−47,50)

Cu 34,06±12,23 (20,40−50,02)

34,13±10,04 (20,42−44,51)

29,493±11,09 (20,03−45,50)

Cr 0,30±0,44 (0,01−0,95)

0,80±0,11 (0,65−0,91)

0,395±0,26 (0,15−0,64)

Pb 0,25±0,11 (0,15−0,41)

1,06±0,06 (1,00−1,12)

0,645±0,24 (0,31−0,91)

Cd 0,056±0,058 (0,003−0,110)

0,014±0,005 (0,009−0,019)

0,010±0,008 (0,001−0,020)

Page 164: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

136

Le Tableau IV.16 et la figure 54 représentent les poids secs des teneurs métalliques

des organes de Diplodus vulgaris. Généralement les teneurs des oligo-éléments métalliques

(Fe, Zn et Cu) des branchies sont supérieures à celles enregistrées au niveau des autres

organes. Alors que les métaux traces (Cr, Pb et Cd) dans le foie sont supérieures à celles

enregistrées au niveau des autres organes.

0

20

40

60

80

100

120

Branchies Foie Muscle

Fe Zn Cu

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

Branchies Foie Muscle

Cr Pb Cd

Figure 54 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans les différents organes de Diplodus vulgaris exprimées en µg/g du poids frais (n=30). IV.3.3.1. Le fer (Fe)

Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris

sont de l'ordre de 89,02 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est

de l'ordre de 30,77 µg/g obtenue dans les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur

moyenne de l'ordre de 34,71 µg/g qui est obtenue dans le foie.

Le profil longitudinal des différents organes chez les Diplodus vulgaris montre que les

teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies.

On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les

différents organes de poissons Diplodus vulgaris : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

La teneur en Fe dans les branchies est deux fois supérieure à celle dans le foie et les

muscles.

IV.3.3.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 72,28 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 34,68 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur

moyenne est de l'ordre de 60,58 µg/g obtenue dans les branchies.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents

organes du Diplodus vulgaris : O.A : Foie > Branchies > Muscles.

Page 165: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

137

Le Zn dans le foie est supérieur à celui dans les branchies et deux fois supérieures à

celui dans les muscles.

IV.3.3.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Diplodus

vulgaris montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 34,14 µg/g obtenue dans le

foie. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 29,49 µg/g obtenue dans les muscles.

La teneur moyenne est de l'ordre de 34,06 µg/g obtenue dans les branchies.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents

organes du Diplodus vulgaris : O.A : Foie > Branchies > Muscles.

Le Cu dans le foie et branchies est supérieur que celui dans les muscles.

IV.3.3.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,80µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,30 µg/g obtenue dans les branchies. La teneur

moyenne est de l'ordre de 0,39 µg/g obtenue dans les muscles.

D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents

organes du Diplodus vulgaris : O.A: Foie > Muscles > Branchies.

Le Cr dans le foie est deux fois supérieur à celui dans les muscles et branchies.

IV.3.3.5. Le plomb (Pb)

Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 1,06 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,25 µg/g obtenue dans les branchies. La teneur

moyenne est de l'ordre de 0,65 µg/g obtenue dans les muscles.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les différents

organes du Diplodus vulgaris : O.A : Foie > Muscles > Branchies.

Le Pb dans le foie est supérieur à celui dans les autres organes.

IV.3.3.6. Le cadmium (Cd)

Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Diplodus vulgaris

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,056 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,010 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,014 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents

organes du Diplodus vulgaris : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Cd dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.

Page 166: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

138

On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour

chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.17.

Tableau IV.17 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Diplodus vulgaris pour les ETM.

Eléments métalliques Ordres d'accumulation Cd et Fe Branchies > Foie > Muscles Zn et Cu Foie > Branchies > Muscles Cr et Pb Foie > Muscles > Branchies

De même pour les différents éléments métalliques on peut établir pour chaque organe

un ordre d'accumulation (Tableau IV.18) et un organotropisme (Figure 55).

Tableau IV.18 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Diplodus vulgaris.

Organes ETM Branchies Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd

Foie et muscles Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd

0102030405060708090

Branchies Foie Muscles

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 55 : Organotropisme des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Diplodus vulgaris.

L’organotropisme est dominé par le Fe, Zn et le Cu chez les trois organes par contre

les teneurs des autres éléments sont très faibles (figure 55).

IV.3.3.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Diplodus

vulgaris

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 12 individus (3

organes x 4 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été

mesurés (Annexe tab. 25).

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie

totale sont représentées dans le Tableau IV.19 et la figure 56A.

Page 167: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

139

Tableau IV.19 : Répartition de l’inertie des ETM entre les deux axes chez Diplodus vulgaris. F1 F2

Valeur propre 2,558 2,170 Variabilité (%) 42,632* 36,161*

% cumulé 42,632 78,793*

Figure 56 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Diplodus vulgaris. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.

Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 78,79 % de l’information totale avec

respectivement 42,63 % pour l’axe 1 et 36,16 % pour l’axe 2.

Valeur propre (%)

1,9

2,0

2,1

2,2

2,3

2,4

2,5

2,6

F1=42,63 F2=36,16

A

Fe

Cd

PbCr

Cu

Zn

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Cd, Fe et Cu

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Cr,

Pb

et Z

n

B

OB

OF

OM

NB

NF

NMRB

RF

RM

AB

AF

AM

ZnCu

CrPb

Cd

Fe

-4

-2

0

2

4

-6 -4 -2 0 2 4 6

F1

F2

B

F

M

C

AM

AF

AB

RM

RF

RBNM

NF

NB

OM

OF

OB

-3

-2

-1

0

1

2

3

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2D

Page 168: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

140

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.20) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs corrélés entre eaux, il

s’agit du :

• Zn/Cr (r= 0,58), Cu/Cd (r= 0,53) et Cr/Pb (r= 0,55) (corrélation faiblement

significative).

• {Pb/Fe (r= −0,71) et Cd/Fe(r= 0,68)} (corrélation moyennement significative).

Tableau IV.20 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Diplodus vulgaris. Variables Zn Cu Cr Pb Cd Fe

Zn 1 Cu 0,275 1 Cr 0,582* 0,438 1 Pb 0,246 −0,116 0,556* 1 Cd 0,459 0,538* 0,204 −0,478 1 Fe 0,299 0,234 −0,294 −0,715* 0,685* 1

Les valeurs en (étoile) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Dans le plan factoriel F1XF2 (figure 56B et Tableau IV.21), la 1ère composante (axe 1)

contribue avec 42,63 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Diplodus vulgaris

avec Cd (0,92), Fe (0,85), et Cu (0,60). Et avec une inertie de 36,16 % la deuxième

composante (axe 2) décrit l’enrichissement des Diplodus vulgaris en Cr (0,94), Pb (0,72) et

Zn (0,66).

Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau

IV.21.

Tableau IV.21 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Diplodus vulgaris. campagnes Code Organes Code Variables Code F1 F2

nov-06 O Branchies B Fer Fe 0,480 0,667* janv-07 N Foie F Zinc Zn 0,603* 0,414 mars-07 R Muscles M Cuivre Cu 0,090 0,941* mai-07 A Chrome Cr −0,612 0,724*

Plomb Pb 0,924* 0,107 Cadmium Cd 0,853* −0,364

De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des Diplodus vulgaris en Cd, Fe et Cu. Et du bas vers le haut, l’axe F2, traduit

donc un gradient croissant de contamination des Diplodus vulgaris par Cr, Pb et Zn.

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 56C) montre

l’individualisation de trois zones selon leur degré de contamination :

• Une zone formée par les individus des branchies (OB, OF, RB et AB) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution importante en Cd et Fe.

Page 169: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

141

• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se

caractérisent par une pollution faible en Pb et Cr.

• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution moyenne en Zn et Cu.

La pollution métallique des Diplodus vulgaris représentée suivant le plan F1XF2

(Figure 56D) de l’ACP montre que :

• En premier lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de mai

2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson.

• En deuxième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec

un maximum dans les branchies durant le mois de mois mai 2007.

• En troisième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un

maximum dans le foie durant le mois de novembre 2006 et mai 2007.

IV.3.3.8. ANOVA des ETM chez Diplodus vulgaris

L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,

Pb et Cd chez DV a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)

entres les saisons pour tout les éléments métalliques sauf Zn et Cu et significative (à P<0,05)

dans les tissus pour le Fe dans les muscles et Cu dans les branchies (Tableau IV.22).

Tableau IV.22 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Diplodus vulgaris.

DV Organes Saisons Branchies Foie Muscles F P>F F P>F F P>F F P>F

Fe 12,496 0,196 4,854 0,306 55252,802 0,003** 27,576 0,000*** Zn 134,681 0,061 2,120 0,437 5,935 0,279 9,347 0,006** Cu 205,068 0,049* 2,764 0,391 2,632 0,400 5,172 0,032** Cr 3,100 0,373 10,991 0,209 1,391 0,514 37,783 < 0,0001*** Pb 4,337 0,322 6,150 0,274 2,645 0,399 40,226 < 0,0001*** Cd 9,633 0,222 2,170 0,433 7,985 0,243 28,876 0,000***

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

IV.3.4. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Liza

ramada

Les résultats de l’analyse des métaux lourds au niveau des organes de Liza ramada

sont représentés dans le Tableau IV.23 et la figure 57.

Page 170: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

142

Tableau IV.23 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Liza ramada issus de l’estuaire du bas Loukkos.

Liza ramada Branchies Foie Muscles

Fe 29,35±8,47 (22,01−40,98)

48,34±14,29 (31,47−60,70)

35,44±12,97 (20,29−50,20)

Zn 39,48±15,24 (27,57−60,67)

36,07±10,46 (25,62−50,01)

23,27±14,00 (10,30−42,09)

Cu 12,26±5,87 (7,02−20,51)

24,81±9,96 (13,93−35,07)

10,40±5,21 (6,54−17,89)

Cr 0,34±0,16 (0,21−0,59)

0,68±0,14 (0,50−0,81)

0,14±0,09 (0,09−0,29)

Pb 0,36±0,03 (0,32−0,40)

0,26±0,09 (0,15−0,37)

0,13±0,04 (0,10−0,20)

Cd 0,053±0,03 (0,02−0,09)

0,051±0,04 (0,01−0,09)

0,027±0,03 (0,006−0,071)

Le Tableau VI.23 et la figure 51 représentent les poids secs des teneurs métalliques

des organes de Liza ramada. Généralement les teneurs métalliques de foie sont supérieurs à

celles enregistrées au niveau des autres organes.

0

10

20

30

40

50

60

70

Branchies Foie Muscle

Fe Zn Cu

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,9

Branchies Foie Muscle

Cr Pb Cd

Figure 57 : Teneurs métalliques moyennes des éléments étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents organes de Liza ramada exprimées en µg/g du poids frais (n=60). IV.3.4.1. Le fer (Fe)

Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Liza ramada sont

de l'ordre de 48,34 µg/g obtenue dans le foie. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre

de 29,35 µg/g obtenue dans les branchies. Entre ces deux teneurs il y a une teneur moyenne

de l'ordre de 35,45 µg/g qui est obtenue dans les muscles.

Le profil longitudinal des différents organes chez les Liza ramada montre que les

teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans le foie.

On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les

différents organes de poissons Liza ramada : O.A : Foie > Muscles > Branchies.

Page 171: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

143

La teneur en Fe dans le foie est supérieure à celle dans les autres organes.

IV.3.4.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Liza ramada

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 39,49 µg/g obtenue dans les branchies

de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 23,28 µg/g obtenue dans

les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 36,07 µg/g obtenue dans le foie.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents

organes du Liza ramada: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Zn dans les branchies est supérieur à celui dans le foie et les muscles.

IV.3.4.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Liza

ramada montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 24,81 µg/g obtenue dans les

branchies de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 10,40 µg/g

obtenue dans les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 12,26 µg/g obtenue dans le

foie.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour le Cu dans les

différents organes de Liza ramada : O.A : Foie > Branchies > Muscles.

Le Cu dans le foie est deux fois supérieur que celui dans les branchies et les muscles.

IV.3.4.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Liza ramada

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,68 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,14 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur

moyenne est de l'ordre de 0,34 µg/g obtenue dans les branchies.

D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents

organes du Liza ramada: O.A: Foie > Branchies > Muscles.

Le Cr dans le foie est deux fois supérieur à celui dans branchies et muscles.

IV.3.4.5. Le plomb (Pb)

Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Liza ramada

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 1,36 µg/g obtenue dans les branchies de

la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,13 µg/g obtenue dans les

muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 0,26 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les

différents organes du Liza ramada: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Pb dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.

Page 172: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

144

IV.3.4.6. Le cadmium (Cd)

Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Liza ramada

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,053 µg/g obtenue dans les branchies

de la même espèce. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,027 µg/g obtenue dans

les muscles. La teneur moyenne est de l'ordre de 0,051 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents

organes du Liza ramada : O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Cd dans les branchies est supérieur à celui dans les autres organes.

On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour

chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.24.

Tableau IV.24 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Liza ramada pour les ETM. Eléments métalliques Ordres d'accumulation

Zn, Pb et Cd Branchies > Foie > Muscles Cu et Cr Foie > Branchies > Muscles

Fe Foie > Muscles > Branchies De même pour les différents éléments métalliques on peut établir pour chaque organe

un ordre d'accumulation (Tableau IV.25) et un organotropisme qui sont présentés dans la

figure 58 :

Tableau IV.25 : Ordre d'accumulation des ETM dans des différents organes chez les Liza ramada.

Organes ETM Branchies Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd

Foie et muscle Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd

05

101520253035404550

Branchies Foie Muscles

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 58 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Liza ramada.

L’organotropisme est dominé par le Fe, Zn et le Cu chez les trois organes par contre

les teneurs des autres éléments sont variées (figure 58).

Page 173: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

145

IV.3.4.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Liza ramada

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 12 individus (3

organes X 4 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) ont été

mesurés (Annexe tab. 26). Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur

contribution à l’inertie totale sont représentées dans le Tableau IV.26 et la figure 59A.

Tableau IV.26 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Liza ramada. F1 F2

Valeur propre 3,88 1,34 Variabilité (%) 64,80* 22,39*

% cumulé 64,80 87,19*

Figure 59 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Liza ramada. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.

Valeur propre (%)

0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,5

F1=64.80 F2=22.39

A

Fe

Cd

Pb

Cr

Cu

Zn

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Pb

B

OBOF

OM

NB

NF

NM

RB

RFRM

AB

AF

AM

Zn

Cu

Cr

Pb

Cd

Fe

-4

-2

0

2

4

6

-8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8

F1

F2

M F

B

C

OB OF

OM

NB

NF

NM

RB

RFRM

AB

AF

AM-2

-1

0

1

2

-3 -2 -1 0 1 2 3 4

F1

F2

D

Page 174: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

146

Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 87,19 % de l’information totale avec

respectivement 64,80 % pour l’axe 1 et 22,39 % pour l’axe 2.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.27) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variable, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il

s’agit du :

• {Zn/Cu (r= 0,68), Zn/Cr (r=0,61), Zn/Fe (r= 0,61)} (corrélations moyennement

significatives) et ZN/Cd (corrélations très significative)

• {Cu/Cr (r= 0,83), Cu/Cd (r= 0,77) et Cu/Fe (r= 0,91)} (corrélation très significative).

• Cr/Fe (r= 0,65).

• Cd/Fe (r= 0,70).

Tableau IV.27 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Liza ramada. Variables Zn Cu Cr Pb Cd Fe

Zn 1 Cu 0,686* 1 Cr 0,619* 0,833* 1 Pb 0,359 -0,043 0,270 1 Cd 0,880* 0,772* 0,501 0,099 1 Fe 0,611* 0,912* 0,658* -0,359 0,709* 1

Les valeurs en gras sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 59B et Tableau IV.28), la 1ère composante (axe

1) contribue avec 64,80 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Liza ramada

avec Cu (0,95), Cd (0,88), Fe (0,87), Zn (0,86) et Cr (0,82). Et avec une inertie de 22,39 % la

deuxième composante (axe 2). Décrit l’enrichissement des Liza ramada en Pb (0,98).

Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du tableau IV.

Tableau IV.28 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Liza ramada. campagnes Code Organes Code Variables Code F1 F2

nov-06 O Branchies B Fer Fe 0,86* 0,32 janv-07 N Foie F Zinc Zn 0,95* −0,16 mars-07 R Muscles M Cuivre Cu 0,82* 0,16 mai-07 A Chrome Cr 0,09 0,98*

Plomb Pb 0,88* 0,05 Cadmium Cd 0,87* −0,45

De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des Liza ramada en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr. Du bas vers le haut, l’axe F2, traduit

donc un gradient croissant de contamination des Liza ramada par Pb.

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 montre l’individualisation de trois

zones selon leur degré de contamination (Figure 59C) :

Page 175: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

147

• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB et AM) dont lesquels

ils se caractérisent par une pollution importante en Pb.

• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se

caractérisent par une pollution moyenne en Cu, Cd, Fe, Zn et Cr.

• Une zone formée par les individus des muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels

ils se caractérisent par une pollution faible en ETM.

La pollution métallique chez Liza ramada représentée suivant le plan F1XF2, de

l’ACP montre que (Figure 59D).

• En premier lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un

maximum dans les branchies durant le mois de mars 2007.

• En deuxième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec

un maximum dans les branchies durant le mois de mars et mai 2007.

• En troisième lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mois de janvier

2007. Ce métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson.

IV.3.4.8. ANOVA des ETM chez Liza ramada

L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,

Pb et Cd chez LR a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)

entres les saisons pour le Fe, Zn, Cu et Pb et significative (à P<0,05) dans les branchies pour

le Zn et Pb, dans le foie pour le Fe et Cr et dans les muscles pour le Cu Cd (Tableau IV.29).

Tableau VI.29 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Liza ramada.

SP Organes Saisons Branchies Foie Muscles F P>F F P>F F P>F F P>F

Fe 20,459 0,154 324,278 0,039* 19,991 0,156 188,236 < 0,0001*** Zn 3443,757 0,012* 2,633 0,400 62,472 0,089 27,445 0,000*** Cu 29,240 0,130 39,865 0,111 1161,342 0,021* 65,786 < 0,0001*** Cr 41,972 0,109 12026,123 0,006** 36,062 0,117 10,672 0,004** Pb 360,770 0,037* 0,568 0,684 25,629 0,138 214,054 < 0,0001*** Cd 17,229 0,168 93,301 0,073 265,124 0,043* 15,687 0,001**

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

Page 176: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

148

IV.3.5. Variation des teneurs métalliques dans les différents organes étudiés chez Barbus

callensis

Les résultats de l’analyse des ETM dans les organes sont représentés dans le Tableau

IV.30 et la Figure 60.

Tableau IV.30 : Teneurs moyennes en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimés µg/g du poids frais dans les différents organes chez Barbus callensis issus de l’estuaire du bas Loukkos.

Barbus callensis Branchies Foie Muscles

Fe 44,26±24,00 (23,73−77,44)

32,47±14,57 (16,66−51,98)

22,43±9,54 (12,44−35,41)

Zn 88,98±16,38 (72,40−110,81)

56,25±24,69 (24,76−84,93)

25,16±12,51 (10,43−39,40)

Cu 15,92±4,15 (10,78−20,11)

33,25±4,95 (28,24−39,35)

22,51±2,00 (20,30−24,81)

Cr 0,15±0,03 (0,11−0,19)

0,45±0,28 (0,22−0,81)

0,09±0,06 (0,03−0,18)

Pb 0,78±0,08 (0,71−0,90)

0,65±0,10 (0,57−0,81)

0,06±0,03 (0,02−0,09)

Cd 0,46±0,47 (0,02−0,90)

0,15±0,02 (0,12−0,19)

0,02±0,01 (0,01−0,03)

Le Tableau IV.30 et la figure 60 représentent les poids secs des teneurs métalliques

des organes de Barbus callensis. Généralement les teneurs métalliques des branchies sont

supérieurs à celles enregistrées au niveau des autres organes.

0

20

40

60

80

100

120

Branchies Foie Muscle

Fe Zn Cu

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

Branchies Foie Muscle

Cr Pb Cd

Figure 60 : Teneurs métalliques moyennes en (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les différents organes de Barbus callensis exprimées en µg/g du poids frais (n= 40). IV.3.5.1. Le fer (Fe)

Les teneurs moyennes en Fe relevées dans les différents organes du Barbus callensis

sont de l'ordre de 44,26 µg/g obtenue dans les branchies. Alors que la teneur la plus faible est

de l'ordre de 22,43 µg/g obtenue dans les muscles. Entre ces deux teneurs il y a une teneur

moyenne de l'ordre de 32,47 µg/g qui est obtenue dans le foie.

Page 177: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

149

Le profil longitudinal des différents organes chez les Barbus callensis montre que les

teneurs du Fe les plus élevées sont obtenues dans les branchies.

On peut établir un ordre d'accumulation (O.A) d'élément métallique Fe dans les

différents organes de poissons Barbus callensis: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

La teneur en Fe dans les branchies est supérieure à celle dans le foie et deux fois

supérieures à celle dans les muscles.

IV.3.5.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs moyennes en Zn relevées dans les différents organes du Barbus callensis

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 88,99 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 25,16 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 56,25 µg/g obtenue dans le foie.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation du Zn dans les différents

organes du Barbus callensis: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Zn dans les branchies est supérieur à celui dans le foie et trois fois supérieures à

celui dans les muscles.

IV.3.5.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs moyennes en Cu relevées dans les différents organes du Barbus callensis

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 33,26 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 15,92 µg/g obtenue dans les branchies. La teneur

moyenne est de l'ordre de 22,51 µg/g obtenue dans les muscles.

D'après ces teneurs, on peut établir un ordre d'accumulation pour le Cu dans les

différents organes de Barbus callensis : O.A : Foie > Muscles > Branchies.

Le Cu dans le foie est supérieur que celui dans les muscles et deux fois supérieures

que celui dans les branchies.

