THÈSE Zohra BEN SALEM

Transcription

THÈSE
Présentée à l’UFR des sciences et Techniques
Pour obtenir le grade de
DOCTEUR DE L’UNIVERSITÉ DE FRANCHE-COMTÉ
DOCTEUR DE L’UNIVERSITÉ DE SFAX
par
Zohra BEN SALEM
Soutenue à Besançon le: 22-01-2014
Étude de la bioaccumulation des éléments traces
métalliques chez les macrophytes et les poissons
dans la décharge d’Étueffont (Belfort, France):
Intérêts de l'utilisation de l'approche moléculaire
pour la détection de génotoxicité
Membres du Jury:
Mr Michel DENIS (Professeur, Université de la méditerranée II)
Président
Mr Abdelfattah EL FEKI (Professeur, Université de Sfax)
Rapporteur
Mr Nicolas CAPELLI (Maître de conférences, Université de Franche-Comté)
Examinateur
Mr Sami MAALEJ (Professeur, Université de Sfax)
Examinateur
Mr Lassad Neifar (Professeur, Université de Sfax)
Examinateur
Mr Hervé GRISEY (Docteur, PAST Université de Franche-Comté)
Examinateur
Mr Lotfi ALEYA (Professeur, Université de Franche-Comté)
Encadrant
Mr Habib AYADI (Professeur, Université de Sfax)
Co-encadrant
Ce travail a été réalisé au sein du laboratoire de chrono-environnement, UMR CNRS 6249 (Université de Franche-Comté (Besançon, France) en cotutelle
avec l’unité de recherche UR/11ES72 Biodiversité et Écosystèmes Aquatiques de la faculté des sciences de Sfax (FSS).
Remerciements
Cette thèse est le fruit de trois années de travail au cours desquelles de nombreuses personnes
m’ont orientée, aidée et conseillée. À mon tour maintenant de leur exprimer toute ma
reconnaissance.
Avant toute chose, je souhaite remercier les membres du jury qui m’ont fait l’honneur de
juger ces travaux de thèse et avec qui j’ai eu beaucoup de plaisir à échanger au cours de la
soutenance:
Je souhaite remercier Mr. Michel DENIS, Directeur de recherche émérite CNRS à l’Institut
Méditerranéen d’Océanologie de l’Université d’Aix Marseille (France) et Mr. Abdelfatah EL
FEKI, Professeur à l’Université de Sfax (Tunisie) d’avoir accepté d’être les rapporteurs de
cette thèse.
Je remercie également Mr. Nicolas CAPELLI, Maître de conférences à l’Université de
Franche-Comté (France), Mr. Sami MAALEJ Professeur à l’Université de Sfax (Tunisie),
Mr Lassad NEIFAR Professeur à l’Université de Sfax (Tunisie) et Mr Hervé GRISEY
Docteur PAST à l’Université de Franche-Comté (France) et vice-président du SICTOM
d’avoir accepté de relire ce manuscrit en tant qu’examinateurs.
J’adresse également mes plus profonds remerciements à Mr. Lotfi ALEYA, Professeur à
l’Université de Franche-Comté (France), pour avoir encadré ce travail. Merci pour votre
gentillesse, votre soutien permanent et votre grande disponibilité. Votre rigueur scientifique
et votre exigence ont sans aucun doute contribué au bon déroulement de cette étude.
Je tiens à remercier tout particulièrement Mr. Habib AYADI, Professeur à l’Université de
Sfax (Tunisie) de m’avoir accueillie au sein de son équipe et pour son enthousiasme
scientifique et humain. J’ai toujours apprécié votre modestie et vos qualités humaines.
C’est avec un profond respect que je tiens à remercier les membres du Syndicat
Intercommunal de Collecte et de Traitement des Ordures Ménagères de la Zone Sous
Vosgienne (SICTOM) pour être parvenus à une entente permettant la réalisation de ce projet
de thèse audacieux qui marquera à coup sûr les esprits y ayant participé, grâce aux succès de
1
cette approche originale de la recherche appliquée. Et c’est tout particulièrement grâce au
Président Marcel GRAPIN et son vice-président Hervé GRISEY.
J’adresse également mes remerciements aux personnels du laboratoire de Chimie des Eaux
(LCE de Besançon) dirigé par Bernard BOTELLA.
Je voudrais également sincèrement remercier Dominique RIEFFEL et Bruno REGENT
pour les bons moments partagés sur le terrain, pour leur coopération et leur sympathie.
Je tiens fortement à exprimer ma reconnaissance à Madame Stéphanie DJERIOUI et
Madame Martine DUFOURT pour leur gentillesse. Sincèrement merci pour votre aide qui a
été le point de départ de ma thèse.
Comment remercier l’ensemble de la famille GRISEY, qui m’aura soutenue et accueillie avec
une profonde gentillesse, et avec qui nous garderons des liens très amicaux. Merci Dominique
pour votre modestie et vos qualités humaines, je n’oublierai jamais votre fameuse phrase
« Tout est possible, il faut juste patienter», Merci les filles GRISEY pour tous les bons
moments qu’on a passés ensemble.
Je remercie sincèrement tous les membres de l’équipe de recherche (UR/11ES72) Jannet
ELLOUMI, Zaher DRIRA, Wassim GOURMAZI, Salma KMIHA, Hajer KHEMAKHEM,
Rahma THABET, Taheni BELGHITH, Khaled ATHMOUNI, Chiraz LAADHAR, Sawssan
BOUKHRIS et Sawssan BAYOUDH.
Maintenant, venu le temps de remercier mes chers, commençant par ma famille : je voudrais
remercier tout d’abord mes parents qui ont cru en moi et m’ont encouragée pour terminer
mes études en France. J’espère que j’étais à la hauteur de leurs espérances.
Je remercie également mes frères et mes sœurs pour leur soutien moral durant ces trois
années d’absence.
Un grand MERCI à mon fiancé, qui m’a soutenue et encouragée. J’espère lui rendre un jour
tout ce qu’il a fait pour moi.
Enfin, je veux dédicacer ce manuscrit à l’être le plus cher dans ma vie, la personne qui m’a
submergée de son amour puis partie loin au ciel, ma grand-mère.
BEN SALEM Zohra
2
Liste des abréviations
ETMs
AD
NC
PDQT
ZHN
ZHA
Efv
L1
L2
L3
L4
Ic
ICM
FBC
CE
CER
CERh
CET
CEF
FT
FTRh
FTT
FTF
FTT-F
FE
ADN
RAPD
PCR
éléments traces métalliques
Ancienne Décharge
Nouveau Casier
Plateforme de la Déchetterie et du Quai de Transfert
Zones Humides Naturelles
Zones Humides Artificielles
Étang de franchevelle
Lagune 1
Lagune 2
Lagune 3
Lagune 4
Indice de contamination
Indice de Contamination Moyenne
Facteur de Bioconcentration
Coefficient d'enrichissement
Coefficient d'enrichissement au niveau des Racines
Coefficient d'enrichissement au niveau des Rhizomes
Coefficient d'enrichissement au niveau des tiges
Coefficient d'enrichissement au niveau des feuilles
Facteur de Transfert
Facteur de Transfert racines/rhizomes
Facteur de Transfert racines/tiges
Facteur de Transfert racines/feuilles
Facteur de Transfert feuilles/tiges
Facteur d'enrichissement
Acide désoxyribonucléïque
Random Amplified Polymorphic DNA
Polymerase Chain Reaction
3
Sommaire
Introduction générale --------------------------------------------------------------------------------- 9
A- Problématique de l’étude proposée --------------------------------------------------------- 10
1.1. Étude bibliographique sur les Centres de stockage des déchets et Présentation
générale du site d’Étueffont ------------------------------------------------------------------------ 12
1.1.1. Principe de fonctionnement et règlementation des centres de stockage des
déchets ----------------------------------------------------------------------------------------------- 12
1.1.2. Fonctionnement d’un centre de stockage ---------------------------------------------- 12
1.1.3. La gestion et le traitement des déchets ------------------------------------------------- 13
1.1.4. Flux liquides générés par le Centre de Stockage des Déchets «Lixiviats» ------- 15
1.1.4.1. Réglementations et gestion ---------------------------------------------------------- 15
1.1.4.2. Evolution et composition des lixiviats bruts -------------------------------------- 16
1.1.5. Lagunage naturel --------------------------------------------------------------------------- 18
1.1.5.1. Définition ------------------------------------------------------------------------------- 18
1.1.5.2. Différents types de lagunage -------------------------------------------------------- 18
1.1.6. La décharge d’ordures ménagères d’Étueffont --------------------------------------- 20
1.1.6.1. Présentation du site de la décharge ------------------------------------------------ 20
1.1.6.2. Caractéristiques de l’installation de traitement des lixiviats ------------------ 22
2.1. Contamination métallique des lixiviats du site de la décharge d’Étueffont ---------- 23
2.1.1. Contamination métallique des lixiviats ------------------------------------------------- 23
2.1.1.1. Introduction ---------------------------------------------------------------------------- 23
2.1.1.2. Notion des éléments traces métalliques ------------------------------------------- 24
2.1.1.3. Toxicité des ETMs -------------------------------------------------------------------- 24
2.1.2. Matériels et méthodes --------------------------------------------------------------------- 24
2.1.2.1. Stratégie d’échantillonnage --------------------------------------------------------- 24
2.1.2.2. Analyses physico-chimiques -------------------------------------------------------- 25
2.1.2.2.1. Température, pH et conductivité ------------------------------------------------- 25
2.1.2.2.2. Fluorure, chlorure, nitrate, nitrite, phosphate et sulfate ------------------------ 25
2.1.2.2.3 Calcium, sodium, magnésium, potassium, phosphore total et les teneurs des
éléments métalliques (Al, Ag, As, B, Cd, Cr, Cu, Sn, Fe, Mn, Ni, Pb, Se et Zn) ------ 26
2.1.3. Résultats et discussion --------------------------------------------------------------------- 27
2.1.3.1. Evolution des paramètres physico-chimiques ------------------------------------ 27
2.1.3.1.1. Evolution des paramètres physiques --------------------------------------------- 27
2.1.3.1.1.1. Potentiel hydrogène pH ------------------------------------------------------ 27
2.1.3.1.1.2. Température ------------------------------------------------------------------- 28
4
2.1.3.1.1.3. Conductivité électrique CE -------------------------------------------------- 28
2.1.3.1.2. Evolution des paramètres chimiques --------------------------------------------- 31
2.1.3.1.2.1. Phosphate et phosphore total ------------------------------------------------ 31
2.1.3.1.2.2. Azote ---------------------------------------------------------------------------- 31
2.1.3.1.2.3. Eléments inorganiques (anions et cations) --------------------------------- 34
2.1.3.1.2.4. Les éléments traces métalliques --------------------------------------------- 36
2.1.3.1.2.4.1. Aluminium (Al) ---------------------------------------------------------- 37
2.1.3.1.2.4.2. Fer (Fe) -------------------------------------------------------------------- 37
2.1.3.1.2.4.3. Manganèse (Mn) --------------------------------------------------------- 38
2.1.3.1.2.4.4. Bore (B) ------------------------------------------------------------------- 38
2.1.3.1.2.4.5. Zinc (Zn) ------------------------------------------------------------------ 39
2.1.3.1.2.4.6. Autres ETMs-------------------------------------------------------------- 40
2.1.3.2. Indice de contamination des ETMs dans les lixiviats --------------------------- 43
2.1.3.2.1. Définition --------------------------------------------------------------------------- 43
2.1.3.2.2. Evaluation du degré de contamination du système de lagunage d’Étueffont 43
2.1.3.3. Comparaison des paramètres physico-chimiques de la décharge d’Étueffont
par rapport à d’autres décharges du monde (Tableau 9) ------------------------------- 45
3.1. Contamination métallique des sédiments du site de la décharge d’Étueffont ------- 49
3.1.1. Introduction --------------------------------------------------------------------------------- 49
3.1.2. Mécanismes physiques d'élimination des ETMs -------------------------------------- 49
3.1.2.1. Sédimentation et filtration ----------------------------------------------------------- 49
3.1.2.2. La sorption ----------------------------------------------------------------------------- 50
3.1.2.3. Précipitation et co-précipitation ---------------------------------------------------- 50
3.1.3.2. Préparation et analyse des échantillons ------------------------------------------- 52
3.1.4. Résultats et discussion --------------------------------------------------------------------- 53
3.1.4.1. Étude de la variation spatiotemporelle des ETMs au niveau des sédiments 53
3.1.4.1.1. Aluminium -------------------------------------------------------------------------- 54
3.1.4.1.2. Arsenic ------------------------------------------------------------------------------ 54
3.1.4.1.3. Bore---------------------------------------------------------------------------------- 55
3.1.4.1.4. Cadmium ---------------------------------------------------------------------------- 55
3.1.4.1.5. Chrome ------------------------------------------------------------------------------ 56
3.1.4.1.6. Cuivre ------------------------------------------------------------------------------- 56
3.1.4.1.7. Étain --------------------------------------------------------------------------------- 57
5
3.1.4.1.8. Fer ----------------------------------------------------------------------------------- 57
3.1.4.1.9. Manganèse -------------------------------------------------------------------------- 58
3.1.4.1.10. Nickel ------------------------------------------------------------------------------ 58
3.1.4.1.11. Plomb ------------------------------------------------------------------------------ 59
3.1.4.1.12. Zinc -------------------------------------------------------------------------------- 59
3.1.4.2. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments ------------ 62
3.1.4.3. Interprétation de la contamination métallique des sédiments ---------------- 63
4.1. Étude de l’efficacité de l’utilisation de des deux espèces : T. latifolia et P. australis
comme espèces bio-indicatrices de la pollution polymétallique et valorisation de leur
performance dans la bioaccumulation des éléments traces métalliques -------------------- 67
4.1.1. Introduction --------------------------------------------------------------------------------- 67
4.1.1.1. Typha latifolia -------------------------------------------------------------------------- 68
4.1.1.2. Phragmites australis ------------------------------------------------------------------- 68
4.1.1.3. Utilisation des macrophytes pour la bio-surveillance du milieu aquatique- 70
4.1.2.2. Préparation et analyse des échantillons ------------------------------------------- 72
4.1.2.3. Le Facteur de bioconcentration et le Facteur de translocation --------------- 73
4.1.2.4. Analyses statistiques ------------------------------------------------------------------ 73
4.1.3. Étude de l’efficacité de l’utilisation de Typha latifolia comme espèce bioindicatrice de la pollution polymétallique ----------------------------------------------------- 74
4.1.3.1. Résultats -------------------------------------------------------------------------------- 74
4.1.3.2. Discussion ------------------------------------------------------------------------------ 78
4.1.3.3. Conclusion ------------------------------------------------------------------------------ 84
4.1.4. Valorisation de la performance des deux espèces de macrophytes Typha latifolia
et Phragmites australis dans la bioaccumulation des ETMs au niveau de la quatrième
lagune du site de la décharge d’Étueffont ----------------------------------------------------- 85
4.1.4.1. Résultats -------------------------------------------------------------------------------- 85
4.1.4.1.1. Éléments traces métalliques au niveau des lixiviats --------------------------- 85
4.1.4.1.2. ETMs au niveau des sédiments -------------------------------------------------- 87
4.1.4.1.3. Biomasse des macrophytes ------------------------------------------------------- 89
4.1.4.1.4. Les teneurs des ETMs au niveau des deux espèces en relation avec celles du
sédiment 90
4.1.4.1.4.1. Typha latifolia ----------------------------------------------------------------- 91
4.1.4.1.4.2. Phragmites. australis --------------------------------------------------------- 98
4.1.4.1.5. Facteur d’enrichissement pour les racines rhizomes tiges et feuilles -------104
6
4.1.4.1.6. Facteur de transfert ---------------------------------------------------------------106
4.1.4.2. Discussion -----------------------------------------------------------------------------106
4.1.4.2.1. Analyse des ETMs dans les échantillons d’eau et de sédiment --------------106
4.1.4.2.2. Les ETMs au niveau de la biomasse des deux macrophytes -----------------107
4.1.4.2.3. Bioaccumulation des ETMs au niveau de T. latifolia et P. australis--------108
4.1.4.2.4. Le potentiel de phytoremédiation de P. australis et T. latifolia -------------114
4.1.4.3. Conclusion -----------------------------------------------------------------------------115
5.1. Étude de la bioaccumulation des éléments traces métalliques dans les différents
tissus du gardon Rutilus rutilus -------------------------------------------------------------------116
5.1.1. Introduction --------------------------------------------------------------------------------116
5.1.2. Présentation du gardon Rutilus rutilus (Linnaeus 1758) ---------------------------119
5.1.2.1. Systématique --------------------------------------------------------------------------119
5.1.2.2. Noms communs -----------------------------------------------------------------------120
5.1.2.3. Morphologie---------------------------------------------------------------------------121
5.1.2.4. Habitat ---------------------------------------------------------------------------------121
5.1.2.5. Reproduction -------------------------------------------------------------------------122
5.1.2.6. Régime alimentaire ------------------------------------------------------------------122
5.1.2.7. Croissance -----------------------------------------------------------------------------122
5.1.2.8. Distribution géographique ---------------------------------------------------------123
5.1.3. Matériels et méthodes --------------------------------------------------------------------123
5.1.3.1. Stratégie d’échantillonnage --------------------------------------------------------123
5.1.3.2. Technique de dissection -------------------------------------------------------------124
5.1.3.3. Analyse des éléments traces métalliques -----------------------------------------125
5.1.4. Résultats et discussion --------------------------------------------------------------------126
5.1.4.1. Evaluation de la contamination métallique des différents tissus de Rutilus
rutilus --------------------------------------------------------------------------------------------126
5.1.4.2. Variation saisonnière de la bioaccumulation des éléments traces métalliques
au niveau des différents organes du R. rutilus --------------------------------------------133
5.1.4.3. Comparaison des valeurs en ETMs au niveau du muscle du gardon de la
présente étude par rapport aux valeurs trouvées dans la littérature (tableau 30) -135
5.1.4.4. Le facteur d’enrichissement --------------------------------------------------------138
5.1.5. Conclusion ----------------------------------------------------------------------------------139
6.1. Investigation de la génotoxicité induite par la pollution polymétallique de lixiviats
de décharge en utilisant la technique RAPD-PCR --------------------------------------------140
6.1.1. Introduction --------------------------------------------------------------------------------140
6.1.1.1. Notion d’ADN-------------------------------------------------------------------------140
6.1.1.2. La réaction en chaîne par polymérase PCR (Polymerase Chain Reaction)-141
7
6.1.1.3. L'amplification aléatoire d'ADN polymorphe RAPD (Random Amplified
Polymorphic DNA) -----------------------------------------------------------------------------142
6.1.1.4. Utilisation de la méthode RAPD en génotoxicité -------------------------------142
6.1.2. Matériels et méthodes --------------------------------------------------------------------143
6.1.2.1. Stratégie d’échantillonnage --------------------------------------------------------143
6.1.2.2. Extraction de l’ADN -----------------------------------------------------------------143
6.1.2.3. Contrôle de la qualité d’ADN sur gel d’électrophorèse -----------------------144
6.1.3.4. Dosage de l’ADN ---------------------------------------------------------------------145
6.1.2.5. Méthode RAPD –PCR ---------------------------------------------------------------145
6.1.3. Résultats et discussion --------------------------------------------------------------------148
6.1.3.1. Èvaluation de la contamination métallique de la quatrième lagune du site de
la décharge d’Étueffont -----------------------------------------------------------------------148
6.1.3.2. Interprétation des profils d’amplification d’ADN des gardons contrôles et
exposés -------------------------------------------------------------------------------------------149
6.1.3.3. Analyse des profils d’amplification RAPD de l’ADN des gardons contrôles
et exposés ----------------------------------------------------------------------------------------150
6.1.4. Conclusion ----------------------------------------------------------------------------------152
Conclusion générale ---------------------------------------------------------------------------------153
Perspectives -------------------------------------------------------------------------------------------155
Liste des figures --------------------------------------------------------------------------------------156
Liste des tableaux ------------------------------------------------------------------------------------158
Références Bibliographiques ----------------------------------------------------------------------162
8
Introduction générale
En France, la première loi relative au régime et à la répartition des eaux et à la lutte contre la
pollution (article L.211 du code de l'Environnement), a instauré en 1964 une gestion par
bassin hydrographique. Depuis la seconde loi sur l’eau de 1992, l’eau fait partie du patrimoine
de la nation. Sa protection, sa mise en valeur et son utilisation sont d’intérêt général. Cela
signifie qu’une ressource en eau de bonne qualité et en quantité suffisante est nécessaire au
développement économique et au bien-être des populations. Cette loi reconnaît l’unité
physique et l’interdépendance en quantité comme en qualité de toutes les eaux superficielles
et souterraines.
Les problèmes de la pollution de l’environnement constituent une préoccupation mondiale qui
a débuté à la fin des années 1960 et ne cesse de s’accroître depuis plus de deux décennies. En
particulier, les éléments traces métalliques et les métalloïdes sont une source importante de la
dégradation de la qualité des eaux. Certains ont une toxicité élevée. La pollution métallique
est particulièrement nocive car les éléments traces métalliques et métalloïdes ne sont pas
biodégradables. Il a été constaté un transfert de ces polluants vers les eaux souterraines ou de
surface et vers les organismes vivants, dans lesquels ils se concentrent pour contaminer
l'ensemble de la chaîne trophique. Ceci peut causer d’importants dégâts écologiques.
Dans la Décision 2455/2001/CE du Conseil Européen modifiant la Directive Européenne sur
l’Eau 2000/60/CE, trois ETMs (Cd, Pb, Hg) ont été identifiés comme des "substances
dangereuses prioritaires", ces substances sont soumises à un objectif de rejet zéro dans les
eaux souterraines. Par ailleurs, une proposition de Directive Européenne du 19/09/2003 sur la
protection des eaux souterraines a fixé une liste minimale de substances pour lesquelles les
états membres sont tenus de fixer des valeurs seuils. Cette liste contient l'arsenic (As) en plus
des trois substances "dangereuses prioritaires" citées ci-dessus. De plus, une liste de 9
éléments traces à risques pour la santé humaine (teneurs moyennes dans les sols inférieures à
1g kg-1) a été proposée dans le rapport 42 de l'Académie des Sciences (1998). Ces éléments
sont Cd, Pb, Hg, As, Ni, Cr, Cu, Zn et Se.
9
A- Problématique de l’étude proposée
La surveillance de la pollution métallique des eaux superficielles est devenue de plus en plus
importante ces dernières années. Le lixiviat est un effluent complexe qui constitue une source
de pollution due à sa composition particulière, contenant une diversité de polluants, entre
autres les éléments traces métalliques.
Le système de lagunage du site de la décharge d’Étueffont (Nord-Est de Belfort, France) est
principalement planté de Typha latifolia L. (au niveau de toutes les lagunes) et Phragmites
australis L. (au niveau de la quatrième lagune). Depuis 2007, 3000 gardons Rutilus rutilus ont
également été introduits dans la quatrième lagune. Avant cette étude, aucun suivi spatiotemporel continu de l’accumulation des éléments traces métalliques au niveau des différents
compartiments du site de la décharge d’Étueffont n’a été réalisé. De même, aucune approche
moléculaire n’avait été envisagée pour rechercher l’effet génotoxique potentiel des ETMs sur
la faune du site.
L’objectif de ce travail de thèse est d’évaluer le degré de contamination des différents
compartiments du site de la décharge d’Étueffont à savoir: les lixiviats, les sédiments, les
macrophytes et les poissons. Pour cela des approches physico-chimiques et biologiques ont
été menées pour étudier l’évolution de la contamination du site au cours du temps et
d’explorer l’impact potentiel des lixiviats sur la faune et la flore du site. Ce travail de
recherche est structuré en six parties.
La première partie sera consacrée à une étude bibliographique portant sur le fonctionnement
et la gestion des produits du site de la décharge, ainsi qu’à la présentation du site de la
décharge d’Étueffont.
Dans la seconde partie intitulée « Contamination métallique des lixiviats du site de la
décharge d’Étueffont» et la troisième partie intitulée « Contamination métallique des
sédiments du site de la décharge d’Étueffont», on aborde l’étude de la variation
spatiotemporelle des éléments traces métalliques au niveau des lixiviats et des sédiments dans
les quatre lagunes du site de la décharge d’Étueffont. Afin de déterminer le degré de
contamination métallique des lixiviats et des sédiments, nous avons procédé à un suivi de
certains éléments localisés en amont, au milieu et en aval de chaque lagune avec un pas
10
d’échantillonnage trimestriel entre 2010 et 2012. L’utilisation d’indices de contamination
s’avère d’un emploi judicieux.
La quatrième partie intitulée «Étude de l’efficacité de l’utilisation des deux espèces : T.
latifolia et P. australis comme espèces bio-indicatrices de la pollution polymétallique et
valorisation de leur performance dans la bioaccumulation des éléments traces métalliques »,
est consacrée à l’étude de la bioaccumulation des éléments traces métalliques au niveau des
différents tissus (racines, rhizomes, tiges, feuilles et fleurs) de Typha latifolia et Phragmites
australis en relation avec les teneurs mesurées au niveau des lixiviats et des sédiments. Les
échantillons sont récoltés à l’amont et à l’aval de chaque lagune pour Typha latifolia et à
l’aval et à l’amont de la quatrième lagune pour Phragmites australis.
Dans la cinquième partie intitulée « Étude de la bioaccumulation des éléments traces
métalliques au niveau des différents organes du gardon Rutilus rutilus», on aborde à l’étude
de la bioaccumulation des éléments traces métalliques au niveau de différents organes
(muscle, foie, arêtes et branchies) du gardon Rutilus rutilus introduit dans les deuxième et
quatrième lagunes du site de la décharge d’Étueffont.
La dernière partie est réservée à la recherche de l’impact potentiel de la pollution
polymétallique de lixiviats sur l’ADN de gardon, pêché au niveau de la quatrième lagune du
site de la décharge en comparaison avec des gardons pêchés au niveau de l’étang de
Franchevelle, Haute-Saône, France (considéré comme plan d’eau de référence, étant donné
qu’il est loin de tout apport anthropogénique). La technique RAPD-PCR est l’outil utilisée.
11
Première partie
1.1. Étude bibliographique sur les Centres de stockage des
déchets et Présentation générale du site d’Étueffont
1.1.1. Principe de fonctionnement et règlementation des centres de stockage
des déchets
La décharge est couramment utilisée pour l'élimination finale des déchets solides municipaux
générés par les activités humaines. Dans les sites d'enfouissement habituels, les déchets
solides sont compactés et déposés en plusieurs couches. Une couverture du sol est placée audessus des déchets enfouis pour éviter leur exposition directe dans le milieu environnant. L'un
des principaux problèmes environnementaux découlant de la mise en décharge des déchets
solides est la génération des lixiviats, provenant de l'humidité des déchets et la percolation des
eaux de pluie à travers la couverture finale et les déchets enfouis. Dans la plupart des pays en
développement, les lixiviats de décharge contiennent de fortes concentrations organiques car
les déchets organiques sont mélangés avec d'autres déchets sans être prétraités avant la mise
en décharge. Le lixiviat de décharge contient habituellement une variété complexe de
matériaux et de composés tels que les substances humiques, les acides gras, les éléments
traces métalliques et de nombreux autres produits chimiques dangereux (Schrab et al., 1993).
Son rejet dans l’environnement sans un traitement approprié peut présenter des risques graves
pour les écosystèmes et la santé humaine. Afin de minimiser ces risques, un système efficace
d’intégration des processus de traitement des lixiviats est nécessaire.
1.1.2. Fonctionnement d’un centre de stockage
Les géomembranes, une couche d'argile et une barrière géologique naturelle sont des éléments
essentiels des systèmes de barrière d'enfouissement visant à protéger les eaux superficielles et
souterraines. Les exigences techniques relatives aux décharges ont été établies par la législation
européenne tout au long de la dernière décennie (1999/31/CE, 1999; 2003/33/CE, 2002;
2008/1/CE, 2008; 2008/98/CE, 2008) pour un haut niveau de protection de l'environnement. La
directive 1999/31/CE (1999) fournit des normes techniques pour le stockage des déchets dans les
décharges pour protéger, préserver et améliorer la qualité de l'environnement. Les sites
d'enfouissement doivent se conformer à ces normes aussi bien pour le court et le long terme. Le
concept multi-barrière est une mesure préventive pour éviter les effets de dépôt de déchets sur le
12
milieu environnant. Par conséquent, la sélection d'emplacements appropriés pour les décharges est
capitale. Ces emplacements doivent contenir les substrats qui peuvent agir comme des barrières
géologiques, hydro-chimiques et naturelles pour assurer le confinement des déchets et des
polluants libérés (Bilitewski et al., 1997).
Les déchets sont entreposés dans un lieu confiné, sans échange avec le milieu environnant
(eaux souterraines, sol et atmosphère). Entre le stockage de déchets et ces différents lieux, des
dispositifs de sécurité sont aménagés sous forme de "barrières", passives et actives qui sont
imposées dans AR-FR/97 (Article 13 et 14):
-Barrière passive constituée par la couche géologique naturelle; doit présenter de haut
en bas, une perméabilité (k) inferieure à 10 -9 m/s sur au moins 1 m (directive 1999/31/CE;
1999) et inferieur à 10-6 sur au moins 5 m (CNIID, 2001). En outre, la stabilité du revêtement
(par exemple, la variation éventuelle de K) et sa capacité de rétention des contaminants doit
être établie (Frascari et al., 2004; Munro et al., 1997; Xie et al., 2009).
-Barrière active constituée par une géomembrane ou tout autre dispositif équivalent:
permet de rendre les casiers hydrauliquement indépendants en favorisant la collecte et le
drainage des liquides pour éviter de solliciter la barrière passive normalement constituée par
le substratum du site (ADEME, 1999a). Elle constitue la meilleure prévention des transferts
advectifs, surmontée d’une couche de captage et d’un réseau de drainage pour les lixiviats.
1.1.3. La gestion et le traitement des déchets
Les déchets ménagers se définissent essentiellement comme les déchets issus de l’activité
domestique des ménages. Selon l’article L.373-3 du Code des Communes, les déchets
ménagers sont des déchets ordinaires provenant de la préparation des aliments et du
nettoiement normal des habitations et des bureaux, débris divers, déchets provenant des
établissements artisanaux et commerciaux assimilables par leur nature aux ordures
ménagères et déchets industriels banals (D.I.B).
Depuis leur source de production jusqu’à leur enfouissement en centre de stockage, la gestion
des déchets ménagers et assimilés implique de nombreuses voies et options techniques telles
que la prévention à la source, le tri, le recyclage, les prétraitements, l’incinération, etc. où le
stockage apparaît comme la phase ultime et inévitable (Stegmann, 1997; Novella, 2001).
13
Les matières qui entrent dans un centre de stockage sont: les déchets, les eaux météoriques et
les matériaux constitutifs de l’installation. Ainsi, la quantité et la qualité des flux sortants
seront directement influencées par la qualité et la quantité des flux entrants. De ce fait, il est
primordial de différencier les trois types d’installation existants, compte tenu de la nature
différente des déchets stockés (inertes, ménagers et assimilés, dangereux) et des
infrastructures différentes mises en place.
Les réglementations européennes et françaises ont encouragé les états membres de la
Communauté Européenne à développer une politique de gestion intégrée des déchets, en
termes de réduction de la production de déchets à la source, de valorisation-recyclage de
matière et d’énergie, et de stockage. En réponse à la Directive de la Communauté Européenne
91/156/CEE qui hiérarchise ses objectifs en privilégiant la prévention, la réduction de la
production de déchets, la valorisation de matière et d’énergie par rapport à l’élimination, la loi
du 13 juillet 1992 définit la notion de «déchet ultime» afin de limiter les flux de déchets en
centre de stockage. Cette loi stipule qu’à compter du 1er juillet 2002, les installations
d’élimination des déchets sont autorisées à accueillir uniquement des « déchets ultimes »,
c’est-à-dire : tout déchet résultant ou non d’un traitement de déchets, qui n’est plus
susceptible d’être traité dans les conditions techniques et économiques du moment,
notamment par extraction de la part valorisable ou par réduction de son caractère polluant ou
dangereux. Par conséquent, le stockage des déchets ultimes trouve sa place dans le cadre
d’une gestion multi-filière des déchets.
Du fait des conditions géologiques et hydrologiques du site, de la nature des déchets stockés
et du mode de gestion de l’exploitation, chaque centre de stockage est un cas unique. Il n’est
donc pas envisageable de déterminer avec précision un mode d’évolution qui serait applicable
à tous les centres. Cependant, certains phénomènes sont communs à la majorité des sites et
peuvent être quantifiés, permettant ainsi de caractériser l’évolution générale d’une installation
de stockage, en particulier en ce qui concerne les aspects biologiques, physico-chimiques,
hydrauliques, géotechniques :
 les matières biodégradables mises en décharge font l’objet d’une évolution biologique
sous l’action des bactéries aérobies puis des bactéries anaérobies;
 en l’absence de dispositions particulières, l’eau qui s’écoule à travers la masse des
déchets produit des lixiviats en se chargeant de substances chimiques ou biologiques;
14
 des réactions chimiques ou physiques conduisent à la destruction partielle de la
matière et à la solubilisation de certaines espèces ou à leur transformation en gaz
Les déchets stockés, et souvent les sols qui les entourent, sont constitués de matériaux
hétérogènes sur le plan de leur qualité physique. Les casiers et les alvéoles subissent donc des
tassements qui modifient leurs caractéristiques mécaniques et géotechniques.
1.1.4. Flux liquides générés par le Centre de Stockage des Déchets
«Lixiviats»
1.1.4.1. Réglementations et gestion
La Directive européenne 99/31/CE du 26 avril 1999 et la réglementation française (Arrêté
ministériel du 09 septembre 1997) définissent le terme lixiviat comme étant «Tout liquide
filtrant par percolation des déchets mis en décharge et s’écoulant d’une décharge ou contenu
dans celle-ci » et fixent l’obligation de traiter les lixiviats recueillis dans la décharge avant
leur rejet dans le milieu naturel. Le traitement des lixiviats dans une station d’épuration
collective, urbaine ou industrielle n’est envisageable que dans le cas où la station serait apte à
traiter les lixiviats. L’arrêté du 09 septembre 1997 fixe des valeurs seuils pour le rejet des
lixiviats dans le milieu (Tableau 1). Au cours de l’exploitation du site, l’analyse des ETMs du
lixiviat est trimestrielle. Les analyses pratiquées sur le lixiviat permettent de suivre son
évolution et d’autre part de vérifier sa traitabilité (TSM, 2000).
15
Tableau 1 : Valeurs limite pour le rejet des lixiviats dans le milieu naturel.
Matières en suspension totales
(MEST)
< 100 mg/L si flux journalier max <
15 Kg/j < 35 mg/L au-delà
Carbone organique total
< 70 mg/L
Demande biochimique en oxygène
< 300 mg/L si flux journalier max <
100 Kg/j < 125 mg/L au-delà
Azote global
Concentration moyenne mensuelle
< 30 mg/L si flux journalier max >
50 Kg/j
Phosphore total
Concentration moyenne mensuelle
< 10 mg/L si flux journalier max >
15 Kg/j
ETMs, dont :
< 15 mg/L
Cr6+
< 0,1 mg/L si le rejet dépasse 1g/j
Cd
< 0,2 mg/L
< 0,5 mg/L si le rejet dépasse 5 g/j
<0,05 mg/L
Pb
Hg
Arsenic
Fluor et composés (en F)
CN libres
Hydrocarbures totaux
Composés organiques halogénés (en
AOX ou EOX)
< 0,1 mg/L
< 15 mg/L si le rejet dépasse 150 g/j
< 0,1 mg/L si le rejet dépasse 1
< 10 mg/L si le rejet dépasse 100 g/j
< 1 mg/L si le rejet dépasse 30g/j
NB: les ETMs sont la somme de concentration en masse par litre des
éléments Pb, Cu, Cr, Ni, Zn, Mn, Sn, Cd, Hg, Fe, Al
Les procédés de traitement appliqués aux lixiviats de décharge sont de types biologiques pour
les effluents biodégradables (lagunage, aération, etc.) et physico-chimiques pour les pollutions
organiques et minérales (coagulation-floculation, oxydation, précipitation, adsorption et
filtration, etc.) (Amokrane, 1994; ADEME, 1999a; Kulikowska, 2008). Les différents
traitements sont souvent complémentaires.
1.1.4.2. Evolution et composition des lixiviats bruts
Le lixiviat est produit tout au long de la dégradation des déchets. Ainsi, les lixiviats de
décharge résultent de la percolation, à travers le massif de déchets, de l'eau contenue dans les
déchets et apportée par les précipitations (Billard, 2001c; Renou et al., 2008). L’eau s’écoule
à travers la masse des déchets, avec une vitesse et un débit qui dépendent de la porosité, de la
16
perméabilité et de l’épaisseur du milieu. Elle favorise la biodégradation des matières
organiques fermentescibles et produit des lixiviats en se chargeant de substances organiques
ou minérales provenant des déchets ou des produits de la dégradation des déchets (El-Fadel et
al., 1997; Reinhart et al., 2002; Gachet, 2005). C’est un effluent complexe dont le flux émis et
la composition sont en relation avec de nombreux paramètres tels que les conditions
climatiques, la pluviométrie, la nature et l’âge ou le mode d’exploitation (Lagier, 2000).
D’après Wagner et Vasel (1998), la composition du lixiviat est une photographie de l’état de
l’évolution des déchets. En effet, la composition du lixiviat n’est pas constante au cours du
temps, elle évolue en fonction de l’état de dégradation des déchets (Millot, 1986).
Selon Kjeldsen et al. (2002) et Tchobanoglous et al. (1993) il y a cinq phases basées
principalement sur les variations d’évolution qualitative et quantitative des lixiviats:
 Phase 1 – Phase aérobie
 Phase 2 – Phase anaérobie acide
 Phase 3 – Phase méthanogène intermédiaire
 Phase 4 – Phase méthanogène stabilisée
 Phase 5 – Phase de maturation (aérobie)
Les valeurs de paramètres globaux des lixiviats au cours des phases spécifiques de
dégradation des déchets ont été répertoriées dans le tableau suivant (Tableau 2) :
Tableau 2: Composition moyenne d’un lixiviat en phase acidogène et méthanogène (unités en
mg L-1 sauf pour le pH).
Paramètres
pH
Acidogenèse
(Ehrig, 1989
Robinson et
Gronow, 1993)
Méthanogenèse
(Ehrig, 1989
Robinson et Gronow,
1993)
Acidogenèse
(Kjeldsen et al.,
2002)
Méthanogenèse
(Kjeldsen et al.,
2002)
4,5-7,8
6,8-9
4,5-7,8
6,4-9
5-420
20-600
40-478
1,6-280
0,03-45
0,03-6,7
0,13
0,015
0,09
0,17
0,2
4-2800
_
_
0,1-2300
_
0,02-200
0,003-1,1
0,002-0,10
0,01-1,5
_
_
1-1190
_
_
0,2-330
_
0,005-9
0,007-0,6
0,0001-0,9
0,0001-0,7
0,036-0,6
0,0001-1,9
SO425-1750
Ca
10-6240
Mg
25-1150
Fe
20-2300
Mn
0,3-164
Zn
0,1-140
Cu
0,13
Cd
0,02
Cr
0,13
Ni
0,4
Pb
0,28
_Données manquantes
17
Des facteurs liés au site (condition d’enfouissement, climat) et aux déchets (composition,
quantité) ont de forts impacts sur la production et la qualité des lixiviats (Johansen et Carlson,
1976; Leclerc et Bonneau, 1982; Chu et al., 1994; El- Fadel et al., 2002). C’est pour cette
raison que les gammes de valeurs données par chaque auteur sont larges et qu’il est difficile
d’attribuer une durée à chaque étape de dégradation car les vitesses de dégradation sont très
variables d’une décharge à une autre, en raison notamment des caractéristiques de chaque site.
Cependant de nettes différences entre la phase acidogène et méthanogène sont observées
notamment en ce qui concerne la charge organique et la teneur en ETMs. Les lixiviats issus de
déchets en phase acidogène ont une charge organique plus élevée que les lixiviats issus de
déchets en phase méthanogène. L’analyse de certains paramètres renseigne sur l’état de
dégradation des déchets. Le pH est un bon indicateur pour différencier la phase d’acidogenèse
(pH<7) et la phase de méthanogenèse (pH>7). En ce qui concerne les ETMs, des
concentrations plus faibles sont retrouvées dans les lixiviats en phase méthanogène. Le fer est
un bon exemple de composé dont la concentration évolue avec la phase de dégradation.
D’autres éléments tels que le sodium et les chlorures ne sont pas dépendants des changements
de phase de dégradation (Ehrig, 1989; Christensen et al., 2001). En revanche, les sulfates, qui
sont réduits en sulfures au cours de la méthanogenèse, sont de bons indicateurs de cette phase.
Plusieurs procédés de traitement classiques ainsi que des avancées ont été appliquées pour le
traitement des lixiviats (Abdulhussain et al., 2009). Les procédés classiques de biologie
(Yahmed et al., 2009) ou des systèmes de traitement naturel (Chiemchaisri et al., 2009)
pourraient être efficaces pour l'élimination des substances organiques, matières en suspension
et des nutriments et ils peuvent servir de prétraitement de la suite des unités de traitement de
pointe.
1.1.5. Lagunage naturel
1.1.5.1. Définition
Le lagunage naturel est la reconstitution fidèle des écosystèmes aquatiques épuratoires,
caractéristiques des eaux stagnantes, que l’on agence correctement l’un après l’autre.
Une station de lagunage est une succession de bassins de rétention peu profonds dans
lesquels l’eau s’écoule lentement par gravité. Dans chacun de ces bassins, stagne une tranche
d’eau où évolue un écosystème particulier.
1.1.5.2. Différents types de lagunage
 Le lagunage à microphytes
18
Dans ce bassin, on y trouve les bactéries et les algues microscopiques. La minéralisation de la
matière organique soluble en suspension est assurée par les bactéries qui la transforment en
eau, gaz carbonique, nitrates et phosphates. Ces composés vont être assimilés par les algues
qui grâce à la lumière du soleil vont effectuer la photosynthèse pour assurer leur métabolisme
et libérer de l’oxygène pour la vie des bactéries. Cette photosynthèse aboutit à la production
de biomasse dans laquelle sont captés les composés organiques et les minéraux qui sont en
excès dans l’eau. L’eau est ainsi épurée.
 Le lagunage à macrophytes
La lagune est caractérisée par la présence abondante de végétaux (macrophytes). Ces plantes
sont réputées par leurs capacités épuratives. Elles ont la capacité à la fois de transformer la
matière organique et de fixer les ETMs et produits dérivés des détergents. L’apparition de
zooplancton permet d’améliorer la filtration de l’eau. Il s’établit ainsi des chaînes alimentaires
entre les bactéries, le phytoplancton, le zooplancton et les végétaux.
 Le lagunage mixte microphytes / macrophytes
Il comporte une succession de bassins de 1 mètre de profondeur. Ce modèle de lagunage est le
plus simple et le plus efficace et il est le modèle suivi dans notre site de la décharge
d’Étueffont.
19
1.1.6. La décharge d’ordures ménagères d’Étueffont
1.1.6.1. Présentation du site de la décharge
Figure 1: Carte de localisation géographique du site d’Étueffont.
Le site de la décharge d’Étueffont qui occupe 40000 m2 de surface, a été opérationel en 1976,
à 15 km au Nord-Est de Belfort (Figure 1), conformément à la loi 75-633 du 15 juillet 1975,
pour recevoir les déchets de 66 communes environnantes, 42 du territoire de Belfort, 15 du
Haut-Rhin et 9 de la Haute-Saône. La décharge est gérée par le SICTOM (Syndicat
Intercommunal de Collecte et de Traitement des Ordures Ménagères), de la zone sousvosgienne, créé en 1972. Au sud du massif des Vosges, le site est à une altitude moyenne de
475 mètres et le climat est de type continental très humide avec une pluviométrie annuelle
moyenne de 1418 mm, la température moyenne annuelle est de 8°C et le nombre moyen de
jours de gel est de 120 jours par an. Le substrat est composé de schistes d’âge DévonoDinantien (Primaire) séparés des dépôts gréseux du Permien à l’Est et à l’Ouest par des failles
subverticles.
De 1976 à 2002, ce site de classe II a reçu les déchets d’environ 50 000 habitants. De 1976 à
1999, les déchets ont été broyés puis déposés successivement par tranches d’1 m d’épaisseur,
sans compactage, sur le sol dans la zone de l’ancienne décharge (AD : Ancienne Décharge).
Les déchets, stockés sur une surface totale d’environ 2,8 hectares et sur une épaisseur
moyenne de 15 mètres, sont recouverts d’une couche argileuse épaisse de un mètre. La masse
totale est estimée à 200 000 tonnes (Khattabi el al., 2006). À la fin de la mise en dépôt, une
réhabilitation partielle a été faite sur la partie plate sommitale et les flancs NO et SE du
20
monticule de déchets, avec le couvrement de cette zone par une couche de 80 cm de terre
argileuse. Sur le flanc longitudinal NE et le flanc SE, les déchets s’appuient sur un merlon
constitué par les schistes rabotés lors du terrassement. En 1994, un système de traitement des
lixiviats par lagunage naturel a été mis en place en aval de la décharge, suite à la loi 92-646
du 13 juillet 1992. À partir d’octobre 1999, les déchets sont déposés dans un nouveau casier
étanche avec une barrière active membranaire (NC : Nouveau Casier) construit au Sud-Ouest
de l’ancienne décharge appuyé sur un merlon de schistes au SO. La loi du 13 juillet 1992
stipulant qu’à compter du 10 juillet 2002, les installations d’élimination des déchets par
stockage ne seraient autorisées à accueillir que des déchets ultimes, le centre a fermé en 2002
et doit être suivi pendant 30 ans. À l’ouest de la décharge, se trouve une plateforme
comprenant une déchèterie pour le tri sélectif et un quai de transfert (PDQT : Plate-forme de
la Déchèterie et du Quai de Transfert) permettant aux ordures ménagères collectées d’être
acheminées à l’incinérateur de l’Écopole de Bourogne (Figure 2). Une nouvelle déchetterie a
été créée au Nord Est de la décharge.
Déchetterie
Figure 2: Schéma de présentation du site et surface des différentes entités
(Belle, 2008).
21
1.1.6.2. Caractéristiques de l’installation de traitement des lixiviats
L’installation de traitement des lixiviats de la décharge d’Étueffont par lagunage naturel est
située en aval de la décharge. Elle est composée par l’association en série de 4 lagunes dont
les principales caractéristiques morphométriques sont regroupées dans le Tableau 3.
Tableau 3: Caractéristiques morphométriques des quatre lagunes du site d’Étueffont.
Longueur (m)
Largeur (m)
Profondeur (m)
Surface (m2)
-1
1
78
5
0,8
2
46
43
1
390
1934
-10
Lagunes
3
66
28
1
1848
-10
1128
Perméabilité (m. s )
Epaisseur de la vase (m)
10
0,09
10
0,07
10
0,07
10-10
0,05
Volume (m3)
312
1934
1848
1128
0,69 10-3
31
87
0,69 10-3
19
Volume total (m3)
Débit moyen de sortie (m3s-1)
Temps de séjour (j)
Temps de séjour total (j)
-10
4
48
23,5
1
5222
0,69 103
0,69 10-3
5
32
Les lagunes ont été réalisées avec des argiles limoneuses à cailloutis de schiste compactées,
qui assurent l'étanchéité. Les argiles limoneuses étaient à une teneur en eau moyenne lors du
compactage à savoir environ 20% et leur plasticité était également moyenne avec un IP
(indice de plasticité donné par les limites d'Atterberg) de l'ordre de 20. Ponctuellement dans la
deuxième lagune les schistes, de plus forte perméabilité, avaient été purgés et remplacés par
1m d'argiles limoneuses. Le fond est donc homogène. Les digues sont faites avec les mêmes
matériaux.
Dans la première lagune, deux filtres à sable ont été mis en œuvre, fin 2000, dans la lagune 1. Le
premier est constitué par une couche de graves (Ø20-80 mm) traversée horizontalement par des
drains perforés toute périmétrie (Ø100 mm) à 0,2 m et 0,6 m de profondeur. Le second est
constitué par une couche de graves (Ø5-15 mm) surmontée et surmontant une couche de graves
10/25 mm. Deux rangées de drains perforés toute périmétrie (Ø100 mm) ont été intégrées dans les
couches à 0,2 m et 0,6 m de profondeur (Grisey, 2013).
22
Seconde partie
2.1. Contamination métallique des lixiviats du site de la
décharge d’Étueffont
2.1.1. Contamination métallique des lixiviats
2.1.1.1. Introduction
La découverte de la capacité de purification des zones humides naturelles (ZHN) a conduit au
développement des technologies de zones humides artificielles (ZHA). Le développement et
l'utilisation mondiale de ces technologies pour améliorer la qualité de l'eau depuis les années
1950 ont été étudiés par Kadlec et Knight (1996) et Vymazal (2006). Les zones humides,
qu'elles soient naturelles ou construites, utilisent les nutriments présents dans les eaux usées
comme ressources et les transforment en nouvelle biomasse, sol ou gaz, en s'appuyant sur les
énergies naturelles du soleil, du vent, du sol, des plantes et des animaux (Bavor et al., 1995;
Kadlec et Knight, 1996). La phytoremédiation, l'utilisation de plantes pour le traitement des
sols ou des eaux contaminées, a également suscité une attention accrue de la communauté
scientifique et de l'opinion publique au cours des dernières décennies (Dushenkov et al., 1995;
Salt et al., 1995). En fait, les systèmes de purification des eaux usées à base de plantes
peuvent offrir une alternative économique et durable pour les approches classiques (Brix,
1994; EPA, 2000; Kivaisi, 2001; Scholz et Xu, 2002). Parmi les différents systèmes, les ZHA
surmontent les inconvénients des ZHN par une meilleure maîtrise et gestion hydraulique (Lim
et al., 2001).
Les ZHA sont utilisées avec succès pour différents types d'eau usée, y compris les eaux usées
domestiques (Hammer, 1991; Vymazal, 2003; Tchobanoglous et al., 2003; L. Rousseau et al.,
2004), les eaux usées issues de l'agriculture (Mantovi et al., 2003; Meers et al., 2005), les
eaux usées industrielles (Dunbabin et Bowmer, 1992), le drainage minier (Wieder, 1989), les
eaux pluviales (Carleton et al., 2001; Walker et Hurl, 2002; Van de Moortel et al., 2006) et les
lixiviats des décharges (Bulc et al., 1997; Martin et Moshiri, 1994; Martin et al., 1999;
Khattabi, 2002; Bulc, 2006).
23
2.1.1.2. Notion des éléments traces métalliques
Les éléments traces métalliques ou « métaux lourds » représentent le groupe le plus important
des éléments chimiques. Leurs origines peuvent être naturelles (érosion géologique),
industrielles, domestiques et urbaines (eaux usées, boues de stations d'épurations), agricoles
ou bien atmosphériques. Le dépassement de la teneur naturelle peut être considéré comme une
pollution.
Les définitions des métaux sont multiples et dépendent du contexte dans lequel on se situe
ainsi que de l’objectif de l’étude à réaliser. D’un point de vue purement scientifique et
technique, les métaux peuvent être également définis comme :
 tout élément ayant une densité supérieure à 5,
 tout élément ayant un numéro atomique élevé, en général supérieur à celui du
Sodium (Z=11),
 tout élément pouvant être toxique pour les systèmes biologiques.
Dans les sciences environnementales, les ETMs associés aux notions de pollution et de
toxicité sont généralement : l’arsenic (As), le cadmium (Cd), le chrome (Cr), le cuivre (Cu),
le mercure (Hg), le manganèse (Mn), le nickel (Ni), le plomb (Pb), l’étain (Sn), le zinc (Zn).
2.1.1.3. Toxicité des ETMs
La toxicité est un phénomène très complexe, résultant d'interactions multiples entre des
substances néfastes et des organismes vivants. On distingue 2 formes différentes de toxicité:
aigüe provoquant la mort ou de graves troubles physiologiques, subaigüe ou à long terme. De
plus, la toxicité d'un métal est déterminée par la nature chimique de l'environnement aqueux
et par la spéciation des ETMs (forme chimique sous laquelle le métal est considéré: minérale,
organique, complexes ou chélatée).
2.1.2. Matériels et méthodes
2.1.2.1. Stratégie d’échantillonnage
Octobre
2010
Mars
2011
Juin
2011
Octobre
2011
Janvier
2012
Mars
2012
Juin
2012
Figure 3: Chronologiededifférentes campagnes deprélèvements deslixiviats
24
À fin de suivre l’évolution à long terme des lixiviats du système de lagunage, 7 campagnes
physico-chimiques ont été réalisées (octobre 2010- juin 2012) selon un pas de temps
trimestriel (Figure 3) et sur trois points pour chaque lagune (amont, milieu et aval) comme le
montre la Figure 4.
Figure 4: Schéma de prélèvement des échantillons des lixiviats.
2.1.2.2. Analyses physico-chimiques
2.1.2.2.1. Température, pH et conductivité
Ces paramètres ont été mesurés in situ à l’aide d’une sonde multi-paramètres de marque
WTW (Multiline P3 PH/LF-SET).
2.1.2.2.2. Fluorure, chlorure, nitrate, nitrite, phosphate et sulfate
Ces ions sont dosés par chromatographie ionique (DX-500) après avoir été dilués et filtrés sur
une membrane en nylon (Whatman plc, Kent, UK) de porosité 0,2 μm. Le détecteur est de
type conductimétrique. Le principe consiste à injecter une partie de l’échantillon à l’intérieur
d’un flux éluant. Les différents ions traversent alors une colonne qui va les séparer en
fonction de leur affinité avec les sites échangeurs. Un détecteur conductimétrique associé à un
ordinateur permet l’enregistrement de chromatogrammes présentant des pics d’élution à
25
différents temps spécifiques d'un ion donné. Un étalonnage journalier permet d'associer la
surface du pic à la concentration de l'ion considéré. La précision est de ± 5%.
2.1.2.2.3 Calcium, sodium, magnésium, potassium, phosphore total et les teneurs des éléments
métalliques (Al, Ag, As, B, Cd, Cr, Cu, Sn, Fe, Mn, Ni, Pb, Se et Zn)
Ces éléments ont été mesurés par spectrométrie ICP-OES 720-ES Varian. Le couplage torche
à plasma – émission optique (Inductively Coupled Plasma – Optical Emission Spectroscopy)
est une technique permettant de doser en quelques minutes un grand nombre d’éléments en
solution dans une gamme allant de 1 ppm à quelques pourcents (Figure 5).
Figure 5: Tableau périodique des éléments que l'on peut analyser par ICP-OES.
La méthode consiste à ioniser un échantillon en l'injectant dans un plasma d'argon, à une
température entre 6 000°C et 10 000°C. L'échantillon est amené jusqu'à la torche à plasma par
une pompe péristaltique. Au contact avec l'argon, l'échantillon est alors nébulisé, puis
transporté jusqu'au centre du plasma. Il subit différentes étapes de décomposition,
d'atomisation et d'ionisation conduisant à une excitation des atomes et des ions. Le couplage
torche à plasma – émission optique utilise le fait que la température très élevée dissocie tout
d'abord la matière en atomes et en ions libres et excite ensuite ces derniers. Leur retour à un
état stable s'accompagne d'une émission de photons dans l'ultraviolet et le visible dont
l'énergie (donc la longueur d'onde) est caractéristique de l'élément analysé.
26
Des solutions diluées ont ensuite été préparées de façon à obtenir des concentrations
appartenant aux domaines de linéarité préconisés pour chaque élément. Les dosages sont faits
suivant la norme NF EN ISO 11885 (2007).
2.1.3. Résultats et discussion
2.1.3.1. Evolution des paramètres physico-chimiques
2.1.3.1.1. Evolution des paramètres physiques
2.1.3.1.1.1. Potentiel hydrogène pH
Le pH est un paramètre important dans l’étude des milieux aquatiques. Il dépend de la
diffusion du gaz carbonique à partir de l’atmosphère, du bilan des métabolismes respiratoires
et photosynthétiques ainsi que de la nature géologique du milieu traversé (Hutchinson, 1987;
Dussart, 1966). Parmi les facteurs qui influent sur le pH on peut citer la température, la
salinité et le CO2 (Nisbet et Verneau, 1970).
Le pH varie dans la lagune 1 L1 de 7,2 à 7,7 (m ± δ = 7,5 ± 0,2), dans la lagune 2 L2 de 7,2 à
7,8 (m ± δ = 7,45 ± 0,2), dans la lagune 3 L3 de 7,2 à 8,1 (m ± δ = 7,6 ± 0,3), dans la lagune 4
L4 de 7,3 à 7,9 (m ± δ = 7,6 ± 0,2) (Figure 6a).
Les pH des lixiviats sont de tendance neutre à basique (>7) dans toutes les lagunes durant
toute la période d’étude. En outre, il y a une évolution saisonnière des valeurs du pH avec une
augmentation progressive de début du printemps jusqu'à la fin de l’été (pic maximum en juin
2011) puis une diminution progressive jusqu’à la fin de l’hiver (minimum en janvier 2012).
Cette évolution est clairement visible de mars 2011 à janvier 2012. La variation du pH entre
les campagnes ne dépasse pas, en général, une unité de pH. La diminution du pH pendant
l’hiver peut être due au ralentissement de l’activité photosynthétique consommatrice de
protons H+ et à la diminution du pH due à une grande solubilité du CO 2 du fait de la baisse de
température.
Les valeurs de pH mesurées dans les différentes lagunes montrent qu’elles sont plus élevées
par rapport à celles trouvées par Khattabi (2002), dont les plus faibles étaient de l’ordre de
4,02 et 4,55 au niveau de la première et la dernière lagune respectivement. En outre, nos
valeurs sont semblables à celles trouvées par Tatsi et Zouboulis (2002) et Kulikowska et
Klimiuk, (2008) au niveau des lixiviats d’âge de plus de 10 ans qui sont en moyen de 7.9 avec
une variation de 7,3 à 8,8. Selon Millot (1986) et Ramade (1998) les valeurs de pH neutre à
27
basique (≥7) sont caractéristiques des lixiviats intermédiaires à stabilisés. On peut donc
déduire, en considérant ces données, que les lixiviats de la décharge d’Étueffont sont
stabilisés.
2.1.3.1.1.2. Température
La température de l’eau est un paramètre majeur dans la vie des écosystèmes aquatiques. Elle
dépend des conditions locales (climat, durée d’ensoleillement, débit MC Neely (1980) et elle
a une influence sur plusieurs processus physiques, chimiques et biologiques (Barbe, 1981).
La température varie dans la lagune 1 L1 de 7,8 à 17 °C (m ± δ = 12 ± 3,6 °C), dans la lagune
2 L2 de 3,5 à 19 °C (m ± δ = 10,7 ± 6,08 °C), dans la lagune 3 L3 de 3,3 à 19 °C (m ± δ = 11
± 6,3°C), dans la lagune 4 L4 de 4,6 à 20 °C (m ± δ = 11,5 ± 6,47°C) (Figure 6b).
Les variations de la température des lixiviats sont dépendantes de la température extérieure. Il
y a donc une évolution saisonnière au sein des quatre lagunes dont les lixivats sont froids en
hiver (3,3°C) et plus chauds en été (20°C). En effet, la lagune 1, qui reçoit les lixiviats bruts
dont la température est constante, est moins influencée par la variation saisonnière et les
températures sont plus chaudes en hiver et plus fraîches en été. Ceci peut être justifié par le
faible écart-type par rapport aux autres lagunes (3,6 °C contre 6,08 – 6,47 °C). En moyenne,
les valeurs de températures qui ont été enregistrées au niveau des quatre lagunes (12-11,5 °C)
sont un peu moins élevées que celles trouvées par Khattabi (2002) (14,5-12,8 °C) et Belle
(2008) (12.8-11.4 °C), ce qui témoigne d’un léger refroidissement des lixiviats bruts.
2.1.3.1.1.3. Conductivité électrique CE
La conductivité électrique varie dans la lagune 1 L1 de 1665 à 2207 µS cm-1(m ± δ = 1868 ±
205 µS cm-1), dans la lagune 2 L2 de 973 à 1257 µS cm-1 (m ± δ = 1066 ± 104,5 µS cm-1),
dans la lagune 3 L3 de 824 à 1176 (m ± δ = 976± 119 µS cm-1), dans la lagune 4 L4 de 700 à
1048 µS.cm-1 (m ± δ = 886.7 ± 120,8 µS cm-1) (Figure 6c).
Ces résultats mettent en évidence une évolution saisonnière similaire dans les quatre lagunes
avec des valeurs de conductivité très élevées au niveau de la lagune 1 et moins élevées au
niveau des trois dernières lagunes. Toutefois, on note une diminution de la conductivité en
passant d’une lagune à une autre (la campagne de mars 2011 ne rentre pas dans cette
dynamique et présente une légère augmentation de la conductivité au niveau de la lagune 3 et
28
4 par rapport à la lagune 2) avec un gros écart entre la première et la deuxième lagune. Ceci
peut être expliqué par le rôle majeur joué par les deux filtres à cailloux présents dans la
première lagune qui participent à la rétention des particules et traduit ainsi l’importance des
phénomènes de décantation dans la première lagune.
Les lixiviats au niveau de la 3 ème et la 4ème lagune présentent des valeurs de conductivité
inférieures à 1000 µS cm-1 soit en moyenne 976 et 886,7 µS cm-1. En outre, en comparant nos
résultats à ceux trouvés par Khattabi (2002) et Belle (2008) on note une grande diminution de
la conductivité au sein des quatre lagunes et particulièrement au niveau de la lagune 4 avec
une moyenne de 886,7 µS cm-1 contre 1714 et 1268 µS cm-1 dans les études de Khattabi
(2002) et Belle (2008) respectivement. Ceci témoigne d’une nette amélioration de la qualité
des lixiviats au cours de temps.
29
a)
L1
8,5
L2
L3
L4
pH
8
7,5
7
oct─10 mars─11 juin─11
oct─11 janv─12 mars─12 juin─12
b)
25
L1
T°C
L2
L3
L4
20
15
10
5
0
c)
2500
-1
L1
L2
L3
L4
CEµS.cm
2000
1500
1000
500
Figure 6: Variations saisonnières des paramètres physiques dans les 4 lagunes.
30
2.1.3.1.2. Evolution des paramètres chimiques
Les valeurs des concentrations moyennes de l’ammonium, l’azote kjeldahl, nitrate, nitrite,
phosphore, phosphate total, anions et cations sur les 2 ans d’échantillonnage sont présentées
dans le Tableau 4.
2.1.3.1.2.1. Phosphate et phosphore total
La variation spatiale de phosphore total montre une chute systématique en passant de la
lagune 1 à la lagune 2 qui tend à s’annuler au niveau de la quatrième lagune (Figure 7a). Le
système de lagunage du site d’Étueffont est couvert à la base par une couche d’argile. La
liaison du phosphore aux particules de l’argile est proportionnelle à la vitesse de l’écoulement
d’eau (Braskerud, 2002b). En fait, le ralentissement de la vitesse de l’écoulement permet un
dépôt du phosphore, ceci peut expliquer la diminution des concentrations de phosphore en
allant de la première à la dernière lagune. Les phosphates constituent une forme soluble du
phosphore (House et al., 1995). Il présente des teneurs très faibles qui est peut être dû à
l’assimilation de cet élément par les bactéries et les algues (Hernandez et al., 1996) et/ou sa
complexation avec le calcium (présent en forte teneurs) sous forme d’apatite (Mhamdi et al.,
1994). La formation des minéraux phosphatés comme l’hydroxyapatite est un processus
moins fréquent dans ce type des eaux (House, 1999).
2.1.3.1.2.2. Azote
L’ammonium représente la forme la plus importante de l’azote total. L’évolution spatiale de
l’ammonium et celle de l’azote kjeldahl sont similaires. La baisse des teneurs de ces derniers
entre la lagune 1 et la lagune 2 est systématique, puis on note une diminution progressive dans
les deux dernières lagunes (Figure 7b). Les teneurs élevées en azote ammoniacal dans la
première lagune peuvent être attribuées au fait de son alimentation directe par les lixiviats
bruts très chargés en ammonium. Cependant, leur diminution au niveau des deux dernières
lagunes peut être expliquée par l’assimilation par le phytoplancton, étant donné que c’est la
forme préférentiellement assimilée par cette communauté. Les nitrates et les nitrites sont le
résultat d’une nitrification de l’ion ammonium (NH4+), qui est oxydé en nitrites par les
bactéries du genre Nitrosomonas, puis en nitrates par les bactéries du genre Nitrobacter
(Laurent, 1972). Ceci peut aussi expliquer la diminution de NH 4+ dans les lagunes 3 et 4.
31
Etant un produit intermédiaire entre l’ammonium et les nitrates dans le processus de
nitrification, les nitrites sont assez instables. Ils sont de ce fait moins significatifs.
32
Tableau 4: Teneurs des éléments nutritifs, anions et cations des différents échantillons du lixiviat des différentes lagunes du site de la décharge
d’Étueffont durant les deux ans 2010 et 2012, (min_max, moyenne ± écart-type) exprimés en mg l-1
Lixiviats
NH4+
NK
L1
L2
L3
∆
moy
δ
∆
moy
δ
39,37 _ 44,67
39,2 _ 50,7
42,01
44,98
3,75
5,75
3,3 _ 15,97
4,65 _ 18,37
9,64
10,1
8,95
7,28
1,014
0,7
0,1
1,09
0,65
L4
∆
moy
δ
0,5
3,2
_ 10,37
_ 12,87
5,44
6,7
6,98
5,35
0,45
0,1
_
0,37
0,19
∆
moy
δ
0,5 _ 8,2
2,75 _ 10,45
4,35
5,38
5,4
4,38
0,1
0,04 _
0,15
0,08
0,05
0,5 _
0,02 _
6,24
0,1
2,4
0,057
3,3
0,04
NO2-
0,6
NO3P
6,14 _ 20,37
0,1 _ 1,67
13,28
0,4
7,1
0,55
2,74 _ 13,67
0,02 _ 0,22
7,5
0,08
5,56
0,07
0,5
0,02
_
_
8,87
0,19
3,67
0,085
4,54
0,07
PO43Cl
F
0,05 _ 0,5
63 _ 99,67
0,14 _ 0,28
0,24
86,33
0,2
0,19
20,3
0,07
0,05 _ 0,5
39,7 _ 66,67
0,1 _ 0,25
0,29
57
0,15
0,24
15,04
0,09
0,05
35
0,1
_
_
_
0,56
57
0,25
0,29
48
0,15
0,28 0,05 _ 0,5
11,53 32 _ 49,33
0,09 0,1 _ 0,25
0,185 0,21
42,22 9,076
0,15 0,09
HCO3-
775
_
882
827,2
53,55
331
389
78,5
283,35 _ 324,7
300,1
21,75
254 _ 276,3
263,78 11,4
SO42Ca
K
Mg
Na
56,67
114,3
44,7
19,9
52,37
_
_
_
_
_
306,67
254,35
71,4
30,77
126,35
82,25 10,9 _ 196,67 103,79 131,35 11 _ 213,35
46,175 44,07 _ 132,67 99,05 30,95 33 _ 127,67
10,67 20,87 _ 46,17 36,3
9,14 22,6 _ 40,87
3,33
12,2 _
19
16,5
2,48 13,1 _ 17,2
22,05 22,57 _
75
55,17 17,5 26,2 _ 67,47
98
104,1
82,58 33,24
34,18 6,32
15,23 1,44
52
14,75
_
2,1
_
_ 478,3
147,45 138,35 40,67 _ 200
194,24 59,35 80,67 _ 224,87
59,45
8,5
20,8 _ 53,8
26,08 3,54 12,05 _ 22,35
97,75 23,95 24,4 _ 92,47
108,56
129,8
40,8
18,17
63,05
33
2.1.3.1.2.3. Eléments inorganiques (anions et cations)
Le calcium présente les teneurs les plus élevées des cations majeurs (Na, Ca, Mg et K) avec
un maximum de 194,24 mg l-1 au niveau de la lagune 1. Le magnésium par contre ne dépasse
pas 30 mg l-1 au niveau de la lagune 1. L’évolution spatiale de tous les éléments montre une
diminution importante en passant de la lagune 1 à la lagune 2 et on note une diminution
progressive dans les dernières lagunes (Figure 7c). Le bicarbonate présente les teneurs les
plus élevées des anions majeurs (HCO3, Cl, F et SO4) avec un maximum de 827,2 mg l-1 au
niveau de la lagune 1 et un minimum de 263,78 mg l-1 au niveau de la lagune 4. Les teneurs
en fluorure ne dépassent pas 0,2 mg l-1 dans toutes les lagunes (Figure 7d). L’évolution
spatiale des anions met en évidence un comportement similaire à celui des cations. Les
teneurs élevées des anions et des cations au niveau de la première lagune sont tributaires des
apports directs des lixiviats bruts.
34
mg l-1
0,5
a
PO43PO4
P
0,4
0,3
0,2
0,1
0
NH4
NH4+
50
NO2NO2
NK
NO3NO3
b
40
30
20
10
0
250
Ca
K
Mg
Na
F
HCO3HCO3
SO42SO4
L2
L3
c
200
150
100
50
0
1000
Cl
d
750
500
250
0
L1
L4
Figure 7: Variation spatiale du P, PO43-, NH4+, NK, NO2-, NO3-, Ca, K, Mg, Na, Cl,
F, HCO3- et SO42- au niveau des quatre lagunes.
35
2.1.3.1.2.4. Les éléments traces métalliques
Les valeurs des concentrations moyennes des ETMs sur les 2 ans d’échantillonnage sont
présentées dans le Tableau 5.
Tableau 5: Teneurs des ETMs des différents échantillons du lixiviat des différentes lagunes
du site de la décharge d’Étueffont durant les deux ans 2010 et 2012, (moyenne ± écart-type,
valeurs limites) exprimées en mg l-1.
Métal
L3
L4
0,0924±0,052
(<0,02-0,199)
0,2310±0,2247
(<0,02-0,7)
0,1206±0,1521
(0<0,02-0,663)
B
0,5673±0,1193 0,3605±0,0935
(0,377-0,776) (0,163-0,508)
0,3324±0,0705
(0,162-0,433)
0,3108±0,0525
(0,205-0,398)
Fe
2,6077±2,335
(0,0667-9,89)
0,4042±0,2855
(0,169-1,241)
0,6635±0,6145
(0,0823-2,31)
0,2666±0,1874
(0,093-0,76)
Mn
1,4112± 1,671
(0,00487-8,06)
0,2919±0,446
(0,0522-1,93)
0,692±0,4882
(0,131-1,812)
0,2530±0,2423
(0,0278-0,979)
(0,4485±0,0389
(<0,04-0,476)
<0,04
<0,04
<0,04
Al
Se
L1
Lagunes
L2
0,0865±0,0883
(<0,02-0,364)
Zn
0,0791±0,0568 0,0284±0,0109 0,0282±0,00674 0,0214±0,00035
(<0,02-0,199) (<0,02-0,0409) (<0,02-0,0338) (<0,02-0,0217)
Cr
(0,0222±0,0007
(<0,02-0,0227)
<0,02
<0,02
<0,02
0,1065±0,1209
(<0,02-0,192)
<0,02
0,1185±0,0601
(<0,02-0,161)
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,04
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,04
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,04
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,04
<0,02
<0,02
Cu
Ag
As
Cd
Sn
Ni
Pb
36
2.1.3.1.2.4.1. Aluminium (Al)
La variation spatiotemporelle de l’aluminium (Figure 8) permet de déceler des différences
entre les quatre lagunes. Les teneurs en aluminium sont plus élevées en été (avec un
maximum de 0,66 mg L-1 au mois du juin 2012 au niveau de la lagune 3) et moins élevées
pendant les saisons froides avec un minimum de 0,01 mg L-1 au mois d’octobre 2010 au
niveau de la lagune 1. La variation spatiale de l’aluminium montre des teneurs moyennes plus
élevées au niveau des deux dernières lagunes (avec un maximum de 0,23 mg L-1 au niveau de
la lagune 3) par rapport au deux premières (Figure 13a).