IV.3.5.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs moyennes en Cr relevées dans les différents organes du Barbus callensis

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,45 µg/g obtenue dans le foie. Alors

que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,09 µg/g obtenue dans les muscles. La teneur

moyenne est de l'ordre de 0,16 µg/g obtenue dans les branchies.

D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cr dans les différents

organes du Barbus callensis: O.A: Foie > Branchies > Muscles.

Le Cr dans le foie est quatre fois supérieur à celui dans les muscles et branchies.

IV.3.5.5. Le plomb (Pb)

Page 178: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

150

Les teneurs moyennes en Pb relevées dans les différents organes du Barbus callensis

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,78 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,06 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,65 µg/g obtenue dans le foie.

D'après les teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Pb dans les

différents organes du Barbus callensis: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Pb dans les branchies et foie est supérieur à celui dans les muscles.

IV.3.5.6. Le cadmium (Cd)

Les teneurs moyennes en Cd relevées dans les différents organes du Barbus callensis

montrent que la teneur la plus élevée est de l'ordre de 0,46 µg/g obtenue dans les branchies.

Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre de 0,02 µg/g obtenue dans les muscles. La

teneur moyenne est de l'ordre de 0,15 µg/g obtenue dans le foie.

D'après ces teneurs on peut établir un ordre d'accumulation du Cd dans les différents

organes du Barbus callensis: O.A : Branchies > Foie > Muscles.

Le Cd dans les branchies est quatre fois supérieur à celui dans le foie et très

supérieures à celui dans le muscle.

On peut établir les ordres d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis

pour chaque métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.31.

Tableau IV.31 : Ordre d'accumulation des organes de l’espèce Barbus callensis pour les ETM.

Eléments métalliques Ordres d'accumulation Zn, Pb, Cd et Fe Branchies > Foie > Muscles

Cr Foie > Branchies > Muscles Cu Foie > Muscles > Branchies

De même pour les différents éléments métalliques on peut établir pour chaque organe

un ordre d'accumulation (Tableau IV.32) et un organotropisme (Figure 61).

Tableau IV.32 : Ordre d'accumulation des métaux étudiés dans des différents organes chez les Barbus callensis.

Organes ETM Branchies Zn > Fe > Cu > Pb > Cd > Cr

Foie Zn > Cu > Fe > Pb > Cr > Cd Muscle Zn > Cu > Fe > Cr > Pb > Cd

Page 179: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

151

0102030405060708090

B F M

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 61 : Organotropisme des métaux étudiés exprimés en µg/g du poids frais dans les différents organes chez Barbus callensis.

L’organotropisme est dominé par le Zn chez les trois organes par contre les teneurs

des autres éléments sont variées (figure 61).

IV.3.5.7. Analyse et structure typologique de la contamination métallique chez Barbus callensis

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 12 individus (3

organes : B, F, M X 4 campagnes : O, N, R, A) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu,

Cr, Pb et Cd) ont été mesurés (Annexe tab. 27).

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie

totale sont représentées dans le Tableau IV.33 et la figure 62A.

Tableau IV.33 : Répartition de l’inertie entre les deux axes chez Barbus callensis. F1 F2

Valeur propre 3,03 1,84 Variabilité (%) 50,55* 30,68*

% cumulé 50,55 81,24*

Page 180: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

152

Figure 62 : Représentation graphique de l’analyse en ACP des ETM dans les organes des Barbus callensis. -A : Répartition de l’inertie entre les deux axes. -B : Cycle de corrélation. -C : Carte factorielle des organes. -D : Carte factorielle des saisons.

Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables

liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 81,24 % de l’information totale avec

respectivement 50,55 % pour l’axe 1 et 30,68 % pour l’axe 2.

L’examen de la matrice de corrélation entre variables (Tableau IV.34) révèle la

présence :

D’un premier ensemble de variables, constitué de descripteurs bien corrélés entre eaux, il

s’agit du :

Valeur propre (%)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

F1=50,55 F2=30,68

A

Zn

Cu Cr

Pb

Cd

Fe

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gradient de contamination en Zn, Pb, Fe et Cd

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Cu

et C

r

B

AM

AF

AB

RM

RF

RB

NM

NF

NBOM

OF

OB

-2

-1

0

1

2

3

4

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

D

OB

OF

OM

NB

NF

NM

RB

RF

RM

AB

AF

AMZn

Cu Cr

Pb

Cd

Fe

-6

-4

-2

0

2

4

6

-10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 12

F1

F2

BM

F

C

Page 181: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

153

• {Zn/Pb (r=0,77), Zn/Cd (r= 0,69) et Zn/Fe (r= 0,71)} (corrélation moyennement

significative).

• Cu/Cr (r= 0,76) (corrélations moyennement significative).

• Pb/Cd (r= 0,59) et Pb/Fe (r= 0,69) (corrélations faiblement significative).

• Cd/Fe (r= 0,54) (corrélations faiblement significative).

Tableau IV.34 : Matrice de corrélation (Pearson (n)) entre les variables chez Barbus callensis. Variables Zn Cu Cr Pb Cd Fe

Zn 1 Cu −0,217 1 Cr 0,103 0,766* 1 Pb 0,778* 0,038 0,431 1 Cd 0,695* −0,140 −0,032 0,592* 1 Fe 0,719* 0,049 0,279 0,569* 0,546* 1

Les valeurs en étoile (*) sont significativement différentes de 0 à un niveau de signification alpha=0,05.

Dans le plan factoriel F1XF2 (Figure 62B et Tableau IV.35), la 1ère composante (axe

F1) contribue avec 50,55 % d’inertie, décrit partiellement la contamination des Barbus

callensis avec Zn (0,91), Pb (0,88), Cd (0,78) et Fe (0,82) (Tableau IV.35).

Avec une inertie de 30,68 % la deuxième composante (axe F2). Décrit

l’enrichissement des Barbus callensis en Cu (0,93) et Cr (0,90).

Les codes des variables et leurs coordonnées sont représentés au niveau du Tableau

IV.35.

Tableau IV.35 : Corrélation des variables avec les composantes principales chez Barbus callensis. Variables Code campagnes Code Organes Code F1 F2

Fer Fe nov-06 O Branchies B 0,91* −0,23 Zinc Zn janv-07 N Foie F 0,01 0,93*

Cuivre Cu mars-07 R Muscles M 0,33 0,90* Chrome Cr mai-07 A 0,88* 0,10 Plomb Pb 0,78* −0,28

Cadmium Cd 0,82* 0,03 De la gauche vers la droite, l’axe F1, traduit donc un gradient croissant de

contamination des Barbus callensis en Zn, Pb, Fe et Cd.

Du bas vers le haut, l’axe F2, traduit donc un gradient croissant de contamination des

Barbus callensis par Cu et Cr.

La structure typologique dégagée par le plan F1XF2 (Figure 62C) montre

l’individualisation de trois zones selon leur degré de contamination :

• Une zone formée par les individus des branchies (OB, NB, RB et AB) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution importante en Cd et Zn.

• Une zone formée par les individus de foie (OF, NF, RF et AF) dont lesquels ils se

caractérisent par une pollution faible en Cr et Cu.

Page 182: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

154

• Une zone formée par les individus de muscles (OM, NM, RM et AM) dont lesquels ils

se caractérisent par une pollution moyenne en ETM.

La pollution métallique des Barbus callensis représentée suivant le plan F1XF2, de

l’ACP montre que (figure 62D):

• En premier lieu, le Cr reste le principal contaminant métallique et montre une large

distribution dans le foie avec une contamination maximale durant le mai 2007. Ce

métal a tendance à se concentrer facilement dans les branchies de ce poisson. Sa

présence témoigne de la présence de rejets de l’usine d’emballage et de sucrerie. Sans

oublier les apports en Cr, charriés et transportée par les eaux de Loukkos en

provenance du bassin tout entier.

• En deuxième lieu, le Pb montre une surprenante contamination généralisée avec un

maximum dans les muscles durant le novembre 2006 et mai 2007. Sa présence

témoigne de son usage très fréquent par les unités industrielles avoisinantes et aussi

comme produit de combustion dégagée par les automobiles.

• En troisième lieu, le Cd qui montre une certaine contamination non négligeable avec

un maximum dans les branchies durant le mois mars 2007. Sa présence pourrait être

attribuée aux rejets des industries avoisinantes.

IV.3.5.8. ANOVA ETM chez Barbus callensis

L’ANOVA à deux facteurs (saisons et tissus) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu, Cr,

Pb et Cd chez BC a révélé à travers le test Pearson une différence significative (à P<0,001)

entres les saisons pour le Zn, Cu et Cr et significative (à P<0,05) dans les branchies pour le

Cr, Pb et dans le foie pour le Fe (Tableau IV.36).

Tableau IV.36 : Résultats de L’ANOVA des paramètres étudiés chez Barbus callensis.

SP Organes Saisons Branchies Foie Muscles F P>F F P>F F P>F F P>F

Fe 0,957 0,586 236,995 0,046* 24,063 0,143 9,874 0,005** Zn 39,867 0,111 3,747 0,343 3,614 0,349 37,624 < 0,0001*** Cu 21,774 0,150 9,400 0,225 8,060 0,242 32,192 < 0,0001*** Cr 672,116 0,027* 15,983 0,174 51,413 0,098 57,622 < 0,0001*** Pb 562,405 0,030* 0,775 0,626 68,139 0,085 16,966 0,001** Cd 1,695 0,477 1,729 0,474 1,299 0,527 10,471 0,004**

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05); * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

Page 183: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

155

IV.4. Variation interspécifique des teneurs métalliques chez les espèces

étudiées La comparaison des teneurs enregistrées dans les trois organes chez les espèces de

poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC) montre que quelque soit l'organe étudié, les teneurs

en oligo-éléments Fe, Zn et Cu sont plus élevées par rapport à celles des éléments toxiques

(Cr, Pb et Cd). Ceci est typiquement lié à leur toxicité.

Ainsi, on obtient généralement les résultats dans le Tableau IV.37 chez les cinq

espèces de poissons.

Tableau IV.37 : Ordre d'accumulation des différentes espèces étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

Ordre d'accumulation des ETM Branchies

Pagellus acarne Fe > Zn > Cu > Pb > Cd > Cr Sardina pilchardus Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd Diplodus vulgaris Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd

Liza ramada Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd Barbus callensis Zn > Fe > Cu > Pb > Cd > Cr

Foie Pagellus acarne / Liza ramada Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd

Sardina pilchardus Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd Diplodus vulgaris Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd Barbus callensis Zn > Cu > Fe > Pb > Cr > Cd

Muscles Pagellus acarne / Sardina pilchardus Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd

Diplodus vulgaris Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd Liza ramada Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd

Barbus callensis Zn > Cu > Fe > Cr > Pb > Cd La seule variation entre ces trois ordres d'accumulation est liée à la teneur élevée en

Cu dans le foie surtout chez le Barbus callensis et Fe et Zn dans les trois organes.

Cependant, des différences peuvent exister entre espèces pour un métal et un organe

donné. Cette variabilité peut se traduire par les ordres d’accumulation suivante (Tableau

IV.38).

Page 184: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

156

Tableau IV.38 : Ordre d'accumulation des différents ETM étudiés dans les différentes espèces de poissons (PA, SP, DV, LR et BC).

Métaux Espèces B

ranc

hies

Zn BC >PA > DV > SP > LR Cu PA > DV > SP > BC > LR Cr SP > LR > DV > BC > PA Pb BC > SP > PA > LR > DV Cd BC > SP > PA > DV > LR Fe DV > SP > PA > BC > LR

Foie

Zn DV > BC > PA > SP > LR Cu DV > PA > BC > SP > LR Cr PA > DV > LR > BC > SP Pb DV > BC > PA > LR > SP Cd BC > LR > SP > PA > DV Fe PA > SP > LR > DV > BC

Mus

cles

Zn SP > DV > BC > PA > LR Cu DV > BC > SP > PA > LR Cr DV > LR > SP > BC > PA Pb DV > SP > LR > BC > PA Cd SP > LR > BC > PA > DV Fe SP > LR > PA > DV > BC

IV.4.1. Variation spatiale des ETM dans les branchies

Les résultats de l’analyse des ETM dans les branchies chez les différentes espèces

étudiées sont présentés dans le Tableau IV.39 et la Figure 63.

Tableau IV.39 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

Branchies PA SP DV LR BC Fe 79,958 85,543 89,020 29,353 44,263 Zn 68,440 51,675 60,575 39,488 88,988 Cu 43,778 15,998 34,060 12,263 15,923 Cr 0,050 0,820 0,300 0,348 0,155 Pb 0,590 0,635 0,250 0,365 0,783 Cd 0,080 0,083 0,056 0,053 0,464

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157

0102030405060708090

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

PA SP DV LR BC

Figure 63 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les branchies chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

IV.4.2. Variation spatiale des ETM dans le foie

Les résultats de l’analyse des ETM dans le foie chez les différentes espèces étudiées

sont présentés dans le Tableau IV.40 et la Figure 64.

Tableau IV.40 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

Foie PA SP DV LR BC Fe 76,668 72,050 34,715 48,343 32,478 Zn 48,045 41,917 72,275 36,070 56,255 Cu 33,715 22,512 34,138 24,813 33,255 Cr 0,910 0,352 0,805 0,688 0,453 Pb 0,423 0,443 1,065 0,260 0,658 Cd 0,023 0,074 0,014 0,051 0,150

01020

304050

607080

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

PA SP DV LR BC

Figure 64 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans le foie chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

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158

IV.4.3. Variation spatiale des ETM dans les muscles

Les résultats de l’analyse des ETM dans les muscles chez les différentes espèces

étudiés sont présentés dans le Tableau IV. 41 et la Figure 65.

Tableau IV.41 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

Muscles PA SP DV LR BC Fe 33,858 62,188 30,768 35,448 22,435 Zn 24,108 37,270 34,675 23,273 25,160 Cu 17,583 19,175 29,493 10,403 22,515 Cr 0,035 0,103 0,395 0,148 0,095 Pb 0,043 0,555 0,645 0,135 0,068 Cd 0,012 0,085 0,010 0,027 0,022

0

10

20

30

40

50

60

70

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

PA SP DV LR BC

Figure 65 : Organotropisme des teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans les muscles chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

A partir des résultats de ces trois organotropismes (figures 63, 64, 65). On constate

que des différences existent entre les ETM pour toutes les espèces dans les différents organes

(B, F et M). Cette variabilité peut se traduire que les oligo-éléments métalliques (Fe, Zn et

Cu) ont des teneurs supérieures que celles trouvées dans les ETM (Cr, Pb et Cd).

IV.4.4. Variation spatiale des ETM dans tous les organes des poissons étudiés

Des différences peuvent exister entre espèces pour un métal et pour tous les organes.

Cette variabilité peut se traduire par les ordres d’accumulation (Tableau IV.42 et Figure 66) :

Page 187: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

159

Tableau IV.42 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC). Tous les organes PA SP DV LR BC

Fe 63,494 72,050 51,501 37,714 33,058 Zn 46,864 41,917 55,842 32,943 56,801 Cu 31,692 22,512 32,563 15,826 23,898 Cr 0,332 0,352 0,500 0,394 0,234 Pb 0,352 0,443 0,653 0,253 0,503 Cd 0,038 0,074 0,026 0,044 0,212

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

PA SP DV LR BC

Figure 66 : Teneurs métalliques moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids frais dans tous les organes (B, F et M) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

Tableau IV.43 : Ordre d'accumulation des ETM dans les différents organes des poissons étudiés.

Métaux Espèces

Tous

les

orga

nes

Zn BC > DV > PA > SP > LR Cu DV > PA > BC > SP > LR Cr DV > LR > SP > PA > BC Pb DV > BC > SP > PA > LR Cd BC > SP > LR > PA > DV Fe SP > PA > DV > LR > BC

La figure 66 présente les teneurs des différents organes chez les cinq espèces de poissons

étudiés.

Tous les éléments métalliques Zn, Cr, Cd et Fe montrent une variabilité entre les cinq

espèces de poissons étudiés. Par exemple chez Sardina pilchardus présentent les teneurs plus

importantes en Cr dans les branchies alors que chez Pagellus acarne les teneurs sont plus

Page 188: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

160

importantes dans le foie et chez Diplodus vulgaris les teneurs sont plus importantes dans les

muscles.

Le Cu et le Pb montrent un ordre d’accumulation pour les cinq espèces de poissons

avec des teneurs plus élevées obtenues chez Diplodus vulgaris dans les deux organes foie et

muscles. Alors que chez Pagellus acarne et Barbus callensis présentent les teneurs les plus

élevées en Cu et Pb respectivement dans les branchies.

Les teneurs métalliques chez les cinq espèces de poissons pour un organe et un métal

donné en général sont comparables, à l'exception du Pb (1,07 µg/g) dans le foie de Diplodus

vulgaris qui représente environ du double que celui enregistrées chez les autres espèces. En

effet cette variabilité de la réponse chez ces cinq espèces de poissons pour cette contamination

métallique pourrait être liée à plusieurs facteurs, tels que les régimes alimentaires, le type de

rejet (diffus ou localisé), la forme physico-chimique de l'élément, les conditions physico-

chimiques de l'eau…etc.

Néanmoins, le mode de vie de différentes espèces de poissons peut être à l'origine de

différence dans la bioaccumulation. Diplodus vulgaris est une espèce démersale littoral, de

fonds rocheux ou sableux jusqu’à 200 m de profondeur, les jeunes vivent sur les fonds

d’herbiers.

IV.5. Facteur d’enrichissement des ETM dans les différents organes chez

les espèces étudiées Les facteurs d’enrichissement ont été calculés pour chaque métal dans les espèces de

notre étude (PA, SP, DV, LR et BC), comme le rapport de la concentration du métal dans les

branchies par rapport à celles dans le muscle et celle dans le foie par rapport à celle dans le

muscle. Les résultats sont représentés dans le Tableau IV.45 et la figure 67 et 68.

IV.5.1. Facteur d’enrichissement (Branchies/Muscles)

Tableau IV.44 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés.

B/M PA SP DV LR BC Fe 2,361 1,375 2,893 0,828 1,972 Zn 2,838 1,386 1,746 1,696 3,536 Cu 2,48 0,834 1,154 1,178 0,707 Cr 1,428 7,961 0,759 2,351 1,631 Pb 13,720 1,144 0,378 2,703 11,514 Cd 6,666 0,976 5,6 1,962 21,090 FE Sauf Cr Cr Fe, Cd Cr, Pb Zn, Pb, Cd

Page 189: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

161

0

5

10

15

20

25

Fe Zn Cu Cr Pb Cd Paramètres

Facteus d'enrichissement (B/M)

PA SP DV LR BC

Figure 67 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans les branchies/concentration du métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

En ce qui concerne le muscle, on note d'abord que les concentrations trouvées dans

cet organe ont été considérablement inférieurs à celles trouvées dans les branchies, comme le

montre le Tableau IV.44 et la figure 67, qui montrent les facteurs d'enrichissement des métaux

étudiés dans les branchies. L'accumulation des métaux dans les branchies peut être due à la

plus grande tendance de la réaction de ces éléments avec les carboxylates de l'oxygène, les

groupes des amines, la teneur de l’azote et/ou du soufre, dont la concentration est la plus

élevée dans les branchies (Al-Yousuf et al., 2000). Les plus grands facteurs d'enrichissement

ont été obtenus pour le Fe, Zn, Cu, Pb et Cd chez PA, Cr chez SP, Fe et Cd chez DV, Cr et Pb

chez LR, Zn, Pb et Cd chez BC et ont été de plus de 2. Ces résultats sont en accord avec ceux

rapportés dans de nombreuses études (Allen-Gil et al., 1997; Mormede et Davies, 2001;

Moissenko et Kudryavtseva, 2001). Le rôle physiologique du foie qui est l’organe de

l'abondance de l'approvisionnement du sang explique l'accumulation de Fe (Blasco et al.,

1998). L'accumulation de Cu peut être expliqué par sa relation à faible au poids moléculaire

des protéines (métallothionéine), qui sont concentrés dans les tissus hépatiques (Hamza-

Chaffai et al., 1996 ; Ayas et Kolankaya, 1996). Des enrichissements avec Zn, Cr, Pb et Cd a

aussi été trouvé dans les branchies, avec des facteurs de plus de 4. Les facteurs les plus faibles

ont été obtenus le Cr chez PA, Fe, Cu, Pb et Cd chez SP, Zn, Cu, Cr, Pb chez DV, Fe, Zn, Cu

et Cd chez LR et Fe, Cu et Cr chez BC. En effet, le Cr et tant que les concentrations par

opposition aux autres éléments a été plus élevé dans les muscles que dans le foie. Pour la

plupart des métaux analysés, des facteurs d’enrichissement maximaux ont été découverts dans

la côte atlantique méditerranéenne (les plus pollués), à partir duquel on peut déduire que la

pollution de l'environnement affecte le foie, plus de muscle.

Page 190: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

162

IV.5.2. Facteur d’enrichissement (Foie/Muscles)

Tableau IV.45 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les muscles) dans l’estuaire et la côte atlantique marocaine étudiés.

F/M PA SP DV LR BC Fe 2,264 1,158 1,128 1,363 1,447 Zn 1,993 1,124 1,084 1,549 2,235 Cu 1,917 1,174 1,157 2,385 1,477 Cr 26 3,417 2,037 4,648 4,768 Pb 9,837 0,798 1,651 1,925 9,676 Cd 1,916 0,870 1,4 1,888 6,818 FE Fe, Cr, Pb Cr Cr Cu, Cr Zn, Cr, Pb, Cd

0

5

10

15

20

25

30

Fe Zn Cu Cr Pb Cd Paramètres

Facteurs d'enrichissement (F/M)

PA SP DV LR BC

Figure 68 : Facteur d’enrichissement (concentration du métal dans le foie/concentration du métal dans les muscles) chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC).