-1
Al (mg l )
0,8
L1
L2
L3
L4
0,6
0,4
0,2
0
oct-10 mars-11 juin-11 oct-11 janv-12 mars-12 juin─12
Figure 8: Variation spatio-temporelle de l’aluminium.
2.1.3.1.2.4.2. Fer (Fe)
La variation spatiotemporelle du fer montre une similitude de répartition au niveau des
différentes lagunes (à l’exception de la campagne du juin 11, où la concentration en fer est
maximale au niveau de la lagune 3) (Figure 9). Les concentrations les plus élevées sont
enregistrées au niveau de la première lagune avec un maximum de 4,49 mg L-1 au mois
d’octobre 2010. On note une chute remarquable en passant de la lagune 1 à la lagune 2 soit de
2,60 à 0,43 mg L-1, puis une diminution progressive dans les autres lagunes, avec une légère
augmentation au niveau de la 3ème lagune (Figure 13b).
Fe (mg l-1)
6
L1
L2
L3
L4
3
0
Figure 9: Variation spatio-temporelle de la concentration en fer.
37
2.1.3.1.2.4.3. Manganèse (Mn)
La Figure 10 montre que la variation saisonnière du manganèse ne suit pas une règle
prédéfinie. En effet, les teneurs en manganèse sont la plupart du temps maximales au niveau
de la lagune 1 (mars 2011 / 2012, octobre 2011 et janvier / juin 2012) avec un maximum de
3,14 mg L-1 au mois du mars 2012. En outre, en juin 2011 et octobre 2010 les teneurs en
manganèse sont plus élevées au niveau des lagunes 3 et 2 respectivement. La répartition
spatiale du manganèse est similaire à celle du fer. Les concentrations moyennes varient de
1,41 mg L-1 au niveau de la lagune 1 à 0,23 mg L-1 au niveau de la lagune 4 (Figure, 13c).
-1
Mn (mg l )
4
L1
L2
L3
L4
3
2
1
0
Figure 10: Variation spatio-temporelle de la concentration en manganèse.
2.1.3.1.2.4.4. Bore (B)
La variation spatiotemporelle du bore montre des teneurs élevées en saisons froides au niveau
de la lagune 1 qui dépassent 0,6 mg L-1 enregistrées aux mois d’octobre 10 et mars 2011 /
2012 (Figure 11). Les teneurs du bore au niveau des autres lagunes restent élevées de l’ordre
de 0,3 mg L-1, les écarts sont faibles et ne dépassent pas 0,1 mg L-1 en passant de la lagune 2 à
la lagune 4 (Figure 13d).
B (mg l-1 )
0,8
L1
L2
L3
L4
0,6
0,4
0,2
0
Figure 11: Variation spatio-temporelle de la concentration en bore
38
2.1.3.1.2.4.5. Zinc (Zn)
Les teneurs en zinc sont inférieures à la limite de détection à plusieurs reprises. La
variation spatiale du zinc montre une diminution progressive en passant de la première à la
dernière lagune avec des teneurs de 0,07 et 0,03 mg L-1 au niveau de la lagune 1 et 4
respectivement (Figures, 12, 13d).
-1
Zn (mg l )
0,14
L1
L2
L3
L4
0,07
0
Figure 12: Variation spatio-temporelle de la concentration en zinc.
a
b
c
-1
-1
-1
Mn (mg l )
1,5
Fe (mg l )
3
Al (mg l )
0,25
0,2
1
0,15
1,5
0,1
0,5
0,05
0
0
L1
L2
L3
0
L1
L4
L2
d
B (mg l-1 )
0,6
L3
L4
L1
L2
L3
L4
e
Zn (mg l-1 )
0,08
0,06
0,4
0,04
0,2
0,02
0
0
L1
L2
L3
L4
L1
L2
L3
L4
Figure 13: Variation spatiale des concentrations de l'aluminium (a), du fer (b), du manganèse
(c), du bore (d) et du zinc (e).
39
2.1.3.1.2.4.6. Autres ETMs
Le chrome (Cr) et le sélénium (Se) sont détectés seulement au niveau de la lagune 1 en mars
2012 alors que le cuivre (Cu) est détecté au niveau de la lagune 1 en mars / juin 2012 et au
niveau de la lagune 4 en janvier 2012. Les teneurs moyennes, dans la lagune 1, du chrome, du
sélénium et du cuivre sont de l’ordre de 0,02, 0,44 et 0,1 mg L-1 respectivement. L’argent
(Ag), l’arsenic (As), l’étain (Sn), le plomb (Pb), le cadmium (Cd) et le nickel (Ni) ne sont
détectés dans aucune lagune durant toute la période d’échantillonnage.
La quantité et la qualité du lixiviat sont influencées par la quantité, la composition et
l'humidité des déchets solides, ainsi que par des facteurs locaux (les conditions
hydrogéologiques, climatiques) et par la hauteur et le type de décharge (Johansen et Carlson,
1976; Chu et al., 1994). La composition des lixiviats de décharge montre souvent
d’importantes variations saisonnières (Christensen et al., 2001). Dans la saison des pluies, un
grand volume de lixiviat est produit, alors que pendant la saison sèche, il y aura une
diminution du volume des précipitations et une évaporation accrue (Mangimbulude et al.,
2009; Tatsi et Zouboulis, 2002). Par suite, l’augmentation de l’évaporation engendre
l’élévation des concentrations des ETMs suite à la diminution du niveau d’eau (Fianko et al.,
2006), alors que ces concentrations diminuent suite à un important écoulement dû à la dilution
(Audry et al., 2004; Bambic et al., 2006; Armitage et al., 2007). Le système de traitement des
lixiviats du site de la décharge d’Étueffont, est à ciel ouvert donc directement influencé par
les conditions climatiques, ceci explique bien les teneurs élevés en ETMs en saisons sèches
(printemps, été) par rapport aux saisons pluvieuses (hiver, automne). En outre, la diminution
du débit d’écoulement et l’augmentation du temps de séjour dans les lagunes pendant les
saisons chaudes donnent naissance à des lixiviats plus concentrés, ce phénomène est bien
marqué au niveau de la troisième lagune (lagune de grande surface et du long temps de
séjour), dont les teneurs en fer, aluminium et manganèse sont plus élevées en juin 2011 /
2012.
Les caractéristiques du changement du lixiviat ne dépendent pas seulement de la saison, mais
aussi de l'âge d'enfouissement (Chen, 1996; Christensen et al., 2001; Fan et al., 2006). Les
faibles concentrations des ETMs dans les lixiviats stabilisés sont principalement dues à
l’adsorption et aux réactions de précipitation (co-existances anions sulfure, carbonate ou
hydroxyde) qui, à leur tour, sont améliorées par l’augmentation progressive du potentiel
d’oxydo-réduction, qui augmente avec l’âge de la décharge (Lo, 1996). En outre, le potentiel
40
redox et le pH du sédiment et de l’eau représentent les facteurs majeurs qui influencent la
mobilité des ETMs dans les zones humides (DeLaune et al., 1998; Koretsky et al., 2008). Le
pH neutre à basique caractéristique de la phase méthanogène (Chiemchaisri et al., 2009)
présente un pH optimal pour une digestion anaérobie (Chiemchaisri et al., 2009; Kjeldsen et
al., 2002). En fait, dans des conditions réductrices, le sulfate SO 42- est réduit en H2S au cours
de la respiration par plusieurs genres de bactéries anaérobies strictes par réaction avec une
variété de substrats organiques (Gambrell et Patrick, 1978; Laanbroek et Veldkamp, 1982;
Mandernack et al., 2000;. Megonikal et al., 2004). La plupart des éléments traces métalliques
réagissent avec l'hydrogène sulfuré pour former des sulfures métalliques hautement insolubles
(Krauskopf, 1957; Stumm et Morgan, 1981; Kosolapov et al., 2004).
M2+ +H2S
MS + 2H+
Où M2+ représente un ion de métal bivalent tel que Fe2+ (pyrite, FeS2, pyrrhotite, FeS), Pb2+
(galène, PbS), Cd2+ (CdS), Cu2+ (covellite, CuS; chalcocite, CUS2; chalcopyrite, CuFeS2),
Ni2+ (NiS) ou Zn2+ (sphalérite, ZnS). Ces composés sont très stables et insolubles dans des
conditions anaérobies.
Les éléments traces métalliques peuvent également former des carbonates lorsque la
concentration de bicarbonate dans l'eau est élevée. Bien que les carbonates soient moins
stables que les sulfures, ils peuvent encore jouer un rôle important dans le piégeage des ETMs
initiaux (Ramos et al., 1994; Sobolewski, 1996; Sheoran et Sheoran, 2006; Du Laing et al.,
20089). La précipitation des carbonates est particulièrement efficace pour l'accumulation du
plomb et du nickel dans les zones humides (Lin, 1995). Admettant ces résultats, on peut dire
que l’absence du nickel et du plomb est la conséquence de leur complexation avec le
bicarbonate qui est présent à des teneurs élevées.
Le suivi de la composition en ETMs des lixiviats de la décharge d’Étueffont montre que les
concentrations moyennes des ETMs au niveau de la quatrième lagune sont assez faibles
(Tableau 5). Les teneurs moyennes en fer, zinc, aluminium, manganèse, cuivre, plomb,
cadmium, chrome et nickel sont inférieures aux normes WHO (2002) (Tableau 6).
L’amélioration de la qualité du lixiviat du site de la décharge d’Étueffont est bien nette au
cours de temps, ceci est confirmé par les faibles teneurs des ETMs, la diminution de la
conductivité ainsi que l’augmentation du pH.
41
Tableau 6: Les valeurs seuils des ETMs dans l’eau WHO (2002).
Élément
Fe
Mn
Al
Cu
Zn
Ni
Cr
Cd
Pb
WHO (2002) (mg L-1)
0,3
0,5
0,2
1
5
0,02
0,05
0,003
0,001
La Figure 14 présente la répartition spatio-temporelle des ETMs majeurs au niveau des
différentes lagunes durant toute la période d’échantillonnage. Cette figure montre la
prédominance de l’élément fer, avec un maximum de 4,49 mg L-1 au niveau de la lagune 1
pendant le mois d’octobre 2010, suivie de celle du manganèse avec un maximum de 3,14 mg
L-1 au niveau de la lagune 1 pendant le mois du mars 2012. Les concentrations en bore,
aluminium et zinc sont inférieures à 1 mg L -1 durant toutes les campagnes et dans toutes les
lagunes.
oct-10 L1
janv-12 L1
mars-11 L2
mars-12 L2
juin-11 L3
juin-12 L3
oct-11 L4
mars-11 L1
mars-12 L1
juin-11 L2
juin-12 L2
oct-11 L3
oct-10 L4
janv-12 L4
juin-11 L1
juin-12 L1
oct-11 L2
oct-10 L3
janv-12 L3
mars-11 L4
mars-12 L4
oct-11 L1
oct-10 L2
janv-12 L2
mars-11 L3
mars-12 L3
juin-11 L4
juin-12 L4
5
Valeurs
4
3
2
1
0
B
Fe
Mn
Al
Zn
Descripteurs
Figure 14: Graphique sémantique différentiel des métaux dans les lixiviats.
42
2.1.3.2. Indice de contamination des ETMs dans les lixiviats
2.1.3.2.1. Définition
L’appréciation de la pollution métallique dans un écosystème donné en se basant seulement
sur la détermination de la teneur des ETMs, reste une approche descriptive surtout lorsqu’il
s’agit de rejets complexes avec 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 spatiotemporelles
qui lui sont associées. C’est ainsi que Belamie et al. (1982), Boust et al. (1980) et Rosso et al.
(1993) évaluent le degré ou l’indice de contamination (IC), défini pour un métal donné,
comme étant le rapport de la teneur du métal mesurée à une station donnée sur la teneur du
même métal mesurée au niveau de la station de référence (étang de Franchevelle dans notre
cas).
IC= Teneur du métal mesurée/ Teneur de référence
Avec : Pour IC proche de 1, on considère que le site n’est pas ou peu contaminé par
les éléments traces métalliques. En général, c’est au-delà de 2 que les auteurs admettent que le
site est soumis à un début de contamination, mais lorsque l’IC est inférieur à 1 il s’agit soit
d’une erreur d’analyse soit d’une dilution supplémentaire.
2.1.3.2.2. Evaluation du degré de contamination du système de lagunage d’Étueffont
Les indices de contamination de chaque élément métallique (Ic), de chaque lagune (ICML) et
l’indice de contamination moyenne de chaque élément dans les cinq lagunes confondues
(ICM) sont présentés dans le Tableau 7.
43
Tableau 7: Indices de Contamination Moyenne (ICM) et Indices de Contamination Moyenne
des Lagunes (ICML) calculés par rapport à l’étang de Franchevelle (EFv) dans les
échantillons d’eau des quatre lagunes d’Étueffont.
Al
1,2
1,2
3,1
1,6
1
1,6
L1
L2
L3
L4
EFv
ICM
Fe
16,4
2,71
3,83
1,58
1
5,1
Mn
84,5
26,82
38,52
14,22
1
33,01
Zn
6,16
2,35
2,33
1,9
1
2,75
ICML
27,06
8,27
11,95
4,82
1
L’évolution spatiale des Ic (Figure 15) montre des valeurs importantes du manganèse et du fer
au niveau de la lagune 1 dont l’ICML atteint 27,06. L’analyse de l’indice de contamination
moyenne ICM révèle une contamination par le manganèse avec une valeur d’ICM de l’ordre
de 33,01.
L’analyse de l’indice de contamination (Ic) pour l’ensemble des éléments met en évidence
l’ordre suivant :
Ic Mn > Ic Fe > Ic Zn > Ic Al.
Ic Mn
Ic Fe
Ic Zn
Ic Al
100
80
60
40
20
0
L1
L2
L3
L4
EFv
Figure 15: Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes lagunes en
rapport avec celle trouvée au niveau de l’étang du Franchevelle.
L’indice de contamination moyenne des stations (Figure 16) montre des valeurs plus
importantes de l’ordre de 27,06 et 11,95 au niveau des lagunes 1 et 3 respectivement. En effet
pour les différentes stations, on définit l'ordre décroissant suivant:
44
L1 > L3 > L2 > L4 > EFv
ICMS
40
30
20
10
0
L1
L2
L3
L4
EFv
Figure 16: Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyenne dans les
différentes lagunes et l’étang de Franchevelle.
L’indice de contamination au niveau de la lagune 4 est 5 fois moins élevé que celui de
la première lagune. Ceci confirme le processus de décantation des ETMs au niveau des trois
premières lagunes du système de lagunage. Cependant, la quatrième lagune reste un peu
contaminée en comparaison avec l’étang de Franchevelle.
2.1.3.3. Comparaison des paramètres physico-chimiques de la décharge d’Étueffont par
rapport à d’autres décharges du monde (Tableau 9)
La composition des lixiviats d’une décharge varie entre les sites d'enfouissement et à
l'intérieur des décharges (Christensen et al., 2001). En fait, la dégradation des déchets se
produit en trois grandes étapes: une phase aérobie, anaérobie acidogène et enfin une étape
anaérobie méthanogène (Kjeldsen et al., 2002). Dans la phase méthanogène, le pH devient
neutre à basique (Chen, 1996; Christensen et al., 2001;. Kjeldsen et al., 2002). Le lixiviat de
la décharge d’Étueffont est classé comme un lixiviat ancien typique (après 10 ans de
fonctionnement), avec un pH élevé (7-8) (Figure 6a). L’augmentation du pH indique le
passage de la phase acidogène à la phase méthanogène (Ehrig, 1983; Baig et al., 1999; Lopez
et al., 2004). Selon El-Fadel et al. (2002), un pH supérieur à 7 indique une faible activité
acétogène.
D’une manière générale on remarque que le fer est le métal présent en plus grande quantité, ce
qui est en accord avec les données bibliographiques (Flyhammar, 1997; Martensson et al.,
1999; Al-Yaqout et Hamoda, 2003). Le fer est essentiellement présent dans les matériaux
45
métalliques de la décharge, les autres éléments traces métalliques sont davantage présents
dans les différentes catégories de déchets. Cependant, les teneurs trouvées dans la présente
étude restent 3 fois moins élevées par rapport à celles trouvées dans d'autres décharges à
savoir celles d’Athènes et Thessaloniki en Grèce (Tatsi et Zouboulis, 2002; Loizidou et al.,
1992) et 17 fois moins élevées que celles trouvées par Martin et al. (1995a,b) au niveau de
certaines décharges espagnoles.
L’aluminium a pour principale origine les déchets électroniques et les canettes en aluminium
(Diaz et Warith, 2006). Les teneurs moyennes sont un peu plus élevées que celles trouvées
par Liang et Liu 2008. Les teneurs en manganèse sont plus élevées que celles trouvées par
Tatsi et Zouboulis (2002) tandis qu’elles sont 2 fois moins élevées que celles trouvées par
Martin et al. (1995a,b). Les teneurs en chrome sont comparables à celles trouvées par Tsonis,
(1999) dans la décharge de Patras en Grèce. Le zinc peut provenir de déchets spéciaux comme
les piles, les pigments de peinture, les stabilisants ou les caoutchoucs. Le cuivre, quant à lui,
peut provenir des encres d’imprimerie ou encore des peintures (Del Fava, 1992). Le zinc et le
cuivre sont dans la gamme des teneurs trouvées par Tatsi et Zouboulis, (2002) alors qu’elles
sont 2 à 3 fois moins élevées que celles trouvées par Martin et al. (1995a,b). Les teneurs
moyennes de cadmium, nickel et plomb sont inférieures à la limite de détection alors que ces
éléments sont présents dans des proportions différentes sur d’autres décharges, soit 0,02-0,22,
0,015-0,079, 0,022-0,13 mg. L-1 pour le cadmium; 0,2-0,98, 0,056-0,903, 0,08-5,1 mg. L-1
pour le nickel et 0,02-1,84, 0,098-0,467 mg. L-1 pour le plomb selon les travaux de
(Kulikowska et Klimiuk, 2008; Martin et al., 1995a,b; Tsonis, 1999). La comparaison des
teneurs moyennes des ETMs trouvées au niveau des lixiviats de la décharge d’Étueffont avec
celles trouvées dans différentes autres décharges, âgées de plus de 10 ans, montre que ces
teneurs sont en général plus faibles. La fourchette des teneurs de certains ETMs comme le Pb,
Zn, Cd, Cu, Ni, Cr au niveau de la décharge d’Étueffont est comparable à celle trouvée par
Kruempelbeck et Ehrig (1999) pour un lixiviat d’âge compris entre 11 à 20 ans et même pour
ceux d’âge compris entre 21 et 30 ans (Tableau 8).
46
Tableau 8: Concentrations des éléments traces métalliques dans les lixiviats au cours du
temps (Kruempelbeck et Ehrig (1999)).
ETMs (mg L1
)
Pb
Zn
Cd
Cu
Ni
Cr
de 1 à 5 ans de 6 à 10ans de 11 à 20 ans de 21 à 30 ans
0,005-0,92
0,005-0,32
0,005-1,3
0,005-0,19
0,02-24
0,016-125
0,01-43,5
0,05-9
0,0002-0,05 0,0002-0,190 0,00013-0,07 0,0002-0,018
0,003-40
0,0002-3,3
0,0025-1,03
0,004-0,27
0,007-1,4
0,012-10,6
0,003-1,93
0,0036-0,348
0,003-0,03 0,008-0,257
0,006-1,16
0,005-1,62
Certains auteurs (Ehrig, 1989; Robinson et Gronow, 1993; Kjeldsen et al., 2002) ont étudié la
composition d’un lixiviat en phases d’acidogenèse et de méthanogenèse sur des déchets
enfouis en Centre De Stockage (CSD) classique et n’ayant subit aucun prétraitement. Des
différences entre les études sont notées pour une même phase de dégradation. Des facteurs
liés au site (condition d’enfouissement, climat) et aux déchets (composition, quantité) ont de
forts impacts sur la production et la qualité des lixiviats (El- Fadel et al., 2002). C’est aussi
pour cette raison que les gammes de valeurs données par chaque auteur sont larges et qu’il est
difficile d’attribuer une durée à chaque étape de dégradation car les vitesses de dégradation
sont très variables d’une décharge à une autre, en raison notamment des caractéristiques de
chaque site. Cependant, de nettes différences entre les phases acidogène et méthanogène sont
observées notamment en ce qui concerne la charge organique et la teneur en ETMs. En ce qui
concerne les ETMs, des concentrations plus faibles sont retrouvées dans les lixiviats en phase
méthanogène. Nos résultats sont dans la gamme des valeurs de la phase méthanogène
présentée
par
les
différents
auteurs.
47
Tableau 9: Les caractéristiques des lixiviats (min-max) d’autres décharges dans le monde en comparaison avec la présente etude Les unités sont
µS cm-1 pour la conductivité, mg L-1 pour tous les autres paramètres sauf le pH.
Paramètres
pH
Conductivité
Azote de
kjeldahl
Clement
(1995)
5,2-8,6
3,2-82,1
Martin et al.,
(1995a,b)
6,1-8,7
0,7-17,6
Loizidou et
al., (1992)
8-8,5
Tsonis
(1999)
Tatsi et Zouboulis
(2002)
7,3-8,8
6,2-34,0
Kulikowska et
Klimiuk (2008)
7,29-8,61
liang et Liu
(2008)
8,1-9
370-1800
Présente etude
7,2-8,1
7-22,0
2,75-50,7
NH4
PT
66-364
1,4-15,7
1400-2800
1,27-19,9
0,5-44,67
0,02-1,67
PO4
Cl
Mg
Ca
0,12-10
625,8
7,23
0,05-0,56
32-99,66,0
12,03-30,76
33-254,0
2450,6
1881,6
0,38
0,95
0,01
0,02
0,12
0,006
0,02
0,2
0,01
10,9-306,0
22,56-126,33
20,8-71,4
nd-0,7
0,066-9,89
0,00487-8,06
nd-0,199
nd-0,022
nd
nd-0,192
nd
nd
SO4
Na
K
Al
Fe
Mn
Zn
Cr
Cd
Cu
Ni
Pb
611-72400
0-343
15-7280
3-9170
0-65
0,-2,5
12-5010
11-183
9,1-616
760-2350
85,2-140
1162-9209
3,8-193
3,8-138
0,78-13
490-1190
126-419
192-430
0,4-712
70-350
55-500
98-374
0,1-176
0,02-14,6
0,02-4,4
0,02-1,08
0,02-0,22
0,02-0,58
0,2-0,98
0,02-1,84
5-22,2
0,7-2,84
0,09-0,28
0,67-1,35
0,012-0,145
0,045-0,235
0,015-0,079
0,098-0,356
0,056-0,903
0,098-0,467
0,11-25,0
0,05-0,42
0,07-0,20
0,20-0,20
nd
0,10-0,53
0,08-5,1
nd
0,22-0,435
0,05-0,08
0,022-0,13
0,01-0,09
nd-0,07
nd-1,84
48
Troisième partie
3.1. Contamination métallique des sédiments du site de la
3.1.1. Introduction
Les matières en suspension des sédiments adsorbent les polluants de l'eau, diminuant ainsi
leur concentration dans la colonne d'eau. Les éléments traces métalliques sont inertes dans les
sédiments et sont souvent considérés comme des polluants conservateurs (Wilcock, 1999;
Olivares-Rieumont et al., 2005). Cependant, ils peuvent être libérés dans la colonne d'eau en
réponse à certaines perturbations (Agarwal et al., 2005), ce qui menace potentiellement les
écosystèmes (Chow et al., 2005). Les sédiments de fond fournissent également des habitats et
une source de nourriture pour la faune benthique. Ainsi, les polluants peuvent être
directement ou indirectement toxiques pour la faune et la flore aquatiques. Les effets des
polluants peuvent également être détectés sur des terrains en raison de leur bioaccumulation et
de la bioconcentration dans la chaîne alimentaire (Wu et al., 2005; Zhang et Ke, 2004). Par
conséquent, une analyse de la distribution des éléments traces métalliques dans les sédiments
adjacents à des zones peuplées pourrait être utilisée pour étudier les impacts anthropiques sur
les écosystèmes et aiderait à l'évaluation des risques posés par les rejets urbains (Hu et al.,
2002; De Mora et al., 2004; Zheng et al., 2008). Sous certaines conditions, ces ETMs peuvent
s'accumuler à un niveau de concentration toxique qui peut entraîner des dommages
écologiques (Jefferies et Freestone, 1984).
3.1.2. Mécanismes physiques d'élimination des ETMs
Les principaux procédés physico-chimiques d'élimination des éléments traces métalliques qui
se produisent dans les ZHA incluent (1) la sédimentation et la filtration, (2) la sorption et (3)
la précipitation et co-précipitation.
3.1.2.1. Sédimentation et filtration
La sédimentation et la filtration sont des processus physiques importants permettant
l'élimination des éléments traces métalliques liés à la matière particulaire. La sédimentation
49
est reconnue depuis longtemps comme un processus principal pour l'élimination des éléments
traces métalliques à partir des eaux usées.
3.1.2.2. La sorption
La sorption des ETMs sur une surface peut se produire par des procédés d'adsorption et de
précipitation. Les ETMs peuvent être adsorbés soit par voie électrostatique, ce qui entraîne la
formation de complexes relativement faibles (adsorption physique) ou par voie chimique, ce
qui entraîne la formation de complexes forts (chimie-sorption). Les ETMs sont plus fortement
liés par chimie-sorption que par adsorption physique (Evangelou, 1998). Les ETMs qui sont
adsorbés sur la surface du substrat peuvent être échangés par d'autres cations par le processus
d'échange de cations.
3.1.2.3. Précipitation et co-précipitation
En plus de ces réactions de sorption et de sédimentation, les ETMs peuvent aussi précipiter
avec (oxy-) hydroxydes, sulfures, carbonates, etc. lorsque les produits de solubilité sont
dépassés (Kadlec et Knight, 1996). La stabilité des ETMs précipités sous forme de composés
inorganiques est principalement contrôlée par le pH. À un pH voisin de la neutralité ou
alcalin, les ETMs sont effectivement immobilisés (Gambrell, 1994). La production
bactérienne de bicarbonate par les bactéries sulfato-réductrices peut conduire à des teneurs
suffisamment élevées de bicarbonate pour former des précipités d’ETMs. Les carbonates de
métal sont moins stables que les sulfures métalliques, mais ils peuvent avoir un rôle dans le
piégeage initial des ETMs (Sheoran et Sheoran, 2006).
L'hydrolyse et / ou l’oxydation des ETMs conduisent à la formation de (oxy-) hydroxydes. La
solubilité de ces oxydes est très faible dans la gamme de pH habituellement rencontrés dans la
plupart des substrats (Evangelou, 1998). Les formes réduites dissoutes de Fe (II), sont
oxydées par des réactions abiotiques et les bactéries, puis précipitent principalement sous
forme d'hydroxydes, et cette réaction augmente l'acidité des eaux usées (Evangelou, 1998;
Kosolapov et al., 2004):
Fe2+ + H+ + ¼ O2 → Fe3+ + ½ H2O
Fe3+
+
3H2O
→
Fe(OH)3↓
+
3H+
50
Après l'oxydation du Fe (II), Mn (II) est oxydé en Mn (IV), puis principalement précipité sous
forme de MnO2. Il peut aussi être précipité sous forme de Mn (OH) 2. Le Fer et le manganèse
précipitent séquentiellement en raison de l'oxydation du Mn (Kosolapov et al., 2004). La coprécipitation des ETMs avec des Fe et / ou Mn-(oxy-) hydroxydes est une importante voie
d'élimination supplémentaire dans des substrats oxydés. La co-précipitation avec Fe et / ou
Mn (oxy-) hydroxydes n’est toutefois pas considérée comme un mécanisme d'élimination à
long terme car elle est sensiblement redox (Sheoran et Sheoran, 2006). Ces hydroxydes (oxy-)
sont instables dans des conditions réductrices conduisant à une libération de Fe, Mn et ETMs
co-précipités.
Dans des conditions anaérobies et en présence d'une source de carbone organique, le sulfate
est réduit par les bactéries réductrices de sulfate (SRB) et des sulfures sont alors formés. Les
sulfures réagissent ensuite avec des ETMs divalents pour former des précipités de sulfures,
métalliques insolubles (Gambrell, 1994; Evangelou, 1998; Kosolapov et al., 2004):
SO42- + 2CH2O → H+ + HS- + 2HCO3H+ + HS- → H2S (g)
HS- + M2+ → MS↓ + H+
avec CH2O et M2+ représentant respectivement un composé organique simple et un ion de
métal divalent. Le procédé de réduction des sulfates tamponne le pH de la solution.
Octobre
2010
Mars
2011
Juin
2011
Octobre
2011
Janvier
2012
Mars
2012
Juin
2012
Figure 17: Chronologie des différentes campagnes de prélèvements des sédiments.
Nous avons procédé à l’échantillonnage des sédiments de lagunage au moyen d’une benne
Eckmann (10 cm de diamètre) sur environ 10/15 cm de profondeur dans les différentes
lagunes de façon à obtenir deux dépôts de boue et une petite partie de l'argile sous-jacente,
51
selon la chronologie présentée dans la figure 17. Trois prélèvements ont été effectués dans
chaque lagune, soit en amont, au milieu et en aval (Figure 18). Les échantillons sont
conservés dans des flacons de 2 litres jusqu’au moment de l’analyse.
Figure 18: Schéma de prélèvement des échantillons du sédiment.
3.1.3.2. Préparation et analyse des échantillons
Après tamisage à travers un polypropylène de porosité 5.0 mm, afin d'éliminer les fragments
de plantes, les échantillons du sédiment ont été laissés pour se stabiliser. Ensuite, des sous
échantillons ont été congelés à -18 °C puis lyophilisés à -50 °C, selon l'Annexe A de la norme
NF EN 13346. Chaque échantillon a été ensuite homogénéisé à l'aide d'un mortier et un pilon
puis tamisé à l’aide d’un tamis de 2.0 mm de maille. Le mortier, pilon et tamis ont été
nettoyés avant et après chaque échantillon puis rincés avec de l'eau distillé. Un g de chaque
échantillon de sédiment a été digéré par 3 ml de HNO3, 9 ml de HCl avant d’être minéralisé à
105°C pendant 3 heures dans le système de digestion par micro-ondes. Les concentrations des
ETMs dans les sédiments ont été déterminées par ICP-OES (720-ES, VARIAN). Les
matériaux de référence, CRM 029, ont été analysés au début et à la fin de chaque série de tests
afin d'évaluer l'exactitude et la précision.
52
3.1.4.1. Étude de la variation spatiotemporelle des ETMs au niveau des sédiments
Les concentrations moyennes en ETMs des échantillons de sédiment prélevés dans les
différentes lagunes de la décharge du site d’Étueffont, durant les deux années 2010-2012, sont
présentées dans le Tableau10.
Tableau 10: Teneurs des ETMs des différents échantillons de sédiment des différentes
lagunes du site de la décharge d’Étueffont durant les deux ans 2010 et 2012, (moyenne ±
écart-type, valeurs limites) exprimés en mg kg -1 MS.
Métal
L1
14095±3616
(7586,2-17540)
L2
20194,2±6350
(7826,2-28500)
<1
1,5±0,3
(<1-1,67)
1,1±0,12
(<1-1,23)
1,04±0,04
(1,01-1,06)
As
173,8±55,1
(85,74-247,4)
54±11,6
(32,2-64,8)
21,6±12,3
(11,6-42,5)
25,5±4,48
(18,9-32)
B
21,06±7,9
(16,52-38,52)
18,5±4,3
(12,5-24)
15,1±3,1
(11,6-18,8)
24,4±6,3
(16,7-33,56)
Cd
1,7±0,3
(1,48-2,36)
2,03±0,38
(1,5-2,5)
2±0,7
(1,1-3,15)
1,65±0,5
(1,1-2,25)
Cr
93,26±11,56
(82,18-109,56)
102,3±82,7
(57,7-289,1)
71±16,67
(51,2-95,15)
59,3±12,4
(44,4-80,5)
Cu
80,65±10,61
(68,34-98,72)
195,1±27,1
(162-244)
221,25±74,65
(150-319,3)
136,3±46,02
(63,1-190)
Sn
50,15±5,9
(39,46-56,86)
31,18±9,3
(20,6-47,09)
23,17±12,27
(11-43,8)
17,22±8,71
(7,05-33,87)
Fe
100420,95±39293,6
(58280-165740)
56323,8±11302
(39400-76966,6)
Mn
3628,4±256,6
(3242-3870)
4653,5±581,25
(3734,3-5393,3)
4387,4±1043,7
(2443,3-5225)
3031,6±504,67
(2040-3580)
Ni
36,29±3,94
(29-42,02)
44,1±5,83
(35,1-51,77)
45,7±6,22
(39,3-57,56)
39,5±3,7
(35,96-45,56)
Pb
80,63±15,06
(63-101,5)
113,2±19,81
(88-141,6)
81,23±15,05
(60-102,1)
51,15±13,35
(42,06-78,9)
Se
2,03±0,06
(<2-2,1)
2,7±0,5
(<2-3,5)
2,5±0,6
(<2-3,5)
2,3±nd
(<2-2,3)
Zn
516,47±69,1
(462,2-664,8)
502,6±90
(386-654,6)
462±175
(278-695,6)
283±103,5
(132-404,6)
Al
Ag
L3
L4
24650±3346
26846±6498
(22066,6-31600) (13526,6-33600)
40090,5±11887,7 43509,5±11117,5
(15266,6-53900) (34766,6-64300)
53
3.1.4.1.1. Aluminium
Les concentrations d’aluminium (Al) au niveau des sédiments augmentent progressivement en
allant de la première à la dernière lagune durant la période d’échantillonnage à l’exception de
la campagne de mars 2011 (Figure 19). Ainsi, la répartition spatiale montre une concentration
moyenne minimale de l’ordre de 14095,16 mg kg-1 MS au niveau de la lagune 1 et une
concentration moyenne maximale de l’ordre de 26846,6 mg kg-1 MS au niveau de la lagune 4
3
Al (x10 )
L1 L2 L3 L4
35
30
25
20
15
10
5
0
Figure 19: Variations spatiotemporelles des concentrations d’aluminium dans les
différents échantillons de sédiment des quatre lagunes exprimées en mg kg -1 MS.
3.1.4.1.2. Arsenic
La variation saisonnière d’arsenic (As) montre une augmentation des concentrations durant
les trois campagnes d’échantillonnage avec un maximum de 247,4 mg kg-1 MS en janvier
2012 (Figure 20). La concentration moyenne d’As diminue d’un facteur 5 en passant de la
première à la deuxième lagune soit de 250 à 50 mg kg-1 MS.
As
300
L1
L2
L3
L4
225
150
75
0
Figure 20: Variations spatiotemporelles des concentrations d’arsenic dans les
54
3.1.4.1.3. Bore
La variation saisonnière du bore (B) montre une augmentation de concentration au niveau de
la lagune 1 passant de 18,34 mg kg-1 MS (octobre 2010) à 38,52 mg kg-1 MS (juin 2012) et
une diminution progressive des teneurs au niveau de la dernière lagune au cours de la période
d’échantillonnage (juin 2011-juin 2012) passant de 30.8 à 26,63 mg kg-1 MS (Figure 21)
B
L1
45
L2
L3
L4
30
15
0
Figure 21: Variations spatiotemporelles des concentrations du bore dans les
différents échantillons de sédiment des quatre lagunes exprimées en mg kg-1 MS.