En ce qui concerne le muscle, on note d'abord que les concentrations de métaux dans

cet organe de poisson ont été considérablement inférieures à celles trouvées dans le foie,

comme le montre le Tableau IV.45 et la figure 68, qui montre les facteurs d'enrichissement

des métaux étudiés dans le foie. L'accumulation des métaux dans le foie peut être due à la plus

grande tendance des éléments de réagir avec les carboxylates de l'oxygène, groupe des

amines, l'azote et/ou de teneur en soufre, dont la concentration est la plus élevée dans le foie

(Al-Yousuf et al., 2000). Les plus grands facteurs d'enrichissement ont été obtenus pour le Fe,

Cr et Pb chez PA, le Cr chez SP et DV, Cu et Cr chez LR et Zn, Cr, Pb, et Cd chez BC et ont

été de plus de 2. Ces résultats sont en accord avec ceux rapportés dans de nombreuses études

(Allen-Gil et al., 1997 ; Mormede et Davies, 2001 ; Moissenko et Kudryavtseva, 2001). Des

enrichissements avec Cr, Pb et Cd ont été trouvés dans le foie, avec des facteurs de plus de 4.

Les facteurs les plus faibles ont été obtenus pour le Zn, Cu et Cd chez PA, le Fe, Zn et Cu,

Page 191: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

163

touts les métaux étudiés sauf le Cr chez SP et DV, Fe, Zn, Pb et Cd chez LR et Fe et Cu chez

BC (plus au moins 1). En effet, le Cr et tant que les concentrations par opposition aux autres

éléments a été plus élevé dans les muscles que dans le foie. Pour la plupart des métaux

analysés, des facteurs d’enrichissement maximaux ont été découverts dans la côte atlantique

méditerranéenne (les plus polluées), à partir duquel on peut déduire que la pollution de

l'environnement affecte le foie, plus de muscle.

IV.6. Métaux lourds dans les tissus des civelles La bio-évaluation des habitats benthiques a révélé que l’estuaire du bas Loukkos de

Larache peut être considérée comme moyennement perturbé surtout dans sa partie aval et en

plus le port de Larache correspond à un état de dégradation très avancée alors que le barrage

estuarien (la partie amont) est un ouvrage hydraulique déconnectant les parties marine et

dulçaquicole du fleuve. Il constitue un obstacle majeur pour la colonisation des civelles, non

seulement par son effet direct d’obstacle physique, mais aussi parce qu’il modifie

l’hydrodynamisme de l’estuaire (Lafaille et al., 2006).

A l’échelle de la zone estuarienne, les rejets urbains et/ou industriels qui débouchent

dans différents endroits de l’estuaire entraîneraient des modifications du fonctionnement

hydrologiques et de la qualité de l’eau et du sédiment qui aboutissent à des pertes de la

biodiversité ainsi que des pertes et/ou des modifications des habitats benthiques du site

(Bazairi et al., 2005).

Pour confirmer ces suggestions, nous envisageons ici l’étude de la contamination de ce

poisson qui est parmi le meilleur intégrateur de la micropollution en eau douce. L’anguille a

depuis toujours fait l’objet de nombreux travaux scientifiques de fait qu’elle constitue un

exemple original de poisson migrateur thalassotoque à long cycle de vie et à migration

génésique de grande amplitude (Pierron et al., 2007).

De nos jours, les efforts des chercheurs continuent pour percer le mystère de sa

reproduction. Par ailleurs, ce poisson constitue un très bon modèle de laboratoire; il a été

utilisé dans plusieurs études de génétique (Maes, 2005) d’immunologie (Anderson, 1993), de

parasitologie (Sure et Sidall, 1999) et d’écotoxicologie (Lemaire-Gony, 1990; Zimmermann

et al., 2004).

Outre son intérêt scientifique, l’anguille présente un intérêt économique indéniable

notamment chez des pays européens et ceux de l’Asie du Sud-Est; au Maroc, par contre dans

la partie la plus méridionale de son aire de distribution naturelle, l'anguille est l'une des

espèces les plus surexploitées dans les eaux marines et continentales aussi bien au niveau du

littoral atlantique que méditerranéen. Les statistiques de pêche (1950–2008), montrent un

Page 192: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

164

déclin plus important et généralisé des captures d’anguilles à tous les stades de son

développement. Les causes en sont multiples : la surexploitation, les aménagements

hydrauliques qui dégradent ou même détruisent l’habitat de l’Anguille et en particulier sa

zone de croissance, les pollutions sont multiples (agricole, industrielle et domestique)

(Yahyaoui, 1991, El Morhit et al., sous presse).

Le nom d’Anguilla dérive du latin « anguis » qui signifie serpent. Le genre Anguilla

comprend 19 espèces réparties à travers le monde. La diagnose des différentes espèces

d’Anguille repose sur des caractères morphologiques et anatomiques.

IV.6.1. Variation des teneurs métalliques dans les tissus des civelles

Les résultats de l’analyse des ETM dans les tissus des civelles sont représentés dans le

Tableau IV.46 et Figure 69.

Tableau IV.46 : Teneurs en métaux (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) exprimées en µg/g du poids sec dans l’espèce AA (moyennes, écart-types, valeurs limites). AA Fe Zn Cu Cr Pb Cd

S1 86,95±33,23 (63,6−111)

40,4±0,99 (39,7−41,1)

1,45±0,21 (1,3−1,6)

2,57±0,02 (2,56−2,59)

0,03±0,01 (0,02−0,03)

0,38±0,05 (0,35−0,42)

S2 54,25±0,21 (54,1−54,4)

36,6±1,84 (35,3−37,9)

1,95±1,34 (1−1,9)

3,01±0,76 (2,48−3,55)

0,02±0,001 (0,03−0,03)

0,43±0,03 (0,41−0,45)

S3 79,75±59,61 (50,23−113,6)

47,75±7,28 (42,6−52,9)

1,05±0,35 (0,8−1,3)

2,78±0,54 (2,4−3,17)

0,03±0,01 (0,02−0,3)

0,44±0,02 (0,43−0,46)

S4 67,9±2.69 (66−69,8)

37,9±6,36 (33,4−42,4)

4,2±3,68 (1,6−6,8)

2,9±0,41 (2,61−3,19)

0,02±0,01 (0,02−0,03)

0,47±0,11 (0,37−0,52)

S5 80,35±23,97 (63,4−97,3)

39,6±0,71 (39,1−40,1)

0,45±0,42 (0,16−0,75)

2,66±0.30 (2,45−2,87)

0,03±0,01 (0,03−0,04)

0,45±0,03 (0,43−0,48)

Page 193: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

165

Figure : 69 : Teneurs métalliques moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd dans l’espèce AA exprimées en µg/g du poids sec (n=225).

D’après le Tableau IV.46 et la figure 69, les résultats exposés ici nous ont permis en

premier lieu de présenter une estimation des concentration moyennes en Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et

Cd dans cette espèce.

Fe

0

20

40

60

80

100

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Zn

0102030405060

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Cu

0

1

2

3

4

5

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Cr

2,32,42,52,62,72,82,9

33,1

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Pb

0,0230,0240,0250,0260,0270,0280,0290,03

0,0310,032

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Cd

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

S 1 S 2 S 3 S 4 S 5

Page 194: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

166

IV.6.1.1. Le fer (Fe)

Les teneurs en Fe relevées dans les civelles prélevées de l’estuaire peuvent atteindre

une valeur de l'ordre de 86,95 µg/g obtenue dans la station 1, alors que la teneur la plus faible

est de l'ordre de 45,25 µg/g obtenue dans la station 2.

Le profil longitudinal des civelles montre que les teneurs du Fe les plus élevées sont

obtenues dans la station 1 où regroupent les collecteurs principaux des eaux de vidange des

rizières et les eaux usées de la ville de Larache.

La teneur en Fe dans la station 1 est deux fois supérieure que celle dans la station 3.

Ceci est dû à des rejets des rizières, agricole moderne (utilisation de fertilisants), la chasse

(gibier d’eau).

IV.6.1.2. Le zinc (Zn)

Les teneurs en Zn relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est

de l'ordre de 47,75 µg/g obtenue dans la station 1. Alors que la teneur la plus faible est de

l'ordre de 36,60 µg/g obtenue dans la station 2. Ceci est dû aux traitements de surface, les

eaux de ruissellement, les effluents domestiques, biocides.

IV.6.1.3. Le cuivre (Cu)

Les teneurs en Cu relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est

de l'ordre de 4,20 µg/g obtenue dans la station 4. Alors que la teneur la plus faible est de

l'ordre de 0,45 µg/g obtenue dans la station 5.

Le Cu dans la station 4 qui se trouve à proximité des rejets urbains de la ville de

Larache est quatre fois supérieur que celui dans la station 5.

IV.6.1.4. Le chrome (Cr)

Les teneurs en Cr relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est de

l'ordre de 3,01 µg/g obtenue dans la station 2. Alors que la teneur la plus faible est de l'ordre

de 2,57 µg/g obtenue dans la station 1.

Le Cr dans la station 2 est supérieur que celui des autres stations. Ceci est lié aux

pigments et peintures, engrais…

IV.6.1.5. Le plomb (Pb)

Les teneurs en Pb relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est

de l'ordre de 0,031 µg/g obtenue dans la station 5. Alors que la teneur la plus faible est de

l'ordre de 0,026 µg/g obtenue dans la station 2.

Le Pb dans la station 5 est supérieur que celui dans la station 2. Ceci est lié aux fumées

des fonderies, des incinérateurs, des gazes d’échappement des véhicules.

IV.6.1.6. Le cadmium (Cd)

Page 195: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

167

Les teneurs en Cd relevées dans les civelles montrent que la teneur la plus élevée est

de l'ordre de 0,47 µg/g obtenue dans la station 4. Alors que la teneur la plus faible est de

l'ordre de 0,38 µg/g obtenue dans la station 1.

Le Cd dans la station 4 est supérieur que celui dans la station 1. Ceci dû à la proximité

des rejets urbains de la ville de Larache, peut être à l’origine des agglomérations industrielles,

rurales et urbaines, l’importance de rejets des usines de congélation, de conserverie et de

farine de poisson.

Ainsi on peut établir les ordres d'enrichissement des stations suivants pour chaque

métal et on obtient le résultat dans le Tableau IV.47.

Tableau IV.47 : Ordre d'enrichissement de stations d’étude pour chaque métal. Métaux Ordres d'enrichissement

Fe S1 > S5 > S3 > S4 > S2 Zn S3 > S1 > S5 > S4 > S2 Cu S4 > S2 > S1 > S3 > S5 Cr S2 > S4 > S3 > S5 > S1 Pb S5 > S3 > S1 > S4 > S2 Cd S4 > S5 > S3 > S2 > S1

De même on peut établir pour chaque station un ordre d'accumulation et un

organotropisme d’éléments métalliques qui sont présenté dans le Tableau IV.48 et la figure

70.

Tableau IV.48 : Ordre d'accumulation des différents ETM dans les différentes stations d’étude.

Stations Eléments métalliques S1, S2, S3 Fe > Zn > Cr > Cu > Cd > Pb

S4 Fe > Zn > Cu > Cr > Cd > Pb S5 Fe > Zn > Cu=Cd > Pb

0102030405060708090

100

S1 S2 S3 S4 S5Stations

µg/g

du

poid

s sec

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

Figure 70 : Organotropisme de métaux étudiés dans l’espèce AA.

Page 196: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

168

D’après la figure 70, l’organotropisme est dominé par deux éléments métalliques à

savoir le Fe et le Zn. Les teneurs de ces deux éléments sont très élevées chez cette espèce

étudiée. Par contre les teneurs du Cr, Cu, Pb et Cd sont relativement faibles.

IV.6.1.7. ACP de la contamination métallique chez les civelles

Cette ACP est effectuée sur une matrice des données constituée de 15 prélèvements (5

stations X 3 campagnes) au cours desquels les 6 variables (Fe, Zn, Cu, Cr et Pb) ont été

mesurées.

Les valeurs propres des deux composantes F1 et F2 et leur contribution à l’inertie

totale sont représentées dans la Figure 71 A.

Les résultats de la figure 71 A nous permettent une première approche typologique des

différentes variables selon leurs affinités et leurs regroupements sur les deux premières

composantes principales à partir de leur contribution. Les deux premiers axes déterminent

69,754 % de l’information totale (39,307 % pour l’axe 1 et 30,447 % pour l’axe 2). Les

valeurs propres de l’ACP, les cartes factorielles et le cercle de la corrélation sont représentés

dans la figure 71.

Page 197: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

169

Figure 71. Approche graphique de l’ACP des ETM dans les AA. -A : Répartition de l’inertie entre les axes. -B : Cercles de corrélation des variables. -C et D : Carte factorielle des stations et des campagnes.

Dans le plan factoriel F1 X F2 :

L’axe 1 est déterminé par le Fe (r=0,89), le Cu (r=0,70), le Cr (r=0,66) opposé au Cd

(r=-0,65). Il définit un gradient de contamination en Fe, Cu, Cr et Cd. L’axe 2 par contre est

représenté par le Zn opposé au Pb (respectivement r=0,88 et r=-0,69) (Figure 71 B). Il définit

un gradient de contamination en Pb. En effet, l’augmentation du Fe permet de maintenir le Cu

et Cr à des valeurs élevées dans les eaux du côté positif de l’axe F1 contrairement à la

contamination du Cd du côté négatif du même axe.

Pour le Zn situé du côté positif de l’axe F2 et contrairement à l’autre élément

métallique (Pb), sa présence dans les civelles est caractérisée par une absence de corrélation

entre ces deux éléments.

Valeur propre (%)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

F1=39,30 F2=30,44

A

RD

RA

RB

RG

REMDMA

MB

MG

ME

JD

JA

JB

JG

JE

-3

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

D

RD

RA

RB

RG

RE

MDMA

MB MG

ME

JD

JA

JB

JG

JE

-3

-2

-1

0

1

2

3

-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5

F1

F2

GI

GII

GIII

C

Fe

Zn

Cu

Cr

Pb

Cd

-1

0

1

-1 0 1

F1

F2

Gra

dien

t de

cont

amin

atio

n en

Zn

et P

bGraddient de conamination en Fe, Cu, Cr et Cd

B

Page 198: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

170

L’analyse globale permet de définir une typologie dominée par l’individualisation de 3

groupes de stations GI, GII, GII (Figure 71 C). Cette organisation spatiale dégage la position

exacte des stations par rapport à leur situation.

Groupe I (GI) comprenant les stations amont S1 (RD, MD, JD) et S2 (RA, MA, JA)

situées dans une zone à faible contamination en Cr, Pb et Cu mais qui se caractérise par une

forte contamination en Cd. Celui-ci est opposé au groupe III (GIII) représenté par les stations

S4 (RG, MG, JG) et S5 (RE, ME, JE). Il est caractérisé par une charge importante en Zn et

Pb. La présence de ces élément pourrait être liée au trafic routier (autoroute, routes

principales, etc.). Le plomb est utilisé comme anti-détonateur dans l’essence. En effet, les

travaux de Miquel (2003) ont montré qu’une autoroute de taille moyenne (25,000

véhicules/jour) produit une tonne de matières en suspension par km et par an (1 km

d’autoroute = 2 hectares), dont 25 kg d’hydrocarbures, 4 kg de zinc, 1/2 kg de plomb.

Entre les deux se situe le groupe II (GII) représenté par la station 3 à toutes les saisons

(RB, MB, JB), dénotant une contamination moyenne en ces ETM.

Les variations saisonnières semblent ne pas modifier le niveau de contamination par

ces ETM à l’exception du mois de mai où on note une légère diminution de la teneur du Pb au

niveau de la station 5 (ME) et le mois de mars où le niveau de contamination de la station 1

(RD) est faible par rapport aux autres campagnes (Figure 71 D). IV.6.1.8. ANOVA de la contamination métallique chez les civelles

L’ANOVA à deux facteurs (stations et saisons) effectuée sur la teneur du Fe, Zn, Cu,

Cr, Pb et Cd chez AA (Annexe tab. 28) a révélé à travers le test Pearson une différence

significative (à P<0,01) entres les saisons pour tous les éléments métalliques sauf le Cr et

significative (à P<0,05) dans les stations pour le Pb (Tableau IV.49).

Tableau IV.49 : Résultats de L’ANOVA des ETM étudiés chez AA. Saisons Stations F P>F F P>F

Fe 14,114 0,003** 4,384 0,186 Zn 13,336 0,004** 2,913 0,256 Cu 9,584 0,010* 3,359 0,229 Cr 1,148 0,371 4,413 0,185 Pb 12,613 0,005** 22,864 0,042* Cd 18,629 0,002** 3,340 0,230

Les valeurs du test statistique (F) et celles de la probabilité sont mentionnées [ns : (p>0,05) ; * : (p<0,05) ; ** : (p<0,01) ; *** : (p<0,001)].

Page 199: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

171

IV.7. Comparaison de nos résultats avec ceux de la littérature

La bioaccumulation des métaux dans les différents organes de poissons a fait l’objet

de plusieurs travaux d’études.

Le Tableau IV.50 présente les teneurs en métaux obtenues par certains auteurs chez

quelques espèces, ainsi que celles du présent travail. Les teneurs du Cu, Cr, Pb, Zn, Cd et Fe

seront représentées. Elles sont les plus représentatives de point de vue toxicité.

Tableau IV.50 : Teneurs métalliques dans les branchies, le foie et les muscles chez certaines espèces de poisson.

Espèces Organes Métaux Auteurs Zn Cu Cr Pb Cd Fe Salmo

gairdneri (n=4)

253 7

Fekhaoui (1983)

F 114 646 R 307 11

Salmo gairdneri

(n=4)

B 60 12 F 151 30,5 R 71 28

Salmo truta

B 715 7 F 349 436 R

Anguilla australis

B 103 10

Noris et al. (1993)

F 405 234 R

Tinca tinca

B 132 10 F 167 234 R

Perca fluviatilis

B 141 5 F 215 129 R

Ritulis ritulus

B 212 56 0,25

Mersch et al. (1993)

F 610 9,6 0,34 R

Ritulis ritulus

B 150 10,4 0,35 F 484 14,5 0,41 R

Perca fluviatilis

B 96 35 0,2 F 439 93 0,93 R

Barbus calensis

B 211,5 17,8 13,3 3,8

Bouachrine (1998)

F 62,7 171 7,9 4 R 364,8 37 6,9 15,28

Cyprinus carpio

B 73,7 13,7 21,17 2,7 F 234,3 156,8 12,4 2,7 R 256 36 17,2 6,63

Liza ramada

B 139,4 28,9 11 5,14 F 158,2 201,3 4 4,8 R 382,5 82,9 16 22,2

Pagellus B 30 0,606 0,083 0,034 0,302 43,169

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172

acarne F 51 3,092 0,118 0,101 0,250 73,699 El Morhit (2005) M 14 0,518 0,022 0,003 0,110 5,344

Sardina pilchardus

B 77 0,666 0,056 0,066 0,126 35,294 F 34 5,173 0,057 0,201 0,100 117,316 M 6.4 0,408 0,006 0,002 0,090 13,420

Diplodus vulgaris

B 94 0,761 0,100 0,175 0,211 55,724 F 52 3,314 0,090 0,234 0,196 86,627 M 100 0,378 0,019 0,010 0,09 3,339

Pagellus acarne

B 68,440 43,778 0,050 0,590 0,080 79,958

Pr

ésen

t tra

vail

F 48,045 33,715 0,910 0,423 0,023 76,668 M 24,108 17,583 0,035 0,043 0,012 33,858

Sardina pilchardus

B 51,675 15,998 0,820 0,635 0,083 85,543 F 41,917 22,512 0,352 0,443 0,074 72,050 M 37,270 19,175 0,103 0,555 0,085 62,188

Diplodus vulgaris

B 60,575 34,060 0,300 0,250 0,056 89,020 F 72,275 34,138 0,805 1,065 0,014 34,715 M 34,675 29,493 0,395 0,645 0,010 30,768

Liza ramada

B 39,488 12,263 0,348 0,365 0,053 29,353 F 36,070 24,813 0,688 0,260 0,051 48,343 M 23,273 10,403 0,148 0,135 0,027 35,448

Barbus callensis

B 88,988 15,923 0,155 0,783 0,464 44,263 F 56,255 33,255 0,453 0,658 0,150 32,478 M 25,160 22,515 0,095 0,068 0,022 22,435

Civelles C. entier 39,600 0,450 2,660 0,032 0,450 80,350 L'analyse du Tableau IV.50 montre que les différentes teneurs métalliques pour un

organe donné sont rarement comparables entre elles, pour les raisons suivantes :

• Le comportement physiologique varie d'une espèce à l'autre et au sein du même

écosystème.

• Au sein de la même espèce de poisson et pour un âge fixe, les besoins physiologiques

varient avec la saison et les variations des paramètres physico-chimiques du milieu (PH,

température, oxygène dissous, salinité).

Néanmoins, les teneurs les plus élevées en métaux sont présentées par le Zn et le Fe dans les

trois organes principalement les branchies. Le foie confirme son rôle bio-accumulateur en Cu.

Pour les autres métaux toxiques tels que : Cr, Pb et Cd on note une grande variabilité entre

organes, mais dans tous les cas, les branchies montrent les valeurs les plus élevées.

IV.8. Normes des teneurs de certains métaux toxiques Pour évaluer un éventuel impact négatif de la consommation des ces poissons sur la

santé humaine. Les éléments à craindre tels que le Cu, le Pb et le Cd sont présents à des

teneurs non toxiques sauf le Cd qui peut toxique pour les civelles alors que le Pb pour le

Diplodus vulgaris. Plusieurs normes sont proposées dans ce volet et qui sont résumées dans le

Tableau IV.51.

Page 201: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

173

Tableau IV.51 : Normes des teneurs de certains métaux toxiques exprimées en µg/g du poids frais.