3.1.4.1.4. Cadmium
Le cadmium (Cd) est l’élément le moins détecté au niveau des échantillons du sédiment
prélevés au niveau des quatre lagunes. La concentration maximale de l’ordre de 3,16 mg kg-1
MS est enregistrée au niveau de lagune 3 en octobre 2010. Globalement les concentrations en
Cd diminuent au cours de temps (Figure 22)
Cd
4
L1
L2
L3
L4
3
2
1
0
Figure 22: Variations spatiotemporelles des concentrations du cadmium dans les
55
3.1.4.1.5. Chrome
La variation spatiotemporelle du chrome (Cr) montre des concentrations élevées au niveau de
la lagune 3 soit 92,13 mg kg-1 MS (octobre 2010) et 95,16 mg kg-1 MS (mars 2011). Les
concentrations en Cr au mois de juin 2011 diminuent progressivement en passant de la
première à la dernière lagune. Toutefois, à partir de la campagne d’octobre 2011 les
concentrations les plus élevées sont enregistrées au niveau de la première lagune avec un
maximum de 109,56 mg kg-1 MS en octobre 2011 (Figure 23).
Cr
120
L1
L2
L3
L4
80
40
0
Figure 23: Variations spatiotemporelles des concentrations du chrome dans les différents
échantillons de sédiment des quatre lagunes exprimées en mg kg-1 MS.
3.1.4.1.6. Cuivre
La répartition spatiotemporelle du cuivre (Cu) montre une similitude de répartition au niveau
des quatre lagunes. Les concentrations les plus élevées sont enregistrées au niveau des
lagunes 2 et 3 avec un maximum de l’ordre de 244 mg kg -1 MS (lagune 2, mars 2011) et
319,33 mg kg-1 MS (lagune 3, octobre 2010) (Figure 24).
Cu
400
L1
L2
L3
L4
300
200
100
0
Figure 24: Variations spatiotemporelles des concentrations du cuivre dans les
56
3.1.4.1.7. Étain
Les concentrations en étain (Sn) demeurent élevées, au niveau des quatre lagunes, en octobre
2010 et mars 2011. L’évolution spatiale au cours de ces deux campagnes montre une
diminution progressive des concentrations en passant de la lagune 1 à la lagune 4. Cependant,
pour les cinq dernières campagnes (de juin 2011 à juin 2012), les concentrations du Sn
diminuent de moitié en passant de la première à la deuxième lagune. Les concentrations les
plus élevées (dépassant 50 mg kg-1 MS) sont enregistrées au niveau de la lagune 1 en mars,
octobre 2011 et juin 2012 (Figure 25).
Sn
60
L1
L2
L3
L4
40
20
0
Figure 25: Variations spatiotemporelles des concentrations de l’étain dans les
3.1.4.1.8. Fer
Le fer (Fe) est l’élément le plus abondant dans les échantillons de sédiment. Les
concentrations les plus élevées sont enregistrées au niveau de la lagune 1 avec des maxima de
130866.66, 165740 et 115600 mg kg -1 MS en janvier 2012, mars 2012 et juin 2012
respectivement. Les concentrations les plus faibles sont enregistrées au niveau de la lagune 4
avec des teneurs qui ne dépassent pas 65000 mg kg-1 MS (Figure 26).
Fe (x103 )
200
L1
L2
L3
L4
150
100
50
0
Figure 26: Variations spatiotemporelles des concentrations du fer dans les
57
3.1.4.1.9. Manganèse
La variation spatiale du manganèse (Mn) est similaire durant la période d’échantillonnage
avec des concentrations élevées au niveau des lagunes 2 et 3 qui atteignent 5225 mg kg -1 MS
au niveau de la lagune 3 en mars 2011 et 5393,33 mg kg-1 MS au niveau de la lagune 2 en
mars 2012. Les concentrations les plus faibles sont enregistrées au niveau des lagunes 1 et 4
avec un minimum de 2040 mg kg-1 MS au niveau de la lagune 4 en juin 2011 (Figure 27).
Mn (x103 )
6
L1
L2
L3
L4
4
2
0
Figure 27: Variations spatiotemporelles des concentrations du manganèse dans les
3.1.4.1.10. Nickel
La variation spatiale des concentrations de nickel (Ni) durant la période d’échantillonnage est
globalement similaire. Les concentrations de Ni enregistrées au niveau des lagunes 2 et 3 sont
plus élevées que celles enregistrées au niveau des lagunes 1 et 4. Ainsi, les concentrations en
Ni varient de 57,56 mg kg-1 MS (lagune 3, octobre 2010) à 29 mg kg -1 MS (lagune 1, mars
2011) (Figure 28).
Ni
70
L1
L2
L3
L4
35
0
Figure 28: Variations spatiotemporelles des concentrations du nickel dans les
58
3.1.4.1.11. Plomb
La variation saisonnière du plomb (Pb) ne suit pas une règle prédéfinie. La distribution
spatiale du Pb montre des concentrations maximales au niveau des lagunes 2 et 3, soit 141,66
mg kg-1 MS (lagune 2, juin 2011) et 102,13 mg kg-1 MS (lagune 3, mars 2012) (Figure 29).
Pb
L1 L2 L3 L4
150
100
50
0
Figure 29: Variations spatiotemporelles des concentrations du plomb dans les
3.1.4.1.12. Zinc
Les concentrations du zinc (Zn) diminuent progressivement au niveau des lagunes 2 et 3 entre
octobre 2010 et janvier 2012. Cependant, ces concentrations sont presque stables au niveau de
la lagune 1 et varient de 462,2 à 535,2 mg kg-1 MS pour la même période. À partir de la
campagne du mois du mars 2012 les concentrations du Zn au niveau de la lagune 1 atteignent
664,8 mg kg-1 MS et diminuent progressivement pour atteindre une valeur minimale de
l’ordre de 246,66 mg kg-1 MS au niveau de la lagune 4 en juin 2012 (Figure 30).
Zn
800
L1
L2
L3
L4
600
400
200
0
oct-10
mars-11
juin-11
oct-11
janv-12
mars-12
juin─12
Figure 30: Variations spatiotemporelles des concentrations du zinc dans les
59
Min
3
Al(x10 )
35
30
25
20
15
10
5
0
L1
Cd
4
Pb (mg/kg)
150
Moy
Max
As
300
50
250
40
B
200
100
150
50
100
50
30
20
10
0
0
L2
0
L3
L4
L1
L1
L2
Cr
120
L2
L3
L3 L4
L4
L1
L2
L3
L4
L1 L2
Mn (x103 )
6
5
L3
L4
Cu
400
300
3
80
200
2
40
1
0
100
0
0
L1
L2
L3
L4
L1
Fe (x10 )
200
L2
L3
L4
3
Sn
60
150
40
4
3
2
1
0
100
20
50
0
Ni
70
0
L1
L2
L3
L4
Zn
800
L1
L2
L3
L4
L1
L2
L3
L4
L1
L2
L3
L4
Pb
150
600
100
400
35
50
200
0
0
0
L1
L2
L3
L4
L1
L2
L3
L4
Figure 31: Variation spatiale des concentrations des différents métaux (Min, Moyenne, Max) des
échantillons de sédiment de quatre lagunes exprimées en mg kg -1 MS.
60
La répartition spatiale des différents éléments analysés dans les quatre lagunes (Figure 31)
varie suivant l’ordre selon L1 > L2 > L3 > L4 pour As et Sn, L1 > L2 > L4 > L3 pour Fe, L1
> L3 > L4 > L2 pour Cr, L1 > L4 > L2 > L3 pour B, L2 > L3 > L1 > L4 pour Mn et Pb, L3 >
L1 > L2 > L4 pour Zn, L3 > L2 > L1 > L4 pour Cd, L3 > L2 > L4 > L1 pour Cu et Ni et L4 >
L3 > L2 > L1 pour Al. En outre, l’ordre d’enrichissement pour les différents éléments dans les
différentes lagunes est Fe > Al > Mn > Zn > As > Cr > Cu > Pb > Ni > B > Cd au niveau de la
lagune 1, Fe > Al > Mn > Zn > Cu> Pb > Cr > As > Ni > B > Cd au niveau de lagune 2, Fe >
Al > Mn > Zn > Cu > Pb > Cr > Ni > As > B > Cd au niveau de la lagune 3 et la lagune 4.
61
3.1.4.2. Evaluation du degré de contamination métallique des sédiments
L’appréciation de la pollution, au moyen de la seule détermination des teneurs métalliques
dans les sédiments, est une approche peu significative. C’est ainsi que Boust et al. (1980) et
Belamie et al. (1982) expriment la contamination métallique à l’aide du facteur de
contamination Fm (Teneur du métal au niveau d’un site donné / teneur du métal au niveau du
site de référence, avec Fm>1) et de l’indice de contamination Im, soit :
Im = 1/n ∑ Fm
Avec n, le nombre d’éléments analysés. Ces auteurs suggèrent qu’il y a un début de
contamination pour Im>2.
Les IC pour chaque élément, chaque lagune et les ICM sont présentés dans les deux figures
(32 et 33).
Mn
Cu
As
Fe
Zn
Pb
B
Cd
Cr
Ni
Al
IC
50
40
30
20
10
0
L1
L2
L3
L4
Figure 32: Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les
différentes lagunes de la décharge en rapport avec l’étang de Franchevelle.
La comparaison des indices polymétallique (ICP) montre que les quatre lagunes sont encore
contaminées et que leurs indices dépassent 2 à 4 fois le seuil de contamination égal à 2
(Figure 33). Toutefois, la lagune 2 avec un indice de l’ordre de 8.5 traduit une contamination
plus prononcée. Ainsi, pour les différentes lagunes, on définit l’ordre de contamination
suivant :
I.C.M. (L2) > I.C.M. (L1) > I.C.M. (L3) > I.C.M. (L4) > I.C.M. (EFv)
62
ICMS
10
8
6
4
2
0
L1
L2
L3
L4
LFvl
EFv
Figure 33: Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Al, As,
B, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb et Zn) du sédiment dans les différentes lagunes d’étude.
3.1.4.3. Interprétation de la contamination métallique des sédiments
La distribution spatiale met en évidence une diminution globale des concentrations des
différents éléments métalliques au niveau de la quatrième lagune par rapport aux lagunes
précédentes, ce qui prouve l’efficacité de système dans la rétention des particules. ObarskaPempkowiak et Klimkowska, (1999), Vymazal (2003) et Vymazal et Krása, (2003) ont
également rapporté une diminution des concentrations des ETMs dans les sédiments avec
l'augmentation de la distance par rapport au point d'entrée de l’effluent dans le système de
traitement des eaux usées municipales. Pour As, Sn et Fe, la diminution entre la première et la
deuxième lagune est remarquable. Ces diminutions brusques peuvent être expliquées par le
rôle des deux filtres en graviers installés au niveau de la première lagune, qui participent au
piégeage de certains éléments entre autres les éléments métalliques (Aleya et al., 2007).
L’augmentation des concentrations de certains ETMs (Cd, Cu, Ni et Zn) dans la deuxième et
la troisième lagune par rapport à la première lagune, recevant l’effluent brut du lixiviat, peut
être expliquée par le fait que ces deux lagunes ont une surface plus grande soit 1934 m2 pour
la lagune 2 et 1848 m2 pour la lagune 3. Il faut également considérer le temps de séjour des
lixiviats dans les lagunes qui est 6 fois plus long au niveau de ces deux lagunes qu’au niveau
de la lagune 1 puisqu’il n’est que de 5 jours seulement (Khattabi, 2002).
Le potentiel redox et le pH du système sédiment-eau sont les principaux facteurs qui
influencent la mobilité des oligo-éléments dans les zones humides (DeLaune et al., 1998;
Koretsky et al., 2008). Cependant, dans les eaux usées municipales le pH est plus proche de la
63
neutralité et, par conséquent, ce paramètre n'a aucune incidence sur la mobilité et la rétention
des éléments traces métalliques dans les marais artificiels. En particulier dans les zones
humides, les réactions d'oxydation et de réduction sont de première importance (Du Laing et
al., 2009). Dans des conditions d’aérobie, le processus le plus important affectant
l'accumulation des éléments traces métalliques est la précipitation de Fe / Mn oxydes hydratés
(Singer et Stumm, 1970). Les processus les plus importants qui influent sur l’accumulation /
mobilisation des éléments traces métalliques dans des conditions anoxiques et anaérobies sont
la création de sulfure d'hydrogène par réduction des sulfates mais également la dissolution de
Fe / Mn oxydes hydratés (Khalid et al., 1978; Green et al., 2003; De Volder et al., 2003;
Mansfeld, 2004). Le fer est très présent dans la première lagune (min = 58280 mg kg-1 MS,
max = 165740 mg kg-1 MS) par rapport aux autres éléments. L’augmentation des
concentrations du fer dans les échantillons des sédiments pendant les dernières campagnes
d’échantillonnage met en évidence la saturation du filtre de graviers, ceci se justifie par
l’accumulation des sédiments de couleur rouille en amont du premier et du deuxième filtre,
indiquant la présence excessive des oxydes hydratés du Fer.
Les plus importants concentrateurs des ETMs sont les oxydes et les hydroxydes de fer et de
manganèse, la matière organique et les minéraux argileux (Horowitch et Elrick, 1987). En
raison de l'accumulation des boues, des conditions anaérobies sont créés et par suite les -(oxy) hydroxydes du Fe et Mn sont réduits (Gambrell, 1994), cela peut conduire à une libération
de Fe et Mn et co-précipite les ETMs, tels que As, B, Cr et Sn. Le manganèse est rencontré en
quantité plus importante au niveau des troisième et quatrième lagunes et il est présent à des
concentrations moins importantes au niveau de la première lagune, contrairement au fer. Ceci
peut être dû à la forte compétition du manganèse avec le fer qui forme des complexes plus
stables avec les ions hydroxydes qu’avec le manganèse.
L’ordre d’enrichissement des quatre lagunes est similaire pour les éléments Fe > Al > Mn >
Zn. Au niveau de la première lagune l’accumulation des boues entraîne des conditions
d’anoxie. Dans des conditions anoxiques, le zinc forme des sulfures (Huerta-Diaz et al., 1993;
Achterberg et al., 1997; Stumm et Morgan, 1981; Kosolapov et al., 2004) et des carbonates
(Hansel et al., 2001; Bostick et al., 2001) très insolubles. Ceci peut expliquer les fortes
concentrations du zinc au niveau de la première lagune. En outre, le fer, le manganèse et
également l'aluminium peuvent former dans des conditions aérobies des composés insolubles
par hydrolyse et / ou oxydation. Cela conduit à la formation de divers oxydes, hydroxydes et
64
oxyhydroxydes (Wieder, 1989; Batty et al., 2002; Woulds et Ngwenya, 2004; Sheoran et
Sheoran, 2006). Une fois associés à la phase particulaire, ces éléments sont éliminés de l'eau
par sédimentation. De même, dans des conditions aérobies, le zinc est souvent associé à des
oxydes de Fe et Mn, hydroxydes et oxyhydroxydes (Krauskopf, 1957; Jenne, 1968; Ferris et
al., 1989; Bostick et al., 2001). Le zinc est également conservé dans les plaques de fer sur la
surface de la racine des plantes (Otte et al., 1995). Prenant en considération ces résultats, on
peut envisager que la présence prépondérante du Mn, Fe, Al et Zn au niveau du sédiment des
différentes lagunes peut être favorisée par l’augmentation progressive de l’oxygénation et du
pH en passant d’une lagune à une autre permettant l’immobilisation des ETMs (Gambrell,
1994) notamment au niveau des dernières lagunes pour Mn et Al.
Dans la présente étude le cadmium est l’élément le moins accumulé dans le sédiment à des
concentrations qui ne dépassent pas 3,2 mg kg-1. Dans des conditions d’aérobie, le cadmium
peut être adsorbé ou co-précipité avec des oxydes, hydroxydes et oxydes hydratés de Fe, Mn
et Al (Khalid, 1980). Ceci peut expliquer les maxima des concentrations trouvés au niveau de
la lagune 3, du fait de l’augmentation d’adsorption du cadmium aux -(oxy-) hydroxydes de
Fe, Mn et Al, favorisée par les conditions d’aérobie. L’ordre d’accumulation du plomb et du
manganèse est L2 > L3 > L1 > L4. Il a été démontré que le plomb est fortement absorbé par
les oxydes de Fe / Mn (Dzombak et Morel, 1990). Cependant, il a été conclu que le Pb n'est
pas piégé par les oxydes Fe, mais est complexé à la matière organique sur la surface de la
racine (Sundby et al., 2005). De ce fait, on peut dire que l’augmentation des concentrations du
Pb au niveau de la lagune 2 peut être due à ce qu’elle est plantée et que les circonstances
environnantes aident cet élément à être accumulé dans les sédiments après qu’il ait été piégé
dans les racines des macrophytes qui envahissent le contour et le milieu de cette lagune.
D’une part, dans des conditions oxiques ou suboxiques, Ni s'absorbe sur les oxydes de Mn
(Green-Pedersen et al., 1997; Tonkin et al., 2004). Ceci peut expliquer les teneurs maximales
au niveau de la deuxième et la quatrième lagune. D’autre part, dans des conditions d’anoxie /
anaérobie le nickel forme des sulfures insolubles (Sobolewski, 1999) ce qui justifie les teneurs
élevées au niveau de la première lagune atteignant 42,02 mg kg-1 en juin 2011.
Bien que les concentrations de ces éléments (Cd, Ni et Pb), considérés comme toxiques et
non-essentiels, varient considérablement au niveau des différentes lagunes, elles étaient dans
la fourchette de ce qui est considéré comme des valeurs de référence européennes pour les
65
sédiments soit 0,1-1; 0,5-100 et 2-80 pour Cd, Ni et Pb respectivement (Samecka-Cymerman
et Kempers, 2001) au niveau de la quatrième lagune.
Contrairement à la plupart des ETMs tels que le Zn, Cd, Pb ou Ni, le chrome est soumis à un
changement d'état d'oxydation par suite des conditions d'oxydo-réduction du sol (Gambrell,
1994). Ces conditions jouent un rôle important dans la spéciation, la solubilité et la mobilité
du chrome avec des transformations de réduction à médiation microbienne (Masscheleyn et
al., 1992; Cervantes et al., 2001). DeLaune et al. (1998) ont indiqué que la réduction de Cr
(VI) se produit approximativement au même niveau redox que la réduction du nitrate. Dans
des conditions oxiques et suboxiques, le chrome adsorbe généralement Fe, Mn et surtout, des
oxydes d'azote (Davison, 1993; Guo et al., 1997; Achterberg et al., 1997). Dans les sédiments
anoxiques, le chrome réduit n'est pas facilement incorporé en sulfures (Huerta-Diaz et al.,
1998), mais tend plutôt à s’associer avec la matière organique (Otero et Macias, 2002). Aussi
Guo et al. (1997) ont rapporté que dans des conditions réductrices, le comportement du Cr est
contrôlé principalement par les grandes matières humiques moléculaires insolubles. Les
concentrations moyennes du chrome au niveau des différentes lagunes varient de 59,59 à
93,26 mg kg-1. Nos résultats sont dans l’intervalle de variation des teneurs du chrome trouvées
par Lesage (2006) au niveau de la décharge de Belgique (20 à 140 mg Kg-1), fonctionnant
depuis 16 ans.
Les concentrations du bore dépassent 15 mg kg -1 dans 22 échantillons sur 28. Ceci peut être
expliqué par la forte adsorption du B sur l’argile qui couvre le fond des lagunes, étant donné
que plusieurs études ont montré que le bore s’adsorbe fortement sur les différents types
d’argiles (Sims et Bingham, 1967; Keren et al., 1981; Keren et Mezuman, 1981; Keren et
Gast, 1983; Palmer et al., 1987), et l’une d’entre elles (Palmer et al., 1987) a montré que
l’adsorption du bore sur les argiles s’accompagne d’un fractionnement isotopique dépendant
du pH. En outre, les concentrations du B au niveau de la lagune 4 atteignent des pics
maximaux de l’ordre de 33,56, 30,8 et 26,63 mg kg-1 en octobre 2010, juin 2011 et juin 2012
respectivement. Ces résultats peuvent être le produit de l’adsorption de B sur les autres
composants des sols, comme les oxydes métalliques (Sims et Bingham, 1968a,b; McPhail et
al., 1972; Goldberg et Glaubig, 1985; Goldberg et Glaubig, 1988; Su et Suarez, 1995;
Goldberg et al., 2000; Peak et al., 2003), ou la matière organique (Gu et Lowe, 1990; Lehto,
1995), qui atteint son apogée dans la dernière lagune (Khattabi, 2002).
66
Quatrième partie
4.1. Étude de l’efficacité de l’utilisation de des deux espèces : T.
latifolia et P. australis comme espèces bio-indicatrices de la
pollution polymétallique et valorisation de leur performance
dans la bioaccumulation des éléments traces métalliques
4.1.1. Introduction
Les ZHA, conçues comme des espaces naturels de filtration pour le traitement des eaux
polluées, ont été largement utilisées en Europe et en Amérique du Nord pour les lixiviats des
décharges et les systèmes de gestion des eaux usées, afin d'améliorer la qualité de l'eau avant
rejet dans le milieu naturel. La contamination des milieux aquatiques par les ETMs demeure
un grave problème environnemental qui menace les écosystèmes aquatiques, l'agriculture et la
santé humaine (Srivastav et al., 1994; Lasat, 2002; Fediuc et Erdei, 2002; Overesch et al.,
2007). La sédimentation, l’adsorption, la complexation, les réactions à médiation microbienne
et l’absorption par les plantes constituent les différents mécanismes d'élimination et de
mobilisation des ETMs (Dunbabin et Bowmer, 1992). Des études ont démontré les capacités
que présentent certains macrophytes à séquestrer différents ETMs (Maine et al., 2001; Maine
et al., 2004; Skinner et al., 2007), et souligné leurs rôles de biomoniteurs (Pajevic et al., 2003,
2004; Mishra et al., 2008) et de filtres biologiques du milieu aquatique (Upadhyay et al.,
2007; Brankovic et al., 2011).
La phytoremédiation est souvent considérée comme une technologie efficace, peu coûteuse,
respectueuse de l'environnement et dans laquelle les capacités des plantes, à absorber et à
accumuler des polluants tels que les ETMs, sont mises au service de l’environnement
(Cunningham et al., 1995; Salt et al., 1998; Wu et al., 2010). La phytoremédiation, ainsi
présente une alternative efficace pour éliminer les ETMs des sols, des eaux usées et des boues
(Hinchman et al., 1998; Osmolovskaya et Kourilenko, 2001; Panich-Pat et al., 2004; Gratao et
al., 2005; Audet et Charest, 2007).
67
4.1.1.1. Typha latifolia
Le genre Typha regroupe des plantes monocotylédones appartenant à la famille des
Typhacées. Ce sont des plantes herbacées de milieux humides (Na et al., 2010) qui possèdent
un rhizome. Elles ont une inflorescence typique, dense et en forme de quenouille, dans
laquelle les fleurs femelles et mâles sont séparées (monoécie), les fleurs mâles étant placées
au-dessus des fleurs femelles au bout d’une tige florifère. Les feuilles sont plates (ou
légèrement triangulaires) et croissent à la base de la plante. Elles forment une gaine qui
entoure la tige. Le genre compte environ 30 espèces, les plus répandues étant T. latifolia et T.
angustifolia. La dynamique de croissance de ces plantes dépend des conditions
environnementales: profondeur de l'eau (Grace et Wetzel, 1981a, 1982; Grace, 1988, 1989),
conditions de nutriments (Ulrich et Burton, 1988) et concurrence avec d'autres espèces (Grace
et Wetzel, 1981a, 1998 , Grace, 1987, 1988, 1989; Weisner, 1993).
Typha latifolia (nom commun: quenouilles, massette) est une plante présente dans la zone
littorale des lacs et autres eaux peu profondes dans les climats tempérés (Grace et Wetzel,
1982; Weisner, 1991; Bastviken et al., 2009). Plusieurs études ont montré sa capacité à
pousser dans des milieux pollués et à extraire les ETMs du milieu environnant (Mc Naught et
al., 1974; Ye et al., 1997; Hozhina et al., 2001; Carranza-Álvarez et al., 2008; Sasmaz et al.,
2008) sans perturbation physiologique grave (Pip et Stepaniuk, 1992).
4.1.1.2. Phragmites australis
Phragmites australis (famille des Poaceae; nom commun: le roseau). Cette graminée de
grande taille est l’une des plantes vasculaires les plus répandues dans le monde. Cette plante
qui s’établit en monoculture en Amérique du Nord est aussi l’une des espèces les plus
étudiées (Mal et Narine, 2004; Lavoie, 2008). Elle tolère plusieurs types de sol (Mal et
Narine, 2004). Bien qu’elle préfère les milieux humides d’eau douce ou salée (marais, fossés
de drainage, rives de rivières ou de lac), on la trouve parfois aussi dans des écosystèmes plus
secs (milieux forestiers, sablonneux et rocailleux). La propagation de la plante est largement
associée à l'activité anthropique (Chambers et al., 1999).
La biomasse atteint son maximum de juillet à septembre. Les jeunes pousses commencent à
émerger d'avril à mai (Engloner, 2009) et se développent pendant l’été (Haslam, 1971). Le
taux de croissance du roseau commun semble linéaire (Ostendorp, 1991) et son diamètre varie
68
peu au cours de son développement (Hara et al., 1993). Les colonies peuvent contenir jusqu'à
325 tiges / m2, et les plantes peuvent atteindre en moyenne 2,74 m (Mal et Narine, 2004). Les
tiges sont produites chaque printemps, mais meurent à la fin de l’automne. Elles restent
érigées en hiver et s’affaissent progressivement au printemps suivant, formant une litière qui
se désagrège lentement.
T. latifolia et P. australis, ont la capacité de croître dans des conditions correspondant à celles
retrouvées dans les lagunes contaminées. Elles sont particulièrement adaptées à des milieux
de transition entre le terrestre et l’aquatique. Elles couvrent parfois de vastes marais peu
profonds. Elles sont les principales plantes utilisées dans les stations d'épuration pour leur rôle
de filtre végétal. Leurs capacités épuratoires ont été mises en évidence pour les nitrates et les
phosphates (Ciria et al., 2005), pour les composés organiques (Beltman et al., 1990; Wychra
et al., 1990; Stojanovic et al., 1998) ainsi que pour les ETMs (Grisey et al., 2011). P. australis
et T. latifolia se multiplient principalement par rhizomes. En hiver les rhizomes restent dans le
sol et au printemps, les plantes peuvent facilement se développer à nouveau. Leur système
racinaire très développé, peut atteindre une profondeur de 60 cm (Tanner, 1996), qui permet
une meilleure distribution des exsudats organiques, de l’oxygène et des microorganismes au
niveau de la rhizosphère. Le développement des racines peut également augmenter la porosité
du sol, favorisant ainsi l’infiltration de l’eau. Cependant, les systèmes racinaires comportant
une racine centrale pivotante peuvent avoir des conséquences néfastes sur la structure des sols
en favorisant la formation de chemins d’écoulements préférentiels. Par conséquent, les plantes
avec un système racinaire fibreux semblent les plus adaptées aux systèmes d’infiltration. Ces
différentes caractéristiques nous ont tout de même conduits à les envisager dans un processus
de phyto dépollution des lagunes du site de la décharge d’Étueffont.
Ces végétaux peuvent intervenir directement dans le traitement des eaux soit:
 par absorption directe des polluants et stockage dans les racines et dans les parties
aériennes (phytoextraction)
 par adsorption et/ou précipitation à la surface des racines (rhizofiltration).
Les ETMs sont particulièrement concernés par les phénomènes d’absorption par les plantes
car des éléments comme Fe, Mn, Zn, Cu, Mo et Ni sont essentiels à leur métabolisme
(Williams et al., 2000). Cependant, à des concentrations élevées, ces oligoéléments peuvent
être toxiques. D’autre part, certaines plantes sont également capables d'accumuler des ETMs
69
qui n'ont aucune fonction biologique connue. Il s'agit notamment du Cd, Cr, Pb, Co, Ag et Hg
(Baker et Brooks, 1989), qui peuvent être très toxiques même à de très faibles concentrations.
C’est pourquoi, l’hyper-accumulation des ETMs dans les parties aériennes, sans effet toxique
notable, est un phénomène rare chez les plantes. Selon Milner et Kochian (2008), des plantes
hyper-accumulatrices des ETMs sont des plantes capables d’accumuler des concentrations
métalliques dans leurs parties aériennes qui sont 100 fois plus élevées que des plantes dites
non accumulatrices. Baker et Brooks (1989) définissent comme hyper-accumulateurs de Co,
Cu, Cr, Pb et Ni, des plantes contenant 1000 μg g-1 de matière sèche de l’un de ces éléments,
soit 0.1 %. Dans le cas du manganèse et du zinc cette concentration est portée à 10 000 μg g-1
de matière sèche, soit 1%.
Selon Reddy et Debusk (1987) un macrophyte aquatique employé dans le traitement des eaux
usées doit avoir les caractéristiques suivantes:
 une croissance rapide.
 de hautes productions de biomasse.
 la capacité à accumuler des concentrations élevées en nutriments et en ETMs au cours
d'une exposition longue durée.
Ainsi, le succès de la phytoremédiation dépend du taux de croissance de la plante et de sa
capacité à accumuler des concentrations importantes en ETMs (Abhilash et al., 2009). P.
australis et T. latifolia, sont deux espèces caractérisées par une croissance rapide et qui
présentent une grande résistance aux cycles d’assèchement / mise en eau. Elles sont
également capables de supporter de longues périodes de sécheresse (Kercher et Zedler, 2004)
rendant possible leur utilisation dans les ouvrages d’infiltration.
4.1.1.3. Utilisation des macrophytes pour la bio-surveillance du milieu aquatique
L’analyse chimique des compartiments environnementaux tels que les eaux et les sédiments
constitue l’approche la plus directe pour déterminer la présence des ETMs dans
l’environnement. Cependant, cette approche ne permet pas de juger de l’impact direct de cette
pollution sur les écosystèmes et les organismes vivants. Le bio-monitoring ou bio-surveillance
est une technique qui permet la détection de polluants dans l’environnement en se basant sur
les effets produits par ceux-ci sur les organismes et leurs écosystèmes (Zhou et al., 2008). Elle
repose sur l’utilisation de bio-indicateurs et/ou biomoniteurs qui fournissent de manière
70
indirecte des informations sur les niveaux de pollution de leur milieu. Selon Markert (2007)
un bio-indicateur est un organisme (ou une partie d’un organisme) ou une communauté
d’organismes qui contient des informations sur la qualité de l’environnement. Un
biomoniteur, quant à lui est un organisme (ou une partie d’un organisme) ou une communauté
d’organismes qui contient des informations quantitatives sur la qualité de l’environnement.
Les plantes ont de nombreuses propriétés naturelles telles que:
 l'extraction ou l’accumulation des ETMs des sols / sédiments ou de l'eau pollués par
des ETMs.
 la stabilisation des ETMs dont la tolérance pour certaines plantes réduit leur mobilité,
réduisant ainsi les risques de dégradation de l'environnement (Pilon-Smits, 2005;
Prasad, 2006).
Ainsi, l’utilisation de plantes aquatiques comme bio-indicateurs, en particulier pour la biosurveillance de la pollution métallique aquatique, est communément étudiée (Ali et al., 1999;
Demirezen et Aksoy, 2006; Bonanno et Giudice, 2010). En effet, les macrophytes aquatiques
présentent une certaine aptitude à accumuler les ETMs au sein de leurs tissus (racines,
rhizomes, tiges, feuilles). De nombreuses études rapportent l’utilisation de P. australis et T.
latifolia pour l’élimination des ETMs dans les décharges (Ellis et al., 1994; Lesage et al.,
2007a, b; Grisey et al., 2011).
Automne 2010
Printemps 2011
Automne 2011
Printemps 2012
Figure 34: Chronologie des campagnes d’échantillonnage des macrophytes.
Les lagunes de la décharge d’Étueffont sont colonisées aléatoirement par deux espèces de
macrophytes: T. latifolia présente sur le pourtour des quatre lagunes, et P. australis qui se
développe exclusivement au niveau de la quatrième lagune. Le prélèvement des individus a
été réalisé par arrachage au moyen d'une pioche au niveau des parcelles de (1 m x 1 m). Deux
points d’échantillonnage ont été effectués sur chaque lagune soit en amont, et en aval (Figure
35) suivant l’ordre chronologique présenté sur la Figure 34 soit:
71
 de 25/10/2010 à 07/11/2010 pour la campagne d’automne 2010.
 de 18/04/2011 à 01/05/2011 pour la campagne du printemps 2011.
 de 17/10/2011 à 30/10/2011 pour la campagne d’automne 2011.
 de 16/04/2012 à 29/04/2012 pour la campagne du printemps 2012.
Figure 35: Schéma de prélèvement des échantillons des deux espèces
de macrophyte : Typha latifolia et Phragmites australis.
4.1.2.2. Préparation et analyse des échantillons
De retour au laboratoire, les racines, les rhizomes, les tiges, les feuilles et les fleurs sont
extraits puis subissent un nettoyage minutieux à l'eau distillée. Les échantillons ainsi préparés
passent alors à l'étuve à 80°C durant 24 heures (Demirezen et Aksoy, 2004; Mishra et al.,
2008).
Séchage à 80°C durant 24 heures
72
Après déshydratation, les échantillons sont broyés pour l’analyse. À 1 g de chaque échantillon
des différentes parties de la plante, 6 ml d’acide nitrique HNO 3 et 5 ml d’eau ultra-pure sont
ajoutés. La minéralisation était faite à 105°C durant à peu près 3h dans un HOTBLOCK. Les
échantillons sont dilués jusqu'à 20 ml, volume final. Les analyses des ETMs ont été faites à
l’aide d’un spectromètre d’émission à plasma ICP / OES (Varian 720-ES) Les dosages sont
adaptés à la norme NF EN ISO 15587-2 (2002).
Des échantillons du lixiviat et des sédiments ont été prélevés en même temps que ceux des
macrophytes.
4.1.2.3. Le Facteur de bioconcentration et le Facteur de translocation
Le facteur de bioconcentration (FBC) (De Bortoli et al., 1968) est défini comme étant le
rapport entre les concentrations des ETMs au niveau des macrophytes (exprimé en mg kg -1
Matière Sèche) et au niveau de l’eau (exprimé en mg L -1). La capacité des macrophytes à
absorber les ETMs dans les sédiments environnants, leurs propriétés de translocation des
sédiments aux racines et des racines aux différentes parties des plantes ainsi que leur stockage
dans les parties souterraines et aériennes ont été évaluées par le coefficient d'enrichissement
(CE) (Zhao et al., 2003) exprimé par les rapports suivants:
 [concentration du métal] racines ⁄ [concentration du métal] sédiment : (CER),
 [concentration du métal] rhizomes ⁄ [concentration du métal] sédiment : (CERh),
 [concentration du métal] tiges ⁄ [concentration du métal] sédiment : (CET),
 [concentration du métal] feuilles ⁄ [concentration du métal] sédiment : (CEF),
Le Facteur de transfert traduit la capacité d’une espèce végétale à transférer un polluant de ses
racines vers ses parties aériennes (tige, feuilles, fleurs) (Maiti et Nandhini, 2006).
Le facteur de transfert (FT) est exprimé par les rapports suivants :
 [concentration du métal] rhizomes ⁄ [concentration du métal] racines : (FTRh),
 [concentration du métal] tiges ⁄ [concentration du métal] racines : (FTT),
 [concentration du métal] feuilles ⁄ [concentration du métal] racines : (FTF),
 [concentration du métal] feuilles ⁄ [concentration du métal] tiges : (FTTF),
4.1.2.4. Analyses statistiques
Afin d'évaluer les différences, statistiquement significatives, entre les valeurs moyennes, une
analyse unidirectionnelle de variance avec une Tukey post-test a été utilisée. Dans tous les
73
tests, le niveau de signification des différences dans les valeurs critiques a été fixé à p<0,05.
La régression linéaire a été utilisée pour évaluer l'effet de la concentration en métal dans les
solutions d'eau sur la concentration moyenne du métal dans la biomasse de macrophytes. Le
logiciel utilisé pour l'analyse statistique était Statistica 8.0 (StatSoft, Inc.).
4.1.3. Étude de l’efficacité de l’utilisation de Typha latifolia comme espèce
bio-indicatrice de la pollution polymétallique
4.1.3.1. Résultats
Les concentrations des éléments traces métalliques au niveau des lixiviats, des sédiments et
des différents organes de T. latifolia sont représentées dans les deux Tableaux 11 et 12. Les
distributions des éléments entre les trois compartiments étaient significativement différentes,
dans l'ordre suivant: sédiment > plante > lixiviat. Les éléments ayant des concentrations
inférieures à la limite de détection sont As, Cd, Se et Sn au niveau de lixiviat, Se au niveau du
rhizome, Sn au niveau de la tige et As, Cd, Cr et Sn au niveau des feuilles. L’ordre
d’accumulation des ETMs diffère en fonction du type d’échantillon :

Lixiviat: Fe > Mn > B > Al > Cu > Cr > Zn > Ni

Sédiment: Fe > Al > Mn > Zn > Cu > Cr > As > Ni > Sn > B > Se > Cd

Racine: Fe > Mn > Al > As > Zn > Cu > Cr > Ni > B > Sn > Se > Cd

Rhizome: Fe > Mn > Al > Zn > As > B > Sn > Cu > Cr > Ni > Cd

Tige: Mn > Fe > Zn > Al> B > Cu > Ni > Cr > Se > As > Cd

Feuilles: Mn > Fe > Al > Zn > B > Cu > Se > Ni
D’une part, le fer représente la concentration la plus élevée au niveau du lixiviat, du sédiment
et de la partie inférieure de T. latifolia, d’autre part, le manganèse est l’élément le plus
accumulé au niveau de la partie aérienne. Le cadmium est le dernier élément accumulé au
niveau des sédiments, des racines, des rhizomes et de la tige. L’accumulation au niveau des
racines et des rhizomes est similaire dans l’ordre Fe > Mn > Al.
74
Tableau 11: Concentration des ETMs (Min, Max, moyenne ± SD), exprimée en mg kg-1 MS (pour les sédiments) et en mg L -1 (pour les lixiviats)
au niveau de quatre lagunes en automne et printemps (2010-2012).
Lixiviats
Min
Max
Moyenne
SD
Sédiments Min
Max
Moyenne
SD
Al
Ag
As
B
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Ni
Se
Sn
Zn
0,02
0,43
0,12
0,1
ND
ND
0,257
0,791
0,416
0,122
ND
0,023
0,058
0,041
0,025
0,021
0,161
0,091
0,099
0,067
5,11
0,931
1,161
0,044
8,06
0,78
1,28
0,02
0,03
0,02
0,003
ND
ND
0,032
0,049
0,041
0,012
ND 13,3
578
63,4
96,6
7,5
42
19,6
8,7
0,7
5
2,1
0,86
35,3 42,7
33600
701 343 138000
88,33 162 49811,6
98,85 85,15 21107,35
1660
6700
3879
1287
28,2
59,2
43,7
8,25
2,1
3,5
2,59
0,58
5,9
113
30,1
20
80,2
864
432
202,3
6900
35800
22190
5547,9
75
Tableau 12: Concentration des ETMs (Min Max moyenne ± SD) au niveau des différents organes de T. latifolia exprimée en mg kg-1 MS
échantillonnés dans les quatre lagunes en automne et printemps (2010-2012).
Al
Racines
Ag
As
B
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Ni
Se
Sn
Zn
0,5
6,3
1,07
61,3
2,7
96,8
2430
125000
703
52900
4,8
52
2,76
39,7
5,35
18,9
17,3
373
11503*** 19,6** 9,68** 11,8
10541
14,3 8,09 5,2
102**
66,9
Min
Max
9,7
13100
ND 8,23
341
8,93
28,1
Moyenne
SD
4524***
4190,7
109
73,3
17*
4,7
ND 1,79
432
8,4
22,7
1,6
1,8
32
84,9
14,6*
4,07
1,7
0,1
ND 1,57
1,61
8,68
19,6
0,5
0,9
1,6
0,03
13,6*
3,34
0,7
0,3
ND
7,45
12,9
ND
1,2** 23,8** 29,7**
1,2
17,5
19
35257*
25020
Rhizomes
Min
Max
7,9
965
Moyenne 206,8***
SD
216,4
1
26,5
1,51
25,5
181
66200
89,8
1379,7
1,01
8,6
ND
3,92** 5,08** 7352,86** 540,7*** 2,58**
6,28 4,96 14161,5
352,7
2,13
10,7
11,2
9,7
567
11 37,5**
0,35 94,4
Tiges
Min
Max
Moyenne
SD
2,6
116
26,9***
25,4
1,25
7,4
1,16
10,7
12,9
1900
159
1520
1,45
4,77
2,2
2,5
3,34** 4,2**
2,88 2,72
192***
353,5
821,2***
362,2
3,4**
1,5
2,35
0,2
2,11
9,29
44,5
402
108
4090
1,2
1,6
2,1
3,4
4,8**
2,13
119,9**
85,23
1916***
1004
1,4**
0,2
2,6
0,4
ND
4,7
132
29,1**
24,9
Feuilles
Min
Max
Moyenne
SD
3,6
165
ND
21,6***
31,8
9,77***
1,39
ND
ND
9,6
41,9
16,8**
6,25
ND : Non détecté.
Indique une corrélation significative entre les ETM au niveau des lixiviats et des organes (p<0,05).
**
Indique une corrélation significative entre les ETM au niveau des sédiments et des organes (p<0,05).
*
76
Les ordres d’accumulation des ETMs au niveau des différents tissus de T. latifolia sont
résumés dans le Tableau 13.
Tableau 13: Ordre de la bioaccumulation des ETMs au niveau de différentes parties de T.
latifolia.
Métal
Ordre de la bioaccumulation
Sn
As Cr et Cd
Fe Al Zn et B
Cu
Ni
Mn
Se
R > Rh
R > Rh > T
R > Rh > T > F
R > Rh > F > T
R > T > Rh > F
R >F > T > Rh
R>F>S
Les concentrations en ETMs relevées dans les sédiments sont plus élevées que celles
observées sur les racines à l’exception de Mn As et Se qui infirment cette constatation. Les
éléments accumulés au niveau de T. latifolia sont principalement distribués au niveau des
racines et rhizomes à l’exception du Mn et Se accumulés au niveau des feuilles et tiges et Ni
au niveau des tiges.
Les concentrations de B sont corrélées seulement entre les lixiviats et les différentes parties de
la plante tandis que celles du Mn et Al sont corrélées entre sédiment lixiviat et les différentes
parties de la plante (p<0,05). Les concentrations de Cd et Se au niveau des racines sont
significativement corrélées avec celles des sédiments. Cr, Cu, Fe, Ni et Zn sont corrélés
positivement entre sédiments et toutes les parties élémentaires de T. latifolia.
Les valeurs du facteur de transfert (FT) sont résumées dans le Tableau 14. En moyenne la
mobilité des ETMs était plus élevée du sédiment vers la plante que celle au sein de la plante
elle-même. En fait la vitesse et l'ampleur de la translocation dans les tissus dépend de
l'élément et de l’organe considéré. FT indique que les éléments accumulés par T. latifolia ont
été en grande partie conservés dans les racines comme le montrent les valeurs générales de
FT<1. En moyenne la translocation la plus élevée est enregistrée entre les sédiments et les
racines. En particulier Cu et Mn représentent les valeurs minimales et maximales de rapport
racine/sédiment respectivement. Parmi les éléments détectés dans toutes les parties de la
plante la plus haute translocation entre les racines et les rhizomes est obtenue pour Al, B, Cu
et Zn entre les racines et les tiges pour Ni et entre les racines et les feuilles pour Mn.
77
Tableau 14: Facteur de transfert au niveau du T. latifolia.
Al
As
B
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Ni
Se
Sn
Zn
Moyenne
CER
FTRh
FTT
FTF
0,2
1,72
0,87
0,57
0,27
0,18
0,71
2,97
0,45
3,74
0,39
0,24
1,03
0,05
0,29
0,86
1,42
0,16
0,17
0,21
0,05
0,13
/
0,93
0,37
0,42
<0,01
0,01
0,80
0,58
0,14
0,14
0,01
0,07
0,17
0,24
/
0,29
0,22
<0,01
/
0,57
/
/
0,16
/
0,17
0,07
0,27
/
0,16
0,23
4.1.3.2. Discussion
Sur les 11 ETMs détectés au niveau des différents éléments de la plante les concentrations
dans les sédiments et T. latifolia étaient significativement corrélées avec 9 éléments à savoir
Al, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Se et Zn (p<0,05). La concentration des ETMs au niveau des
racines et des rhizomes est généralement corrélée positivement avec celle dans les sédiments
et en moindre proportion avec la partie aérienne de la plante (Deng et al., 2004). Les
macrophytes ayant un système racinaire comme T. latifolia sont beaucoup plus influencés par
les ETMs contenus au niveau des sédiments que par ceux contenus dans l’eau par conséquent
la bioaccumulation est importante quand les sédiments sont très contaminés par des ETMs
(Bonanno et Guidice, 2010).
En ce qui concerne l’absorption les racines constituent généralement la voie principale des
ETMs pour les plantes (Kumar et al., 2006). Cependant d'autres tissus de T. latifolia ont
montré la capacité de translocation des ETMs comme les rhizomes et les feuilles. FT était
presque toujours <1 pour les différents éléments en accord avec plusieurs études mentionnant
que les concentrations des ETMs dans les parties souterraines sont généralement plus élevées
que celles au niveau des organes aériens (Grisey et al., 2011; Klink et al., 2012). L’ordre
78
général d’accumulation des ETMs décroit de racines > rhizomes > feuilles > tiges confirmant
certains travaux entre autre ceux de Klink et al. (2012).
Le bore: Les teneurs du bore présentent des différences significatives entre l'eau et les
différentes parties de la plante. La forte mobilité a été relevée en particulier de la racine au
rhizome probablement en raison de l'importance métabolique de B dans la translocation des
sucres. Les teneurs du B au niveau des lixiviats demeurent plus élevées par rapport aux
valeurs seuils du cours d’eau soit 10-100 µg L-1 (Gaillardet et al., 2003). La contamination des
lixiviats peut être expliquée par le fait que les effluents bruts sont encore chargés de bore et
par suite l’utilisation de T. latifolia comme bio-indicateur du bore peut être suggérée. La
mobilité du B au niveau de la partie aérienne du T. latifolia demeure importante ce qui se
traduit par des FTs élevés de l’ordre de 0,8 et 0,57 respectivement pour tige / racine et feuille /
racine.
L’aluminium est le troisième élément le plus abondant dans la croûte terrestre avec presque 8
% (Kabata-Pendias et Mukherjee 2007). La fonction physiologique d’Al au niveau des plantes
n’est pas claire bien qu’il y ait des preuves que de faibles teneurs d’Al peuvent avoir un effet
bénéfique sur la croissance des plantes (Kabata-Pendias 2001). Nos résultats montrent une
importante accumulation d’Al dans les racines (moy = 4524 mg kg-1) et une faible mobilité
tout au long de la partie aérienne (FT<0.01) en accord avec certains travaux mentionnant que
le fer et l’aluminium sont essentiellement immobilisés au niveau des racines des
métallophytes (Baker et al., 1994). En dépit de fortes concentrations d’ETMs associées aux
racines les oligo-éléments sont généralement associés aux sédiments en raison de la faible
biomasse totale des racines par rapport aux sédiments (Teuchies et al., 2008). Dans le cas de
T. latifolia, on peut émettre l'hypothèse de l'existence de mécanismes de protection pour
empêcher l'afflux d'ions Al3+ dans les cellules des racines. Cela peut se produire soit par
formation de complexes organiques Al ou par fixation ou précipitation des ions Al3+ à la paroi
cellulaire du cortex racinaire (Savory et Wills, 1991).
Le cadmium très toxique n'est pas un élément essentiel et il affecte la croissance et le
métabolisme des plantes (Divan et al., 2009). Les concentrations du Cd sont inférieures à la
limite de détection au niveau des échantillons du lixiviat ainsi les teneurs enregistrées au
niveau des différentes parties de la plante proviennent des sédiments. Les concentrations du
cadmium sont les plus faibles parmi toutes les concentrations des ETMs étudiés ces résultats
sont en accord avec les travaux de Demirezen et Aksoy (2004) (T. angustifolia marais Sultan)
79
et de Sasmaz et al. (2008) (T. latifolia Flux Kehli). Nos résultats montrent que les racines de
T. latifolia sont capables d’accumuler une quantité élevée de cadmium proportionnellement
aux quantités contenues dans les sédiments (corrélation positive entre le Cd au niveau des
racines et des sédiments) (ANOVA; F= 11,53 p<0,01). Une faible proportion du cadmium
contenue dans la partie souterraine du T. latifolia est mobilisée vers la partie aérienne. En fait
la proportion de Cd au niveau des tiges est seulement égale à 19 % du Cd total et est
inférieure à la limite de détection au niveau des feuilles. Bien qu’en moyenne le contenu de
Cd, au niveau des racines, est inférieur à celui des rhizomes le maximum d’accumulation est
enregistré au niveau des racines. Les racines de T. latifolia peuvent être utilisées comme un
indicateur de pollution en cadmium au niveau du sédiment.
Le chrome est considéré comme un élément toxique pour les plantes (Shanker et al., 2005;
Bonanno et Giudice 2010). Selon Pais et Jones (2000) une concentration supérieure à 10 mg
kg-1 avait un effet phytotoxique sur les plantes. Des concentrations élevées en Cr au niveau
des racines T. latifolia (moy = 23,8 mg kg -1) ainsi qu’un rapport racines /sédiment de l’ordre
de 0,27 suggérent que T. latifolia peut être considérée comme une plante accumulatrice du
chrome. De même nos résultats montrent que le Cr est principalement accumulé au niveau des
racines. Ces résultats sont en accord avec ceux de Vardanyan et Ingole (2006) et Klink et al.
(2012) mentionnant que les racines accumulent plus de chrome que les autres parties des
plantes aquatiques. Shewry et Peterson (1974) expliquent la faible mobilité du chrome des
racines vers la partie aérienne du fait qu’il est un élément non-essentiel pour la croissance des
plantes. En outre selon Kabata-Pendias (2001) la biodisponibilité du chrome pour les plantes
est limitée du fait que les tissus souterrains sont incapables de stimuler la réduction de Cr3+ en
Cr2+ facilement soluble. Par conséquent la propension de Cr3+ de se lier aux parois cellulaires
peut expliquer le fait par lequel T. latifolia et les plantes en général accumulent
principalement le Cr au niveau de la partie souterraine (Zayed et al., 1998).
Le cuivre est un élément essentiel pour la croissance des plantes localisé dans de nombreux
enzymes des réactions d’oxydoréductions (Kabata-Pendias et Pendias, 1993) cependant il a
des effets toxiques lorsque la concentration dépasse 20 mg kg -1 ce qui est relevé au niveau des
racines et des feuilles (Alloway, 1990; Borkert et al., 1998; Reeves, 2002). Nos résultats
montrent que les racines de T. latifolia accumulent plus de cuivre que les autres éléments de la
plante soit en moyenne 29,7 mg kg-1 agissant ainsi comme un filtre qui empêche la
translocation du Cu vers les rhizomes et la partie aérienne. Ces résultats en accord avec ceux
80
de Siedlecka et al. (2001) et Aksoy et al. (2005a, b) indiquent que le cuivre tend à
s’accumuler au niveau des racines et qu’il est à peine mobilisé vers les autres parties de la
plante. Cet effet est remarquablement efficace pour protéger les rhizomes et la partie aérienne
de l’effet toxique du cuivre (Fürtig et al., 1999). Cependant les FTs du cuivre sont supérieurs
à 0,1 pour rhizomes / racines; tiges / racines et feuilles / racines. Cela peut être dû au fait qu’il
est un élément essentiel pour la plante et sa mobilité observée dans cette étude peut être
expliquée par son transport actif à toutes les parties de la plante (Shuping et al., 2011).
Le fer est un élément essentiel pour les plantes dans les processus de transformation de
l'énergie nécessaires à la synthèse. Il est également indispensable dans les processus
enzymatiques tels que la biosynthèse de la chlorophylle et des protéines ainsi que dans la
respiration cellulaire (Kabata-Pendias et Pendias, 1993). Cependant, des concentrations
élevées peuvent entraîner un stress oxydatif pour les plantes (Bienfait 1988). Nos résultats ont
montré que le fer est accumulé à la plus haute ampleur au niveau des racines et des rhizomes
ainsi les concentrations dans la partie souterraine ont un ordre de grandeurs supérieur à celles
rapportées par Carranza-Álvarez et al. (2008) et Klink et al. (2012). En moyenne les
concentrations du fer au niveau de la partie souterraine de T. latifolia dépassent largement les
concentrations phytotoxiques (20-200 mg kg-1) rapportées par Markert (1992). Ceci peut être
expliqué par le fait que les racines des macrophytes libèrent de l'oxygène à la rhizosphère
(Reddy et al., 1989) et produisent la précipitation de Fe pour former ce qu'on appelle la
"plaque de fer" (Otte et al., 1995). Les valeurs des FTs du fer sont faibles au niveau de la
partie aérienne ces résultats sont en accord avec les travaux de Demirezen et Aksoy (2006)
mentionnant que la translocation du fer est faible au niveau des plantes et qu’il a tendance à
s’accumuler au niveau des parties souterraines soit au niveau des racines et des rhizomes (FT :
rhizomes / racines= 0.21).
Le manganèse est un élément essentiel pour les plantes il agit sur le développement de la
chlorophylle et sert de catalyseur dans le processus d'oxydo-réduction de divers systèmes
d'enzymes (Memon et al., 2001; Carranza-Álvarez et al., 2008; Bonanno et Giudice, 2010).
Les concentrations au niveau du T. latifolia sont très supérieures à celles enregistrées par
Szymanowska et al. (1999) au niveau de T. latifolia prélevé d’un lac non pollué. Les valeurs
moyennes des concentrations du Mn au niveau des racines (moy = 11503) et des feuilles (moy
= 1916) du T. latifolia dépassent les valeurs toxiques de 20-1000 mg kg-1 mentionnées par
Alloway (1990) et Reeves (2002) pour les plantes. Des concentrations en Mn très élevées au
81
niveau des racines et un rapport racine/sédiment substantiel (FT = 2,97) laissent suggérer une
disponibilité élevée de ce métal à partir des sédiments de fond (Baldantoni et al., 2004). Le
manganèse est l’élément le plus accumulé au niveau des tissus aériens du T. latifolia ainsi les
feuilles représentent le deuxième site d’accumulation du Mn ces résultats sont en accord avec
ceux de Demirezen et Aksoy (2006) et Klink et al. (2012) confirmant que Mn est facilement
mobilisé vers la partie aérienne de la plante et s’accumule préférentiellement au niveau des
feuilles. Les concentrations du Mn au niveau des racines sont plus élevées que celles au
niveau du sédiment en effet les racines du T. latifolia peuvent servir comme organes bioindicateurs du Mn.
Le nickel est un élément essentiel pour les plantes mais il est toxique au-dessus de 5 mg kg-1
(Allen 1989). Ainsi à des concentrations élevées il entraîne une réduction de croissance baisse
de rendement et le désordre dans le métabolisme et la physiologie des plantes (Papazoglou et
al., 2007). En conséquence seule la concentration dans les racines peut être considérée comme
dangereuse. Ni est principalement accumulé au niveau des racines (FT
il est par conséquent faiblement mobilisé vers les feuilles (FT
racine / feuille
racine / sédiment
= 0,45) et
= 0,07). Nos résultats
sont en accord avec ceux de Demirezen et Aksoy (2004) et Klink et al. (2012). La raison
possible pourrait être l'auto-réglage des plantes jouant un rôle important sur la séquestration
des ETMs dans leurs racines ce qui prive les ETMs de translocation à la partie supérieure de
la plante.
Le zinc joue un rôle métabolique essentiel chez les plantes étant un composant actif d'un
grand nombre d'enzymes (Kabata-Pendias et Mukherjee 2007) cependant il devient toxique à
des concentrations de 500-1500 mg kg-1 (Chaney, 1989). Nos résultats montrent que les
concentrations de Zn au niveau des différentes parties de T. latifolia sont significativement
corrélées avec celles au niveau du sédiment (p<0,001). Cela peut dépendre du fait que les
formes solubles de zinc sont facilement assimilables par les plantes (Kabata-Pendias, 2001).
Les concentrations du zinc au niveau des racines varient de 17 à 373 mg kg -1 et au niveau des
feuilles la concentration du Zn est de l’ordre de 16,8 mg kg-1. En effet la diminution des
valeurs de Zn dans les feuilles peut être due à des effets de dilution de croissance (Gleason et
al., 1979) alors que des concentrations variables dans les racines peuvent éventuellement
dépendre de la modification de la chimie dans la rhizosphère entraînant une disponibilité
différente des ETMs à l'interface racine-sédiment (Cacador et al., 2000). En plus des
concentrations élevées au niveau des racines et un rapport racines / sédiment important
82
laissent suggérer que les racines de la quenouille T. latifolia peuvent être considérées comme
parties accumulatrices à l’égard de Zn; ces résultats sont en accord avec les travaux d’Aksoy
et al. (2005b) pour Typha angustifolia et ceux de Klink et al. (2012) pour Typha latifolia.
L’utilisation de T. latifolia comme une espèce tolérante adaptée à des environnements
contaminés est considérée comme une éco-technique pour la restauration de l’eau et du sol
(Grisey et al., 2011; Klink et al., 2012). Les macrophytes émergentes (hélophytes) sont
bénéfiques pour le traitement biologique des eaux usées principalement en raison de leur forte
productivité de l’assimilation des nutriments et de la participation à la formation de conditions
favorables à la prolifération des micro-organismes du sol (Larue et al., 2010). Outre la bioremédiation T. latifolia peut également être considérée comme une espèce appropriée pour les
programmes de bio-surveillance. En effet elle a montré une réponse directe à l'état des
sédiments et de l'eau indiquant ainsi les effets cumulatifs de la pollution dans le système de
traitement de lixiviat de la décharge d’Étueffont. Une partie de l'augmentation des
concentrations des ETMs dans Typha latifolia reflète l'augmentation des concentrations de ces
ETMs dans l'environnement en accord avec Jones (1985) qui stipule que les macrophytes
aquatiques concentrent les éléments et intègrent les fluctuations temporelles de la chimie de
l'eau et sont donc utiles aux fins de surveillance en plus des analyses chimiques de l'eau et des
sédiments de fond. Selon Baker et al. (2000) les espèces biomoniteurs ont une absorption
relativement constante sur une gamme de gradient d'oligo-éléments dans le compartiment
abiotique en particulier des sédiments. Par conséquent ils montrent une relation linéaire entre
les concentrations dans les tissus de la plante et dans l'eau ou sédiment (Madejón et al., 2004).
Le roseau à massette a donc agi comme un outil biologique pour la surveillance des
concentrations de Cr Cu Fe Ni et Zn dans les sédiments ainsi que le bore dans l'eau.
Zhou et al. (2008) ont défini comme bio-indicateur idéal un organisme vivant présentant les
caractères suivants: (1) Il peut accumuler un niveau élevé de polluants sans décès (2) il vit
dans un style sessile représentant la pollution locale (3 ) il a une abondance et une distribution
assez large pour l'échantillonnage répétitif et la comparaison (4) la durée de vie est assez
longue pour la comparaison entre les différents âges (5) il peut se permettre des tissus cibles
appropriés ou cellulaires pour des recherches plus poussées au niveau microscopique (6) il est
facile à échantillonner et à élever en laboratoire (7) il reste vivant dans l'eau (8) il occupe une
position importante dans la chaîne alimentaire et (9) la relation dose-effet peut être observée
dans celui-ci. Selon l'objectif du suivi spécifique prévu un candidat affichant plusieurs de ces
83
caractères pourrait être possible pour la bio-surveillance. T. latifolia montre des facteurs de
bioconcentration métalliques élevés (0.18 ≤ racine / sédiment ≥ 3.74). Ce résultat souligne
l'application potentielle de cette espèce à des fins de bio-surveillance.
4.1.3.3. Conclusion
Notre étude montre que la concentration des ETMs au niveau de T. latifolia dépend du type de
tissu. Ce résultat est en accord avec d’autres études où les racines et les rhizomes accumulent
plus d’ETMs en comparaison avec la partie aérienne. Ce résultat suggère l’existence d'une
sorte de barrière de protection empêchant le transfert des éléments toxiques à partir des
racines du roseau à massette, à ses rhizomes et la partie aérienne. La corrélation positive entre
les concentrations au niveau des différentes parties de la plante et celles des sédiments et des
lixiviats indiquent que les racines rhizomes tiges et feuilles de T. latifolia agissent comme bioindicateurs et particulièrement les racines et sont potentiellement utiles dans la détection des
changements dans les conditions ambiantes dues aux ETMs. Leur application est
recommandée pour les programmes de bio-surveillance visant à fournir une évaluation
quantitative de la qualité de l'environnement en ce qui concerne l'eau et les sédiments.
84
4.1.4. Valorisation de la performance des deux espèces de macrophytes
Typha latifolia et Phragmites australis dans la bioaccumulation des ETMs au
niveau de la quatrième lagune du site de la décharge d’Étueffont
4.1.4.1. Résultats
4.1.4.1.1. Éléments traces métalliques au niveau des lixiviats
Les ETMs (Ag, Al, As, B, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Se, Sn et Zn) ont été analysés en amont et
en aval dans les lixiviats de la quatrième lagune de la décharge du site d’Étueffont. Les
résultats sont récapitulés dans le Tableau 15. Seules les concentrations des éléments suivants :
Ag, Fe, Mn et Zn présentent une variation saisonnière marquée dans les échantillons de
lixiviat prélevés en amont et en aval. Les concentrations d’As Se et Sn enregistrées en amont
et à l’aval étaient inférieures à la limite de détection sans aucune variation significative en
fonction de la saison d'échantillonnage. Les concentrations moyennes du B, Cd, Cr, Cu et Ni
étaient stables pendant toute l'étude sans aucune différence significative entre l'amont et l’aval
de la quatrième lagune. À l’exception de valeurs enregistrées au printemps 2012 la
concentration d’Ag demeure constante au niveau de la lagune (amont / aval) avec des valeurs
inférieures à la limite de détection.
Une variation saisonnière significative des concentrations des ETMs a été enregistrée en
amont / aval avec un pic au printemps pour Al, Fe et Mn. Cependant des réductions
significatives (p<0,001) ont été enregistrées pour Al (Printemps 2011) et Fe (automne 2010 et
printemps 2011) ainsi les concentrations en Mn ont été considérablement réduites par rapport
à l’amont dans toutes les campagnes d’échantillonnages. De faibles différences dans la
réduction du Fe entre l’amont et l’aval ne sont pas statistiquement significatives bien que les
concentrations aient été réduites en automne 2011 et au printemps 2012. Les concentrations
du Zn ont été significativement réduites (p<0,05) par rapport aux concentrations mesurées en
amont au printemps 2011 et 2012 uniquement.
85
Tableau 15: Concentrations des ETMs (milligrammes par litre) des lixiviats en amont / aval de la quatrième lagune du système de lagunage
d'Étueffont.
Amont
mg L-1
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
Ag
< 0,02 a
< 0,02 a
< 0,02 a
Al
< 0,02 a
0,074±0,020 b
As
< 0,02 a
B
% Réduction / P valeur
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
P
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
0,074±0,011 b
***
< 0,02 a
< 0,02 a
< 0,02 a
0,060±0,007 b
***
/
/
/
-19 *
< 0,02 a
0,072±0,008 b
***
< 0,02 a
0,060±0,007 b
< 0,02 a
0,066±0,011 c
***
/
-19 ***
/
-9 ns
< 0,02 a
< 0,02 a
< 0,02 a
ns
< 0,02 a
< 0,02 a
< 0,02 a
< 0,02 a
ns
/
/
/
/
0,362±0,050 a
0,398±0,034 a
0,364±0,027 a
0,384±0,028 a
ns
0,322±0,026 a
0,378±0,049 a
0,322±0,031 a
0,328±0,046 a
ns
-11 ns
-5 ns
0 ns
-15 ns
Cd
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0 ns
0 ns
0 ns
0 ns
Cr
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0 ns
0 ns
0 ns
0 ns
Cu
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
0,02±00 a
ns
0 ns
0 ns
0 ns
0 ns
Fe
0,104±0,020 a
0,238±0,062 b
0,106±0,045 a
0,226±0,021 c
***
0,082±0,008 a
0,134±0,042 b
0,098±0,032 a
0,200±0,034 c
***
-21 *
-44 ***
-8 ns
-12 ns
Mn
0,116±0,015 a
0,182±0,023 b
0,170±0,016 b
0,336±0,045 c
***
0,090±0,010 a
0,150±0,016 b
0,108±0,018 a
0,174±0,013 b
***
-22 *
-18 *
-36 ***
-48 ***
Ni
< 0,02 a
0,273±0,052 b
< 0,02 a
0,258±0,039 b
ns
< 0,02 a
0,263±0,049 b
< 0,02 a
0,258±0,042 b
ns
/
-4 ns
/
0 ns
Se
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
ns
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
ns
/
/
/
/
Sn
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
ns
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
< 0,04 a
ns
/
/
/
/
Zn
< 0,02 a
0,213±0,023 b
< 0,02 a
0,192±0,016 b
***
< 0,02 a
0,136±0,054 b
< 0,02 a
0,110±0,016 b
***
/
-36 ***
/
-43 ***
P
Les données sont exprimées en : moyenne ± SD n = 6. Les différentes lettres indiquent une différence significative entre les périodes d’échantillonnages et les localisations
des échantillons (amont / aval)
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
86
4.1.4.1.2. ETMs au niveau des sédiments
Les valeurs enregistrées dans les quatre campagnes d’échantillonnage sont présentées dans le
Tableau 16. D’importantes variations saisonnières des concentrations des ETMs en amont /
aval ont été observées pour As, B, Cd, Cr, Cu, Mn, Sn et Zn. Cependant aucune variation
significative n’a été enregistrée pour Ag Fe et Ni (en amont / aval) Al (amont) et Se (aval).
Les teneurs des ETMs dans les sédiments échantillonnés en amont ont montré des valeurs
généralement inférieures à celles observées en aval. Les réductions des ETMs dans les
sédiments varient de -2 à -54 % en automne 2010 / 2011 et de -2 à -53 % au printemps 2011/
2012. Seules les concentrations de Cd, Cu, Sn et Zn ont été significativement réduites
(P<0,05) par rapport aux concentrations mesurées en amont quelle que soit la saison
considérée. Les concentrations ont été considérablement réduites entre l’amont et l’aval pour
Al et Se au printemps 2012 ainsi qu’As et Cr au printemps 2011. Aucune réduction
significative n’a été enregistrée pour Ag, Fe, Mn et Ni dans la quatrième la lagune. Les
concentrations du B ont été significativement réduites (p<0,001) en comparaison avec les
concentrations mesurées en amont en printemps 2011 / 2012 uniquement.
87
Tableau 16: Concentrations des ETMs (milligrammes par gramme MS) dans le sol et les sédiments prélevés dans le site d'étude en amont / aval
pendant la période expérimentale.
Amont
mg kg-1
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
27100±3141 a
28150±4193 a
25800±3498 a
31700±4299 a
ns
26650±2259 ab
29200±2476 a
22450±3044 b
25350±3270 ab
*
-2 ns
4 ns
-13 ns
-20 *
As
18,25±2,48 a
32,30±2,71 b
21,30±2,33 a
28,10±4,28 b
***
18,40±1,56 a
19,65±1,44 a
16,85±3,73 a
24,95±2,12 b
***
1 ns
-39 ***
-21 ns
-11 ns
B
17,10±2,27 a
36,70±3,11 b
29,35±3,98 c
33,15±2,50 c
***
17,50±1,29 a
23,25±2,11 b
27,00±2,29 b
28,35±1,84 c
***
2 ns
-37 ***
-8 ns
-17 ***
Cd
0,51±0,01 a
2,25±0,48 b
0,85±0,12 ac
1,10±0,05 c
***
0,50±0,01 a
1,15±0,17 b
0,50±0,01 a
0,87±0,13 c
***
-2 **
-49 ***
-41 ***
-21 **
Cr
56,10±4,76 a
75,30±6,39 b
46,85±5,92 a
51,70±7,31 a
***
53,85±6,10 a
58,95±7,59 a
39,85±6,76 b
47,25±6,69ab
**
-4 ns
-22 **
-15 ns
-9 ns
Cu
73,30±8,92 a
219,50±18,61 b
112,10±16,46 c
143,70±5,83 d
***
57,75±4,90 a
104,0±14,71 b
60,05±5,09 a
131,00±6,50 c
***
-21 **
-53 ***
-46 ***
-9 *
Fe
34250±4644 a
38800±3289 a
37800±6409 a
39850±3378 a
ns
35000±5528 a
36250±6146 a
35300±2993 a
37700±5955 a
ns
2 ns
-7 ns
-7 ns
-5 ns
Mn
2185±332,8 a
3070±416,3 b
2370±200,9 a
3780±512,6 c
***
1700±380,6 a
2995±219,8 b
2230±258,5 a
3665±355,1 c
***
-22 ns
-2 ns
-6 ns
-3 ns
Ni
39,40±6,00 a
47,60±6,73 a
38,80±5,49 a
38,20±5,82 a
ns
38,40±6,06 a
40,15±6,81 a
34,35±4,86 a
36,10±5,50 a
ns
-3 ns
-16 ns
-11 ns
-5 ns
Se
<1a
<1a
<1a
1,65±0,06 b
***
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
-39 ***
Sn
7,05±0,60 a
23,45±3,58 b
8,95±0,87 ac
10,65±0,41 c
***
4,50±0,64 a
12,10±1,03 b
5,00±0,01 a
11,45±0,38 b
***
-36 ***
-48 ***
-44 ***
8*
Zn
290,50±24,63 a
458,01±50,13 b
260,03±17,49 ac
225,5±24,71 c
***
158,02±13,39 a
227,51±15,09 b
119,02±18,13 c
116,61±12,74 c
***
-46 ***
-50 ***
-54 ***
-48 ***
Les données sont exprimées en : moyenne ± SD n = 6. Les différentes lettres indiquent une différence significative entre les périodes d’échantillonnages et les localisations
des échantillons (amont / aval)
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
88
4.1.4.1.3. Biomasse des macrophytes
La biomasse aérienne moyenne de la quenouille (T. latifolia) et du roseau commun (P.
australis) pour les deux années est présentée dans la Figure 36. La biomasse la plus
importante pour les pousses des deux plantes est enregistrée en amont de la lagune 4 en
automne 2011 avec 1,13 et 0,85 kg MS m-2 respectivement. Pour les deux espèces les valeurs
de biomasse de la partie aérienne ne sont pas significativement différentes en automne et au
printemps pour les deux années entre l’amont et l’aval. Les biomasses de la partie souterraine
de la quenouille varient de 0,46 à 1,29 kg MS m-2 et de 1,36 à 1,94 kg MS m-2 pour le roseau.
Bien que la biomasse moyenne du roseau et celle de la quenouille ne diffèrent pas
significativement la biomasse racines / rhizomes du roseau était supérieure à celle de la
quenouille. Aucune différence significative n'a été observée pour les deux espèces de plantes
dans la biomasse racines / rhizome et pousses en relation avec les saisons et la localisation
(amont / aval) confirmant les conditions de croissance uniformes.
89
Aut. 2010
Print. 2010
Aut. 2010
Print. 2010
Print. 2010
Aut. 2010
Print. 2010
Print. 2010
Print. 2010
Aut. 2010
Aut. 2010
Aut. 2010
Biomasse de la pousse,
kg MS m-2
Print. 2010
Print. 2010
Biomasse souterraine,
kg MS m-2
Aut. 2010
Aut. 2010
Biomasse de la pousse,
kg MS m-2
Biomasse souterraine,
kg MS m-2
Figure 36: Biomasse de la pousse (partie aérienne) exprimée en (gramme MS par plante) de
T. latifolia et P. australis prélevée entre l’amont et l’aval de la lagune 4 pendant la période
d’échantillonnage (n=6 moyenne ± SD).