Normes Fe Zn Cu Cr Pb Cd Espagne (BOE, 1991) - - 20 - 1 -

Canada - 100 100 - - - Hongrie - 80 60 - - - Australie - 150 60 - - -

OMS/FAO/EPA - 70 - - - - CEE/R n° 466/2001 - - - - 0,2 0,05

Présente étude (B, F, M) sauf AA

(corps entier en µg/g du poids sec)

CE : Pb (1), Cd (0,2)

PA 63,494 46,864 31,692 0,332 0,352 0,038SP 72,050 41,917 22,512 0,352 0,443 0,074DV 51,501 55,842 32,563 0,500 0,653 0,026BC 33,058 56,801 23,898 0,234 0,503 0,212LR 37,714 32,943 15,826 0,394 0,253 0,044AA 80,350 39,600 0,450 2,660 0,032 0,450

En fait, les normes changent d’un pays à un autre et celles prises en compte sont

surtout les normes des pays les plus proches. En comparant nos résultats avec ces normes,

nous pourrions déduire que les valeurs enregistrées dans l’estuaire du bas Loukkos restent au

dessous des valeurs critiques de contamination.

La comparaison des teneurs enregistrées dans ces espèces de poisson étudiées montre

que les teneurs en oligo-éléments (Fe, Cu et Zn) sont plus élevées par rapport à celles des

éléments toxiques (Cr, Pb et Cd). Ceci est typiquement lié à leur toxicité.

IV.9. Discussion des résultats de la contamination métallique chez les

espèces étudiées Nous avons en évidence dans ce chapitre un type particulier de pollution qu’est la

contamination par les métaux lourds dont sont exposés les poissons qui sont constitués un des

maillons de la chaîne alimentaire de la région du Larache.

La seule étude menue par Fekhaoui (2005) pour évaluer le degré de la contamination

métallique au niveau de l’estuaire du bas Loukkos a été réalisée sur l’eau et les sédiments.

L’étude a mis en évidence une contamination métallique généralisée de ce milieu. Une des

conséquences de la mise en solution des éléments métalliques dans l’eau c’est la

biodisponibilité de ces derniers, dans la cible principale sont les poissons qui les accumulent

au niveau de leurs tissus et organes faute de leur dégradation. Alors que les sédiments

contaminés peuvent devenir une réserve dans les fonds aquatiques et servir ainsi de source

secondaire de micropolluants à l’interface sédiment-eau suite à leur relargage dans l’eau toute

les fois que les conditions physicochimiques le permettent et peu constituer une menace pour

le milieu (Forstner, 1987 ; Chapman et al., 1998).

Page 202: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

174

IV.9.1. Les branchies

Les branchies sont des organes externes en contact direct avec l'eau et jouent un rôle

primordial dans les phénomènes respiratoires chez les poissons. En cas de pollution, les

processus respiratoires risquent d'être perturbés (Grahn, 1990 ; Schofied et Trajnar, 1980 ;

Fekhaoui, 1983).

Certains auteurs ont montré que le cortège métallique des branchies reflète mieux

l'importance respective des différents métaux présents dans l’environnement. En effet elles

ont été choisies comme tissus convenable pour la surveillance des métaux dans le milieu

(Boudou, 1982 ; Fekhaoui, 1983 ; Chaffai Née Hamza, 1993).

Sure et Sidall (1999) suggèrent que les métaux ionisés sont principalement

bioaccumulés par les branchies des poissons et véhiculés à travers le système circulatoire aux

différents organes. Les branchies sont les principaux organes d’absorption des polluants

toxiques pour les espèces aquatiques (Ahmad et al., 2006), elles ont été choisies dans un

certains nombre de travaux comme outil de surveillance de toute intoxication chez les

poissons (Fekhaoui, 1983), en étant les premiers en contact avec l’eau, lors d’une

contamination, les processus respiratoires des poissons risquent d’être perturbés.

Chez les cinq espèces de poissons étudiées (PA, SP, DV, LR et BC), le Fe est l'élément

le plus abondant dans les branchies où il peut atteindre des teneurs moyennes de l'ordre de

89,02 ppm chez Diplodus vulgaris, 85,54 ppm chez Sardina pilchardus, 79,95 ppm chez

Pagellus acarne, 44,26 ppm chez Barbus callensis 29,35 ppm chez Liza ramada. Cette même

observation a été retenue par plusieurs auteurs (Viz Girezi et Wiener, 1977; Murphy et al.,

1978 ; Fekhaoui, 1983 ; Noris et Lake, 1984). En effet, en dehors de toute contamination les

branchies contiennent d'avantage le Fe. Ceci est strictement lié à l'existence d'enzymes riches

en Fe, impliquées dans les mécanismes respiratoires (Chaffai Née Hamza, 1993). Ces mêmes

observations peuvent être attribuées pour le Zn.

Pour tous les éléments métalliques, les teneurs enregistrées au niveau des branchies

sont supérieurs à celles obtenues dans le foie et les muscles sauf Liza ramada dont les teneurs

sont plus élevées dans le foie. En effet, les teneurs relevées au niveau des branchies se

manifestent par le contrôle des échanges ioniques à travers l'épithélium branchiale

(osmorégulation), par l'intervention de certains enzymes telle que le Na+/K+ ATPase et par la

sécrétion importante de mucus qui a une grande affinité pour les ions métalliques. Cette

affinité se traduit par la chélation des métaux et leurs indisponibilités et incapacité de

traverser la membrane branchiale, réduisant ainsi la quantité de métaux susceptible de franchir

la barrière branchiale.

Page 203: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

175

Par ailleurs, certains auteurs ont suggéré que dans le milieu naturel, la présence

d'importantes teneurs en métaux dans les branchies peut être attribuée à la présence et

l'adsorption des métaux au niveau des branchies (sédimentation) (Rehwold et al., 1972);

plutôt qu'à une activité biologique soulevée par ces métaux (bioaccumulation) (Szefer et al.,

2003). Ces observations soulevées pour le Cr et le Cd révèlent l'importance de la voie de

contamination directe par rapport à la voie trophique comme ce qui a été prouvé pour certains

études (Delache et Ribeyre, 1978 ; Boudou, 1982).

Concernant le Pb, les teneurs enregistrées au niveau des branchies sont inattendues car

ce métal est connu par sa capacité d'accumulation dans les organes osseux tels que les

branchies. Cependant certains travaux ont prouvé le contraire (Patterson et Settle, 1977) car

certains poissons par leur physiologie particulière échappent au modèle connu

d'accumulation.

IV.9.2. Le foie et les muscles

Le foie et les muscles sont les organes les plus primordiaux de point de vue

toxicologique en raison de leur rôle clef dans les phénomènes de métabolisation et

d’accumulation.

En traversant les parois intestinales ou branchiales, les métaux gagnent le courant

sanguin où ils vont se fixer à l'intérieur des hématies, soit sur des protéines, particulièrement

l'hémoglobine. Cependant plusieurs études ont montré que le sang ne représente pas le site

privilégié d'accumulation des métaux (Delache et Ribeyre, 1978 ; Boudou, 1982). Les métaux

ainsi fixés sont transportés par le « flux sanguin ». Le transfert de ces éléments vers les tissus

se fait essentiellement au dépend des érythrocytes. En général la fixation des métaux sur les

molécules d'hémoglobine est labile (instable), expliquant ainsi la rapidité de la contamination

de ces organes (Giblin et Massaro, 1975). Parmi ces organes, on compte particulièrement le

foie et les muscles qui présentent des propriétés accumulatrices des micropolluants (Fekhaoui,

1983 ; Miller et al., 1992 ; Springer et al., 1992 ; Mersch et al., 1993).

La distribution, la localisation et la bioaccumulation des éléments métalliques dans les

tissus ne se révèlent pas d'un mécanisme unique. En effet, la quantité des métaux transférés

dépend à la fois de l'irrigation de l'organe considéré et des capacités de fixation intracellulaire.

L'importance relative de ces deux paramètres détermine les organes cibles de bioaccumulation

métallique (Boudou, 1982).

Cependant, les teneurs enregistrées au niveau de ces organes sont le résultat d'un

équilibre dans la prise dont l'importance est liée aux échanges entre le sang et les organes et

Page 204: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

176

l'élimination. L'augmentation des teneurs en métaux est due à une élimination plus lente que

la prise.

Dans notre étude, la plus part des échantillons des muscles présentent des teneurs

faibles en métaux chez les cinq espèces de poissons (PA, SP DV, LR et BC). La même

observation a été retenue chez la plus part des études. Ceci peut s'expliquer par le

comportement écotoxicologique de cet organe lié à l'excrétion envers les processus de

bioaccumulation.

En plus, certains travaux réalisés sur Salmo gairdneri, ont montré que lors de la

décontamination, il existe un transfert inter-organe des métaux où les muscles se présentent

comme organe receveur, ce qui se traduit par une augmentation de ces teneurs (Boudou,

1982).

Etant donné que le foie est le siège des différents processus métabolique, les teneurs

enregistrées au niveau de cet organe nous renseignent sur les processus physiologiques

d'accumulation des métaux.

Généralement le Cu a tendance à s'accumuler dans les organes internes (foie), où

d'importantes teneurs ont été enregistrées qui peuvent atteindre 34,14 ppm chez Diplodus

vulgaris, 33,72 ppm chez Pagellus acarne, 33,26 ppm chez Barbus callensis, 32,36 ppm chez

Sardina pilchardus, 24,81 ppm chez Liza ramada. La même observation a été retenue pour le

Zn et le Fe dont les teneurs enregistrées sont respectivement de l'ordre 48,05 ppm et 76,67

ppm Pagellus acarne, 36,80 ppm et 68,42 ppm chez Sardina pilchardus, 72,28 ppm et 34,72

ppm chez Diplodus vulgaris, 36,07 ppm et 48,34 ppm chez Liza ramada. 56,26 ppm et 32,48

ppm chez Barbus callensis,

L'abondance hépatique en Cu et Zn a été mise en évidence par plusieurs études chez

d'autres espèces de poissons Salmo gairdneri (Fekhaoui, 1983), Salmo truta (Noris et Lake,

1984). Nos résultats confirment ces observations. En effet, la plus part des espèces (DV, LR,

SP et BC) contiennent d’avantage en teneur du Cu.

Chez les cinq espèces étudiées (PA, SP DV, LR et BC), le Pb, le Cr et le Cd sont

abondants dans le foie et les muscles. Ce sont des métaux non essentiels qui ne font pas l'objet

de régulation, leur concentration augmente dans les tissus en fonction des teneurs du milieu.

Mais le site de stockage essentiel à long terme est le tissu osseux pour le Pb, et pour Cr et Cd

c'est le tissu musculaire et nerveux. Les observations de cette étude tendent à appuyer les

observations de Weiner et Giersy (1979) ; de Vinikour et al. (1980) ; de Wilson et al. (1981).

La contamination de l’estuaire du bas Loukkos par Cu et Zn ne se reflète pas sur les

teneurs des tissus de poissons, car la prise de ces éléments font l'objet d'une régulation par

Page 205: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

177

l'organisme à une teneur non toxique quelque soit leur concentration et leur biodisponibilité

biologique dans le milieu ambiant (Amiard et al., 1980 A et B ; Amiard Triquet et al., 1984 ;

Noris et Lake, 1984). Ce phénomène pourrait expliquer la relative homogénéité de nos

résultats et ceux de la littérature.

Cependant des différences sont à noter pour le Cd et le Pb, leurs teneurs augmentent

dans les tissus en fonction de leurs concentrations dans le milieu environnemental (Laurent,

1981 ; Stinson et Eaton, 1983).

IV.9.3. Les muscles

Suite à ces analyses que nous avons effectuées dans ce travail, le Fe est considéré

comme l’élément à des teneurs les plus élevées (62,18 mg/kg du poids frais chez Sardina

pilchardus) de tous les métaux analysés dans les muscles de poissons étudiées. Alors que, le

Cd est l’élément le moins concentré dans ces espèces analysées (0,010 mg/kg du poids frais

chez Diplodus vulgaris).

L'ordre général de la bioaccumulation des métaux analysés dans les muscles des

différentes espèces de poisson est comme suit : Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd. Les

mécanismes de résorption-absorption, de métabolisation et de détoxication-élimination

spécifique à chaque espèce halieutique ici étudiée pourraient assurément expliqués les ordres

respectifs de bioaccumulation.

Pageot et Sardine : Fe > Zn > Cu > Pb > Cr > Cd.

Sargho : Zn > Fe > Cu > Pb > Cr > Cd.

Mulet : Fe > Zn > Cu > Cr > Pb > Cd.

Barbeau : Zn > Fe > Cu > Cr > Pb > Cd.

Nos résultats toxicologiques prouvent que les teneurs des différents métaux lourds

dans les 5 espèces de poissons sont très faibles, et certains sont de plus en deçà des normes

fixées par la CE ; mais une attention particulière doit être observée chez le poisson Diplodus

vulgaris où la teneur du plomb est au delà de celle de la CE. Toute fois nous affirmons qu’il

n’existe aucun risque de toxicité pour la santé humaine et, par conséquent les ressources

halieutiques de l’estuaire du bas Loukkos du Maroc se prêtent bien à la consommation.

Nous estimons que l’espèce de poissons Diplodus vulgaris pourrait être considérée

comme un bon bioindicateur de la qualité de l’environnement des écosystèmes aquatiques

(espèce sentinelle). En effet, le recours à cette espèce qualifiée de bioindicatrice semble un

moyen rapide et performant pour évaluer la qualité de l’environnement. En fonction de leur

large répartition géographique, de leur longévité, de la permanence de leur population au

cours des saisons, de leur facilité de prélèvement, de leur abondance et de leur capacité à

Page 206: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

178

accumuler une gamme des métaux lourds, ces organismes apparaîtraient comme des

organismes potentiellement intéressant.

IV.9.4. Les civelles

L’analyse des métaux lourds chez l’anguille européenne (AA), a montré une large

variation entre les stations de l’estuaire du bas Loukkos, cela peut être expliqué par le sexe, la

réponse métabolique de l’anguille à la détoxification (Rebeiro et al., 2005), compte tenu de sa

sensibilité à divers stress environnementaux (Brusle, 1994) et de son caractère benthique,

ajoutons qu’une espèce n’est considérée comme bioindicatrice que lorsqu’elle obéit à certain

critères.

Elle doit être : relativement sédentaire dans la zone étudiée, abondante, à long cycle de

vie, tolérante au stress et donnant la possibilité à un échantillonnage durant toute l’année

(Batty et al., 1996).

A cause de ses teneurs élevés en graisses, le stade de la reprise de la nourriture est le

sujet à la bioaccumulation des polluants (Maes, 2005) ; selon toujours le même auteur, les

polluants environnementaux ne reflètent pas toujours le niveau actuel de la contamination des

individus.

Dans la présente étude le Fe est l’élément le plus abondant où il atteint une teneur

moyenne de l’ordre de 80,35 µg/g du poids sec chez AA de l’estuaire du bas Loukkos.

L’accumulation des métaux lourds chez les civelles de l’estuaire est fortement liée à son

caractère benthique, sachant que le comportement d’enfouissement des anguilles augmente

avec l’age (Lecomte-Finiger, 1983). L’enfouissement dans le sédiment serait plus important

pendant la migration anadrome induisant des plus grands risques de contamination, ceci a été

démontré par la présente étude. Chez les classes de taille moyenne, les anguilles accumulent

plus de métaux par rapport aux autres stades ; ces anguilles ont tendance à se nourrir plus,

pour atteindre les tailles et l’age convenable et les réserves permettant ainsi d’effectuer leur

migration vers la mer des sargasses. Les civelles et les anguillettes seraient plus sensibles aux

polluants que les autres stades.

Même remarque a été retenue pour le Zn. Noel-Lambot et al. (1978) ont trouvé des

teneurs endogènes qui fluctuent au sein de la même espèce en fonction de l’age et de la

nourriture. La teneur moyenne du Zn est de 39,60 µg/g du poids sec n’indique pas vraiment

une contamination, en comparant ces résultats avec ceux trouvés par l’OMS (70 µg/g)

(Tableau IV.51).

Le Cu est élément essentiel présent dans de nombreuses protéines et métallo-enzymes

qui sont impliquées dans les réactions d’oxydoréduction avec l’oxygène, dans la production

Page 207: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

179

d’énergie et d’autre processus physiologiques, comme tous les métaux, il a une grande affinité

pour les radicaux thiols. Chez l’anguille, les teneurs endogènes de ce métal atteignent 17 µg/g

(poids frais) soit 85 µg/g (poids sec) selon Noel-Lambot et al. (1978). Les branchies

accumulent moins le Cu que les autres éléments métalliques et les quantités de cet élément

dans les branchies sont faibles par rapport à celle trouvées dans les autres organes. Ajoutons

que lorsque le milieu est contaminé par le Cu, l’épithélium branchial tend à l’accumuler d’une

façon importante. L’accumulation initiale peut être due soit à une chélation par le mucus

possédant une grande affinité pour les ions métalliques et très riche en protéines et par la suite

sa précipitation au niveau des branchies, soit à une fixation au niveau du tissu branchiale. Une

quantité intense pourrait induire un effet létal, du à des contraintes de la respiration du poisson

(Van Hoof et Van San, 1981).

A l’estuaire du bas Loukkos de Larache, l’origine du Cu pourrait être attribuée aux

activités agricoles, puisqu’il y a peu d’activités industrielles dans la région, connues par ses

différents types d’agriculture artisanale et moderne, l’utilisation des pesticides et des

fertilisants ne pourrait qu’augmenter le risque de la pollution par les métaux lourds, 8000 à

9000 tonnes de ces produits sont utilisés annuellement par le Maroc (Cheggour et al., 2001).

Par ailleurs, les teneurs en élément toxiques et non essentiels à l’organisme (Pb, Cr et

Cd) sont certainement dues aux teneurs environnementales, l’estuaire du bas Loukkos est

pollué, sa teneur en sédiments contaminés par le Pb est élevée 69,27 µg/g en comparant avec

celle trouvée dans le Canal de Nador où sa teneur dans le sédiment est encore élevée 4,16

µg/g (Mergaoui et al., 2005). Les concentrations élevées révèlent une importante pollution

urbaine due aux rejets industriels et domestiques de la ville de Larache en particulier et de la

zone de R’mal en général, située en amont de l’estuaire du bas Loukkos. L’activité

industrielle reste la source principale de cette pollution sans toutefois exclure celle d’origine

agricole.

Cette contamination est aussi due principalement aux rejets du village des poteries

riches en résidus plombiques et en d’autres résidus métalliques utilisés dans les procédés de

fabrication. Ce site est soumis en permanence aux rejets du complexe artisanal des poteries

riche en galène, la richesse de ce site en matière organique associé aux métaux ne peut

qu’activer la bioaccumulation de ces dernières, sa présence dans le milieu ne peut pas être

seulement liée aux sédiments, sa source principale étant la combustion des carburants

(Zimmermann et al., 2004). Cette situation reflète des rejets des unités industrielles

(papeteries, tanneries, raffineries…) véhiculés par les eaux de l’oued Loukkos et de ses

Page 208: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

180

affluents, s’ajoutent à ses rejets les apports latéraux par les eaux de ruissellement

principalement en période de traitement phytosanitaire et au moment des crues.

Pour le Pb, sa présence au niveau des civelles de l’estuaire du bas Loukkos pourrait

avoir la même explication que celle du Cr, mais il faut noter aussi que sa présence est

principalement due à son utilisation dans la combustion des carburants (Zimmermann et al.,

2004). Dans le présent travail, la teneur moyenne enregistrée en Pb est 0,032 µg/g du poids

sec n’indique pas vraiment une contamination si l’on comparant avec celle trouvée par CEE

(2001) où la valeur du Pb est de 0,2 µg/g.

La teneur moyenne en Cu est de 0,45 µg/g du poids sec chez les civelles de l’estuaire

du bas Loukkos n’est pas toxique si en comparant ce résultat avec celui de B.O.E. (1991) où

la valeur du Cu est de 20 µg/g et celui de Rebeiro et al. (2005) qui ont trouvé des valeurs plus

élevées de l’ordre de 72,3 µg/g du poids sec. Il est difficile d’affirmer que la différence de la

concentration du Cu entre les anguilles de l’estuaire du bas Loukkos, est due essentiellement à

leurs teneurs externes dans l’environnement mais elle est principalement liée à la présence des

métallothioneines, protéines solubles de faible poids moléculaire trouvées dans le cytosol.

Elles ont un taux de renouvellement rapide dans les tissus et peuvent être accumulées en

grandes quantités dans les lysosomes tertiaires, ces lysosomes sont des vésicules

membranaires à temps de vie biologiques variables et sont reconnus dans les tissus sous

formes de granules riches en métaux. La séquestration des éléments traces métalliques

accumulées est d’une importance majeure dans le mécanisme de détoxication. Ces

métalloprotéines riches en groupes sulphydriles fixent principalement le Zn, le Cu et le Cd

(Noel-Lambot et al., 1978), elles sont considérées comme de très bons indicateurs de la

pollution par les métaux lourds (Linde et al., 1999). Ces structures cellulaires jouent un rôle

primordiale dans la régulation du Cu et du Zn (Noel-Lambot et al., 1978), dans la majorité

des cas, les métalloprotéines du rein contiennent du Zn et du Cd en quantité égale, alors que

dans celles du foie le Cu est prédominant (Blasco et al., 1998).

La teneur moyenne en Cu dans la station 4 chez les civelles dépasse celle des autres

stations et là on pourrait supposer que ces fortes concentrations sont attribuées aux teneurs

exogènes du milieu principalement le sédiment et l’eau ou bien à une intense activité

métabolique du Cu au niveau de la station 4. Par ailleurs, il est bien connu que les niveaux des

concentrations métalliques dans les organismes ne sont pas le seul résultat de leur

biodisponibilité dans l’environnement. Les processus impliqués sont très complexes et sont

influencés par le contaminant (taille de la molécule, spéciation chimique, etc…).

Page 209: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

181

La biodisponibilité du Zn et du Cu dépend de la concentration maximale de chaque

métal dans l’eau (Papagiannis et al., 2004). Si on considère les stations situées près de

l’embouchure de l’estuaire, on remarque une réduction de la teneur métallique, la compétition

ionique devient plus intense, et donc la biodisponibilité augmente par la suite. Ceci pourrait

expliquer, au moins en partie, la présence des teneurs importantes de ces métaux au niveau

des civelles de l’estuaire du bas Loukkos. Les entrées du Cu et du Zn se font

préférentiellement sous forme ionique : (Cu2+ et Zn2+) par des protéines des transports

membranaire. Les études de (Hansen et al., 2002 ; Zimmermann et al., 2004) ont pu démontré

que plus la dureté de l’eau augmente, plus la toxicité de ce métal chez le poisson diminue,

d’une autre manière lorsque la concentration des ions de Ca2+ dans les eaux augmente

l’accumulation du zinc diminue.

Pérez et al., (2001) détecte une très forte teneur du Zn dans le muscle d’AA (115,5

µg/g) du poids sec au Portugal, dans la région Ria de Aveiro, comparée à d’autres espèces

(Trigla lucerna) (16,05 µg/g du poids sec), soit 2 fois moins que la teneur en Zn trouvée chez

les civelles des sites marocains de l’estuaire du bas Loukkos (39,60 µg/g du poids sec). Cette

non concordance entre ces deux espèces (Anguilla et Trigla) peut être mise sur le compte du

choix de l’espèce, l’anguille est particulièrement riche en lipides, mais également sur

l’ajustement méthodologique ou en fonction du stade de son développement.

La biodisponibilité des contaminants chimiques est largement déterminée par

l’interaction du contaminant avec la matière organique particulaire dans l’eau. Pour le Cr, sa

teneur varie généralement en fonction de sa concentration dans le milieu et de sa

biodisponibilité. A pH acide le Cr s’avère très toxique, son origine dans ces stations est

attribuée essentiellement aux industries textiles et en traitement de surface (chromage),

activité connue surtout aux alentours du bas Loukkos. Le présent travail a pu déceler une

contamination par ce métal au niveau du bas Loukkos (2,66 µg/g) du poids sec en

comparaison avec celle trouvée par Rebeiro et al. (2005) et qui correspond à 1,46 µg/g du

poids sec dans une station au niveau de la Camargue (France). Alors que dans d’autres

stations, plus polluées en Cr, ces auteurs ont décelé des valeurs plus élevées atteignant 1,59

µg/g du poids sec et même presque le double de cette concentration (2,48 µg/g) du poids sec.

Il ressort de ces résultats, que les civelles prélevées dans l’estuaire du bas Loukkos

sont significativement les plus imprégnées par le Cr, ce qui suggère une contamination

moyenne à long terme. Il est vraisemblable que l’évolution des charges tissulaires en Cr soit

liée aux activités industrielles (El Morhit et al., sous presse).

Page 210: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

182

Diverses causes peuvent être avancées pour expliquer ce phénomène, tel que la

biodisponibilité des métaux en parallèle avec le rôle que peuvent jouer à ce niveau les

paramètres physico-chimiques du milieu (température, salinité, pH, oxygène dissous, matière

organique, nitrates, DCO, DBO5 (Zimmermann et al., 2004, El Morhit et al., sous presse). De

plus la biodisponibilité associée aux processus physiologiques propres à l’espèce.

La disponibilité de la nourriture ou les variations du métabolisme au cours du cycle de

la croissance de l’anguille est parmi les principales causes de ce phénomène. Quant au Cr, à

l’estuaire du bas Loukkos la salinité augmente au début du mois d’avril, ceci pourrait

expliquer la concentration élevée du Cr notée chez les civelles de ce site. Sa forme ionique

Cr6+ est la forme la plus disponible, grâce à sa charge monovalente et sa grande liposolubilité,

le Cr sous forme HCrO4- peut traverser facilement l’épithélium branchial (Fekhaoui, 1983).

L’anguille détient plus de 30% des graisses au niveau de son muscle, raison de plus pour que

le Cr puisse s’y accumuler, surtout qu’il est très liposoluble.

Les rejets dans l’écosystème aquatique sont dus à l’intervention de ce métal dans

divers processus industriels : L’industrie de peinture, le Pb est utilisé comme agent séchant,

les peintures blanches à base de monoxyde de Pb ont été interdites par les législations pour

l’utilisation à l’intérieur des locaux. Les composés à base de Pb sont utilisés dans l’industrie

du verre pour le vernissage des céramiques. En fin, le Pb entre dans la composition de

plusieurs insecticides (Conor, 1980).

Le Pb et le Cr sont des métaux non essentiels et donc ne font pas l’objet de régulation,

le site préférentiel de l’accumulation du Pb est l’épithélium branchial, alors pour le Cr c’est le

tissu musculaire surtout lors de l’utilisation des réserves énergétiques. Ces observations sont

soutenues par Usero et al., (2003) qui ont trouvé, chez AA, en Espagne dans la station de

Bacuta, 0,06 µg/g (poids frais) du Cr. Pour le Cd, il est souvent accompagné du phosphore,

représente 70 à 100% du métal initialement présent dans le minerai (Robert et Juste, 1997).

En ce qui concerne l’organotropisme des civelles du bas Loukkos, celle-ci montre des

concentrations très élevées pour les métaux essentiels suivi par les métaux toxiques, selon le

gradient d’accumulation suivante : Fe > Zn > Cr > Cu > Cd > Pb.

Pacheco et al., (2002) estiment que les civelles seraient d’assez bon bio-indicateurs

lors de leur utilisation comme un matériel biologique pour les travaux écotoxicologiques de

longue durée.

IV.10. Corrélation des ETM entre les eaux, sédiments et poissons (AA)

L'accumulation des ETM dans les sédiments peut provoquer de sérieux problèmes

dans l'environnement. La contamination du sédiment par ETM pourrait affecter la qualité de

Page 211: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

183

l'eau (IdC=1,03) et le bioassimilation et bioaccumulation des métaux dans les organismes

aquatiques, en résultant en possibilité des altérations à long terme sur la santé humaine en

particulier et l’écosystème en générale (C.M. Ip et al., 2007).

Les concentrations du métal dans les tissus des civelles sont inférieures que celles

dans les sédiments. Les Facteurs de Bioaccumulation (FBA=teneur du métal dans l’organisme

par rapport à celle dans les sédiments ; Uluturhan and Kucuksezgin, 2007 ; El Morhit et al.,

sous presse) et les facteurs de bioconcentrations (FBC (Cd) =0,002) sont différents quand on

compare l'un avec et l'autre dans le même tissu pour le même métal. Le BAFs de fer et

cadmium a montré des valeurs plus élevées, pour tous les éléments, qui sont respectivement

3,10% et 0,23%. Les résultats présents suggèrent que la teneur du métal toxique, tel que le

cadmium, dans les anguilles peut augmenter avec exposition prolongée, et donc peut poser

une menace pour la santé humaine à travers la consommation du poisson. En général, les

métaux qui sont absorbés par les sédiments superficiels sont ingérés par les civelles et peuvent

être assimilés avec les efficacités dépendant sur le type de sédiment, les espèces animales et

sa physiologie et le métal elle-même. Les métaux ne sont pas soumis à l’assimilation et d'où

ne sont pas bio-disponible aux organismes benthique (Griscom et al., 2002).

L’évaluation des ETM et leurs corrélations dans l’estuaire du bas Loukkos a reflété le

degré de pollution qui est considérée par beaucoup d'agences régulatrices un des plus grands

risques pour l'environnement aquatique. En général, Les teneurs moyennes de fer, zinc,

cuivre, chrome, plomb et cadmium dans l’estuaire du bas Loukkos sont inférieures aux

normes (WHO, 2006) lesquelles les concentrations moyennes (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans

la consommation d'eau respectivement sont plus hautes (300, 3000, 1000, 50, 10 et 3 µg/l).

En se basant sur les directives, l’usage direct de l'eau de l'estuaire du bas Loukkos sans

traitement peut aggraver la santé de l’homme (Savory et Wills, 1991). Par exemple, le taux

pour le plomb dans l'eau pour usage domestique est 0 à 1,70 g/l (FEPA, 1991). Aux niveaux >

100 g/l, le dégât neurologique possible dans les foetus et les jeunes enfants peut se produire

(Fatoki et al., 2002). Pour quelques-uns des métaux étudiés dans les sédiments superficiels,

les teneurs des ETM dans notre étude étaient plus haut que celles dans les sédiments de Port

de Montevideo, Uruguay (Muniz, et al., 2004), Taylor Creek, sud du Nigeria (Okafor et

Opuene, 2006), estuaire de Bouregreg (Tahiri et al., 2005) et estuaire d’Om Rbiâ (Jadal et al.,

2002). Des concentrations moyennes plus élevées du plomb (69,26 mg/kg du poids sec) et

cadmium (1,11 mg/kg du poids sec) ont été trouvées dans le sédiment de l'estuaire du bas

Loukkos, comparé avec celles enregistrées par RNO en France (1995) (respectivement, 60

mg/kg et 0,15 mg/kg du poids sec).

Page 212: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

184

Pour les niveaux de cadmium, plomb et chrome, les corrélations entre les métaux

semblent être différent dans les segments de l'environnement. Pendant que, le rapport entre les

métaux existe entre Cu–Pb (r =0,670) pour les sédiments (P≤0,05 ; El Morhit et al., sous

presse); Fe–Pb (r =0,564), Cr–Pb (r =0,560) et Cr–Fe (r =0,552) pour l'eau (P≤0,05 ; El

Morhit et al., sous presse). Chez les civelles (P≤0,05; El Morhit et al., sous presse) ont montré

des corrélations considérables Zn–Fe (r =0,976) qui est plus haut aux coefficients de la

corrélation à ceux rapportés ailleurs (Hung et al., 2001 ; Liu et al., 2003 ; Okafor et Opuene,

2006). Cela implique que la compréhension pour ces métaux peut être un mécanisme direct

dans les civelles. Les observations précitées peuvent suggérer que le mécanisme de sorption

des ETM aux sédiments de l'estuaire du bas Loukkos est commandé principalement par

l’adsorption chimique, plutôt que physique ou déposition des métaux avec les sédiments. Les

ions du métal peuvent associer au ligands par les groupes utilitaires tel que –OH, –NH2, –

CO2H de la matière organique dans le sédiment et les produit des composés organique-

métaux stables (Riffaldi et al., 1983 ; Chen et al., 2007).

Page 213: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

185

CONCLUSION GENERALE

L’écosystème de l’estuaire de l’oued Loukkos présent plusieurs originalités liées,

d’une part à son état perturbé sous l’action anthropique et, d’autre part, à sa situation

naturelle, isolée sur une longue côte rectiligne, battue par les grandes zones de l’atlantique.

Les conclusions retenues au terme du chapitre I de la deuxième partie des paramètres

physico-chimiques de l’eau, nous ont permis d’établir dans un premier temps un constat de la

qualité des eaux superficielles de l’estuaire du bas Loukkos, par le suivi et l’analyse spatio-

temporelle d’un certains nombres de traceurs physicochimiques. Les valeurs moyennes

s’étendent sur un deux cycle annuels 2006-2007 couvrant une longue période de sécheresse et

deux crues qui a lieu pendant les mois de février et mars 2006 et 2007. Le diagnostic a révélé

la présence d’une charge organique et minérale importante en aval des points des rejets de

l’estuaire du bas Loukkos. Elle donne l’image classique d’une pollution intense qui traduit

l’impact insidieux d’une activité humaine très développée dans la région par le biais de rejets

domestiques et industriels. Cependant cette charge totale n’est pas constante, elle fluctue dans

le temps et dans l’espace.

L’ACP a permet de réaliser une synthèse de toutes les données recueillies sur

l’ensemble du réseau hydrographique de l’estuaire du bas Loukkos, et décrit la structure par

deux principaux gradients :

Selon l’axe 1 : Un gradient de minéralisation amont aval faisant apparaître l’influence

prépondérante des apports marins principalement lors de la MH au niveau de la station avale.

La faible minéralisation des eaux amont est due exclusivement aux apports continentaux liés

essentiellement aux effets naturels du climat et de la nature géologique du substrat (érosion).

Selon l’axe 2 : Un gradient d’enrichissement en MES qui semble être corrélé avec l’influence

saisonnière et qui se traduit par un décroissement en été.

Les résultats de l’analyse des paramètres physico-chimiques de l’eau des échantillons

prélevés de l’estuaire du bas Loukkos qui sont exposé dans le chapitre I nous ont permis

d’évaluer la qualité des eaux ainsi que de la dégradation de cette qualité dans la S1. Ces

résultats ont montré globalement que les paramètres de salinité enregistrés au niveau des

prélèvements sont d’une minéralisation forte avec des teneurs élevées en chlorures.

Pour les MES, nous remarquons que la teneur en eau augmente dans les sédiments

lorsque ces matières augmentent.

Les caractéristiques physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos

présentent des variations saisonnières assez marquées, ceci a été mis en évidence par l’ACP

Page 214: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

186

des correspondances de l’ensemble des données de la détermination des paramètres

physicochimiques des eaux des cinq stations pour huit campanes.

La comparaison des teneurs métalliques des sédiments entre les différentes stations

montrent que la station 4 parait la plus touchée par cette contamination métallique.

L’utilisation de l’IC montre une contamination moyennement généralisée et

importante. L’utilisation de cet indice s’avère un emploi judicieux. L’évolution spatiale

montre des teneurs très élevées au niveau de la station 4 pour tous les métaux. Vers l’aval des

stations 1 et 5 la situation se dégrade d’avantage suite à l’importante charge polluante de la

ville de Larache. Cependant la remontée des eaux de marée rend cette situation plus complexe

ce qui peut favoriser la mise en suspension de ces éléments métalliques et par conséquent

constitue un danger certains pour les organismes aquatiques par leur biodisponibilité.

Une ACP des données analytiques recueillies montre que :

- Les processus d’accumulation du Cr, du Cu, du Zn et le Pb dans les sédiments sont assez

importants par rapport à ceux relatifs à l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.

- Le Cr et le Cd corrèlent très significativement entre eux dans les sédiments (r= 0,50). De la

même façon, le Cu et le Cd (r=0,478) et le Cr et le Pb (r=0,566), qui sont communément

utilisés par plusieurs industries à Larache, corrèlent aussi significativement entre eux.

- Les métaux analysés dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos corrèlent entre eux,

Ces résultats montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données

est un outil précieux dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé

l’existence d’une corrélation importante entre le Cu et le Cr et a montré que les processus

d’accumulation du Cr dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences

des rejets des eux industrielles de la ville de Larache.

Le Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd ont été analysés dans les eaux de l’estuaire du bas

Loukkos par SAA.

Une ACP des données analytiques recueillies montre que :

Le comportement de six éléments métalliques analysés dans l’eau corrèle positivent entre eux.

- Les processus d’accumulation du Cr, du Cu, du Zn et le Pb dans les sédiments sont assez

important par rapport à ceux relatifs à l’eau de l’estuaire du bas Loukkos.

- Le Fe et le Pb corrèlent très significativement entre eux dans l’eau (r= 0,695). De la même

façon, le Cr et le Cd (r= 0,428), qui sont communément utilisés par plusieurs industries à

Larache, corrèlent aussi significativement entre eux.

Ces résultats montrent que la méthode statistique utilisée pour l’analyse des données

est un outil précieux dans l’interprétation objective des résultats analytiques. Elle a confirmé

Page 215: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

187

l’existence d’une corrélation important entre le Fe et le Pb et a montré que les processus

d’accumulation du Cr dans les eaux de l’estuaire du bas Loukkos sont les conséquences des

rejets des eaux industrielles de la ville de Larache

Par ailleurs, pour la faune ichtyologique, les résultats obtenus montrent la présence des

différents micropolluants (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd), dans les différents organes des poissons

(branchies, foie et muscles).

Dans les différents organes, les teneures en Fe, Cu et Zn ne présentent pas en général

des différences significatives. Par contre les teneurs enregistrées pour le Cr, Pb et Cd

présentent une certaine variabilité entre organes.

L'ensemble des résultats obtenus montre que les teneurs enregistrées au niveau des

branchies et du foie sont supérieures à celles dans les muscles, donc une accumulation

préférentielle à l'intérieur de l'organisme qui est le résultat d'une contamination à caractère

chronique.

L'étude de la contamination de la faune ichtyologique de l’estuaire du bas Loukkos par

les divers métaux (Zn, Cu, Cr, Pb, Cd et Fe), par l'analyse et le suivi de 6 éléments dans les

trois organes de poissons (branchies, foie et muscles) par rapport à la station de prélèvement,

témoignent de la présence des micropolluants chez les poissons prélevés.

En ce qui concerne l'organotropisme, les trois organes présentent presque le même

ordre d'accumulation, les branchies et les muscles d'une part et le foie d'autre part, cette

différence est surtout liée aux teneurs élevées en Cu dans le foie.

Pour la variabilité interspécifique, les différentes analyses effectuées montrent que

Diplodus vulgaris présente les teneurs les plus élevées dans les organes internes

particulièrement le foie. En effet, il représente pour le Cu (34,14 µg/g), le Cr (0,81 µg/g) et Pb

(1,07 µg/g) du poids frais. Alors que dans le corps entier des civelles, le Cd montre la teneur

la plus élevée de tous les ETM dans les différentes stations. En effet, les concentrations des

métaux lourds dans les civelles peuvent être bioindicateur de degré de pollution de

l’écosystème aquatique. Le mode de contamination est aussi à prendre. Des divergences

peuvent être obtenues dans l’interprétation des résultats dans la mesure où les résultats sont

sous estimés lorsque l’évaluation se fait sur un corps entier plutôt sur un organe donné.

A travers les résultats obtenus, les civelles (AA) s’avèrent de bon indicateur de la

pollution métallique. Les teneurs métalliques des anguilles de l’estuaire du bas Loukkos sont

élevées. Une contamination imputable aux rejets agricoles (eaux de vidange des rizicultures).

La connaissance actuelle de la contamination des écosystèmes aquatiques par les

métaux lourds révèle une complexité écotoxicologique extrême, due aux multitudes

Page 216: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

188

interrelations existantes entre les facteurs abiotiques du milieu, les facteurs biotiques et les

nombreuses formes de dérivés des métaux présents dans les différents compartiments des

écosystèmes. S'ajoute à ceci d'autres phénomènes d'ordre régional tel que les dynamiques

marégraphiques dans notre cas.

- Un support biologique qui est représenté par les poissons, permet d'estimer la fraction bio-

disponible en métaux dans le milieu, en plus les teneurs obtenues sont intégrées dans le temps et

mettent en évidence la contamination moyenne récente du site d’étude.

- Un support géologique qui est représenté par les sédiments et les eaux.

La contamination de l’estuaire du bas Loukkos par les oligoéléments essentiels (Fe, Zn

et Cu) ne se reflète pas sur les teneurs des sédiments et des eaux et des différents tissus de

poissons. Car d'une part, le Fe sont des constituants majeurs des sédiments et d'autre part, le

Cu et le Zn subissent une régulation stricte chez les poissons. Alors la contamination de

l’estuaire du bas Loukkos est surtout liée à la contamination des métaux toxiques à savoir le

Cr, Pb et Cd, qui se reflètent sur les sédiments, les eaux et divers organes de poissons étudiés.

Par comparaison des teneurs métalliques entre les trois substrats d'étude. Les résultats

confirment que les teneurs relevées dans les sédiments sont généralement les plus élevées par

rapport à celles trouvées dans les eaux et les organes de poissons.

Dans l'ensemble, notre étude nous a permis de mettre en évidence la présence effective

des métaux lourds dans les sédiments et la faune ichtyologique dans cet estuaire, qui est

sérieusement perturbé par les divers rejets domestiques, industriels et agricoles (rizicultures).

Le danger de cette pollution métallique dans le milieu aquatique réside dans le risque

toxicologique qui peut être induit lors de la consommation de ces produits, d'où son impact

directe sur la santé humaine.

Sur le plan écologique, cette pollution peut perturber l'équilibre biologique du milieu

hydrique tel que la dérive écologique et peut porter atteinte aux médiateurs qui règlent

l'équilibre dans ce milieu.

Il devient donc nécessaire d'instaurer un programme de contrôle et de surveillance

continu des différentes sources de pollution et de leur effet sur l'environnement, en obligeant

les divers industriels existants à se doter de système de traitement de leurs eaux résiduelles,

ainsi que le recyclage et la réutilisation des déchets.

Cette stratégie de protection de l'environnement doit s'appuyer sur une réglementation

nationale et une volonté de l'appliquer par l'élaboration des lois et des normes nationales

régissant les rejets d'origine industrielles et urbaine et la qualité du milieu récepteur.

Page 217: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

189

Enfin, il devrait prévoir la construction des stations d'épurations qui constitue la seule

réponse possible et nécessaire contre la dégradation de ce milieu.

Enfin dans le but de compléter cette étude sur la contamination métallique de

l’estuaire du bas Loukkos, d'autres études peuvent être envisagées qui permettent une

approche analytique susceptible d'accroître la compréhension des phénomènes toxicologiques

globaux:

• L'étude de la contamination de certains éléments biologiques appartenant à différent

niveau trophique et ceci permettra de suivre l'évolution horizontale et verticale de cette

contamination.

• L'analyse expérimentale des transferts existants au sein des réseaux trophiques peut être

mené sur des modèles écotoxicologiques plus au moins complexe (chaîne trophique, micro

écosystème…).

• L'étude de spéciation de différentes formes de répartition des métaux à l'échelle de

l'écosystème et à l'échelle cellulaire.

• L'étude des effets toxicologiques (histologique et biochimique) et l'identification des

mécanismes de détoxification par certaines protéines (les métallothioneines).