4.1.4.1.4. Les teneurs des ETMs au niveau des deux espèces en relation avec celles du
sédiment
Les concentrations des ETMs mesurées au niveau des différents tissus de T. latifolia et P.
australis pour deux saisons caractéristiques et sur deux années sont présentées dans les
Tableaux 17, 18, 19, 20 et 21 pour T. latifolia et 22, 23, 24, 25 et 26 pour P. australis.
Généralement les valeurs des ETMs sont plus importantes au niveau de la partie souterraine
des deux plantes que dans la partie aérienne (tiges feuilles et fleurs).
90
4.1.4.1.4.1. Typha latifolia
Les racines et les rhizomes de T. latifolia échantillonnés en amont de la lagune 4 accumulent
les ETMs les concentrations étant significativement plus élevées que dans la partie aérienne.
Les concentrations en Ag et Sn restent inférieures aux limites de détection (ILD) au niveau
des différents tissus quelle que soit la saison. À l’exception de ces deux éléments des
différences significatives ont été observées entre les concentrations des ETMs au niveau des
tissus de la partie souterraine (p<0,001). Des variations importantes de la concentration en
ETMs au niveau des rhizomes tiges et fleurs ont été enregistrées pour le Cr en amont de la
lagune seulement. En outre seules les concentrations du Cd et du Se ne varient pas
significativement avec les saisons au niveau des rhizomes tiges et fleurs de T. latifolia tant en
amont qu’en aval de la lagune (Tableaux 18, 19 et 20). À l’exception du Ni et de l’As
l’accumulation des ETMs dans la biomasse aérienne de T. latifolia (tiges feuilles et fleurs)
montre une variation saisonnière significativement similaire à celle des rhizomes en amont /
aval de la quatrième lagune. Les concentrations des ETMs au niveau des parties souterraines
(racines-rhizomes) et aériennes (tiges feuilles et fleurs) sont maximales au printemps après la
croissance de la plante tandis qu’une baisse générale est observée en automne avant la
sénescence. La comparaison entre les échantillons des plantes prélevés en amont et en aval
montre que la plupart des ETMs a diminué de façon significative (p<0,001) à la fois au niveau
des parties souterraines et aériennes que dans les échantillons prélevés en aval indiquant une
accumulation plus importante en amont. Toutefois bien qu’une réduction significative de
l’accumulation des ETMs au niveau des racines ait été observée à l'intérieur du bassin pour
les éléments mesurés (à l’exception de l’Ag et du Sn) seul le zinc a montré une réduction
importante et significative pour l’ensemble des campagnes d’échantillonnages.
De même une différence significative (P<0,001) dans l’accumulation des ETMs entre l’amont
et l’aval de la quatrième lagune est enregistrée au niveau des rhizomes tiges et feuilles de T.
latifolia pour Al, B, Cu, Fe, Mn, Ni et Zn (As pour le rhizome seulement).
Comme pour les racines une différence significative est trouvée entre l’amont et l’aval
(P<0,05) dans l’accumulation des ETMs au niveau des rhizomes tiges et feuilles de T. latifolia
pour Al, B, Cu, Fe, Mn, Ni et Zn (As pour le rhizome seulement). Une différence significative
est aussi observée pour le Cr au niveau des rhizomes tiges et fleurs. À l’exception des teneurs
en As et en Cr (pas de différence significative entre les saisons), le même ordre est observé
pour les feuilles de T. latifolia. Quelle que soit la saison aucune élimination significative n'a
91
été observée pour l’Ag et le Sn par les racines et les rhizomes ainsi que par les tiges les
feuilles et les fleurs de T. latifolia entre l'entrée et la sortie de la quatrième lagune.
92
Tableau 17: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des racines de T. latifolia en amont / aval de la quatrième
lagune du site d'Étueffont pour les deux saisons.
Amont
T. latifolia
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
2010
2011
<5a
<5a
ns
/
/
Automne
2011
Printemps
2012
Racines
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
Al
3130±362.8 a
As
39.22±2.86 a
B
/
/
6060±702.5 b
1.50±0.01 c
10300±1194 d
***
1830±212.1 a
4590±532.1 b
1.50±0.01 c
5520±639.9 d
***
-42 ***
111.0±8.16 b
71.12±5.23 c
151.2±12.83 d
***
36.78±2.68 a
73.20±5.40 b
69.82±5.07 b
87.42±6.41 c
***
-6 ns
-24 **
/
-46 ***
-34 ***
-3 ns
-42 ***
12.68±1.11 a
26.20±2.22 b
18.17±1.54 c
23.80±2.04 b
***
11.40±0.96 a
14.60±1.26 b
15.30±1.30 b
21.10±1.79 c
***
-10 ns
-44 ***
-16 *
-11 ns
Cd
< 0.5 a
1.60±0.09 a
0.56±0.06 b
1.01±0.15 c
***
< 0.5 a
0.64±0.10 a
0.53±0.04 a
0.86±0.12 b
***
/
-60 ***
-5 ns
-15 ns
Cr
9.00±1.02 a
61.30±6.94 b
11.68±1.32 a
30.80±3.48 c
***
8.10±0.92 a
22.60±2.56 b
6.55±0.84 a
17.70±2.01 c
***
-10 ns
-63 ***
-44 ***
-43 ***
Cu
38.30±4.66 a
53.80±6.55 b
29.40±3.58 a
38.32±4.66 a
***
29.20±3.55 a
42.50±5.17 b
27.60±3.36 a
22.83±3.23 a
***
-24 **
-21 *
-6 ns
-40 ***
Fe
14700±2322 a
27100±4281 b
29200±4612 b
38715±6564 c
***
14400±2275 a
26900±4249 b
19900±3143 ab
34697±5481 c
***
-2 ns
-1 ns
-32 **
-10 ns
Mg
9440±1094 a
12600±1461 a
5047±427.8 b
31300±3628 c
***
11000±1275 a
11900±1379 a
4961±575.0 b
20000±2318 c
***
-14 **
-6 ns
-2 ns
-36 ***
Ni
12.60±1.99 a
45.30±7.15 b
12.91±2.04 a
30.00±4.74 c
***
11.20±1.77 a
34.20±5.40 b
8.33±1.41 a
29.30±4.63 b
***
-11 ns
-25 *
-36 **
-2 ns
Se
7.32±0.85 a
8.40±0.97 a
2.00±0.01 b
19.90±2.31 c
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
***
5.56±0.64 a
8.80±1.02 b
2.00±0.01 c
12.00±1.39 d
***
-24 **
5 ns
/
-40 ***
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
126.0±10.68 b
175.0±14.84 b
54.90±4.66 c
105.3±8.93 a
***
75.40±6.39 a
91.90±7.79 b
45.70±3.88 c
66.80±5.87 a
***
-18 **
-28 ***
-17 **
-37 ***
Les données sont exprimées en (mg kg -1 MS): moyenne ± SD n = 6. Les différentes lettres indiquent une différence significative entre les périodes d’échantillonnage et les
localisations des échantillons (amont / aval)
*P<0.05 **P<0.01 ***P<0.001
93
Tableau 18: Concentrations en ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des rhizomes de T. latifolia en amont / aval de la quatrième
Amont
T. latifolia
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
2010
2011
Automne
2011
Printemps
2012
Rhizomes
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
93,50±12,68 a
343,0±46,51 b
35,50±5,29 c
392,0±58,39 b
***
80,30±10,89 a
172,5±25,69 b
25,00±3,72 c
168,8±19,57 b
***
-14 ns
-50 ***
-30 **
-57 ***
As
4,00±0,34 a
6,52±0,55 b
1,80±0,16 c
7,22±0,29 b
***
< 1,5 a
2,24±0,20 b
< 1,5 a
4,96±0,51 c
***
-62 ***
-66 ***
-17 **
-31 ***
B
9,30±0,79 a
20,20±1,71 b
12,80±0,94 c
16,71±1,42 d
***
9,00±0,66 a
13,10±0,96 b
12,30±1,04 b
15,84±1,43 c
***
-3 ns
-35 ***
-4 ns
-5 ns
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
1,38±0,18 b
<1a
1,92±0,27 c
***
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
-27 **
/
-48 ***
Cu
3,80±0,54 a
6,28±0,89 b
3,98±0,59 a
4,49±0,63 a
***
1,81±0,29 a
3,30±0,52 bc
2,62±0,42ac
3,96±0,56 b
***
-52 ***
-47 ***
-34 **
-12 ns
Fe
2520±427,3 ab
3300±559,5 a
1200±203,5 b
11416±1936 c
***
761,0±129,0 a
844,0±143,1 a
97,20±16,46 b
1513±239,0 c
***
-70 ***
-74 ***
-92 ***
-87 ***
Mg
334,0±32,32 a
1210±102,7 b
379,0±36,32 a
1155±84,9 b
***
354,0±29,93 a
544,0±52,57 b
395,2±33,62 a
901,8±76,38 c
***
6 ns
-55 ***
4 ns
-22 **
Ni
<1a
4,12±0,63 b
1,14±0,08 b
1,35±0,19 c
***
<1a
1,37±0,23 b
<1a
1,35±0,19 b
***
/
-67 ***
-12 **
0 ns
Se
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
20,26±1,76 a
26,59±1,91 b
19,76±1,71 a
15,36±1,36 c
***
9,68±0,86 a
22,24±0,97 b
10,70±0,92 a
10,52±0,89 a
***
-52 ***
-16 ***
-46 ***
-32 ***
Les données sont exprimées en (mg kg -1 MS): moyenne ± SD n = 6. Les différentes lettres indiquent une différence significative entre les périodes d’échantillonnages et les
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
94
Tableau 19: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des tiges de T. latifolia en amont / aval de la quatrième
Amont
T. latifolia
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
2010
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Tiges
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
< 1,5 a
51,20±6,95 b
29,60±4,02 c
47,50±5,51 b
***
< 1,5 a
25,90±5,90 b
10,55±1,22 c
40,91±5,55 d
***
/
-49 ***
-64 ***
-14 ns
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
/
/
/
B
11,12±0,10 a
17,40±1,57 b
12,88±1,16 a
18,36±1,56 b
***
12,50±0,92 a
14,90±1,09 b
< 1,5 c
7,88±0,31 d
***
12 ns
-14 *
-88 ***
-57 ***
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
<1a
<1a
3,78±0,54 b
***
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
-74 ***
Cu
2,60±0,38 a
3,61±0,57 b
1,73±0,26 a
4,77±0,75 c
***
<1a
2,33±0,37 b
<1a
3,38±0,41 c
***
-61 ***
-35 **
-42 ***
-29 **
Fe
92,00±15,60 a
122,0±20,69 ac
35,88±5,67 b
132,0±22,38 c
***
32,52±5,15 a
87,30±13,78 b
41,24±7,01 a
104,0±16,42 b
***
-65 ***
-28 *
15 ns
-21 ns
Mg
637,0±46,87 a
1180±86,31 b
864,6±100,1 c
1360±131,6 d
***
467,0±45,19 a
1140±110,5 b
647,6±62,64 c
1460±107,2 d
***
-27 ***
-3 ns
-25 **
7 ns
Ni
<1a
1,20±0,18 a
<1a
2,14±0,30 b
***
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
-17 *
/
-53 ***
Se
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
41,48±3,52 d
39,11±3,32 b
19,80±2,17 a
19,32±1,62 a
***
12,10±1,02 a
19,80±1,70 b
7,85±0,86 c
19,60±2,14 a
***
-71 ***
-49 ***
-60 ***
2 ns
*P<0.05 **P<0.01 ***P<0.001
95
Tableau 20: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des feuilles de T. latifolia en amont / aval de la quatrième
Amont
T. latifolia
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
2010
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Feuilles
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
41,60±5,37 a
165,0±24,58 b
11,78±1,36 c
66,70±8,60 d
***
< 1,5 a
37,50±4,84 b
11,48±1,48 c
23,40±3,49 d
***
-96 ***
-77 ***
-3 ns
-65 ***
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
/
/
/
B
7,45±0,63 a
12,50±1,06 a
9,40±0,80 b
10,88±0,98 ab
**
6,32±1,00 a
9,90±0,89 b
< 1,5 c
10,58±0,95 b
***
-15 *
-21 **
-84 ***
-3 ns
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Cu
3,90±0,57 a
5,380±0,79 b
4,14±0,58 ab
7,46±1,09 c
***
2,60±0,37 a
3,67±0,52 a
<1b
6,90±1,01 c
***
-33 **
-32 **
-76 ***
-8 ns
Fe
57,90±9,82 a
124,0±19,58 b
132,0±22,38 b
221,0±37,47 c
***
25,40±4,01 a
103,3±13,17 b
80,10±12,64 b
170,6±26,95 c
***
-56 ***
-17 ns
-39 **
-23 *
Mg
2120±155,8 a
2800±237,4 b
1870±158,6 a
2724±200,1 b
***
1630±138,2 a
1890±138,7 b
55,40±4,159 c
2268±166,2 d
***
-23 ***
-33 ***
-97 ***
-17 **
Ni
<1a
1,03±0,042 a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
-3 ns
/
/
Se
<1a
2,476±0,39 b
<1a
<1a
***
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
-60***
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
<1 a
<1a
<1a
1,90±0,20 b
***
<1a
<1a
<1a
1,10±0,16 b
***
/
/
/
-43 ***
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
96
Tableau 21: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des fleurs de T. latifolia en amont / aval de la quatrième
Amont
T. latifolia
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
Printemps
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Fleurs
Ag
<5a
<5a
<5a
/
ns
<5a
<5a
<5a
/
ns
/
/
/
/
Al
< 1,5 a
16,50±1,91 b
8,20±1,06 c
/
***
< 1,5 a
15,80±2,04 b
2,90±0,34 a
/
***
/
-4 ns
-65 ***
/
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
/
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
/
ns
/
/
/
/
B
14,02±1,24 a
24,30±2,22 b
12,40±1,14 a
/
***
8,30±0,74 a
21,10±1,91 b
< 1,5 c
/
***
-41 ***
-13 *
-88 ***
/
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
/
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
/
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
10,30±1,30 b
<1a
/
***
<1a
<1a
<1a
/
ns
/
-90 ***
/
/
Cu
7,40±1,08 a
5,67±0,83 b
6,57±0,97 ab
/
*
5,80±0,85 a
4,28±0,63 b
<1c
/
***
-22 *
-25 *
-85 ***
/
Fe
42,80±6,75 a
92,20±14,55 b
57,20±9,04 a
/
***
30,70±4,84 a
77,10±12,20 b
53,02±8,34 c
/
***
-28 *
-16 ns
-7 ns
/
Mg
882,0±64,92 a
1400±102,8 b
485,0±35,56 c
/
***
733,0±54,04 a
763,0±55,89 a
154,0±11,31 b
/
***
-17 **
-46 ***
-68 ***
/
Ni
<1a
5,23±0,80 b
1,10±0,09 a
/
***
<1a
1,13±0,057 b
<1a
/
***
/
-78 ***
-9 ns
/
Se
<1a
<1a
<1a
/
ns
<1a
<1a
<1a
/
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
/
ns
<5a
<5a
<5a
/
ns
/
/
/
/
Zn
33,50±3,67 a
48,60±5,32 b
22,30±2,44 c
/
***
27,80±3,04 a
19,20±2,10 b
11,90±1,31 c
/
***
-17 *
-60 ***
-47 ***
/
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
97
4.1.4.1.4.2. Phragmites australis
Les concentrations les plus élevées en ETMs ont été trouvées au niveau des racines de P.
australis prélevées en amont de la lagune 4. Comme pour T. latifolia et dans toutes les saisons
étudiées l’Ag et le Sn n’ont pas été détectés et les valeurs étaient inférieures aux limites de
détection dans les différents tissus de P. australis. Des différences significatives dans les
concentrations en ETMs entre les quatre campagnes d'échantillonnage ont été enregistrées au
niveau des racines (P<0,001) (à l’exception de l’Ag et du Sn). Les teneurs d’Al, Cr, Fe, Mn,
Ni et Zn au niveau des rhizomes présentent des variations significatives (P<0,05) avec la
saison en amont et en aval de la lagune (Tableau 23). Une différence significative saisonnière
est enregistrée pour les concentrations en As et en Cu uniquement en amont de la lagune.
Comme pour T. latifolia les maxima des concentrations au niveau des racines et des rhizomes
sont mesurés au printemps après la croissance et les minima en automne avant la phase de
sénescence. L’accumulation des ETMs au niveau de la partie aérienne de P. australis (feuilles
tiges et fleurs) montre une variation saisonnière similaire à celle des rhizomes en amont et en
aval de la quatrième lagune avec une variation saisonnière significative pour Al, Cr, Cu, Fe,
Mn, Ni et Zn. Les tiges et les feuilles présentent des différences similaires selon les saisons à
l’exception du B au niveau des feuilles variant significativement avec les saisons. Aucune
différence significative n’a été enregistrée au niveau des fleurs à l’exception d’Al (en amont
et en aval) Mn (en aval seulement) et Ni (en amont seulement) (Tableau 26). La comparaison
entre les échantillons de P. australis prélevés en amont et en aval de la lagune 4 montre que la
majorité des concentrations en ETMs diminue au niveau de la partie aérienne et souterraine de
la plante prise en aval. À l’exception des racines il n’y avait pas de diminution significative
dans l’accumulation du Cd dans les différents échantillons au niveau de la lagune durant les
deux années d’échantillonnage. Comme pour les racines une différence significative est
trouvée entre l’amont et l’aval de la lagune 4 pour Al, Cr, Cu, Fe, Mn ,Ni et Zn au niveau des
rhizomes tiges et feuilles de P. australis (As pour rhizomes seulement B pour tiges feuilles et
fleurs seulement). À l’exception du Cr, Ni et Zn le même ordre est observé pour les
échantillons des fleurs collectés dans la lagune. Comme pour T. latifolia il n’y avait pas de
réduction significative d’accumulation d’Ag et Sn au niveau de la partie souterraine et
aérienne de P. australis entre l’amont et l’aval de la lagune.
98
Tableau 22: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des racines de P. australis en amont / aval de la quatrième
Amont
P. australis
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
Printemps
2011
Automne
2011
Printemps
2012
Racines
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
1760±204,0 a
5390±624,8 b
1166±150,4 a
6490±451,9 b
***
542,01±62,83 a
4430±659,9 b
348±29,7 c
5520±659,9 b
***
-69 ***
-18 *
-70 ***
-15 **
As
50,40±1,82 a
149,01±12,64 b
85,70±6,31 c
200,90±22,01 d
***
47,12±0,66 a
106,02±7,78 b
69,20±5,86 c
119,21±8,73 d
***
-7 **
-29 ***
-19 **
-41 ***
B
8,00±0,68 a
23,80±2,017 b
8,36±0,18 a
16,30±1,36 c
***
6,30±0,52 a
11,52±0,28 b
7,88±0,28 a
12,90±0,32 c
***
-21 **
-52 ***
-6 *
-21 ***
Cd
< 0,5 a
0,89±0,12 b
0,59±0,07 a
1,00±0,15 b
***
< 0,5 a
< 0,5 a
0,55±0,03 a
0,65±0,10 b
***
/
-44 ***
-8 ns
-35 **
Cr
6,20±0,7022 a
158,01±17,88 b
12,74±1,44 a
31,00±3,51 c
***
4,20±0,48 a
17,80±2,29 b
6,26±0,79 a
17,70±2,28 b
***
-32 ***
-89 ***
-51 ***
-43 ***
Cu
16,00±1,95 a
40,90±1,36 b
29,70±0,88 c
31,59±2,52 c
***
10,90±1,33 a
38,20±1,36 b
27,60±0,72 c
23,92±2,71 d
***
-32 **
-7 *
-7 **
-27 ***
Fe
12100±1911 a
41800±7088 b
19900±2812 a
45586±7201 b
***
7950±1256 a
17000±2685 b
16610±1245 b
35916±5673 c
***
-34 **
-59 ***
-17 *
-21 *
Mn
16900±1959 a
18800±1077 a
31300±2654 b
23900±2770 c
***
3950±457,9 a
16600±1309 b
4696±544,4 a
16732±1228 b
***
-77 ***
-12 *
-85 ***
-30 ***
Ni
10,20±0,70 a
127,01±20,06 b
17,46±0,87 c
33,90±1,63 d
***
9,00±0,53 a
28,70±4,87 b
13,06±1,99 a
30,00±0,94 b
***
-12 *
-77 ***
-25 **
-12 *
Se
12,60±1,46 a
12,80±0,50 a
10,93±1,38 a
19,93±3,37 b
***
<1a
11,60±0,32 b
2,05±0,033 a
15,30±1,77 c
***
-84 ***
-9 **
-81 ***
-23 *
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
145,20±13,83 a
171,72±15,09 b
154,80±14,80 a
143,51±15,71 c
***
37,30±3,16 a
52,40±4,44 b
17,46±1,48 c
51,00±4,32 b
***
-74 ***
-69 ***
-89 ***
-64 ***
localisations des échantillons (amont / aval).
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
99
Tableau 23: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des rhizomes de P. australis en amont / aval de la
quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux saisons.
Amont
P. australis
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
Printemps
2011
Automne
2011
Printemps
2012
Rhizomes
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
101,04±13,70 a
66,80±9,06 b
66,70±7,73 c
163,02±24,28 c
***
28,84±4,29 a
35,40±5,27 a
14,80±2,21 b
46,50±6,31 c
***
-71 ***
-47 ***
-78 ***
-72 ***
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
3,04±0,29 b
***
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
1,52±0,05 a
ns
/
/
/
-50 ***
B
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
/
/
/
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
4,92±0,69 b
<1a
1,25±0,16 c
***
<1a
2,17±0,28 b
<1a
<1a
***
/
-56 ***
/
-20 **
Cu
1,72±0,25 a
2,70±0,43 b
1,45±0,20 a
2,38±0,34 b
***
<1a
1,21±0,19 a
<1a
1,16±0,16 a
ns
-42 ***
-55 ***
-31 **
-51 ***
Fe
334,03±56,63 a
759,01±128,7 b
393,02±62,05 a
613,01±103,90 b
***
220,03±37,30 a
314,01±53,24 b
299,31±50,76 ab
311,03±52,73 b
*
-34 **
-59 ***
-24 *
-49 ***
Mn
104,03±9,82 a
1170±99,30 b
157,42±14,88 a
554,01±41,60 c
***
47,60±3,912 a
404,4±46,52 b
63,00±5,244 a
370,04±31,48 b
***
-54 ***
-65 ***
-60 ***
-33 ***
Ni
<1a
4,140±0,58 b
<1a
1,21±0,20 a
***
<1a
2,210±0,3730 b
<1a
<1a
***
/
-47 ***
/
-17 *
Se
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
18,52±1,57 a
23,08±2,01 b
9,44±1,03 c
13,72±1,18 d
***
11,58±1,05 a
17,20±1,45 b
<1c
9,72±0,84 d
***
-37 ***
-25 ***
-89 ***
-29 ***
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
100
Tableau 24: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des tiges de P. australis en amont / aval de la quatrième
Amont
P. australis
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
printemps
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Tiges
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
< 1,5 a
15,10±2,05 b
4,22±0,49 c
16,50±1,91 b
***
< 1,5 a
14,50±0,52 b
4,18±0,57 b
16,10±2,19 b
***
/
-4 ns
-1 ns
-2 ns
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
/
/
/
B
< 1,5 a
1,62±0,13 b
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
-7 *
/
/
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
1,95±0,27 b
<1a
1,31±0,47 c
***
<1a
1,86±0,23 b
<1a
1,30±0,17 c
***
/
-5 ns
/
0 ns
Cu
<1a
6,83±0,83 c
<1a
6,39±1,01 c
***
<1a
1,16±0,15 a
<1a
3,10±0,49 b
***
/
-83 ***
/
-52 ***
Fe
36,30±6,163 a
105,00±16,59 b
76,56±4,76 a
92,20±14,55 a
***
17,90±2,82 a
41,90±7,12 b
64,58±3,57c
89,20±15,11 d
***
-51 ***
-60 ***
-16 **
-3 ns
Mn
93,00±6,633 a
103,02±9,82 a
154,01±17,90 b
215,4±25,13 c
***
79,00±7,38 a
105,01±7,52bc
90,60±8,50 ac
109,41±10,88 b
***
-15 *
2 ns
-41 ***
-49 ***
Ni
<1a
5,49±0,77 b
<1a
1,60±0,23 c
***
<1a
5,23±0,82 b
<1a
1,19±0,18 a
***
/
-5 ns
/
-26 *
Se
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
15,20±1,67 a
86,46±7,33 b
48,60±4,12 c
45,60±4,99 c
***
6,20±0,52 a
36,30±3,05 b
<1a
10,52±0,89 d
***
-59 ***
-58 ***
-98 ***
-77 ***
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
101
Tableau 25: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des feuilles de P. australis en amont / aval de la quatrième
Amont
P. australis
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
printemps
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Feuilles
Ag
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Al
< 1,5 a
206,0±30,68 b
11,13±1,43 c
36,70±4,74 d
***
< 1,5 a
115,0±14,83 b
9,62±1,43 c
29,60±4,02 d
***
/
- 44 ***
-14 ns
-19 *
As
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
< 1,5 a
ns
/
/
/
/
B
6,40±0,26 a
7,64±0,69 b
5,30±0,50 c
8,46±0,52 b
***
< 2,5 a
6,52±0,55 b
3,90±0,14 c
8,16±0,22 d
***
-61 ***
-15 *
-26 ***
-4 ns
Cd
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
< 0,5 a
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
3,780±0,5374 b
<1a
<1a
***
<1a
1,080±0,04637 b
<1a
<1a
***
/
-71 ***
/
/
Cu
4,70±0,66 a
6,23±0,91 b
4,52±0,66 a
7,19±0,18 b
***
3,00±0,44 a
2,84±0,34 a
3,61±0,57 a
6,91±0,09 b
***
-36 **
-54 ***
-20 *
-4 *
Fe
57,90±9,82 a
124,0±19,58 b
132,0±22,38 b
221,0±37,47 c
***
25,40±4,01 a
103,3±13,17 b
80,10±12,64 b
170,6±26,95 c
***
-56 ***
-17 ns
-39 **
-23 *
Mn
1140±132,1 a
1230±90,1ab
1420±104,4 b
1207±102,3 a
***
610,0±46,9 a
1270±93,5 b
915,2±77,70 b
1360±131,6 b
***
-47 ***
3 ns
-36 ***
13 ns
Ni
<1a
2,78±0,42 b
<1a
2,14±0,30 c
***
<1a
<1a
<1a
1,23±0,19 b
***
/
-64 ***
/
-43 ***
Se
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
<1a
<1a
<1a
<1a
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
<5a
<5a
<5a
<5a
ns
/
/
/
/
Zn
18,85±2,18 a
31,60±3,46 b
19,32±1,62 c
23,44±2,07 d
***
15,50±1,70 a
22,98±2,01 b
16,90±1,85 a
14,70±1,25 a
***
-18 ns
-27 **
-13 ns
-37 ***
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
102
Tableau 26: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des fleurs de P. australis en amont / aval de la quatrième
Amont
P. australis
Aval
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
Automne
Printemps
2010
2011
2011
2012
2010
2011
2011
2012
Automne
2010
Printemps
2011
Automne
Printemps
2011
2012
Fleurs
Ag
<5a
/
<5a
/
ns
<5a
/
<5a
/
ns
/
/
/
/
Al
35,00±4,51 a
/
42,50±4,93 b
/
***
26,60±3,43 a
/
20,30±2,35 a
/
***
-24 **
/
-52 ***
/
As
< 1,5 a
/
< 1,5 a
/
ns
< 1,5 a
/
< 1,5 a
/
ns
/
/
/
/
B
12,30±1,14
/
13,50±1,23 a
/
ns
10,10±0,92 a
/
10,80±0,98 a
/
ns
-18 **
/
-20 **
/
Cd
< 0,5 a
/
< 0,5 a
/
ns
< 0,5 a
/
< 0,5 a
/
ns
/
/
/
/
Cr
<1a
/
1,02±0,01 a
/
ns
<1a
/
1,02±0,01 a
/
ns
/
/
/
/
Cu
6,10±0,90 a
/
5,24±0,77 a
/
ns
3,70±0,54 a
/
4,220±0,62 a
/
ns
-39 ***
/
-19 ns
/
Fe
112,0±17,71 a
/
144,0±22,73 a
/
ns
114,0±18,00 a
/
108,0±17,04 a
/
ns
2 ns
/
-25 *
/
Mn
446,8±32,99 a
/
406,8±30,16 a
/
ns
298,0±21,85 a
/
388,0±28,39 b
/
***
-33 ***
/
-5 ns
/
Ni
<1a
/
1,06±0,02 b
/
***
<1a
/
<1a
/
ns
/
/
-4 ns
/
Se
<1a
/
<1a
/
ns
<1a
/
<1a
/
ns
/
/
/
/
Sn
<5a
/
<5a
/
ns
<5a
/
<5a
/
ns
/
/
/
/
Zn
84,30±9,23 a
/
76,40±8,37 a
/
ns
80,50±8,82 a
/
67,00±7,34 a
/
ns
-5 ns
/
-12 ns
/
*P<0,05 **P<0,01 ***P<0,001
103
4.1.4.1.5. Facteur d’enrichissement pour les racines rhizomes tiges et feuilles
Le facteur de concentration biologique (FCB) et le coefficient d’enrichissement (CE) reflètent
la capacité de phytoremédiation des deux espèces pour les ETMs dans l'eau et dans les
sédiments respectivement en fonction du rapport entre la concentration en ETMs dans les
macrophytes (exprimée en mg kg -1 MS) et dans les eaux ou les sédiments du système de
lagunage.
Fondamentalement le FCB est la corrélation linéaire entre les concentrations en ETMs dans
l'eau et dans les macrophytes et le CE est la corrélation linéaire entre les concentrations en
ETMs dans les sédiments et dans les racines rhizomes tiges et feuilles des deux macrophytes.
Les valeurs moyennes de FCB pour T. latifolia et P. australis sont résumées dans le Tableau
27. Les valeurs moyennes des FCB en ETMs dans les deux espèces étudiées augmentent selon
l’ordre suivant: (B ≈ Cd) < Ni < Zn < (Cr ≈ Cu) < (Mn ≈ Al ≈ Fe). Les valeurs moyennes
d’Al Fe et Mn sont les plus élevées par rapport aux autres éléments. Les FCB d’Ag, As, Se et
Sn ne sont pas calculés du fait de concentrations inférieures aux limites de détection. Les CER
(Coefficient d’enrichissement au niveau des racines) calculés pour les deux espèces (Tableau
27) varient de 0,00 à 12,06 et diminuent selon l’ordre suivant: Al < Cu < Zn < Cr < Ni < Fe <
B < Cd < As < Mn < Se. À l’exception de l’As et du Mn les CER de T. latifolia et P. australis
sont inférieurs à 1.0 pour tous les ETMs quelle que soit la saison (Tableau 27). Le CER du Se
n’est déterminée qu’au printemps 2012 avec une valeur supérieure à 1,0 pour les deux
espèces. Un ordre similaire est observé pour les CERh (Coefficient d’enrichissement au
niveau des rhizomes) avec des coefficients inférieurs à ceux des racines pour tous les
éléments analysés (CE<1,0) (le Cd et le Se ne sont pas évalués). Les coefficients
d’enrichissements calculés pour certains éléments au niveau des tiges (CET) et des feuilles
(CEF) de T. latifolia sont inférieurs à ceux des racines avec des valeurs moyennes variant de
0,00 à 0,75 et de 0,00 à 0,97 pour CET et CEF respectivement. La même distribution est
observée pour P. australis avec des valeurs moyennes des CET et CEF variant de 0,00 à 0,20
et de 0,00 à 0,60 respectivement. Les coefficients d’enrichissements ne sont pas déterminés
pour Ag et Se leurs concentrations étant inférieures à la limite de détection.
104
Tableau 27: Facteur de concentration biologique (moyenne ± écart-type) le coefficient d'enrichissement (pour les racines rhizomes tiges et
feuilles) le ratio feuilles / tiges et facteur de transfert (feuille / racine) de T. latifolia et P. australis de la quatrième lagune du site d’Étueffont.
T. latifolia
P. australis
FCB *
CER
CERh
CET
CEF
FTF-T
FTF
FCB *
CER
CERh
CET
CEF
FTF-T
FTF
Ag
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
Ne
Al
102009±32252
0,00 - 0,32
0,00 - 0,01
0,00
0,00 - 0,01
0,40 - 3,22
0,00 - 0,03
83219±8513
0,02 - 0,22
0,00 - 0,01
0,00
0,00 - 0,01
1,84 – 13,64
0,01 - 0,04
As
ne
2,00 - 5,38
0,08 - 0,26
ne
ne
ne
ne
ne
2,00 - 7,15
0,06 - 0,11
ne
ne
ne
Ne
B
174±48
0,42 - 1,06
0,32 - 0,75
0,34 - 0,75
0,23 - 0,55
0,51 - 1,34
0,46 - 0,68
68±11
0,23 - 0,65
ne
0,04
0,09 - 0,35
4,72
0,32 - 0,80
Cd
70±19
0,27 - 1,06
ne
ne
ne
ne
ne
60±30
0,40 - 1,06
ne
ne
ne
ne
ne
Cr
2314±2244
0,15 - 0,81
0,02 - 0,04
0,07
ne
ne
ne
3557±5468
0,11 - 2,10
0,02 - 0,07
0,03
0,02 - 0,05
0,58 - 1,94
0,02 - 0,05
Cu
4930±1411
0,17 - 0,52
0,03 - 0,05
0,02 - 0,04
0,02 - 0,05
1,49 - 2,39
0,09 - 0,30
3815±1194
0,18 - 0,46
0,01 - 0,02
0,01 - 0,04
0,03 - 0,06
0,91 - 2,45
0,07 - 0,29
Fe
199993±45955
0,41 - 0,97
0,00 - 0,29
0,00
0,00 - 0,02
1,02 - 7,81
0,00 - 0,04
184676±28133
0,35 - 1,14
0,01 - 0,02
0,00
0,00 - 0,01
1,18 – 2,47
0,00 - 0,01
Mn
105700±36687
2,13 - 8,28
0,15 - 0,39
0,27 - 0,40
0,02 - 0,97
0,09 - 3,49
0,01 - 0,37
114774±32946
2,22 - 828
0,03 - 0,38
0,03 - 0,06
0,31 - 0,60
5,60 - 12,43
0,04 - 0,18
Ni
149±34
0,24 - 0,95
0,03 - 0,11
0,03 - 0,06
0,02
0,86
0,02
237±184
0,24 - 2,67
0,03 - 0,09
0,03 - 0,13
0,03 - 0,06
0,51 - 1,34
0,02 - 0,06
Se
ne
12,06
ne
ne
ne
ne
0,29
ne
12,06
ne
ne
ne
ne
ne
Sn
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
ne
Zn
1171±220
0,21 - 0,57
0,04 - 0,17
0,04 - 0,36
0,01
0,03 - 0,05
0,02
1229±331
0,37 - 0,64
0,04 - 0,08
0,04 - 0,20
0,06 - 0,14
0,37 - 2,50
0.12 - 0,37
FCB: Facteur de concentration biologique; CER: Coefficient d’enrichissement au niveau des racines; CERh: Coefficient d’enrichissement au niveau des rhizomes; CET: Coefficient
d’enrichissement au niveau des tiges; CEF: Coefficient d’enrichissement au niveau des feuilles; FTF-T: Facteur de transfert feuille-tige; FTF: Facteur de transfert feuille-racine
105
4.1.4.1.6. Facteur de transfert
Le facteur de transfert (FT) est utile pour estimer la capacité des deux espèces à transférer les
ETMs de la partie souterraine à la partie aérienne (feuille: FTF) ainsi que des tiges aux
feuilles (FTT-F). Les valeurs de FTF et FTT-F de T. latifolia et P. australis sont présentées
dans le Tableau 27. Les valeurs de FTT-F varient de 0,03 à 7,81 et de 0,12 à 25,56 pour T.
latifolia et P. australis respectivement. Les rapports feuille / tige les plus élevés ont été
observés pour Al Fe et Mn pour les deux espèces. Les valeurs de FTF pour T. latifolia varient
de 0,00 et 0,89.
La capacité d’élimination suit l’ordre suivant: Fe < Al < Ni < Zn < Cu < Mn < Se < B (n’est
pas évalué pour Ag, As, Cd, Cr et Sn). Les valeurs de FTF de P. australis varient de 0,00 et
0,60. La capacité d’élimination des ETMs suit l’ordre suivant: Fe < Al < Cr < Mn < Ni < Cu
< Zn < B (n’est pas évalué pour Ag, As, Cd, Se et Sn).
4.1.4.2. Discussion
4.1.4.2.1. Analyse des ETMs dans les échantillons d’eau et de sédiment
À l’exception de l’As, Cd, Cr, Cu, Se et Sn les concentrations en ETMs dans l’eau entrant
dans la quatrième lagune du site de la décharge d’Étueffont varient considérablement au cours
des deux saisons d’échantillonnage. Les données recueillies ont été généralement inférieures
(Cd, Cr, Cu, Ni, Zn) (Vymazal et al., 2007) ou similaire (Mn et Zn) (Tatsi et Zouboulis, 2002)
aux concentrations moyennes en ETMs dans les lixiviats stabilisés résultant d'enfouissement
de déchets solides municipaux rapportées dans la littérature. En outre pour les deux années les
concentrations en ETMs étaient plus élevées au printemps qu’en automne ces résultats
corroborent ceux de Grisey et al. (2011) sur le même site d’étude. Selon Khattabi et al. (2007)
les variations saisonnières en ETMs dans l'eau entrant dans la quatrième lagune peuvent
s'expliquer par une augmentation des précipitations au printemps ce qui induit une
amélioration de la lixiviation et dans une moindre mesure une dilution des ETMs. Une fois
libérés dans l'environnement aquatique les ETMs sont partiellement transférés aux sédiments
par deux processus à savoir l’adsorption sur les matières en suspension et la sédimentation
(Zwolsman et al., 1993). Le sédiment est considéré comme étant le récipient final des
particules des ETMs (Hart, 1982). Mangani et al. (2005) ont constaté que certains ETMs
comme le zinc et le cuivre ont été principalement associés à la fraction dissoute, ainsi, la
106
liaison des ETMs à la matière organique en suspension / dissous conduit à leur précipitation
dans les sédiments ce qui pourrait expliquer les accumulations mesurées dans les sédiments.
Les concentrations en ETMs dans les sédiments de la quatrième lagune étaient dans les
gammes typiques des concentrations en ETMs mesurées dans les sédiments de fond et
considérées comme des valeurs de référence au niveau européen par Bowman et Harlock
(1998) et Samecka-Cymerman et Kempers (2001) (exprimées en mg kg-1: Cu 2-100 Cd 0,1-1
Ni 0,5-100 Pb 2-80 Zn 10-200 et Ni 0,5-100).
Les concentrations en ETMs dans les plantes semblent refléter les changements de
concentration dans l’eau et les sédiments (Lin et Zhang, 1990) mais aussi la spéciation des
ETMs avec des variations de leur biodisponibilité vis-à-vis des macrophytes aquatiques en
relation avec de nombreuses caractéristiques environnementales de l'eau et des sédiments
surtout la température, le potentiel redox, le pH, la teneur en ions de l'eau et la salinité (Liang
et Wong, 2003; Sundareshwar et al., 2003; Demirezen et Aksoy, 2004). Selon SameckaCymerman et Kempers (2001) les concentrations en ETMs dans l'eau et les sédiments sont
généralement négativement corrélées avec le pH. En outre la structure des sédiments est
également un des facteurs les plus importants qui affecte l'étendue des ETMs absorbés par les
plantes. Les flores aquatiques et surtout les sédiments reflètent la teneur en métal de leur
environnement (Sawidis et al., 1995). Selon la littérature la bioaccumulation des macrophytes
enracinés tels que T. latifolia et P. australis (en particulier dans les racines) dépend davantage
des concentrations en ETMs dans les sédiments que dans l'eau de la zone humide.
4.1.4.2.2. Les ETMs au niveau de la biomasse des deux macrophytes
Bien que leurs concentrations au niveau des sédiments du système de lagunage fussent
élevées les ETMs n’ont pas affecté la croissance des deux espèces prédominantes (T. latifolia
et P. australis). En effet la biomasse moyenne de la partie aérienne de la quenouille mesurée
dans la quatrième lagune était similaire à celle rapportée par Maddison et al. (2009) dans trois
décharges à Estonie (0,27 –1,58 kg MS m-2) ou par Wild et al. (2002) en Allemagne (1,3–1,45
kg MS m−2). Néanmoins les biomasses de la partie aérienne des macrophytes sont inférieures
à celles rapportées par Ennabili et al. (1998) à partir de zones humides de la péninsule
Tingitan (Maroc) (2,16 kg MS m-2) ou par Toe et al. (2005) pour T. latifolia et P. australis de
zone humide utilisée pour le polissage de traitement des effluents d'eaux usées sur l'île de
Texel (Pays-Bas) (2,09 kg MS m−2). La même chose a été observée pour la biomasse des
macrophytes par Fernandez et De Miguel (2005) à Lorca (Murcie Espagne) (2,23 kg MS m-2).
107
Les valeurs de la biomasse des racines / rhizomes de la quenouille étaient similaires à celles
enregistrées par Romero et al. (1999) dans le delta de l'Ebre en Espagne (0,7 –1,6 kg MS m-2)
par Maddison el al. (2009) (0,6 –1,3 kg MS m-2 ) et par Grisey et al. (2011) à la décharge
d’Étueffont (France) (0,58 –1,38 kg MS m-2) mais beaucoup plus faible que celles mesurées
par Ennabili et al. (1998) (3,5 kg MS m-2). Les valeurs moyennes de la biomasse de la partie
aérienne du roseau au niveau de la quatrième lagune étaient inférieures à celles rapportées par
Ennabili et al. (1998, Maroc) (2,3 kg MS m-2) Vymazal (2004, République tchèque) (2,09 kg
MS m-2) Bragato et al. (2006, la lagune de Venise) (2,5 kg MS m-2) Toet et al. (2005 PaysBas) (2,85 kg MS m-2) Lesage et al. (2007b, Zevergem) (1,5 kg MS m-2) et Grisey et al.
(2011) Étueffont (0.52 – 1.41 kg MS m-2). Les valeurs des biomasses racines / rhizomes
étaient comparables à celles trouvées par Grisey et al. (2011) (1,72 –1,84 kg MS m-2).
4.1.4.2.3. Bioaccumulation des ETMs au niveau de T. latifolia et P. australis
Selon la littérature des variations importantes dans la bioaccumulation des ETMs au niveau
des tissus de la partie aérienne et souterraine de macrophytes aquatiques dans les systèmes de
zones humides naturelles et artificielles sont souvent enregistrées (Zayed et al., 1998;
Cardwell et al., 2002). Généralement, les racines des plantes des zones humides ont révélé un
stockage plus important en ETMs en comparaison avec les rhizomes pour les parties
souterraines et les tiges et les feuilles pour les parties aériennes. Nos analyses réalisées dans la
quatrième lagune de la décharge d’Étueffont au cours de ces 2 années étaient en accord avec
d'autres mises en evidence à travers le monde (Weis et Weis, 2004; Maddison et al., 2005;
Duman et al., 2007; Mishra et al., 2008). Ainsi nous montrons que les parties aériennes de P.
australis accumulent modérément les ETMs conformément à certaines études sur la
phytoremédiation (Obarska-Pempkowiak et al., 2005; Lesage et al., 2006; Vymazal et
Kröpfelová, 2008; Maddison et al., 2009) par rapport aux racines et rhizomes; P. australis a
été plus efficace que T. latifolia résultats en accord avec Aksoy et al. (2005) et Maddison et
al. (2009). En ce qui concerne les macrophytes émergents tels que ceux étudiés le stockage
d’ETMs dans les racines pourrait s'expliquer par le contact direct des tissus des plantes avec
les ETMs présents dans l'eau et / ou les sédiments. Le sédiment agit habituellement comme un
réservoir d'oligo-éléments (Hart, 1982; Zwolsman et al., 1993) et par conséquent il peut être
considéré comme la principale source d'oligo-éléments dans les plantes émergentes fixées
avec un système racinaire (Priju et Narayana, 2007; Mucha et al., 2008; Mazej et Germe,
2009). Cependant, comme l'ont démontré Welsh et Denny (1980) et Campbell et al. (1985)
108
pour de nombreuses espèces de plantes aquatiques, les ETMs accumulés dans les différentes
parties aériennes et souterraines des plantes proviennent du milieu environnant (Cu provient
principalement des sédiments et Zn de l'eau environnante). En outre, la capacité d’éliminer les
ETMs pour les macrophytes peut également influencer leur stockage dans les différentes
parties de la plante avec une variabilité en fonction de l'élément et de la plante considérée.
Ainsi la capacité de P. australis dans le transport des ETMs vers les parties aériennes a été
rapportée par plusieurs auteurs (Peverly et al., 1995; Weis et al., 2004) avec une efficacité
variable selon la saison et l'activité photosynthétique (Bragato et al., 2006). Par ailleurs en ce
qui concerne la partie aérienne les macrophytes tels que les roseaux et quenouilles accumulent
généralement les ETMs dans les vacuoles des cellules foliaires (Clemens et al., 2002)
induisant généralement un rapport (FTT-F) feuille / tige supérieur à 1 comme observé sur
notre site d’étude. D'autre part, la bioaccumulation en ETMs dans les macrophytes des zones
humides varie considérablement selon les parties de la plantes mais aussi selon la
biodisponibilité de l’élément dans l'eau et les sédiments (Schierup et Larsen, 1981; Stoltz et
Greger, 2002; Carranza-Alvarez et al., 2008) et selon l'interaction entre les éléments (Markert,
1987). Il semble que la différence d’accumulation des ETMs dans les plantes peut être
produite par différents processus contradictoires et synergiques qui peuvent affecter
l'absorption des ETMs et leur translocation entre les parties de la plante. En outre,
l'accumulation en ETMs peut être affectée par plusieurs facteurs autres que leur concentration
dans l'eau et les sédiments tels que la dynamique saisonnière de la croissance des plantes
(physiologie de saison) l'absorption des ETMs la translocation et la capacité des parois
cellulaires de la racine à tolérer les ETMs (Bargagli, 1998; Cardwell et al., 2002; Mishra et
al., 2008).
Les variations saisonnières de concentrations en ETMs enregistrées dans P. australis et T.
latifolia dans la décharge d’Étueffont ne sont pas conformes aux données obtenues par
Duman et al. (2007). Celles-ci ont montré que la forte accumulation des ETMs dans les
racines de P. australis est obtenue au cours de la sénescence et la mort des parties aériennes à
l'automne (remobilisation des matériaux de la cellule) ainsi qu’à une baisse d’accumulation au
printemps principalement liée à la croissance des plantes et à l'effet de dilution. Ainsi, les
variations saisonnières marquées par une augmentation de l'accumulation en ETMs au cours
du printemps dans les parties souterraines et aériennes des deux espèces étudiées ne peuvent
être tributaires que d’une augmentation de concentration des éléments et de leur
biodisponibilité dans l'afflux influencé par les conditions environnementales.
109
Les concentrations en Al au niveau des feuilles de P. australis au printemps sont comparables
à celles rapportées par Zuidervaart (1996) à partir des zones humides artificielles de la
république tchèque. Les concentrations en Al au niveau des tiges de P. australis sont
similaires à celles rapportés par Lesage (2006). Pour les deux années les concentrations en Al
dans la partie souterraine (racines et rhizomes) de P. australis et T. latifolia étaient inférieures
à celles trouvées par Vymazal et al. (2009) dans quatre zones humides artificielles en
république tchèque. Selon des études antérieures sur les métallophytes (Baker et al., 1994;
Bonanno, 2011) les données recueillies dans notre présente étude ont indiqué une
immobilisation prédominante de l'Al dans les racines pour les deux espèces.
Les concentrations en B dans les différents organes de P. australis recueillies au cours des
deux années à l'automne et au printemps étaient inférieures à celles trouvées par Bonanno
(2011) au niveau des macrophytes vivant dans les zones humides naturelles de l'embouchure
de la rivière Imera Meridionale (Sicile, Italie). Par rapport aux autres éléments étudiés le bore
a montré une grande mobilité dans les parties aériennes des deux espèces comme le
soulignent les valeurs FTF allant de 0,16 à 0,80 et de 0,40 à 0,89 pour P. australis et T.
latifolia respectivement. Cependant les valeurs de FTFs du bore de P. australis étaient
inférieures aux valeurs rapportées par Bonanno (2011) dans les zones humides naturelles
siciliennes (1,47).
Dans la présente étude à l’exception des racines les concentrations en Cd dans le roseau et la
quenouille étaient inférieures aux limites de détection (<0,5). Quand les concentrations en Cd
au niveau des racines de T. latifolia étaient inférieures à celles observées par Klink et al.
(2012) dans le sud-ouest de la Pologne elles étaient deux fois plus élevées que celles
rapportées par Surface et al. (1993) Eckhardt et al. (1999) ou par Vymazal et al. (2007) dans
les racines de P. australis. Étant donné que les concentrations en cadmium dans l'eau étaient
stables (0,02 ± 0,00 mg l-1) et à proximité de la limite de détection le sédiment semble être
l’origine des valeurs enregistrées au niveau des racines du roseau et de la quenouille. Comme
le rapporte Singh et McLaughlin (1996), le Cd est un métal mobile dans les sédiments et les
sols et donc facilement disponible pour les racines. Sans aucune fonction physiologique la
séquestration du carbone dans les racines et l'exclusion du Cd à partir de tissus souterrains ont
été suggérés par Taylor et Crowder (1983) comme une stratégie de tolérance aux ETMs. En
conformité avec les résultats rapportés par Iannelli et al. (2002) pour P. australis et par Klink
et al. (2012) pour T. latifolia, les roseaux et les quenouilles du système de lagunage
110
d’Étueffont présentent une forte capacité pour la restriction du transport des ETMs vers la
partie aérienne et pour leur accumulation au niveau des racines avec une utilisation potentielle
pour la désintoxication du Cd comme suggéré par Ederli et al. (2004). Le chrome est
considéré comme un élément toxique pour les plantes. Toutefois le roseau et la quenouille
étudiés accumulent des concentrations importantes en Cr particulièrement au niveau des
racines dépassant généralement les niveaux phytotoxiques rapportés par Allen (1989) (5 mg
kg-1) ou par Markert (1992) (10 mg kg -1). Ces résultats sont en accord avec Vardanyan et
Ingole (2006) estimant que les macrophytes aquatiques accumulent le chrome au niveau des
racines plus que dans les autres parties de la plante. Cependant les teneurs en Cr au niveau des
deux macrophytes de la quatrième lagune du site d’Étueffont étaient significativement plus
élevées que celles rapportées par Vymazal et al. (2007, 2009) pour P. australis en république
tchèque ou dans les zones humides italiennes (Baldantoni et al., 2004; Ranieri, 2005) mais
inférieures à celles rapportées par Szymanowska et al. (1999) dans l'ouest de la Pologne pour
T. latifolia. Les fortes concentrations en Cr dans les racines ainsi que de hautes valeurs du
CER suggèrent que P. australis peut être considéré comme un accumulateur plus efficace du
Cr dans les racines / rhizomes par rapport à T. latifolia résultats similaires à ceux trouvés par
Aksoy et al. (2005). En outre, les concentrations en Cr au niveau des éléments de la partie
aérienne et les rhizomes de P. australis sont généralement plus élevées que les valeurs
mesurées par Bragato et al. (2006) Vymazal et al. (2007) ou par Bonanno et Giudice (2010).
Cependant malgré des valeurs en Cr supérieures au seuil phytotoxique (5 mg kg-1) au niveau
des racines des deux espèces aucun effet toxique n'a été observé sur le développement des
macrophytes dans la quatrième lagune. Cu est un élément essentiel pour la croissance des
plantes mais il a également des effets toxiques à des concentrations élevées dans les pousses
ou feuilles (20 - 40 mg kg-1) (Reeves, 2002). Dans cette étude les concentrations en Cu au
niveau de T. latifolia et P. australis sont plus importantes dans les racines / rhizomes que dans
les pousses. Ces résultats sont similaires à ceux obtenus par Aksoy et al. (2005a, b) et
significativement plus élevés que ceux rapportés par Eckhardt et al. (1999) pour P. australis
et par Tanner (1996) et Klink et al. (2012) pour T. latifolia. Le coefficient d'enrichissement
indique que le cuivre a été fortement conservé dans les racines qui se comportent comme un
filtre pour protéger les rhizomes et les pousses de l’effet toxique du cuivre (Fürtig et al.,
1999). Ainsi, en dépit des valeurs élevées dans les racines les concentrations en Cu dans les
parties aériennes des deux espèces étaient dans les limites de concentrations (entre 2,1 et 8,4
mg kg-1) trouvées au niveau de diverses plantes provenant de régions non polluées (KabataPendias et Pendias, 2001) et dans la même plage de données que celle obtenue par Baldantoni
111
et al. (2004) et Bragato et al. (2006). Dans la présente étude les concentrations en Cu au
niveau des racines du roseau et de la quenouille étaient dans la gamme phytotoxique (sauf en
automne 2010 pour P. australis). Ainsi, comme le souligne Fürtig et al. (1999) l'exposition à
long terme à des concentrations élevées en Cu dans l'eau et les sédiments peut affecter
gravement le métabolisme énergétique des racines.
Le Fer est un élément essentiel pour les plantes toutefois en forte concentration il peut
également entraîner un stress oxydatif pour les plantes (Bienfait, 1988). Les concentrations en
Fe dans P. australis étaient plus élevées que celles rapportées par Behrends et al. (1994) en
HF CW en Alabama ou par Lesage (2006) en HF CW en Belgique au niveau des feuilles au
printemps et supérieures à celles trouvées au niveau des racines de P. australis des zones
humides artificielles (Surface et al., 1993; Behrends et al., 1994; Zuidervaart, 1996; Eckhardt
et al., 1999; Obarska-Pempkowiak et al., 2005; Lesage, 2006). Cependant, la concentration en
Fe était similaire aux valeurs rapportées dans le marais artificiel (112 mg kg-1) en république
tchèque (Vymazal et al., 2009) au niveau des fleurs au printemps. D'autre part, les
concentrations dans les tiges et les feuilles de T. latifolia en automne étaient inférieures à
celles rapportées par Carranza-Alvarez et al. (2008) dans la lagune de Tonque Tenorio et
Klink et al. (2012) dans les étangs près d’Olesno au sud-ouest de la Pologne. Les
concentrations en Fe dans la partie souterraine de T. latifolia étaient supérieures à celles
rapportées par Carranza-Alvarez et al. (2008) et Klink et al. (2012). En fait, la concentration
en Fe dans la partie souterraine du roseau et de la quenouille a dépassé les concentrations
phytotoxiques (5-200 mg kg-1) rapportées par Markert (1992). Comme pour l’aluminium les
valeurs de FTs du Fe ont été estimées comme très faibles en accord avec les résultats de
Demirezen et Aksoy (2006) Bonanno (2011) et Klink et al. (2012) qui ont signalé la
translocation lente du Fe dans les plantes (métallophytes) et sa tendance à s'accumuler dans
leurs organes souterrains.
Le manganèse est également un élément essentiel pour les plantes. Les concentrations en Mn
au niveau des feuilles de P. australis au printemps et à l'automne étaient plus élevées que
celles rapportées par Baudo et al. (1985) (lac Mezzola Italie) Hocking (1989a, b) (Mirrool
Creek Australie) pour les zones humides naturelles ou par Eckhardt et al. (1999) (traitement
des lixiviats de décharge New York USA) par Obarska-Pempkowiak et al. (2005) (Bielkowo
Pologne) et par Lesage (2006) (Belgique) pour un écoulement horizontal planté. En effet, les
concentrations en manganèse au niveau des tiges et des fleurs étaient plus élevées que celles
112
trouvées par Vymazal et al. (2009). Les concentrations souterraines (racines / rhizomes) en
Mn au niveau de P. australis étaient plus élevées que celles trouvées par Vymazal et al.
(2009) et Grisey et al. (2011) à Étueffont (France). De même, la concentration en Mn dans les
organes de la quenouille a été estimée comme étant plus élevée que les valeurs relevées par
Szymanowska et al. (1999) Sasmaz et al. (2008) ou Klink et al. (2012). Les feuilles de P.
australis et T. latifolia représentaient le second site de l'accumulation du Mn après les racines.
Ces résultats sont en accord avec ceux de Demirezen et Aksoy (2006) et Klink et al. (2012)
qui ont déclaré que le Mn peut facilement se déplacer à l'intérieur de la plante et s'accumuler
principalement dans les organes aériens. La concentration de cet élément dans les racines est
supérieure à celle dans les sédiments. La haute teneur en Mn dans les racines de P. australis
et T. latifolia et un important CER représentant les valeurs les plus élevées parmi tous les
autres CE calculés dans cette étude avec des valeurs maximales de 8,28 et 13,21 pour P.
australis et T. latifolia respectivement ont suggéré une haute disponibilité de ce métal dans les
sédiments pour les deux plantes (Baldantoni et al., 2004; Bonanno, 2011; Klink et al., 2012).
Les valeurs moyennes du Mn dans les différentes parties du P. australis et T. latifolia
dépassent les valeurs phytotoxiques de 50-500 mg kg-1 telles qu'estimées par Allen (1989).
Les concentrations en Ni étaient plus élevées que celles rapportées par Ranieri (2005) et
Vymazal et al. (2009) au niveau de la partie souterraine de P. australis au printemps et
inférieures à celles rapportées par Sasmaz et al. (2008) au niveau des racines et des feuilles de
T. latifolia. La translocation du Ni varie d'une plante à l'autre (Baldantoni et al., 2004). Dans
cette étude Ni semble être plus mobile dans P. australis montrant une FTF plus élevée que
dans T. latifolia. Ces résultats sont similaires à ceux de Demirezen et Aksoy (2004) qui
soulignent le rôle des racines de la quenouille comme de bons accumulateurs de nickel.
Les concentrations en zinc dans les racines rhizomes tiges et feuilles de P. australis au
printemps étaient similaires à celles constatées par Samecka-Cymerman et Kempers (2001)
Lesage et al. (2007) et Vymazal et al. (2007, 2009) dans les zones humides artificielles et
naturelles et nettement inférieures à celles rapportées par Mungur et al. (1994) à partir d'une
zone humide naturelle ou par Windham et al. (2003) dans un marais contaminé. Les teneurs
en Zn au niveau des fleurs du roseau commun au printemps étaient deux fois plus élevées que
celles rapportées par Vymazal et al. (2009). Les teneurs en Zn dans T. latifolia en automne
sont similaires à celles rapportées par Maddison et al. (2009) et Grisey et al. (2011). Les
facteurs de transfert du Zn pour les parties aériennes au niveau de P. australis étaient
113
supérieurs à ceux de T. latifolia confirmant un taux de mobilité important du Zn dans les
tissus du roseau. Ces résultats sont en accord avec ceux de Du Laing et al. (2003) qui ont
rapporté que les feuilles et les tiges de P. australis jouent un rôle important dans l'élimination
du zinc et avec ceux d’Ellis et al. (1994) et Klink et al. (2012) qui ont noté que T. latifolia
peut être considéré comme un accumulateur à l'égard du Zn (principalement au niveau des
racines). Les teneurs en Zn au niveau des deux espèces ne dépassent pas la gamme
phytotoxique (500-1500 mg kg-1) proposée par Chaney (1989).
4.1.4.2.4. Le potentiel de phytoremédiation de P. australis et T. latifolia
La phytoremédiation utilisant P. australis et T. latifolia comme espèces tolérantes est bien
fondée respectueuse de l'environnement pour la restauration de la qualité de l'eau et les
propriétés des sédiments dans les zones humides artificielles (Vymazal et al., 2009; Grisey et
al., 2011; Anning et al., 2013). Dans la présente étude comme observés par Windham et al.
(2003) les coefficients d'enrichissement pour les tiges et les feuilles des deux espèces étaient
généralement faibles indiquant un faible taux de transfert dans la biomasse aérienne de la
plante pour les quatre dates d’échantillonnage. Ces résultats sont confortés par des FTF,
inférieurs à 1, caractéristiques des plantes à capacité réduite pour l'absorption traduisant
probablement une inefficacité de système de transporteur des ETMs (Zhao et al., 2002). Selon
Yanqun et al. (2005) les différences de valeur des FTFs indiquent que chaque métal a des
effets phytotoxiques sur les macrophytes. Néanmoins la restriction de la translocation des
ETMs de la partie souterraine à la partie aérienne est considérée comme l'un des mécanismes
de tolérance développé par certaines espèces non hyper-accumulatrices pour faire face au
stress métallique induit par l'eau environnante ou les sédiments évitant ainsi des effets
négatifs sur le tissu photosynthétique. Comme l'ont suggéré Bragoto et al. (2006) une
diminution de l'activité photosynthétique peut induire une baisse dans l'efficacité d'exclusion
des ETMs de T. latifolia et P. australis conduisant à une augmentation de la teneur en ETMs
dans les tissus aériens de la plante. Ce transfert observé dans les parties aériennes sénescentes
de P. australis échantillonnées au mois de décembre dans la zone humide artificielle du
bassin versant de la lagune de Venise (Bragoto et al., 2006) a été considéré comme un moyen
potentiel pour l'élimination des ETMs toxiques séquestrés. Bien que présentant des valeurs de
FT maxima proches de 1 à l’automne pour de nombreux éléments (Cd, Sn, B, Ni et Mn) T.
latifolia et P. australis n'ont pas transféré efficacement les ETMs de la racine aux tissus
aériens et ne peuvent ainsi pas être considérés comme des espèces hyper-accumulatrices.
114
En accord avec la littérature des corrélations significatives des concentrations en ETMs entre
les organes l'eau et les sédiments indiquent que l'accumulation de P. australis et T. latifolia
reflète des fluctuations temporelles des ETMs dans l'eau et les sédiments (Bargagli, 1998;
Zakova et Kockova, 1999; Vardanyan et Ingole, 2006). Ces deux espèces peuvent être
considérées comme des espèces Bio-monitor fournissant une évaluation quantitative de la
qualité de l'environnement. Ainsi elles peuvent représenter une alternative prometteuse pour
la bio-remédiation de l'eau et des sédiments dans le système de lagunage d’Étueffont en raison
de leur efficacité dans la bioaccumulation des ETMs (en particulier dans les racines) tels que
Al, As, Cu, Cd, Cr, Fe et Mn avec un stockage spécifique de Ni et Zn pour T. latifolia et du B
pour P. australis.
4.1.4.3. Conclusion
Les fortes quantités en ETMs de l’entrée du système de zones humides artificielles sont
efficacement éliminées de l'eau et des sédiments dans la quatrième lagune du système
d’Étueffont à travers le processus de bioaccumulation des macrophytes aquatiques. Bien qu’il
existe différents modèles dans l'accumulation des ETMs dans les tissus de T. latifolia et P.
australis les concentrations en ETMs étudiés ont diminué selon l’ordre suivant: racines >
rhizomes ≥ feuilles > tiges > fleurs. Les différences significatives des teneurs en ETMs dans
les différentes parties de la plante suggèrent leur faible mobilité des racines aux rhizomes et
des racines aux tiges feuilles ou fleurs. Comme la croissance des macrophytes n'était pas
affectée par les concentrations en ETMs dans l'eau et les sédiments (tolérance aux hautes
concentrations phytotoxiques) la composition du lixiviat joue un rôle très important dans
l'absorption des ETMs par les racines des plantes. Les corrélations positives trouvées dans
cette étude entre les concentrations en ETMs dans les différents organes de la plante et ceux
dans l'eau et les sédiments ont indiqué que les tissus de T. latifolia et P. australis reflètent les
effets cumulatifs de la pollution de l'eau et / ou des sédiments enregistrant ainsi les
fluctuations temporelles en ETMs. Par conséquent, leur utilisation est recommandée pour les
programmes de bio-surveillance visant à fournir une évaluation quantitative de la qualité de
l'environnement en ce qui concerne l'eau et les sédiments.
115
Cinquième partie
5.1. Étude de la bioaccumulation des éléments traces
métalliques dans les différents tissus du gardon Rutilus
rutilus
5.1.1. Introduction
La contamination des écosystèmes aquatiques par les éléments traces métalliques demeure un
grave problème sociétal. Les éléments traces métalliques sont définis comme étant des
éléments chimiques qui présentent une densité relativement grande et sont toxiques à faible
concentration (Connell 1984). Les organismes vivant dans les environnements aquatiques
sont utilisés comme des bio-indicateurs de l’impact de la toxicité des éléments traces
métalliques (Arain et al., 2008). Étant au niveau supérieur de la chaîne trophique les poissons
accumulent de grandes quantités de substances xénobiotiques entre autres les éléments traces
métalliques ils sont donc de bons indicateurs pour rechercher et évaluer l’impact de la
pollution métallique au niveau des écosystèmes aquatiques (Chovanec et al., 2003; Alibabič et
al., 2006; Lamas et al., 2007; Dorea, 2008; Ahmad et Shuhaimi-Othman, 2010).
Les avantages spécifiques liés à l’utilisation de poissons comme bio-indicateurs sont les
suivants :
 Ils ont une durée de vie longue et intègrent les fluctuations des polluants au cours du
temps
 Ils accumulent de façon continue d’éventuels polluants tout en permettant une
intégration spatiale des données sur les contaminants.
 Simplicité de l’échantillonnage
Les poissons constituent une source importante de protéines de vitamines (EGA et D) de
calcium de zinc et de fer (Chan et al., 1999). Ils contiennent des acides gras polyinsaturés (en
particulier de type oméga-3) qui aident à réduire le risque de certains cancers et de maladies
cardio-vasculaires (La Vecchia et al., 2001; Storelli, 2008; Irwandi et Farida, 2009). En
revanche l'apport des ETMs dans le corps humain augmente avec la consommation du
poisson. A l’échelle mondiale les produits de la pêche ne représentent que 10 % de
116
l’alimentation humaine et pourtant ils constituent la principale voie d’absorption des ETMs
(en particulier Hg) dans le corps humain (Binelli et Provini, 2004; Qiao-qiao et al., 2007;
Deshpande et al., 2008; Storelli, 2008; Ruelas-Inzunza et al., 2010). Les risques sur la santé
humaine de la consommation de poissons chargés en ETMs ont fait l'objet de nombreuses
études (Has-Shön et al., 2007b; Castro-Gonzales et Mendez-Armenta, 2008; Türkmen et al.,
2009). Celles-ci soulignent de plus en plus l’intérêt de mettre en place une réglementation
adaptée (Qiao-qiao et al., 2007; Adhikari et al., 2008; Nawaz et al., 2010).
La détermination des concentrations en ETMs au niveau des différents tissus des poissons
présente une évaluation raisonnable pour la surveillance des eaux douces. En particulier le
suivi au niveau du muscle comestible est considéré comme prioritaire pour l'évaluation des
risques associés à la consommation de poisson (Lwanga et al., 2003). Cependant, il peut être
aussi intéressant d’analyser d’autres tissus du fait de leur différence d’accumulation vis-à-vis
des ETMs. L’accumulation des ETMs au niveau des branchies peut donner une idée sur leurs
teneurs dans le plan d’eau alors que les concentrations au niveau du foie représentent le taux
des ETMs stockés dans le corps du poisson (Farkas et al., 2003). Ainsi les branchies et le foie
sont généralement recommandés comme les tissus cibles lors de la surveillance des
concentrations en ETMs dans l'environnement aquatique (Henry et al., 2004). Les arêtes n’ont
pas un intérêt du point de vue de la consommation néanmoins elles accumulent les ETMs
éléments toxiques non-dégradables (Papagiannis et al., 2004) dont la partie stockée sera
automatiquement rendue à la nature suite à la décomposition.
Les principales voies de l'absorption des ETMs dans les poissons sont le tractus gastro
intestinal (alimentation ingestion des proies contaminés) et les branchies (contact direct avec
l’eau) (CSP 1995). Les ETMs sont dans la fenêtre étroite entre leur essentialité et la toxicité
(Aanand et al., 2010).
Les éléments essentiels (comme Cu, Mn, Zn, Se, Cr, Fe, Ni, Al, Ni, B) ont une fenêtre
d’essentialité (Figure 33) dans laquelle les concentrations apportées par l’alimentation doivent
être maintenues pour permettre un développement et une reproduction normale des
organismes (Walker et al., 1996). Des mécanismes de toxicité peuvent être développés
lorsque les teneurs sont trop élevées (Demirezen et Uruc, 2006). Les éléments non essentiels
(comme Hg, Cd ou Pb) en plus d’être toxiques pour les êtres vivants peuvent induire des
déficiences en éléments essentiels au travers de la compétition pour les sites actifs des
molécules importantes dans la physiologie des organismes (Walker et al., 1996).
117
Figure 37: Relation entre la performance (P : croissance, fécondité, survie) et les
concentrations des éléments essentiels (Ce) et non essentiels (Cne) dans l’alimentation
des animaux (d’après Hopkin et al., 1989).
Le cuivre et le zinc sont des éléments essentiels pour la croissance et le développement leur
absorption est régulée en fonction de la demande nutritionnelle à travers un contrôle
homéostatique (Couture et Rajotte, 2003; Watanabe et al., 1997; Wiener et Giesy, 1979). Ils
sont nécessaires en quantités infimes pour une bonne fonction des différents systèmes
biologiques (Bowen, 1966; Sorensen, 1976). Cependant, Cu et Zn deviennent toxiques à des
concentrations supérieures aux limites du contrôle homéostatique pour la vie aquatique
(McKim et al., 1978; Sinley et al., 1974; Carvalho et Fernandes, 2006).
Le Fer est utilisé dans les organismes vivants essentiellement pour assurer le transport
d’oxygène ou catalyser des réactions de transfert d’électrons de fixation d’azote ou de
synthèse d’ADN.
Le chrome (III) est un nutriment essentiel pour un métabolisme normal de l'insuline et du
glucose (Langard et Norseth, 1979); il a une influence sur le métabolisme des glucides des
lipides et des protéines. Cependant Cr (VI) est cancérogène (Tuzen et Soylak, 2007).
Le sélénium est un oligo-élément essentiel pour la nutrition des vertébrés mais peut être
toxique à des concentrations supérieures à 2 mg L -1 sous forme dissoute (Lemly, 1999).
Selon la FAO (1983) il n’y a pas d’information sur l’effet cancérigène du manganèse. Enfin,
concernant Pb et Cd ils n'ont pas de fonction biologique connue et génèrent des effets néfastes
sous toutes les formes (Tort et al., 1987) puisqu’ils ne possèdent pas un mécanisme de
régulation précis (Viarengo, 1989). Ils sont toxiques même à des concentrations faibles et ont
118
tendance à s'accumuler dans l'organisme (Rainbow, 1997, 2002). De ce fait Cd et Pb sont
classés par la commission Européenne comme étant des substances prioritaires (COM, 2006).
Pb est connu pour induire le développement cognitif et réduit les performances intellectuelles
chez les enfants la pression sanguine et les maladies cardio-vasculaires chez les adultes (EEC,
2001). Le Cd peut induire un dysfonctionnement rénal des problèmes osseux et des troubles
de la reproduction.
5.1.2. Présentation du gardon Rutilus rutilus (Linnaeus 1758)
5.1.2.1. Systématique
Afin de définir la position systématique du gardon introduit dans la 4 ème lagune du site de la
décharge d’Étueffont nous avons utilisé la classification donnée par Nelson (1994).