Page 218: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

190

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212

Annexes 1- Paramètres physicochimiques de l’eau

Annexe tab. 1 : Evolution spatiotemporelle des paramètres physicochimiques de l’eau. T (°C) Air S1 S2 S3 S4 S5

mars-06 21,9 21,7 24,5 20,9 20,1 mai-06 22 22,8 26,9 24,2 21,5 juil-06 26,4 26,8 26,2 25,4 24,7 sept-06 24 25,5 25 22,6 22,4 nov-06 27,78 18,90 24,70 19,00 17,30 janv-07 15,10 16,80 15,40 17,00 16,50 mars-07 19,80 23,30 21,00 22,20 19,50 mai-07 22,20 20,20 19,30 21,20 20,50

Min 15,10 16,80 15,40 17,00 16,50 Max 27,78 26,80 26,90 25,40 24,70 Mi 22,40 22,25 22,87 21,31 20,31 Ei 3,92 3,24 3,96 2,72 2,65

T (°C) Eau S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 21,5 21,7 23,3 21,1 19,2 mai-06 24,7 24 26,6 24,2 22,5 juil-06 28,3 29,7 28,9 27,5 27 sept-06 25,3 26 27,4 24,7 24,2 nov-06 27,8 24,3 22,6 24,4 22,6 janv-07 14,3 14,8 15,01 15 15,02 mars-07 19,5 19 20,5 17,4 16,2 mai-07 24 24,5 23,7 22,1 22

Min 14,3 14,8 15,0 15,0 15,0 Max 28,3 29,7 28,9 27,5 27,0 Mi 23,2 23,0 23,5 22,1 21,1 Ei 4,6 4,5 4,4 4,1 4,0 pH S1 S2 S3 S4 S5

mars-06 7,6 7,25 7,1 7,02 7,5 mai-06 7,92 7,51 7,3 7,65 7,97 juil-06 7,94 7,88 7,8 7,78 7,4 sept-06 7,41 7,79 7,77 7,99 7,91 nov-06 8,44 8,52 7,42 8,3 7,98 janv-07 7,22 7,45 7,83 8,06 8,02 mars-07 8,3 7,47 7,7 7,76 7,94 mai-07 7,29 7,37 7,76 7,96 7,9

Min 7,22 7,25 7,10 7,02 7,40 Max 8,44 8,52 7,83 8,30 8,02 Mi 7,77 7,66 7,59 7,82 7,83 Ei 0,46 0,41 0,27 0,38 0,24

Sa (g/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 6 11,2 15,5 22,2 33,91 mai-06 4,1 9,9 12,5 24,6 32,87 juil-06 6,2 8,2 26,2 28,7 34,52 sept-06 2,6 11,3 27,1 29,5 34,65 nov-06 7,9 18,5 23,8 29 33,4 janv-07 5,4 11,3 19,5 22,9 31,7 mars-07 7,8 10,8 17,1 26,7 32,5 mai-07 8,7 17 31 34,1 34,8

Min 2,60 8,20 12,50 22,20 31,70 Max 8,70 18,50 31,00 34,10 34,80 Mi 6,09 12,28 21,59 27,21 33,54 Ei 2,06 3,56 6,43 3,94 1,12

OD (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5

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213

mars-06 5,22 4 3,5 2,5 3,8 mai-06 3,86 3,62 3,6 4,2 2,95 juil-06 2,17 4,2 4,5 5,3 4,7 sept-06 5,2 7,5 11 12,16 12,33 nov-06 11,1 11,6 11,2 12 11 janv-07 7,3 8,2 9,4 10,2 11,6 mars-07 8,7 12,3 13,6 15 15,4 mai-07 7,9 7,22 8,9 8,7 7,67

Min 2,17 3,62 3,5 2,5 2,95 Max 11,1 12,3 13,6 15 15,4 Mi 6,43 7,33 8,21 8,75 8,68 Ei 2,86 3,34 3,87 4,39 4,56

CE (mS/cm) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 0,664 10,6 18,9 25,1 40,1 mai-06 0,593 7,4 17,14 20,8 38,6 juil-06 0,781 10,8 13,96 41,9 45 sept-06 0,852 5,1 18,89 24,3 54,7 nov-06 0,791 0,795 10,51 13,1 36,4 janv-07 0,833 19,4 17,95 37 38,3 mars-07 0,768 11,6 13,3 27,5 50,4 mai-07 1,49 27,5 48,1 52,2 53,2

Min 0,59 0,80 10,51 13,10 36,40 Max 1,49 27,50 48,10 52,20 54,70 Mi 0,85 11,65 19,84 30,24 44,59 Ei 0,27 8,38 11,81 12,63 7,30

MES (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 100 54 60 68 19,3 mai-06 31,2 40,9 63,2 75 67,1 juil-06 98,4 85,4 40,3 35,1 29,4 sept-06 65,3 43,2 31,4 29,1 14,3 nov-06 67,3 12,85 29,45 10,56 22,2 janv-07 108 75 76 76 80 mars-07 35 46,6 50 69 25 mai-07 81 86 80 82 81

Min 31,20 12,85 29,45 10,56 14,30 Max 108,00 86,00 80,00 82,00 81,00 Mi 73,28 55,49 53,79 55,60 42,29 Ei 29,14 25,27 19,26 26,66 28,58

COT (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 9,5 11,3 9,2 4,25 18,9 mai-06 9,84 12,14 15,3 19,4 26,72 juil-06 7,8 10,2 15,4 24,6 29,5 sept-06 10,5 5,4 3,1 7,6 19,41 nov-06 6,3 5,2 3,9 8,3 6,3 janv-07 6,4 8,2 7,7 5,5 22 mars-07 7,6 9,8 13,3 21,3 33,4 mai-07 8,7 8,8 4,6 3,7 3,5

Min 6,30 5,20 3,10 3,70 3,50 Max 10,50 12,14 15,40 24,60 33,40 Mi 8,33 8,88 9,06 11,83 19,97 Ei 1,57 2,54 5,09 8,49 10,56

NO3 (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 0,38 5,7 6 11,8 13,2 mai-06 0,95 1,27 1,49 1,3 1,1 juil-06 2,3 1,2 1,05 2,5 0,91 sept-06 0,95 0,84 0,3 1,1 0,9 nov-06 0,43 1,74 0,13 1,68 0,27 janv-07 0,98 1,3 1,6 7,4 8,6 mars-07 0,45 0,67 0,89 0,8 0,68

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214

mai-07 12,8 4,8 12,4 13,8 13,5 Min 0,38 0,67 0,13 0,80 0,27 Max 12,80 5,70 12,40 13,80 13,50 Mi 2,41 2,19 2,98 5,05 4,90 Ei 4,25 1,93 4,23 5,25 5,88

DCO (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 21,3 30,5 28,9 32 26 mai-06 12 17,01 91,9 41,2 46,7 juil-06 19,4 12,2 10,5 9,7 17,5 sept-06 38,4 19,5 14,1 33,1 30,4 nov-06 10 11,6 13,49 13,47 17,9 janv-07 18 27,2 25,6 28,4 21 mars-07 14,6 20,28 98,2 50 42,32 mai-07 28,6 29 15,8 13 12,3

Min 10,00 11,60 10,50 9,70 12,30 Max 38,40 30,50 98,20 50,00 46,70 Mi 20,29 20,91 37,31 27,61 26,77 Ei 9,34 7,34 36,22 14,49 12,31

DBO5 (mg/l) S1 S2 S3 S4 S5 mars-06 2,29 7,01 24,4 6,08 23,5 mai-06 10,7 11,3 4,4 3,1 2,8 juil-06 13,1 16,9 16,1 11,5 13,9 sept-06 11,05 9,68 7,19 6,15 8,13 nov-06 3,64 5,68 3,9 3,64 3,19 janv-07 8,5 11,9 11,1 7,7 8,9 mars-07 5,99 3,71 21,1 2,78 20,2 mai-07 12,5 12,7 6,4 5,1 4,8

Min 2,29 3,71 3,90 2,78 2,80 Max 13,10 16,90 24,40 11,50 23,50 Mi 8,47 9,86 11,82 5,76 10,68 Ei 4,09 4,26 7,85 2,87 7,82

Remarque : T°a : température de l’air, T°e : température de l’eau, pH : potentiel d’hydrogène, Sal : salinité, Ce :

conductivité, OD : oxygène dissous, MES : matière en suspension, COT : carbone organique total, NO3- : nitrate,

DCO : demande chimique en oxygène, DB05 : demande biologique en oxygène, Mi : moyenne, Ei : ecartype.

Annexe tab. 2 : Evolution globale des paramètres physico-chimiques de l’eau étudiée.

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mar

s-06

S1 21,9 21,5 7,6 6 0,664 5,22 100 9,5 0,38 21,3 2,29 S2 21,7 21,7 7,25 11,2 10,6 4 54 11,3 5,7 30,5 7,01 S3 24,5 23,3 7,1 15,5 18,9 3,5 60 9,2 6 28,9 24,4 S4 20,9 21,1 7,02 22,2 25,1 2,5 68 4,25 11,8 32 6,08 S5 20,1 19,2 7,5 33,91 40,1 3,8 19,3 18,9 13,2 26 23,5

mai

-06

S1 22 24,7 7,92 4,1 0,593 3,86 31,2 9,84 0,95 12 10,7 S2 22,8 24 7,51 9,9 7,4 3,62 40,9 12,14 1,27 17,01 11,3 S3 26,9 26,6 7,3 12,5 17,14 3,6 63,2 15,3 1,49 91,9 4,4 S4 24,2 24,2 7,65 24,6 20,8 4,2 75 19,4 1,3 41,2 3,1 S5 21,5 22,5 7,97 32,87 38,6 2,95 67,1 26,72 1,1 46,7 2,8

juil-

06

S1 26,4 28,3 7,94 6,2 0,781 2,17 98,4 7,8 2,3 19,4 13,1 S2 26,8 29,7 7,88 8,2 10,8 4,2 85,4 10,2 1,2 12,2 16,9 S3 26,2 28,9 7,8 26,2 13,96 4,5 40,3 15,4 1,05 10,5 16,1 S4 25,4 27,5 7,78 28,7 41,9 5,3 35,1 24,6 2,5 9,7 11,5 S5 24,7 27 7,4 34,52 45 4,7 29,4 29,5 0,91 17,5 13,9

sept

-06

S1 24 25,3 7,41 2,6 0,852 5,2 65,3 10,5 0,95 38,4 11,05 S2 25,5 26 7,79 11,3 5,1 7,5 43,2 5,4 0,84 19,5 9,68 S3 25 27,4 7,77 27,1 18,89 11 31,4 3,1 0,3 14,1 7,19 S4 22,6 24,7 7,99 29,5 24,3 12,16 29,1 7,6 1,1 33,1 6,15 S5 22,4 24,2 7,91 34,65 54,7 12,33 14,3 19,41 0,9 30,4 8,13

nov- 06 S1 27,78 27,8 8,44 7,9 0,791 11,1 67,3 6,3 0,43 10 3,64

S2 18,90 24,3 8,52 18,5 0,795 11,6 12,85 5,2 1,74 11,6 5,68

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215

S3 24,70 22,6 7,42 23,8 10,51 11,2 29,45 3,9 0,13 13,49 3,9 S4 19,00 24,4 8,3 29 13,1 12 10,56 8,3 1,68 13,47 3,64 S5 17,30 22,6 7,98 33,4 36,4 11 22,2 6,3 0,27 17,9 3,19

janv

-07

S1 15,10 14,3 7,22 5,4 0,833 7,3 108 6,4 0,98 18 8,5 S2 16,80 14,8 7,45 11,3 19,4 8,2 75 8,2 1,3 27,2 11,9 S3 15,40 15,01 7,83 19,5 17,95 9,4 76 7,7 1,6 25,6 11,1 S4 17,00 15 8,06 22,9 37 10,2 76 5,5 7,4 28,4 7,7 S5 16,50 15,02 8,02 31,7 38,3 11,6 80 22 8,6 21 8,9

mar

s-07

S1 19,80 19,5 8,3 7,8 0,768 8,7 35 7,6 0,45 14,6 5,99 S2 23,30 19 7,47 10,8 11,6 12,3 46,6 9,8 0,67 20,28 3,71 S3 21,00 20,5 7,7 17,1 13,3 13,6 50 13,3 0,89 98,2 21,1 S4 22,20 17,4 7,76 26,7 27,5 15 69 21,3 0,8 50 2,78 S5 19,50 16,2 7,94 32,5 50,4 15,4 25 33,4 0,68 42,32 20,2

mai

-07

S1 22,20 24 7,29 8,7 1,49 7,9 81 8,7 12,8 28 12 S2 22,20 24,5 7,37 17 27,5 7,22 86 2,8 4,8 20 12 S3 19,30 23,7 7,76 31 48,1 8,9 80 4,6 12,4 15 6 S4 21,20 22,1 7,96 34,1 52,2 8,7 82 3,7 13,8 13 5 S5 20,50 22 7,9 34,8 53,2 7,67 81 3,5 13,5 12 4

Min. 15,10 14,3 7,0 2,6 0,5 2,17 10,5 2,8 0,1 9,7 2,2 Max. 27,78 29,7 8,5 34,8 54,7 15,4 108,0 33,4 13,8 98,2 24,4 Mi. 21,88 22,5 7,7 20,1 21,4 7,88 56,0 11,4 3,5 26,3 9,2 Ei. 3,29 4,2 0,3 10,6 17,5 3,76 26,6 7,7 4,4 19,1 5,8

Annexe tab. 3 : Ratios de paramètres globaux de la pollution des eaux des l’estuaire du bas Loukkos. Paramètre DBO5/DCO DCO/ DBO5 MES/DBO5 MO (mg/l)

Moyenne 0,36 2,86 6,08 14,90 Annexe tab. 4 : Evolution spatio-temporelle des paramètres physico-chimiques de l’eau de l’estuaire du bas Loukkos (MH et MB). MH et MB ACP T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mars-06

S1 21,9 21,5 7,6 6 0,664 5,22 100 9,5 0,38 21,3 2,29 S2 21,7 21,7 7,25 11,2 10,6 4 54 11,3 5,7 30,5 7,01 S3 24,5 23,3 7,1 15,5 18,9 3,5 60 9,2 6 28,9 24,4 S4 20,9 21,1 7,02 22,2 25,1 2,5 68 4,25 11,8 32 6,08 S5 20,1 19,2 7,5 33,91 40,1 3,8 19,3 18,9 13,2 26 23,5

mai-06

S1 22 24,7 7,92 4,1 0,593 3,86 31,2 9,84 0,95 12 10,7 S2 22,8 24 7,51 9,9 7,4 3,62 40,9 12,14 1,27 17,01 11,3 S3 26,9 26,6 7,3 12,5 17,14 3,6 63,2 15,3 1,49 91,9 4,4 S4 24,2 24,2 7,65 24,6 20,8 4,2 75 19,4 1,3 41,2 3,1 S5 21,5 22,5 7,97 32,87 38,6 2,95 67,1 26,72 1,1 46,7 2,8

juil-06

S1 26,4 28,3 7,94 6,2 0,781 2,17 98,4 7,8 2,3 19,4 13,1 S2 26,8 29,7 7,88 8,2 10,8 4,2 85,4 10,2 1,2 12,2 16,9 S3 26,2 28,9 7,8 26,2 13,96 4,5 40,3 15,4 1,05 10,5 16,1 S4 25,4 27,5 7,78 28,7 41,9 5,3 35,1 24,6 2,5 9,7 11,5 S5 24,7 27 7,4 34,52 45 4,7 29,4 29,5 0,91 17,5 13,9

sept-06

S1 24 25,3 7,41 2,6 0,852 5,2 65,3 10,5 0,95 38,4 11,05 S2 25,5 26 7,79 11,3 5,1 7,5 43,2 5,4 0,84 19,5 9,68 S3 25 27,4 7,77 27,1 18,89 11 31,4 3,1 0,3 14,1 7,19 S4 22,6 24,7 7,99 29,5 24,3 12,16 29,1 7,6 1,1 33,1 6,15 S5 22,4 24,2 7,91 34,65 54,7 12,33 14,3 19,41 0,9 30,4 8,13

nov-06

S1 27,78 27,8 8,44 7,9 0,791 11,1 67,3 6,3 0,43 10 3,64 S2 18,9 24,3 8,52 18,5 0,795 11,6 12,85 5,2 1,74 11,6 5,68 S3 24,7 22,6 7,42 23,8 10,51 11,2 29,45 3,9 0,13 13,49 3,9 S4 19 24,4 8,3 29 13,1 12 10,56 8,3 1,68 13,47 3,64

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216

S5 17,3 22,6 7,98 33,4 36,4 11 22,2 6,3 0,27 17,9 3,19

janv-07

S1 15,1 14,3 7,22 5,4 0,833 1,3 108 6,4 0,98 18 8,5 S2 16,8 14,8 7,45 11,3 19,4 0,2 75 8,2 1,3 27,2 11,9 S3 15,4 15,01 7,83 19,5 17,95 0,4 76 7,7 1,6 25,6 11,1 S4 17 15 8,06 22,9 37 1,2 76 5,5 7,4 28,4 7,7 S5 16,5 15,02 8,02 31,7 38,3 1,6 80 22 8,6 21 8,9

mars-07

S1 19,8 19,5 8,3 7,8 0,768 8,7 35 7,6 0,45 14,6 5,99 S2 23,3 19 7,47 10,8 11,6 12,3 46,6 9,8 0,67 20,28 3,71 S3 21 20,5 7,7 17,1 13,3 13,6 50 13,3 0,89 98,2 21,1 S4 22,2 17,4 7,76 26,7 27,5 15 69 21,3 0,8 50 2,78 S5 19,5 16,2 7,94 32,5 50,4 15,4 25 33,4 0,68 42,32 20,2

mai-07

S1 22,2 24 7,29 8,7 1,49 7,9 81 8,7 12,8 28 12 S2 22,2 24,5 7,37 17 27,5 7,22 86 2,8 4,8 20 12 S3 19,3 23,7 7,76 31 48,1 8,9 80 4,6 12,4 15 6 S4 21,2 22,1 7,96 34,1 52,2 8,7 82 3,7 13,8 13 5 S5 20,5 22 7,9 34,8 53,2 7,67 81 3,5 13,5 12 4

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217

Annexe tab. 5 : Caractéristiques hydrologiques lors de la MH et MB. HM+MB Les relevés

S1 RD-MD-JD-SD-ND-jD-rD-mD S2 RA-MA-JA-SA-NA-jA-rR-mA S3 RB-MB-JB-SB-NB-jB-rB-mB S4 RG-MG-JG-SG-NG-jG-rG-mG S5 RE-ME-JE-SE-NE-jE-rE-mE

Annexe tab. 6: Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH.

(MH) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5 03/2006 - - MH MH MH 05/2006 - - - MH MH 07/2006 MH MH 09/2006 - - MH MH MH 11/2006 MH MH - - - 01/2007 MH MH - - - 03/2007 - - MH MH MH 05/2007 - - - MH MH

Annexe tab. 7 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MH. MH ACP Code T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mars-06 S3 RB 24,5 23,3 7,1 15,5 18,9 3,5 60 9,2 6 28,9 24,4S4 RG 20,9 21,1 7,02 22,2 25,1 2,5 68 4,25 11,8 32 6,08S5 RE 20,1 19,2 7,5 33,91 40,1 3,8 19,3 18,9 13,2 26 23,5

mai-06 S4 MG 24,2 24,2 7,65 24,6 20,8 4,2 75 19,4 1,3 41,2 3,1 S5 ME 21,5 22,5 7,97 32,87 38,6 2,95 67,1 26,72 1,1 46,7 2,8

juil-06 S1 JD 26,4 28,3 7,94 6,2 0,781 2,17 98,4 7,8 2,3 19,4 13,1S2 JA 26,8 29,7 7,88 8,2 10,8 4,2 85,4 10,2 1,2 12,2 16,9

sept-06 S3 SB 25 27,4 7,77 27,1 18,89 11 31,4 3,1 0,3 14,1 7,19S4 SG 22,6 24,7 7,99 29,5 24,3 12,16 29,1 7,6 1,1 33,1 6,15S5 SE 22,4 24,2 7,91 34,65 54,7 12,33 14,3 19,41 0,9 30,4 8,13

nov-06 S1 ND 27,78 27,8 8,44 7,9 0,791 11,1 67,3 6,3 0,43 10 3,64S2 NA 18,9 24,3 8,52 18,5 0,795 11,6 12,85 5,2 1,74 11,6 5,68

janv-07 S1 jD 15,1 14,3 7,22 5,4 0,833 1,3 108 6,4 0,98 18 8,5 S2 jA 16,8 14,8 7,45 11,3 19,4 0,2 75 8,2 1,3 27,2 11,9

mars-07 S3 rB 21 20,5 7,7 17,1 13,3 13,6 50 13,3 0,89 98,2 21,1S4 rG 22,2 17,4 7,76 26,7 27,5 15 69 21,3 0,8 50 2,78S5 rE 19,5 16,2 7,94 32,5 50,4 15,4 25 33,4 0,68 42,32 20,2

mai-07 S4 mG 21,2 22,1 7,96 34,1 52,2 8,7 82 3,7 13,8 13 5 S5 mE 20,5 22 7,9 34,8 53,2 7,67 81 3,5 13,5 12 4

Annexe tab. 8 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB.

(MB) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5 03/2006 MB MB - - - 05/2006 MB MB MB - - 07/2006 - - MB MB MB 09/2006 MB MB - - 11/2006 - - MB MB MB 01/2007 - - MB MB MB 03/2007 MB MB - - - 05/2007 MB MB MB - -

Annexe tab. 9 : Valeurs brutes des paramètres physicochimiques de l’eau étudiés lors de la MB.

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218

MB ACP Cod T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mars-06 S1 RD 21,9 21,5 7,6 6 0,664 5,22 100 9,5 0,38 21,3 2,29 S2 RA 21,7 21,7 7,25 11,2 10,6 4 54 11,3 5,7 30,5 7,01

mai-06 S1 MD 22 24,7 7,92 4,1 0,593 3,86 31,2 9,84 0,95 12 10,7 S2 MA 22,8 24 7,51 9,9 7,4 3,62 40,9 12,14 1,27 17,01 11,3 S3 MB 26,9 26,6 7,3 12,5 17,14 3,6 63,2 15,3 1,49 91,9 4,4

juil-06 S3 JB 26,2 28,9 7,8 26,2 13,96 4,5 40,3 15,4 1,05 10,5 16,1 S4 JG 25,4 27,5 7,78 28,7 41,9 5,3 35,1 24,6 2,5 9,7 11,5 S5 JE 24,7 27 7,4 34,52 45 4,7 29,4 29,5 0,91 17,5 13,9

sept-06 S1 SD 24 25,3 7,41 2,6 0,852 5,2 65,3 10,5 0,95 38,4 11,05 S2 SA 25,5 26 7,79 11,3 5,1 7,5 43,2 5,4 0,84 19,5 9,68

nov-06 S3 NB 24,7 22,6 7,42 23,8 10,51 11,2 29,45 3,9 0,13 13,49 3,9 S4 NG 19 24,4 8,3 29 13,1 12 10,56 8,3 1,68 13,47 3,64 S5 NE 27,3 22,6 7,98 33,4 36,4 11 22,2 6,3 0,27 17,9 3,19

janv-07 S3 jB 15,4 15,01 7,83 19,5 17,95 0,4 76 7,7 1,6 25,6 11,1 S4 jG 17 15 8,06 22,9 37 1,2 76 5,5 7,4 28,4 7,7 S5 jE 16,5 15,02 8,02 31,7 38,3 1,6 80 22 8,6 21 8,9

mars-07 S1 rD 19,8 19,5 8,3 7,8 0,768 8,7 35 7,6 0,45 14,6 5,99 S2 rA 23 19 7,47 10,8 11,6 12,3 46,6 9,8 0,67 20,28 3,71

mai-07 S1 mD 22,2 24 7,29 8,7 1,49 7,9 81 8,7 12,8 28 12 S2 mA 20,3 24,5 7,37 17 27,5 7,22 86 2,8 4,8 20 12 S3 mB 19,3 23,7 7,76 31 48,1 8,9 80 4,6 12,4 15 6

Annexe tab. 10 : Les relevés hydrologiques pendant les deux cycles.

HM MB

GI S1 JD-ND-jD RD-MD-SD-rD-mD S2 JA-NA-jA RA-MA-SA-rA-mA

GII S3 RB-SB-rB MB-JB-NB-jB-mB

GIII S4 RG-MG-SG-rG-mG JG-NG-jG S5 RE-ME-SE-rE-mE JE-NE-jE

Annexe tab. 11 : Valeurs brutes des paramètres hydrologiques de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne. MH-MB ACP T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mars-06 (R)

S1 RD 21,9 21,5 7,6 6 0,664 5,22 100 9,5 0,38 21,3 2,29 S2 RA 21,7 21,7 7,25 11,2 10,6 4 54 11,3 5,7 30,5 7,01 S3 RB 24,5 23,3 7,1 15,5 18,9 3,5 60 9,2 6 28,9 24,4 S4 RG 20,9 21,1 7,02 22,2 25,1 2,5 68 4,25 11,8 32 6,08 S5 RE 20,1 19,2 7,5 33,91 40,1 3,8 19,3 18,9 13,2 26 23,5

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mai-06 (M)

S1 MD 22 24,7 7,92 4,1 0,593 3,86 31,2 9,84 0,95 12 10,7 S2 MA 22,8 24 7,51 9,9 7,4 3,62 40,9 12,14 1,27 17,01 11,3 S3 MB 26,9 26,6 7,3 12,5 17,14 3,6 63,2 15,3 1,49 91,9 4,4 S4 MG 24,2 24,2 7,65 24,6 20,8 4,2 75 19,4 1,3 41,2 3,1 S5 ME 21,5 22,5 7,97 32,87 38,6 2,95 67,1 26,72 1,1 46,7 2,8

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

juil-06 (J)

S1 JD 26,4 28,3 7,94 6,2 0,781 2,17 98,4 7,8 2,3 19,4 13,1 S2 JA 26,8 29,7 7,88 8,2 10,8 4,2 85,4 10,2 1,2 12,2 16,9 S3 JB 26,2 28,9 7,8 26,2 13,96 4,5 40,3 15,4 1,05 10,5 16,1

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219

S4 JG 25,4 27,5 7,78 28,7 41,9 5,3 35,1 24,6 2,5 9,7 11,5 S5 JE 24,7 27 7,4 34,52 45 4,7 29,4 29,5 0,91 17,5 13,9

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

sept-06 (S)

S1 SD 24 25,3 7,41 2,6 0,852 5,2 65,3 10,5 0,95 38,4 11,05 S2 SA 25,5 26 7,79 11,3 5,1 7,5 43,2 5,4 0,84 19,5 9,68 S3 SB 25 27,4 7,77 27,1 18,89 11 31,4 3,1 0,3 14,1 7,19 S4 SG 22,6 24,7 7,99 29,5 24,3 12,16 29,1 7,6 1,1 33,1 6,15 S5 SE 22,4 24,2 7,91 34,65 54,7 12,33 14,3 19,41 0,9 30,4 8,13

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

nov-06 (N)

S1 ND 27,78 27,8 8,44 7,9 0,791 11,1 67,3 6,3 0,43 10 3,64 S2 NA 18,9 24,3 8,52 18,5 0,795 11,6 12,85 5,2 1,74 11,6 5,68 S3 NB 24,7 22,6 7,42 23,8 10,51 11,2 29,45 3,9 0,13 13,49 3,9 S4 NG 19 24,4 8,3 29 13,1 12 10,56 8,3 1,68 13,47 3,64 S5 NE 17,3 22,6 7,98 33,4 36,4 11 22,2 6,3 0,27 17,9 3,19

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

janv-07 (j)

S1 JD 15,1 14,3 7,22 5,4 0,833 1,3 108 6,4 0,98 18 8,5 S2 jA 16,8 14,8 7,45 11,3 19,4 0,2 75 8,2 1,3 27,2 11,9 S3 jB 15,4 15,01 7,83 19,5 17,95 0,4 76 7,7 1,6 25,6 11,1 S4 jG 17 15 8,06 22,9 37 1,2 76 5,5 7,4 28,4 7,7 S5 jE 16,5 15,02 8,02 31,7 38,3 1,6 80 22 8,6 21 8,9

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mars-07 (r)

S1 rD 19,8 19,5 8,3 7,8 0,768 8,7 35 7,6 0,45 14,6 5,99 S2 rA 23,3 19 7,47 10,8 11,6 12,3 46,6 9,8 0,67 20,28 3,71 S3 rB 21 20,5 7,7 17,1 13,3 13,6 50 13,3 0,89 98,2 21,1 S4 rG 22,2 17,4 7,76 26,7 27,5 15 69 21,3 0,8 50 2,78 S5 rE 19,5 16,2 7,94 32,5 50,4 15,4 25 33,4 0,68 42,32 20,2

T°a T°e pH Sa Ce OD MS CO NO DC DB

mai-07 (m)

S1 mD 22,2 24 7,29 8,7 1,49 7,9 81 8,7 12,8 28 12 S2 mA 22,2 24,5 7,37 17 27,5 7,22 86 2,8 4,8 20 12 S3 mB 19,3 23,7 7,76 31 48,1 8,9 80 4,6 12,4 15 6 S4 mG 21,2 22,1 7,96 34,1 52,2 8,7 82 3,7 13,8 13 5 S5 mE 20,5 22 7,9 34,8 53,2 7,67 81 3,5 13,5 12 4

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220

2- Contamination métallique des sédiments

Annexe tab. 12 : Teneurs en métaux des différents échantillons de sédiments de différentes stations exprimées en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g de l’estuaire du bas Loukkos durant l’année 06/07 (n=30, moyenne±écart-type, valeurs limites).

2006/2007 Fe Zn Cu Cr Pb Cd

11/03/2006

S1 23,46 105,2 26,1 88,75 99,4 1,37 S2 21,64 140,4 15,6 67 80,1 0,93 S3 36,69 110,6 28,5 2,1 119,8 0,98 S4 15,66 108,7 25,4 100,6 110,5 2,49 S5 40,57 102,7 26,6 3,6 123,9 1,31

06/05/2006

S1 39,82 159,9 20,89 93,6 89,9 0,35 S2 36,06 154,6 23,5 78,4 93,4 2,57 S3 17,96 98,69 12,98 92,9 75,4 1,98 S4 37,91 102,8 18,9 111,7 101,5 3,4 S5 33 106,8 13,8 113,1 112,4 2,22

26/07/2006

S1 37,96 111 29,8 99,87 103,5 2,3 S2 40,28 119 24,67 49,1 95,96 1,99 S3 22,15 113,6 26,1 9,7 89,01 2,89 S4 35,31 93,7 22,3 102,3 122,1 1,34 S5 27,37 112,1 27,6 112,8 124,3 3,1

11/03/2007

S1 15,69 114,97 2,04 22,64 8,87 1,252 S2 22,31 132,5 5,05 20,57 4,41 0,915 S3 12,22 121,4 4,76 9,05 5,59 0,541 S4 32,1 111,2 10,62 30,28 13,51 0,277 S5 13,83 98,9 12,5 8,27 5,66 0,131

06/05/2007

S1 25,31 132,45 3,36 71,4 17,4 0,095 S2 29,41 119,11 7,41 66,43 14,29 0,091 S3 19,49 100,1 2,31 7,41 1,2 0,071 S4 26,51 98,4 15,97 76,12 120,35 0,015 S5 31,4 110,15 28,4 16,15 25,57 0,241

26/07/2007

S1 28,9 152,65 5,61 44,52 66,4 0,127 S2 21,4 115,2 8,03 23,21 90,96 0,065 S3 29,91 114,29 6,4 10,11 5,26 0,056 S4 12,2 97,2 21,23 78,41 115,47 0,202 S5 29,57 104,2 29,3 21,4 41,96 0,099

Annexe tab. 13 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments (MH).

(MH) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5 mars-06 MH MH MH mai-06 MH MH juil-06 MH MH

mars-07 MH MH MH mai-07 MH MH juil-07 MH MH

Page 249: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

221

Annexe tab. 14 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MH. Sed/06-07 MH Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-2006 S3 36,69 110,6 28,5 2,1 119,8 0,98 S4 15,66 108,7 25,4 100,6 110,5 2,49 S5 40,57 102,7 26,6 3,6 123,9 1,31

mai-2006 S4 37,91 102,8 18,9 111,7 101,5 3,4 S5 33 106,8 13,8 113,1 112,4 2,22

juil-2006 S1 37,96 111 29,8 99,87 103,5 2,3 S2 40,28 119 24,67 49,1 95,96 1,99

mars-2007 S3 12,22 121,4 4,76 9,05 5,59 0,541 S4 32,1 111,2 10,62 30,28 13,51 0,277 S5 13,83 98,9 12,5 8,27 5,66 0,131

mai-2007 S4 26,51 98,4 15,97 76,12 120,35 0,015 S5 31,4 110,15 28,4 16,15 25,57 0,241

juil-2006 S1 28,9 152,65 5,61 44,52 66,4 0,127 S2 21,4 115,2 8,03 23,21 90,96 0,065

Annexe tab. 15 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons des sédiments à MB.

(MB) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5 mars-06 MB MB mai-06 MB MB MB juil-06 MB MB MB

mars-07 MB MB mai-07 MB MB MB juil-07 MB MB MB

Annexe tab. 16 : Teneurs des ETM dans les sédiments à MB.

Sed/06-07 MB Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-2006 S1 23,46 105,2 26,1 88,75 99,4 1,37 S2 21,64 140,4 15,6 67 80,1 0,93

mai-2006 S1 39,82 159,9 20,89 93,6 89,9 0,35 S2 36,06 154,6 23,5 78,4 93,4 2,57 S3 17,96 98,69 12,98 92,9 75,4 1,98

juil-2006

S3 22,15 113,6 26,1 9,7 89,01 2,89 S4 35,31 93,7 22,3 102,3 122,1 1,34

S5 27,37 112,1 27,6 112,8 124,3 3,1

mars-2007 S1 15,69 114,97 2,04 22,64 8,87 1,252

S2 22,31 132,5 5,05 20,57 4,41 0,915

mai-2007 S1 25,31 132,45 3,36 71,4 17,4 0,095 S2 29,41 119,11 7,41 66,43 14,29 0,091 S3 19,49 100,1 2,31 7,41 1,2 0,071

juil-2007 S3 29,91 114,29 6,4 10,11 5,26 0,056 S4 12,2 97,2 21,23 78,41 115,47 0,202 S5 29,57 104,2 29,3 21,4 41,96 0,099

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222

Annexe tab. 17 : Valeurs brutes des ETM mesurées dans les sédiments de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne exprimés en µg/g du poids sec sauf Fe en mg/g durant les deux cycles de marées (MH/MB).

MH/MB Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-06

S1 23,46 105,2 26,1 88,75 99,4 1,37 S2 21,64 140,4 15,6 67 80,1 0,93 S3 36,69 110,6 28,5 2,1 119,8 0,98 S4 15,66 108,7 25,4 100,6 110,5 2,49 S5 40,57 102,7 26,6 3,6 123,9 1,31

mai-06

S1 39,82 159,9 20,89 93,6 89,9 0,35 S2 36,06 154,6 23,5 78,4 93,4 2,57 S3 17,96 98,69 12,98 92,9 75,4 1,98 S4 37,91 102,8 18,9 111,7 101,5 3,4 S5 33 106,8 13,8 113,1 112,4 2,22

juill-06

S1 37,96 111 29,8 99,87 103,5 2,3 S2 40,28 119 24,67 49,1 95,96 1,99 S3 22,15 113,6 26,1 9,7 89,01 2,89 S4 35,31 93,7 22,3 102,3 122,1 1,34 S5 27,37 112,1 27,6 112,8 124,3 3,1

mars-07

S1 15,69 114,97 2,04 22,64 8,87 1,252 S2 22,31 132,5 5,05 20,57 4,41 0,915 S3 12,22 121,4 4,76 9,05 5,59 0,541 S4 32,1 111,2 10,62 30,28 13,51 0,277 S5 13,83 98,9 12,5 8,27 5,66 0,131

mai-07

S1 25,31 132,45 3,36 71,4 17,4 0,095 S2 29,41 119,11 7,41 66,43 14,29 0,091 S3 19,49 100,1 2,31 7,41 1,2 0,071 S4 26,51 98,4 15,97 76,12 120,35 0,015 S5 31,4 110,15 28,4 16,15 25,57 0,241

juill-07

S1 28,9 152,65 5,61 44,52 66,4 0,127 S2 21,4 115,2 8,03 23,21 90,96 0,065 S3 29,91 114,29 6,4 10,11 5,26 0,056 S4 12,2 97,2 21,23 78,41 115,47 0,202 S5 29,57 104,2 29,3 21,4 41,96 0,099

3- Contamination métallique des eaux

Annexe tab. 18 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MH. (MH) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5

mars-06 MH MH MH mai-06 MH MH juil-06 MH MH

mars-07 MH MH MH mai-07 MH MH juil-07 MH MH

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223

Annexe tab. 19 : Teneurs des ETM dans les eaux à MH. MH ACP Code Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-06 S3 BR6 0,027 0,013 2,86 5 0,15 0,04 S4 GR6 0,032 0,008 4,19 3 0,13 0,03 S5 ER6 0,018 0,012 2,03 4 0,14 0,05

mai-06 S4 GM6 0,027 0,014 4,78 4 0,15 0,05 S5 EM6 0,017 0,012 1,46 5 0,12 0,03

juil-06 S1 DJ6 0,029 0,078 2,56 7 0,22 0,17 S2 AJ6 0,038 0,030 0,88 5 0,24 0,09

mars-07 S3 BR7 0,010 0,022 3,29 5 0,16 0,08 S4 GR7 0,015 0,052 5,48 3 0,13 0,06 S5 ER7 0,011 0,028 3,88 4 0,10 0,13

mai-07 S4 GM7 0,015 0,040 3,55 2 0,12 0,05 S5 EM7 0,010 0,053 2,26 3 0,10 0,11

juil-07 S1 DJ7 0,046 0,035 0,78 4 0,34 0,04 S2 AJ7 0,097 0,046 0,56 3 0,54 0,02

Annexe tab. 20 : Date des campagnes de prélèvement des échantillons d’eau à MB. (MB) Station 1 Station 2 Station 3 Station 4 Station 5

mars-06 MB MB mai-06 MB MB MB juil-06 MB MB MB

mars-07 MB MB mai-07 MB MB MB juil-07 MB MB MB

Annexe tab. 21 : Teneurs des ETM dans les eaux à MB.

MB ACP Code Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-06 S1 DR6 0,075 0,009 2,89 7 0,16 0,05 S2 AR6 0,08 0,010 1,40 8 0,16 0,02

mai-06 S1 DM6 0,036 0,003 3,45 6 0,24 0,06 S2 AM6 0,019 0,015 2,04 8 0,20 0,06 S3 BM6 0,038 0,011 3,46 7 0,22 0,04

juil-06 S3 BJ6 0,085 0,041 1,57 9 0,44 0,24 S4 GJ6 0,041 0,026 2,46 6 0,19 0,39 S5 EJ6 0,012 0,062 4,76 8 0,15 0,20

mars-07 S1 DR7 0,047 0,030 3,15 8 0,17 0,15 S2 AR7 0,029 0,060 0,09 6 0,17 0,09

mai-07 S1 DM7 0,031 0,061 2,60 5 0,15 0,10 S2 AM7 0,024 0,058 0,11 6 0,18 0,09 S3 BM7 0,013 0,034 1,93 5 0,11 0,07

juil-07 S3 BJ7 0,058 0,017 1,41 1 0,18 0,01 S4 GJ7 0,029 0,052 3,56 2 0,28 0,05 S5 EJ7 0,052 0,070 3,01 5 0,41 0,06

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224

Annexe tab. 22 : Les valeurs brutes des ETM mesurées dans l’eau de l’estuaire du bas Loukkos pour chaque campagne (n=30) exprimée en (µg/l) durant les deux cycles de marées (MH/MB).

MH/MB Code Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-06

S1 DR6 0,075 0,009 2,89 7 0,16 0,05 S2 AR6 0,08 0,010 1,40 8 0,16 0,02 S3 BR6 0,027 0,013 2,86 5 0,15 0,04 S4 GR6 0,032 0,008 4,19 3 0,13 0,03 S5 ER6 0,018 0,012 2,03 4 0,14 0,05

mai-06

S1 DM6 0,036 0,003 3,45 6 0,24 0,06 S2 AM6 0,019 0,015 2,04 8 0,20 0,06 S3 BM6 0,038 0,011 3,46 7 0,22 0,04 S4 GM6 0,027 0,014 4,78 4 0,15 0,05 S5 EM6 0,017 0,012 1,46 5 0,12 0,03

juill-06

S1 DJ6 0,029 0,078 2,56 7 0,22 0,17 S2 AJ6 0,038 0,030 0,88 5 0,24 0,09 S3 BJ6 0,085 0,041 1,57 9 0,44 0,24 S4 GJ6 0,041 0,026 2,46 6 0,19 0,39 S5 EJ6 0,012 0,062 4,76 8 0,15 0,20

mars-07

S1 DR7 0,047 0,030 3,15 8 0,17 0,15 S2 AR7 0,029 0,060 0,09 6 0,17 0,09 S3 BR7 0,010 0,022 3,29 5 0,16 0,08 S4 GR7 0,015 0,052 5,48 3 0,13 0,06 S5 ER7 0,011 0,028 3,88 4 0,10 0,13

mai-07

S1 DM7 0,031 0,061 2,60 5 0,15 0,10 S2 AM7 0,024 0,058 0,11 6 0,18 0,09 S3 BM7 0,013 0,034 1,93 5 0,11 0,07 S4 GM7 0,015 0,040 3,55 2 0,12 0,05 S5 EM7 0,010 0,053 2,26 3 0,10 0,11

juill-07

S1 DJ7 0,046 0,035 0,78 4 0,34 0,04 S2 AJ7 0,097 0,046 0,56 3 0,54 0,02 S3 BJ7 0,058 0,017 1,41 1 0,18 0,01 S4 GJ7 0,029 0,052 3,56 2 0,28 0,05 S5 EJ7 0,052 0,070 3,01 5 0,41 0,06

4- Contamination métallique des poissons

Annexe tab. 23 : Teneurs brutes des ETM chez Pagellus acarne (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. PA Fe Zn Cu Cr Pb Cd

nov-06 (n=8)

S4 (n=4)

B 69,62 46,87 24,07 0,076 0,31 0,09

F 113,76 41,37 14,67 1,79 0,41 0,02

M 50,73 14,255 10,55 0,015 0,079 0,013

S5 (n=4)

B 52,41 64,73 33,37 0,067 0,11 0,045

F 85,89 27,27 16,73 0,12 0,24 0,03

M 26,24 7,698 6,342 0,008 0,0212 0,01

janv-07 (n=7)

S4 (n=4)

B 87,11 64,23 34,5 0,012 0,5 0,079

F 76,59 43,45 22,194 0,95 0,73 0,02

M 33,95 17,23 17,29 0,03 0,099 0,02

S5 B 47,71 33,58 26,31 0,05 0,21 0,053

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225

(n=3) F 84,22 37,95 18,387 0,79 0,5 0,022

M 24,86 21,2 13,25 0,01 0,085 0,014

mars-07 (n=7)

S4 (n=3)

B 87,01 82 39,82 0,016 1 0,09

F 87,06 63,01 40 0,99 0,47 0,019

M 39,03 28,01 25,15 0,1 0,03 0,009

S5 (n=4)

B 93,02 72,43 31,56 0,005 0,82 0,091

F 47,02 39,01 37 0,79 0,2 0,009

M 35,98 22,02 21,65 0,04 0,01 0,005

mai-07 (n=8)

S4 (n=4)

B 111,01 95,231 87,36 0,12 1,2 0,11

F 70 76,19 66,45 1,2 0,56 0,03

M 33 44,25 26,31 0,03 0,02 0,02

S5 (n=4)

B 91,8 88,465 73,23 0,06 0,58 0,09

F 50,8 56,11 54,36 0,62 0,3 0,02

M 28 38,23 20,12 0,05 0,01 0,01

Annexe tab. 23 : L’ACP chez Pagellus acarne (suite). Cies Organes Fe Zn Cu Cr Pb Cd

02/11/2006 B 61,01 55,8 28,72 0,07 0,21 0,065 F 98,83 34,32 15,68 0,97 0,32 0,024 M 38,04 10,98 8,45 0,01 0,05 0,011

14/01/2007 B 67,41 48,9 30,4 0,03 0,35 0,066 F 80,4 40,7 20,29 0,87 0,61 0,021 M 29,4 19,21 15,27 0,02 0,09 0,017

12/03/2007 B 90,01 77,21 35,7 0,01 0,91 0,09 F 67,04 51,01 38,49 0,89 0,33 0,019 M 37,5 25,01 23,4 0,07 0,02 0,007

31/05/2007 B 101,4 91,85 80,29 0,09 0,89 0,1 F 60,4 66,15 60,4 0,91 0,43 0,026 M 30,49 41,23 23,21 0,04 0,01 0,013

Annexe tab. 24 : Teneurs brutes des ETM chez Sardina pilchardus (n=30) exprimés en µg/g du poids frais.

SP Fe Zn Cu Cr Pb Cd

nov-06 (n=8)

S4 (n=4)

B 75,02 20,85 16,44 0,91 0,92 0,052

F 65,12 12,16 30,46 0,12 0,14 0,083

M 53,4 25,37 21,13 0,1 0,65 0,012

S5 (n=4)

B 59,89 29,1 12,24 0,73 0,53 0,013

F 56,51 9,14 28,46 0,09 0,2 0,026

M 37,81 21,79 14,92 0,14 0,43 0,01

janv-07 (n=7)

S4 (n=4)

B 89,51 79 14 0,8 0,05 0,061

F 49,69 68,4 36,28 0,17 0,13 0,019

M 67,96 72 12,94 0,1 1,16 0,009

S5 (n=3)

B 71,11 68 10 0,43 0,13 0,017

F 61,23 58,43 28,45 0,13 0,1 0,005

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226

M 54,85 68,02 21,01 0,1 0,02 0,01

mars-07 (n=7)

S4 (n=3)

B 100,19 33,12 20,21 0,93 0,92 0,08

F 80,62 25,05 38,12 0,13 0,09 0,1

M 70,23 45,12 16,02 0,12 0,6 0,009

S5 (n=4)

B 88,6 27,1 14,23 0,989 0,58 0,04

F 70,19 19,02 35,21 0,05 0,089 0,08

M 62,68 25,16 12,32 0,1 0,42 0,015

mai-07 (n=8)

S4 (n=4)

B 112,02 80,12 22,7 0,9 1,22 0,3

F 880,4 55,23 33,02 0,2 0,164 0,09

M 80,23 24,24 33,21 0,099 0,97 0,53

S5 (n=4)

B 88,3 76,13 18,21 0,89 0,75 0,1

F 74 47,03 29 0,18 0,22 0,02

M 70,35 16,44 21,8 0,058 0,2 0,1

Annexe tab. 24 : L’ACP chez Sardina pilchardus (suite). Cies Organes Fe Zn Cu Cr Pb Cd

02/11/2006 B 67,45 24,97 14,34 0,82 0,72 0,032 F 60,81 10,65 29,39 0,1 0,17 0,054 M 45,6 23,58 18,02 0,12 0,54 0,01

14/01/2007 B 80,31 73,5 12 0,61 0,09 0,039 F 55,45 63,41 32,35 0,15 0,11 0,012 M 61,4 70,01 16,98 0,1 0,59 0,009

12/03/2007 B 94,39 30,11 17,2 0,95 0,75 0,059 F 76,4 22,03 36,7 0,09 0,09 0,091 M 66,45 35,14 14,2 0,11 0,51 0,012

31/05/2007 B 100,02 78,12 20,45 0,9 0,98 0,2 F 81,02 51,13 31,01 0,19 0,19 0,056 M 75,3 20,35 27,5 0,08 0,58 0,31

Annexe tab. 25 : Teneurs brutes des ETM chez Diplodus vulgaris (n=30) exprimés en µg/g du poids frais. DV Fe Zn Cu Cr Pb Cd

nov-06 (n=8)

S4 (n=4)

B 76,83 48,01 33,21 0,06 0,02 0,006

F 40,35 74,23 29,3 0,9 1,14 0,005

M 29,02 33,15 32,45 0,178 0,053 0,002

S5 (n=4)

B 70,56 36,04 29,44 0,035 0,011 0,001

F 34,91 67,34 40,54 0,8 1,11 0,0123

M 21,03 29,65 32,02 0,125 0,01 0,013

janv-07 (n=7)

S4 (n=4)

B 80,96 54,23 17,32 0,003 0,23 0,001

F 38,03 72,65 34,48 0,45 0,956 0,017

M 18,42 26,05 28,43 0,15 1,2 0,002

S5 (n=3)

B 100,73 50,12 23,48 0,02 0,6 0,016

F 42,01 78,15 38,91 0,84 1,1 0,019

Page 255: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

227

M 28,06 34,75 22 0,21 0,63 0,001

mars-07 (n=7)

S4 (n=3)

B 96,23 57,66 31 0,25 0,034 0,01

F 29,41 57,02 40,23 0,92 1,9 0,02

M 27,03 30,54 22 0,9 0,9 0,01

S5 (n=4)

B 104 79,68 38 0,15 0,015 0,011

F 33 45,05 48,8 0,7 0,09 0,018

M 31,78 28,24 18,06 0,39 0,53 0,011

mai-07 (n=8)

S4 (n=4)

B 86,24 53,69 44,86 0,122 0,19 0,12

F 17,42 53,69 29,63 0,03 0,032 0,015

M 35,65 54,06 51,32 0,91 0,456 0,016

S5 (n=4)

B 96,56 39,22 55,19 0,069 0,2 0,1

F 25,47 39,22 18,08 0,035 0,012 0,017

M 55,18 40,05 39,68 0,32 0,86 0,024 Annexe tab. 25 : L’ACP chez Diplodus vulgaris (suite).

Fe Zn Cu Cr Pb Cd

02/11/2006 B 73,73 42,03 31,32 0,05 0,15 0,003 F 37,63 70,78 34,92 0,85 1,12 0,009 M 25,02 31,4 27,23 0,15 0,31 0,007

14/01/2007 B 90,84 52,2 20,4 0,01 0,41 0,008 F 40,02 75,4 36,7 0,65 1,02 0,018 M 23,24 30,4 25,21 0,18 0,91 0,001

12/03/2007 B 100,11 68,67 34,5 0,19 0,25 0,101 F 31,2 51,03 44,51 0,81 1 0,019 M 29,4 29,4 20,03 0,64 0,71 0,01

31/05/2007 B 91,4 79,4 50,02 0,95 0,19 0,11 F 30,01 91,89 20,42 0,91 1,12 0,011 M 45,41 47,5 45,5 0,61 0,65 0,02

Annexe tab. 26 : Teneurs brutes des ETM chez Liza ramada (n=60) exprimés en µg/g du poids frais. LR Fe Zn Cu Cr Pb Cd

nov-06 (n=15)

S1 (n=3)

B 25,479 33,87 4,4697 0,3762 0,75 0,0294

F 23,666 27,58 14,945 0,3 0,26 0,012

M 18,59 12,9 4,956 0,14 0,23 0,004

S2 (n=3)

B 26,698 29,57 5,4584 0,3679 0,25 0,045

F 23,483 22,45 13,585 0,2 0,53 0,013

M 19,96 11,07 8,34 0,01 0,25 0,007

S3 (n=3)

B 28,849 23,677 9,0454 0,2678 0,241 0,032

F 37,491 30,56 13,929 0,6 0,43 0,0121

M 15,74 10,02 7,54 0,11 0,22 0,005

S4 (n=3)

B 20,956 22,693 8,2678 0,3982 0,086 0,026

F 35,897 28,25 15,469 0,7 0,32 0,014

M 25,94 9,43 5,58 0,12 0,18 0,007

Page 256: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

228

S5 (n=3)

B 19,484 27,977 7,8851 0,0987 0,278 0,016

F 36,859 19,34 11,698 0,7 0,31 0,015

M 21,26 8,13 6,31 0,13 0,13 0,007

janv-07 (n=15)

S1 (n=3)

B 28,993 18,472 7,984 0,209 0,459 0,0249

F 56,123 26,13 21,849 0,619 0,305 0,013

M 26,689 18,05 8,84 0,065 0,086 0,0068

S2 (n=3)

B 20,493 28,293 5,47 0,247 0,384 0,0399

F 34,265 37,31 16,489 0,675 0,335 0,012

M 34,17 17,85 10,42 0,032 0,093 0,0056

S3 (n=3)

B 18,8666 16,312 9,02 0,189 0,329 0,0268

F 44,753 35,53 20,178 0,799 0,253 0,009

M 36,897 19,51 9,034 0,051 0,109 0,0014

S4 (n=3)

B 16,824 39,894 12,92 0,194 0,294 0,0196

F 40,225 32,18 21,796 0,986 0,164 0,009

M 18,797 11,63 3,463 0,119 0,192 0,00269

S5 (n=3)

B 24,874 43,095 11,89 0,192 0,282 0,0195

F 32,095 25,19 14,986 0,989 0,22 0,01

M 34,898 9,98 4,035 0,189 0,139 0,0297

mars-07 (n=15)

S1 (n=3)

B 30,89 36,3 12,78 0,298 0,349 0,058

F 36,89 33,79 35,58 0,453 0,128 0,089

M 36,24 19,87 11,01 0,089 0,09 0,04

S2 (n=3)

B 28,46 46,21 13,53 0,298 0,387 0,054

F 37,25 38,45 41,34 0,562 0,179 0,089

M 54,68 18,68 9,11 0,015 0,16 0,01

S3 (n=3)

B 26,15 45,3 15,98 0,288 0,269 0,037

F 50,64 46,77 34,27 0,651 0,186 0,092

M 35,69 25,64 13,67 0,19 0,11 0,05

S4 (n=3)

B 22,58 41,31 9,6 0,289 0,468 0,038

F 89,65 32 16,64 0,765 0,195 0,089

M 25,62 33,35 10,02 0,1 0,12 0,03

S5 (n=3)

B 42,59 33,4 8,45 0,278 0,538 0,039

F 84,11 36 28,19 0,862 0,09 0,098

M 52,83 28,98 6,38 0,16 0,14 0,01

mai-07 (n=15)

S1 (n=3)

B 52,95 67,38 22,37 0,59 0,485 0,1

F 60,51 54 29,26 0,523 0,356 0,0697

M 54,95 47,01 15,98 0,199 0,111 0,065

S2 (n=3)

B 50,72 71,29 23,02 0,43 0,486 0,11

F 78,98 64 34,22 0,629 0,329 0,0395

M 44,621 49,05 12,16 0,198 0,112 0,019

S3 B 36,53 46,29 18,94 0,36 0,385 0,08

Page 257: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

229

(n=3) F 70,65 41 49,32 0,875 0,198 0,0882

M 46,328 42,11 20,85 0,299 0,121 0,069

S4 (n=3)

B 33,75 54,18 12,65 0,85 0,295 0,09

F 43,96 39,8 36,62 0,998 0,196 0,1295

M 55,628 35,09 25,61 0,385 0,108 0,098

S5 (n=3)

B 30,98 64,25 25,61 0,72 0,298 0,07

F 49,41 51,28 25,95 0,968 0,299 0,1239

M 49,52 37,19 14,89 0,369 0,089 0,099

Annexe tab. 26 : L’ACP chez Liza ramada (suite). Fe Zn Cu Cr Pb Cd

02/11/2006 B 24,29 27,57 7,02 0,3 0,32 0,029 F 31,47 25,62 13,93 0,5 0,37 0,013 M 20,29 10,3 6,54 0,1 0,2 0,006

14/01/2007 B 22,01 29,21 9,45 0,21 0,35 0,039 F 41,5 31,25 19,05 0,81 0,25 0,01 M 30,29 15,4 7,15 0,09 0,12 0,009

12/03/2007 B 30,13 40,5 12,07 0,29 0,4 0,045 F 59,7 37,4 31,2 0,65 0,15 0,09 M 41,01 25,3 10,03 0,11 0,12 0,021

31/05/2007 B 40,98 60,67 20,51 0,59 0,39 0,099 F 60,7 50,01 35,07 0,79 0,27 0,09 M 50,2 42,09 17,89 0,29 0,1 0,071

Annexe tab. 27 : Teneurs brutes des ETM chez Barbus callensis (n=40) exprimés en µg/g du poids frais. BC Fe Zn Cu Cr Pb Cd

nov-06 (n=10)

S1 (n=2)

B1 35,29 100,4 8,78 0,08 0,22 0,024

F1 10,16 27,96 18,93 0,12 0,978 0,165

M1 19,44 11,49 14,81 0,18 0,087 0,071

S2 (n=2)

B2 33,52 94,4 14,78 0,15 0,82 0,024

F2 7,6 23,28 38,62 0,29 0,497 0,194

M2 12,37 9,67 34,91 0,078 0,098 0,025

S3 (n=2)

B3 24,61 72,4 6,78 0,11 0,92 0,024

F3 24,41 17,96 35,74 0,129 0,585 0,088

M3 9,79 4,43 26,81 0,073 0,078 0,043

S4 (n=2)

B4 14,53 62,4 10,78 0,13 0,42 0,024

F4 27,76 32,76 24,23 0,24 0,793 0,07

M4 8,449 14,46 24,75 0,046 0,099 0,018

S5 (n=2)

B5 10,73 32,42 12,78 0,1 0,22 0,024

F5 13,39 21,86 23,69 0,322 0,489 0,196

M5 12,19 12,13 22,816 0,069 0,09 0,025

janv-07 S1 B1 38,93 101,96 18,51 0,239 0,89 0,12

Page 258: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

230

(n=10) (n=2) F1 42,949 90,94 27,49 0,43 0,79 0,25

M1 45,48 29,49 25,25 0,019 0,023 0,012

S2 (n=2)

B2 37,28 51,92 12,4 0,12 0,769 0,09

F2 41,9728 85,099 30,2 0,19 0,52 0,21

M2 17,42 53,69 29,63 0,03 0,032 0,015

S3 (n=2)

B3 45,12 72,78 14,52 0,22 0,84 0,087

F3 25,858 90,23 36,4 0,23 0,47 0,18

M3 25,47 39,22 18,08 0,035 0,012 0,017

S4 (n=2)

B4 48,83 81,92 10,57 0,219 0,438 0,079

F4 16,14 100,59 27,4 0,12 0,51 0,14

M4 35,89 35,44 20,39 0,06 0,021 0,016

S5 (n=2)

B5 59,9 100,93 16,5 0,157 0,62 0,079

F5 28,01 57,78 30,51 0,21 0,69 0,19

M5 52,83 39,13 23,93 0,01 0,024 0,012

mars-07 (n=10)

S1 (n=2)

B1 43,39 114,54 23,75 0,193 0,992 0,808

F1 34,99 35,51 34,89 0,45 0,57 0,083

M1 21,784 19,464 16,475 0,111 0,092 0,01

S2 (n=2)

B2 49,57 116,35 15,67 0,149 0,461 0,785

F2 45,93 69,05 49,9 0,24 0,89 0,15

M2 18,304 26,554 18,465 0,112 0,012 0,01

S3 (n=2)

B3 20,99 76,42 17,83 0,146 0,733 0,925

F3 20,92 84,01 27,26 0,45 0,45 0,16

M3 22,893 17,445 25,325 0,097 0,089 0,021

S4 (n=2)

B4 14,525 67,99 15,31 0,174 0,928 0,998

F4 30,29 27,93 33,93 0,81 0,75 0,13

M4 19,424 12,894 24,915 0,097 0,089 0,001

S5 (n=2)

B5 21,49 78,94 18,96 0,198 0,897 0,975

F5 22,36 83,9 29,03 0,89 0,23 0,11

M5 24,574 25,654 22,325 0,034 0,074 0,014

mai-07 (n=10)

S1 (n=2)

B1 87,78 112,95 17,86 0,13 0,897 0,809

F1 56,893 66,34 31,95 0,609 0,605 0,14

M1 16,678 28,564 24,785 0,193 0,09 0,0228

S2 (n=2)

B2 57,58 124,56 20,64 0,11 0,898 0,928

F2 45,454 67,23 34,23 0,675 0,75 0,19

M2 24,17 28,569 26,903 0,194 0,09 0,0356

S3 (n=2)

B3 79,87 98,56 14,74 0,17 0,949 0,846

F3 47,826 46,31 49,32 0,829 0,943 0,12

M3 25,896 25,468 18,793 0,166 0,09 0,0463

S4 (n=2)

B4 69,13 110,46 23,44 0,18 0,899 0,707

F4 56,896 42,89 39,75 0,968 0,964 0,11

Page 259: THESE DE DOCTORAT Toxicologie - Hydrologie.org

231

M4 12,798 32,559 16,641 0,177 0,09 0,0269

S5 (n=2)

B5 92,88 107,891 23,89 0,19 0,789 0,915

F5 52,839 53,83 41,54 0,998 0,82 0,19

M5 22,899 36,899 14,394 0,189 0,09 0,0237

Annexe tab. 27 : L’ACP chez Barbus callensis (suite). Fe Zn Cu Cr Pb Cd

02/11/2006 B 23,73 72,4 10,78 0,11 0,72 0,024 F 16,66 24,76 28,24 0,22 0,66 0,14 M 12,44 10,43 24,81 0,08 0,09 0,035

14/01/2007 B 45,9 81,9 14,5 0,19 0,71 0,09 F 30,98 84,93 30,4 0,23 0,59 0,19 M 35,41 39,4 23,45 0,03 0,02 0,01

12/03/2007 B 29,98 90,84 18,3 0,17 0,8 0,9 F 30,29 60,01 35,03 0,55 0,57 0,12 M 21,4 20,4 21,5 0,09 0,07 0,01

31/05/2007 B 77,44 110,81 20,11 0,15 0,9 0,84 F 51,98 55,32 39,35 0,81 0,81 0,15 M 20,49 30,41 20,3 0,18 0,09 0,031

Annexe tab. 28 : Teneurs brutes des ETM chez Anguilla anguilla (n=225) exprimés en µg/g du poids sec. AA Fe Zn Cu Cr Pb Cd

mars-06

S1 63,6 41,1 1,6 3,09 0,023 0,42 S2 54,4 37,9 2,9 3,55 0,029 0,41 S3 50,23 31 1,3 3,17 0,025 0,46 S4 69,8 42,4 6,8 2,61 0,019 0,52 S5 63,4 39,1 0,75 2,87 0,027 0,48

mai-06

S1 110,6 39,7 1,3 3,55 0,032 0,35 S2 54,1 35,3 1 2,48 0,029 0,45 S3 52,23 34,5 0,8 2,4 0,033 0,43 S4 66 33,4 1,6 3,19 0,033 0,37 S5 97,3 40,1 0,16 2,45 0,036 0,43

juill-06

S1 98,45 43,78 5,9 3,6 0,027 0,13 S2 56,98 41,67 1,9 1,7 0,043 0,43 S3 113,6 32,78 4,7 4,8 0,051 0,53 S4 115,54 43,24 6,8 2,3 0,024 0,33 S5 123,67 35,24 5,4 4,3 0,046 0,23

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Année universitaire : 2009-12-05 numéro d’ordre : 2471

DOCTORAT SCIENCES DE L’ENVIRONNEMENT

Titre de la thèse – Hydrochimie, éléments traces métalliques et incidences

Ecotoxicologiques sur les différentes composantes d'un écosystème estuarien (bas Loukkos)

Prénom et nom : El Morhit Mohammed

Spécialité : Toxicologie

RESUME La région de Larache souffre d’un grand problème de pollution des eaux de surface. Cette pollution

prend diverses origines, domestique, agricole et industrielle. Cette dernière est beaucoup plus

menaçante car ses rejets sont chargés d’éléments organiques et toxiques, ce qui provoque des

perturbations environnementales. Les principales zones industrielles de Larache sont situées à l’aval

de l’estuaire. Alors que les principales sources de pollution agricoles proviennent des eaux de vidange

des rizières en amont.

L’étude des caractéristiques physico-chimiques (Ta et Te, pH, Sa, OD et Ce, MES, COT, NO3, DCO

et DBO5) des effluents issues des unités industrielles de l’estuaire du bas Loukkos montre, que ces

unités sont à l’origine d’importantes décharges organiques et métaux lourds. En effet, les eaux de

vidange des rizières sont à l’origine d’importantes décharges organiques entraînant de fortes

concentrations en MES et NO3, les effluents généraux présentent une salinité (conductivité) élevée,

une forte concentration en COT. Ces émissions causent des risques d’empoisonnement pour le milieu

récepteur. Elles se conjuguent par la dégradation de la qualité des eaux de l’estuaire du bas Loukkos

surtout au niveau de son tronçon aval.

L’évaluation de la concentration des métaux étudiés (Fe, Zn, Cu, Cr, Pb et Cd) dans les sédiments et

les eaux superficielles ont révélé la présence d’une contamination métallique généralisée, importante

en aval des points de rejets et dominé par les métaux les plus toxiques. Alors que, les différents

prélèvements des poissons (Liza ramada, Barbus callensis et Anguilla anguilla) ont été prélevés de

l'estuaire du bas Loukkos et (Pagellus acarne, Sardina pilchardus and Diplodus vulgaris) de la côte

d'atlantique nord du Maroc en 2006 et 2007. En outre, des corrélations significatives (P<0,05) entre

Cu–Cr, Cr–Pb et Cd–Fe ont été observés. Dans notre étude, les métaux lourds obtenus dans le muscle

du poisson de 6 espèces ne dépassaient pas la limite maximale de la CE, mais peuvent induire de

sérieux dysfonctionnement chez ces poissons.

Mots clés. - Estuaire ; Maroc ; Hydrologie ; Qualité ; Poissons ; Métaux Lourds ; Sédiment