Phylum : CORDES
Super-classe : GNATHOSTOME
Classe : OSTEICHTYENS
Sous-classe : ACTINOPTERYGIEN
Infra-classe : TELEOSTEENS
Ordre : CYPRINIFORMES
Sous-ordre : CYPRINOÏDES
Famille : CYPRINIDÉS
Genre : Rutilus
Espèce : rutilus (Linnaeus 1758)
La famille des cyprinidés est constituée généralement de poissons d’eau douce. Seules
quelques espèces sont capables de s’aventurer dans les eaux saumâtres des estuaires. Il s’agit
de la plus grande famille de poissons du monde comprenant quelques 275 genres et environ
2000 espèces. C’est la famille représentée principalement dans les eaux douces européennes
(Maitland, 1987).
119
Les cyprinidés ont l’originalité de posséder un système reliant l’oreille à la vessie gazeuse :
l’appareil de Weber. Il est formé de pièces osseuses dérivées des 4-5 premières vertèbres et a
pour fonction de permettre la transmission des vibrations reçues par la vessie gazeuse à
l’oreille. Ceci permet d’améliorer les capacités auditives de ces poissons (Chardon et
Vandewalle, 1996). Tous les cyprinidés sont pourvus de dents pharyngiennes ils ne possèdent
pas de dent sur les mâchoires et ont les nageoires pectorales dorsales et anales munies de
rayons mous. La nageoire dorsale est grise et les nageoires pelviennes anales et pectorales
sont oranges à rouges.
Le genre Rutilus renferme de nombreuses espèces et sous-espèces qui sont surtout des races
géographiques. Nous citons essentiellement :
Rutilus rubilio: se trouve dans presque toute l’Italie et les bassins des fleuves se jetant dans
l’Adriatique (Bonaparte, 1837)
Rutilus pigus : Bassin du Danube et Italie du Nord (Lacépède, 1804)
Rutilus macrolepidotus : Quelques régions du Portugal (Steindachner, 1866)
Rutilus lemmingii : Portugal et sud-est de l’Espagne (Steindachner, 1866)
Rutilus macedonicus : Nord-ouest de la mer Egée (Steindachner, 1866)
Rutilus frisii : La Mer Caspienne et la Mer d’Azov (Nordmann, 1840)
5.1.2.2. Noms communs
Français : Gardon Vangeron Blanchet
Angleterre : Roach
Allemagne : Plötze
Italien : Leucisco rosso Rovella
Espagne : Juela Bremejuela
120
5.1.2.3. Morphologie
Les principales caractéristiques morphologiques de l’espèce Rutilus rutilus sont les suivantes :
Corps aplati latéralement. Yeux rougeâtres. Bouche horizontale. Nageoire dorsale implantée à
l'aplomb des pelviennes (elle se situe en arrière de celle-ci pour le rotengle qui lui ressemble
beaucoup). Nageoire caudale nettement échancrée. 42-45 écailles le long de la ligne latérale.
Coloration vert bleuté sur le dos flancs verdâtres présentant des reflets argentés. Le ventre est
blanc rosé. Les nageoires pectorales dorsales et caudales sont brunes les pelviennes et l'anale
sont teintées de rouge (Figure 38). Longueur totale: 12-20 cm (jusqu'à 45 cm). Poids: 100-200
g (maximum: 24 kg) (Spillmann, 1961; Muus et Dahlström, 1968).
Figure 38: Morphologie du gardon Rutilus rutilus.
5.1.2.4. Habitat
Le gardon Rutilus rutilus est ubiquiste il est présent dans tous les plans d’eau (lacs rivières
estuaires eau saumâtres etc.) (Svecevičius et al., 2012) sauf en altitude (pas de population audelà de 1000 m en Suisse). Il joue un rôle clé en particulier dans les lacs eutrophes en raison
de sa capacité à utiliser de nombreuses sources de nourriture en particulier dans les situations
de forte concurrence (Persson, 1983; Brabrand, 1985; Krause et al., 1998). En conséquence de
cette capacité les gardons dominent fréquemment les eaux eutrophes et hyper- eutrophes
(Hartmann, 1977a,b; Kubečka, 1993). Dans les milieux les plus dégradés c’est souvent le
dernier poisson à disparaître (CSP 1995). Il était présent dans 75% des 160 lacs étudiés en
Suède par Holmgren et Appelberg (2000) quelles que soit leurs conditions environnementales.
121
L’espèce est souvent grégaire dans la zone littorale et près du fond dans les petits plans d’eau
mais peut être fréquente en secteur pélagique dans les grands plans d’eau et ce comportement
a été décrit par Ponton (1986) et Persat (1988) dans le lac Léman. Gerdeaux (1990) a montré
que les bancs de gardons suivent des profils thermiques spécifiques qui vont conditionner leur
positionnement.
5.1.2.5. Reproduction
Les individus deviennent matures après deux ou trois étés. La ponte débute quand la
température de l’eau atteint environ 15°C (14-17 °C) le plus souvent au printemps (Katsu et
al., 2007; Kloas et al., 2009; Rinchard et Kestemont, 1996). Les œufs sont pondus
généralement à faible profondeur (moins de 15 m) dans la végétation ou sur des racines de
saule mais des supports durs sont utilisés également (gravier blocs murs de soutènement).
L’espèce fait partie de la guilde phyto-lithophile avec éventuellement une distinction entre un
comportement phytophile ou lithophile suivant les populations (Muus et Dahlström, 1973). Le
taux de fécondation est élevé de 6000 à 8000 œufs pour des femelles de 150 mm (40-50 g en
poids éviscéré) et environ 100 000 œufs pour une femelle de 04 kg. (Chappaz et al., 1990;
Schlumberger, 2002). La fécondité relative est de l’ordre de 200000 œufs/kg.
5.1.2.6. Régime alimentaire
Le gardon est une espèce benthophage omnivore à dominance animale (Losse et al., 1991). Le
régime alimentaire est constitué de détritus de plantes (Persson, 1983; Horppila et al., 2000;
Kahl et al., 2001) d’invertébrés (Balestrieri et al., 2006; Svanback et al., 2008) et même de
cyanobactéries (Kamjunke et al., 2002). Les gardons s'adaptent donc facilement à différents
types de nourriture et ne manifestent pas d'exigences particulières. Dans des milieux
eutrophisés il serait capable de mieux exploiter les ressources alimentaires disponibles que la
perche (Persson et al., 1991; Jeppesen et al., 2000; Olin et al., 2002).
5.1.2.7. Croissance
Les tailles atteintes par les individus peuvent être très variables au sein d’une même cohorte et
d’une saison à l’autre (Bruslé et Quignard, 2001). La croissance des femelles est supérieure à
celle des mâles.
122
5.1.2.8. Distribution géographique
Figure 39: Distribution géographique en Europe et en Afrique du nord de
Rutilus rutilus d’après Garcia-Berthou (1999) modifié.
Le gardon commun Rutilus rutilus constitue l’espèce la plus abondante et la plus représentée
en Europe (Figure 39). Elle est présente en Europe centrale et occidentale des Pyrénées à
l’Oural. Cette espèce se retrouve également en Ecosse à la suite d’une introduction par des
pêcheurs dans les années 1960 (Treasurer, 1990).
Aout 2010
Octobre 2010
Mars 2011
Septembre 2011
 Lagune 2
 Étang de
 Lagune 2
 Lagune 2
Franchevelle  Lagune 4
 Lagune 4
 Lagune 4
Figure 40: Chronologie des campagnes d’échantillonnage du gardon.
Des campagnes de pêche du gardon Rutilus rutilus ont été réalisées au niveau des lagunes 2 et
4 du système de traitement par lagunage naturel sur le site d’Étueffont ainsi que sur l’étang
Bailly à Franchevelle en Haute-Saône suivant l’ordre chronologique présenté sur la Figure 40.
Une fois pêchés à l’aide d’une canne à pêche les spécimens sont rapidement enrobés dans des
sacs en polyéthylène puis mis dans une glacière. Au laboratoire une fois les mesures
123
biométriques effectuées en longueur (± 0,1 cm) et en masse (± 1 mg) les poissons sont
conservés à -18°C jusqu’à la dissection.
5.1.3.2. Technique de dissection
La dissection est réalisée à l’aide d’instruments stérilisés par autoclavage. La figure cidessous présente les emplacements des incisions sur le gardon vu de dessous (Figure 41) et la
procédure comprend les étapes suivantes :
 Inciser la paroi abdominale ½ cm en avant de l’anus (1).
 Inciser transversalement la paroi abdominale (1-2) en évitant soigneusement de léser
les organes sous-jacents
 Poursuivre l’incision sur la ligne médiane jusqu’à l’extrémité antérieure des fentes
operculaires (2-3 puis 1-4) en protégeant les organes sous-jacents.
 Ecarter doucement les deux volets latéraux ainsi obtenus.
 Epingler les deux volets latéraux.
 Ecarter et épingler les opercules.
Figure 41: Emplacement des incisions.
Quatre tissus ont été prélevés: la chair (muscle) les arêtes le foie et les branchies (Figure 42)
124
Chair
Figure 42: Vue latérale gauche résumant la position des
principaux organes / appareils chez le gardon.
Une fois extraits, on détermine leur masse fraîche et on mesure les masses sèches après
déshydratation pendant 72 heures à 60°C à l’étuve.
Les résultats des concentrations des ETMs au niveau des différents tissus sont exprimés en
mg kg-1 MS. Le ratio masse fraîche / masse sèche est égal à 4,5. Ce rapport servira pour
comparer nos résultats à ceux exprimés en mg kg-1 MF dont masse fraîche = masse sèche *
4,5.
5.1.3.3. Analyse des éléments traces métalliques
Après déshydratation environ 1 g de chaque échantillon est placé dans un tube de digestion de
50 ml avec 6 ml d’acide nitrique HNO3 et 5 ml d’eau ultra-pure. Après minéralisation à
105°C pendant 3 heures dans un HOTBLOCK les solutions sont diluées jusqu'à 20 ml volume
final. L’eau ultra-pure est utilisée tout au long de l’étude (Sandroni et al., 2003; Tuzen, 2003)
La mesure des concentrations en ETMs est réalisée à l’aide d’un spectromètre d’émission à
plasma ICP/OES (Varians 720-ES). Les dosages sont adaptés à la norme NF EN ISO 15587-2
(2002). Le DROM-3 est utilisé comme matériel de référence.
125
5.1.4.1. Evaluation de la contamination métallique des différents tissus de Rutilus rutilus
Les résultats d’analyse des ETMs au niveau des tissus (branchies, foie, arêtes et muscles) du
gardon R. rutilus sont représentés dans le Tableau 28.
Tableau 28: Concentration des ETMs au niveau des différents tissus du gardon R. rutilus
prélevé au niveau de la deuxième et quatrième lagune du site de la décharge d’Étueffont
(Moyen ± écart-type) exprimée en mg kg-1 MS (Matière Sèche).
L2
Al
Ba
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Ni
Pb
Se
Sn
Sr
Ti
Zn
Branchie
Foie
Arêtes
Muscle
454,7±642
7±6,2
6,3±5,6
1,4±0,3
58±48,7
13±0,00
52±42
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
3,3±3,05
< 0,5
0,8±0,1
< 0,5
26±32,8
7,6±8
< 0,5
0,8±0,2
1677±2410 233±4,2
33±22
14±7,2
144±163
28±32
119±139 3,5±4,8
2,44±0,00
< 0,5
< 0,5
< 0,5
4,68±0,00
0,6±0,00 2,9±0,00
< 0,5
6,84±6,7
2,4±0,5
<2
<2
1,42±0,00
0,7±0,96
< 0,5
0,5±0,00
75,3±77,8
18±0,00 607±137 4,6±4,5
11,6±0,00
1,2±28
1±0,00
< 0,5
438±254
451±331 232±119
47±23
Branchie
300±399
96,5±33,4
< 0,5
1,62±0,86
4,98±1,51
653±678
126±84,4
1,8±0,00
2,07±0,00
2,1±0,00
0,6±0,00
173±28,4
8,07±0,00
462±189
L4
Foie
Arêtes
Muscle
14±6,1
3,8±0,2
5,7±6,27
1,3±33,4
90±34
4,3±2,14
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
0,8±0,00
< 0,5
20±12
< 0,5
1±0,06
757±170 8,2±2,2
27±14,4
60±50
120±71
3,3±1,75
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
0,5±0,00
< 0,5
4,4±1,9
<2
<2
< 0,5
< 0,5
< 0,5
1,7±0,9
551±56
7,9±4,82
1,2±0,1
< 0,5
0,51±0,00
191±97
132±24
42±28
À l’exception du Cd non détecté parmi tous les organes analysés les ETMs montrent des
concentrations plus élevées au niveau des branchies et du foie par comparaison avec le muscle
et les arêtes. Ces résultats corroborent certaines études qui ont montré que les concentrations
en ETMs les plus élevées se trouvent en général au niveau du foie et des branchies (Duman et
Kar, 2012; Reynders et al., 2008; Ewers et Schlipkoter, 1991; Bendellyoung et al., 1986).
Toutefois malgré des teneurs en ETMs relativement faibles dans le muscle l’étude de ce tissu
est primordiale puisqu’il est consommé par l’être humain (Lwanga et al., 2003 ).
Tous les ETMs (Al, Ba, Cu, Cr, Fe, Mn, Ni, Pb, Se, Sn, Sr, Ti, Zn) sont détectés au niveau des
branchies ceci peut être expliqué par le fait qu’elles sont en contact direct avec l’eau (Storelli
126
et al., 2006). Cependant, les concentrations en ETMs au niveau des branchies sont plus
élevées que celles déterminées dans l’eau de la deuxième et quatrième lagune. Ce résultat est
rapporté par Playle et al. (1992) dont les travaux soulignent que les concentrations en ETMs
dans l’eau ne sont pas forcement équivalentes à celles trouvées dans les branchies. D’autre
part, les concentrations en ETMs restent élevées au niveau du foie site d’accumulation de
biotransformation et d’excrétion des polluants chez les poissons (Moon et al., 1985;
Triebskorn et al., 1997).
Remarquons que contrairement aux branchies et au foie les concentrations en ETMs au
niveau du muscle demeurent faibles en raison probablement de sa faible fonction métabolique
et de sa faible activité vis-à-vis de l’accumulation des ETMs (Amundsen et al., 1997; TekinÖzan et Kir, 2008; Visnjic-Jeftic et al., 2010).
Les différences d'accumulation des ETMs dans les tissus des poissons sont conditionnées par
certains facteurs déterminés par l'intensité du métabolisme du poisson. Après leur
incorporation dans le corps du poisson les ETMs subissent un processus de répartition entre
les différents tissus qui dépend des besoins biologiques des animaux (Zubcov et al., 2010).
Dans la deuxième et la quatrième lagune les concentrations moyennes en zinc (Zn) dans les
différents organes du gardon sont de l’ordre de 438 - 462 mg Kg-1 MS au niveau des
branchies 451 - 191 mg Kg-1 MS au niveau du foie 232 - 132 mg Kg-1 MS au niveau des
arêtes et 47 - 42 mg Kg-1 MS au niveau de muscle. L’ordre d’accumulation du Zn est foie >
branchies > arêtes > muscle au niveau de la lagune 2 et branchies > foie > arêtes > muscle
au niveau de la lagune 4. Les concentrations moyennes du fer (Fe) sont de l’ordre de 1677 653 mg Kg-1 MS au niveau des branchies 233 - 757 mg Kg-1 MS au niveau du foie 33 - 8,2
mg Kg-1 MS au niveau des arêtes et 14 - 27 mg Kg-1 MS au niveau de muscle. L’ordre
d’accumulation du Fe est branchies > foie > arêtes > muscle dans la lagune 2 et branchies >
foie > muscle > arêtes dans la lagune 4. Les concentrations moyennes en Aluminium (Al)
sont de l’ordre de 454 - 300 mg Kg-1 MS au niveau des branchies 7 - 14 mg Kg-1 MS au
niveau du foie 6,3 - 3,8 mg Kg-1 MS au niveau des arêtes et 1,4 - 5,7 mg Kg-1 MS au niveau
de muscle. L’ordre d’accumulation d’Al est branchies > foie > arêtes > muscle dans la
lagune 2 et branchies > foie > muscle > arêtes dans la lagune 4. Les concentrations
moyennes du manganèse (Mn) sont de l’ordre de 144 - 126 mg Kg-1 MS au niveau des
branchies 28 - 60 mg Kg-1 MS au niveau du foie 119 - 120 mg Kg-1 MS au niveau des arêtes
et 3,5 - 3,3 mg Kg-1 MS au niveau de muscle. L’ordre d’accumulation du Mn est branchies >
127
arêtes > foie > muscle dans les deux lagunes. Les concentrations moyennes du Strontium (Sr)
sont de l’ordre de 75,3 - 173 mg Kg-1 MS au niveau des branchies 18 – 1,7 mg Kg-1 MS au
niveau du foie 607 - 551 mg Kg-1 MS au niveau des arêtes et 0,5 - 7,9 mg Kg-1 MS au niveau
de muscle. L’ordre d’accumulation du Sr est arêtes > branchies > foie > muscle dans les
deux lagunes. L’ordre d’accumulation du chrome (Cr) est branchies > arêtes > foie = muscle
dans les organes de gardons prélevés dans les deux lagunes. Les concentrations moyennes de
Cr sont de l’ordre de 3,3 – 1,62 mg Kg-1 MS au niveau des branchies et 0,8 mg Kg-1 MS au
niveau du foie de gardons prélevés dans les deux lagunes. Les concentrations de Cr sont
inférieures à la limite de détection au niveau du muscle et des arêtes. Le nickel (Ni) est
détecté seulement au niveau des branchies. Le cuivre (Cu) est détecté dans le foie, les
branchies et le muscle mais jamais dans les arêtes. Les concentrations moyennes de Cu dans
les différents tissus de gardons des deux lagunes est de l’ordre de 26 – 4,98 mg Kg-1 MS dans
les branchies 7,6 - 20 mg Kg-1 MS au niveau du foie et 0,8 - 1 mg Kg-1 MS au niveau de
muscle. L’ordre d’accumulation du Cu est branchies > foie > muscle dans la lagune 2 et foie
> branchies > muscle dans la lagune 4.
L’ordre d’accumulation du Zn est branchies > foie > arêtes > muscle au niveau de la lagune
4 et foie > branchies > arêtes > muscle au niveau de la lagune 2. Les concentrations élevées
en zinc au niveau des branchies et du foie sont aussi mentionnées par certaines études (Andres
et al., 2000; Reynders et al., 2008; Murugan et al., 2008). La concentration en Zn enregistrée
au niveau des branchies de Lepomis gibbossus prélevé dans la rivière potentiellement polluée
de Saricay (Turquie) entre dans la gamme de 8,90 - 21,76 mg Kg-1 MF (Yilmaz et al., 2007)
et est de l’ordre de 40 mg Kg -1 MF au niveau des branchies de R. rutilus prélevé dans le lac de
Salek (Slovenia) (Petkovńek et al., 2012). Les concentrations enregistrées dans notre cas
restent trop élevées par rapport aux études citées. En outre, la concentration en Zn au niveau
du foie de Cyprinus carpio prélevé dans la rivière polluée d’Ebro (Espagne) reste dans la
gamme de 33,2 - 329 mg Kg-1 MF (Lavado et al., 2006) et est de l’ordre 110 µg g-1 au niveau
du foie de Squalius cephalus L. prélevé au niveau du lac Yamula Dam (Turquie) (Duman et
Kar, 2012).
La différence de concentration en ETMs au niveau des tissus peut être le résultat de leur
capacité à induire une liaison métal-protéine comme dans le cas des métallothionéines (Canli
et Atli, 2003). Les métallothionines sont des protéines cytosoliques responsables de la
régulation cellulaire des ETMs essentiels et de la chélation des ETMs toxiques dans les
128
groupes IB et IIB de la classification périodique (Roesijadi, 1992). En outre, le zinc se trouve
accumulé au niveau des arêtes ceci est expliqué par le fait que cet élément interagit
activement avec le calcium (Paquin et al., 2002). Cependant, les concentrations en Zn au
niveau du muscle sont moins élevées par rapport aux autres organes ce qui pourrait indiquer
son contrôle au niveau de muscle par la régulation homéostatique (Miller et al., 1992; Cronin
et al., 1998). En fait, de faibles concentrations en zinc au niveau du muscle sont aussi
reportées dans de nombreuses autres études (Berninger et Pennanen, 1995; Kraal et al., 1995;
Allen-Gil et al., 1997; Moiseenko et Kudryavtseva, 2001; Bervoets et al., 2001; Bervoets et
Blust, 2003) qui ont montré que les teneurs en zinc au niveau du muscle dans les sites pollués
sont comparables aux sites de référence. En outre, les poissons règlent activement les
concentrations en Zn dans les tissus; par conséquent les teneurs tissulaires en zinc ne reflètent
pas nécessairement les changements de concentration en zinc dans l'environnement (Phillis,
1980; Rejomon et al., 2009). Ceci semble être le cas dans notre étude car malgré les variations
dans le gradient de contamination entre les deux lagunes il n’y a pas de différence
significative dans les concentrations en zinc au niveau de muscle.
Le fer reste cependant le principal métal observé dans les matériaux métalliques présents dans
une décharge (Flyhammar, 1997; Martensson et al., 1999). Á pH basique le fer précipite en
hydroxide de fer (Tkatcheva et al., 2004) sa solubilité diminue dans l’eau et par suite il n’aura
aucun effet sur les branchies (Peuranen et al., 1994; Vuori, 1995). Cependant, le pH à la
surface des branchies est généralement plus faible (plus acide) que celui de l’eau notamment
en raison de la libération locale de dioxyde de carbone. Ce processus facilite la libération
d'ions métalliques des complexes (Cusimano et al., 1986) et la quantité du mucus au niveau
de la surface des branchies augmente durant l’exposition aux pollutions métalliques (Handy et
Eddy, 1991). Ces conditions justifient les concentrations élevées en fer à la surface des
branchies (Reid et McDonald, 1991). De même les concentrations en fer élevées au niveau du
foie (233 à 757 mg Kg-1 MS) sont en accord avec les travaux de Jarić et al. (2011) qui ont
montré que le poisson Acipenser ruthenuses accumule jusqu’à 380 mg Kg-1 MS de fer au
niveau du foie. L’accumulation du fer au niveau du foie est expliquée par le rôle
physiologique de cet organe dans la synthèse du sang (Yamazaki et al., 1996).
Les concentrations moyennes de strontium sont élevées au niveau des branchies et des arêtes.
L’accumulation plus forte du Sr au niveau des branchies par rapport au niveau mesuré dans le
foie est en accord avec les résultats de Rashed (2001). Dans les organismes animaux le
129
métabolisme du strontium est étroitement lié à celui du calcium. Le strontium se fixe
préférentiellement (90 %) sur les tissus osseux et le reste se retrouve assez uniformément sur
l’ensemble des tissus mous (Cougthrey et Thorne, 1983). Chez les poissons le strontium est
accumulé selon une cinétique de type Michaelis-Menten avec saturation sensible à la
température de l’eau qui présage d’un transport facilité de l’élément (Chowdhury et Blust,
2001). La voie directe (contamination à partir de l’eau) semble prépondérante vis-à-vis du
transfert trophique. Bird et al. (1998) ont identifié les tissus calcaires et donc les arêtes
comme pool principal de strontium dans les poissons. Ce constat avait également été fait entre
autres par Miyake et Izumo (2003) et Rashed (2001). Ces études présentent en outre les
écailles comme un second pool de fixation du strontium chez les poissons. Les os et les
écailles présenteraient une accumulation plus forte et une élimination moindre du strontium
que les autres tissus des poissons (Miyake et Izumo, 2003).
Le manganèse est un élément important de nombreux processus métaboliques y compris le
fonctionnement de flavoprotéines et la synthèse des mucopolysaccharides du cholestérol et de
l'hémoglobine (DWAF, 1996). La toxicité du manganèse ne dépend pas seulement de la
concentration totale en manganèse mais de la concentration en manganèse oxydé qui est
disponible. L’ordre d’accumulation du manganèse est branchies > arêtes > foie > muscle. La
forme bio-disponible du manganèse est le Mn (II). Les concentrations élevées en manganèse
au niveau des branchies peuvent être le résultat d’une forte pénétration par les branchies
(Rouleau et al., 1995; Garnier-Laplace et al., 2000; WHO, 2005). Chez les poissons le
manganèse est retrouvé essentiellement dans les tissus osseux et cartilagineux lors d’un
transfert direct (Rouleau et al. 1995; Garnier-Laplace et al. 2000). Le manganèse possède une
propriété chimique qui lui permet de se substituer au rôle métabolique joué par le calcium
(Crossgrove et Yokel, 2005; González et al., 2006). Ceci tend à confirmer son accumulation
au niveau des arêtes. En outre quelle que soit la voie de transfert le muscle ne représente que
10 à 15 % du manganèse total (Chevreuil et al., 1995; Adam, 1997) ce qui est vrai dans notre
cas.
Selon Cusimano et al. (1986) le pH à la surface des branchies est généralement acide du à la
libération de dioxyde de carbone. Á pH acide on observe une augmentation de la
concentration en aluminium organique qui est une forme d’aluminium plus toxique pour les
organismes aquatiques (Gensemer et Playle, 1999). L'épithélium des branchies est constitué
de trois principaux types de cellules: les cellules respiratoires le mucus et les cellules à
130
chlorure (Laurent et Perry, 1995). Les cellules à chlorures (inocytes) sont considérées comme
le principal site d'afflux transépithéliaux d'ions et l’enzyme Na + K+ ATPase joue un rôle
important dans la régulation de l’équilibre ionique (Flik et al., 1995; Laurent et Perry, 1995;
Perry, 1997). L’aluminium a un impact direct sur l’activité Na+ K+ ATPase (McCormick et
al., 2012). Sous contraintes acides l’aluminium s’accumule préférentiellement sur les cellules
à chlorure en altérant leur abondance (Youson et Neville, 1987; Jagoe et Haines, 1997)
provoquant l’hypertrophie des branchies et l’augmentation de la sécrétion du mucus
(Peuranen, 2000). Les concentrations en aluminium trouvées au niveau des branchies des
gardons du site d’Étueffont (454 300 mg Kg-1 MS) excèdent largement les concentrations
d’aluminium des branchies de Micropterus salmoides et Oreochromis mossambicu prélevés
au niveau du lac Loskop (Afrique du nord) qui sont de l’ordre de 23 et 28 mg Kg -1 MS
respectivement (Oberholster et al., 2012). De même elles sont presque 5 fois plus élevées que
la concentration en aluminium au niveau des branchies d’Acipenser ruthenus prélevé dans la
rivière du Danube (Serbie) (Jarić et al., 2011). La possibilité d’un effet toxique de
l’aluminium sur les mécanismes de régulation des branchies peut être envisagée.
Le zinc, le fer, le manganèse, l’aluminium et le strontium sont détectés dans tous les tissus
analysés. À l’exception du strontium qui est accumulé surtout au niveau des arêtes les autres
ETMs se trouvent principalement au niveau des branchies. Ceci peut être attribué au contact
direct avec l’eau mais surtout avec les sédiments. En effet en tant qu’espèce benthique le
gardon est étroitement associé à la surface du sédiment et son régime alimentaire est constitué
des nombreux détritus et d’autres organismes benthiques (avec probablement une grande
teneur en ETMs). Les branchies sont donc exposées à des concentrations élevées en ETMs
(Allen-Gil et al., 1997).
L’accumulation du cuivre dans le foie et les branchies par rapport aux autres tissus analysés
peut s’expliquer par la grande activité métabolique de ces deux organes. Les teneurs
moyennes n’excèdent pas les limites de la régulation homéostatique qui sont de l’ordre de 50
µg g-1 MS (Pyle et al., 2005). Clearwater et al. (2002) mentionnent que la régulation de
l’absorption du Cu se fait dans l’intestin qui agit comme un organe homéostatique. Étant
donné que l'intestin est impliqué dans le stockage temporaire et qu’il représente le site de
désintoxication intracellulaire du Cu (Handy et al., 1999) les métallothionines intestinales
participent à la régulation homéostatique du cuivre. Les faibles concentrations en cuivre au
niveau du muscle et même son absence au niveau des arêtes peuvent être le fait d’un
131
mécanisme de régulation pour les éléments essentiels propre au poisson (gardon) (Firat et
Kargin, 2010; Roach et al., 2007; Zubcov et al., 2008; Sandor et al., 2001).
Les concentrations moyennes en plomb (Pb) sont de l’ordre de 4,68 – 2,07 mg Kg-1 MS au
niveau des branchies de 0,6 - <0,5 mg Kg-1 MS au niveau du foie de 2,9 – 0,5 mg Kg-1 MS au
niveau des arêtes et elles sont inférieures à la limite de détection (<0,5) au niveau du muscle.
L’ordre de l’accumulation de Pb est: branchies > arêtes > foie > muscle dans la lagune 2 et
branchies > arêtes > foie = muscle dans la lagune 4.
Certaines études ont mis en évidence une accumulation du Pb au niveau des branchies (HasShön et al., 2007a). Le Pb est aussi accumulé dans les arêtes en particulier dans les tissus
osseux comme les otolithes les vertèbres et les arêtes (Furness et Middaugh, 1990).
Le chrome est détecté au niveau des branchies et des arêtes avec des concentrations plus
élevées au niveau des branchies. Les concentrations en chrome au niveau des branchies du
gardon sont 40 fois plus élevées que celles trouvées par Liu et al. (2012) au niveau de
Ctenopharyngodon idellus prélevé dans différentes rivières en Chine. Cependant le chrome
n’est pas détecté au niveau du foie et du muscle et les concentrations sont <0,5 mg Kg-1 MS.
Les concentrations en Cr au niveau du muscle sont comparables aux concentrations trouvées
par Aktar et al. (2011) au niveau du muscle de deux espèces Channa marulius et Aorichthys
seengala prélevé dans la rivière Ganges (Bengale occidental) qui sont de l’ordre de 0,06 et
0,07 mg Kg-1 respectivement. Ceci peut être attribué au fait que les poissons sont capables
d'éliminer le chrome de leur organisme et la charge corporelle au niveau des poissons adultes
est généralement plus faible (Dara, 1995). Notons que le site d'action responsable de la
toxicité au chrome varie en fonction du pH (Van der Putte et al., 1981).
L’ordre d’accumulation du sélénium (Se) est branchies > foie > arêtes = muscle au niveau
des gardons prélevés dans la lagune 2 et foie > branchies > arêtes = muscle au niveau des
gardons prélevés dans la lagune 4. Les concentrations sont de l’ordre de 6,84 – 2,1 mg Kg-1
MS au niveau des branchies et 2,4 – 4,4 mg Kg-1 MS au niveau du foie et elles sont
inférieures à la limite de détection au niveau des arêtes et du muscle. Les concentrations en Se
enregistrées au niveau du foie des gardons de la présente étude sont 20 fois plus élevées que
les concentrations en sélénium au niveau du foie de différents poissons prélevés dans le lac
d’Onondaga (Limburg et al., 2010).
132
5.1.4.2. Variation saisonnière de la bioaccumulation des éléments traces métalliques au
niveau des différents organes du R. rutilus
Les résultats des concentrations en ETMs au niveau des différents organes analysés pendant
les trois saisons d’échantillonnage (Printemps été et automne) sont résumés dans le Tableau
29.
Les teneurs en ETMs dans les différents tissus sont plus fortes pendant le printemps et l’été
que durant l’automne et ceci pour les deux lagunes. La variation saisonnière des
concentrations en ETMs au niveau des organes est évidente. En automne (à basse
température) les concentrations sont faibles par contre les températures modérées à élevées au
printemps et en été engendrent l’activation du métabolisme et par suite l’augmentation des
concentrations en ETMs (Tkatcheva et al., 2004). Pendant les saisons chaudes,
l’augmentation de la température a une incidence sur le taux de la photosynthèse des plantes
la solubilité de l’oxygène la variation du niveau d’eau et la toxicité des matériaux. Ainsi, à
haute température les plantes se développent et meurent plus rapidement laissant de la matière
organique qui consomme de l'oxygène lors de sa décomposition (Aktar et al., 2011). En fait, il
existe une forte relation entre le taux de ventilation et l’absorption des micropolluants dans les
écosystèmes aquatiques (Schiedek et al., 2007; Diaz et Rosenberg, 2008). D’après Khattabi
(2002) l’évolution saisonnière de l’oxygène dissous au niveau des lixiviats est caractérisée par
de faibles valeurs en été et de fortes valeurs en hiver. Le déficit en oxygène et l’augmentation
de la toxicité des matériaux pendant l’été induit une augmentation du taux de ventilation
causant une augmentation du débit d’eau filtré par l'épithélium des branchies. Cela entraîne
une sévère réponse physiologique et comportementale pour les organismes aquatiques (Sijm
et al., 1994) d’où l’augmentation des teneurs en ETMs au niveau des organes et spécialement
des branchies. Tekin-Ozan et Kir (2008) ont trouvé que l’accumulation des ETMs au niveau
des branchies de Tinca tinca (lac de Beysehir) est plus élevée en été qu’en hiver.
L’augmentation des teneurs en ETMs au niveau des différents organes peut être expliquée par
l’augmentation du taux d’évaporation et par suite l’augmentation des concentrations au
niveau du lixiviat en relation avec la diminution du niveau d’eau (Tekin-Ozan et Kir, 2008).
133
Tableau 29: Concentrations des ETMs au niveau des différents organes du R. rutilus prélevé au niveau de la deuxième et quatrième lagune en
(Printemps été et automne 2010 - 2011) exprimée en mg kg -1 MS.
Saisons
Lagunes Organes
Muscle
Foie
Branchies
L2
Arêtes
Printemps
Muscle
Foie
Branchies
L4
Arêtes
Muscle
Foie
Branchies
L2
Arêtes
Été
Muscle
Foie
Branchies
L4
Arêtes
Muscle
Foie
Branchies
L2
Arêtes
Automne
Muscle
Foie
Branchies
L4
Arêtes
Al
1,62
2,63
1,02
2,29
10,13
18,46
582,30
3,61
1,20
11,34
908,37
10,26
1,27
9,82
18,50
3,91
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
Cd
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
Cr
< 0,5
< 0,5
< 0,5
0,78
< 0,5
< 0,5
2,23
0,80
< 0,5
< 0,5
5,42
0,88
< 0,5
< 0,5
1,01
0,83
< 0,5
< 0,5
1,1
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
Cu
0,65
1,26
63,76
< 0,5
1,04
7,33
6,68
< 0,5
0,91
16,53
10,75
< 0,5
0,95
20,75
4,74
< 0,5
< 0,5
4,9
3,8
< 0,5
< 0,5
31,2
3,8
< 0,5
Fe
8,41
237,31
354,24
6,63
37,09
644,57
1435,64
6,60
18,65
231,79
4458,82
46,01
16,75
952,18
261,61
9,72
<5
229
217
45
<5
674
261
<5
Mn
0,57
11,64
14,38
32,25
5,18
18,49
222,96
51,78
0,95
8,20
327,24
44,86
1,70
46,38
86,62
115,85
9,1
65,3
91,1
279
3,1
116
68,6
193
Ni
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
1,80
< 0,5
< 0,5
< 0,5
2,44
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
Pb
< 0,5
< 0,5
< 0,5
2,92
< 0,5
< 0,5
2,07
0,51
< 0,5
0,55
4,68
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
Se
<2
<2
11,58
<2
<2
2,37
2,10
<2
<2
2,08
<2
<2
<2
4,81
<2
<2
<2
2,8
2,1
<2
<2
6
<2
<2
Sn
0,52
< 0,5
0,74
< 0,5
< 0,5
< 0,5
0,60
< 0,5
< 0,5
0,66
2,10
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
< 0,5
Sr
0,99
50,08
0,76
761,52
13,03
0,75
143,37
497,78
3,15
1,71
69,16
559,15
3,46
2,40
200,02
609,47
9,6
2,2
156
501
7,2
2,1
176
547
Zn
25,13
786,52
182,51
116,88
21,69
81,76
243,29
103,81
70,60
442,82
442,72
354,68
74,10
264,54
566,58
142,31
45,7
125
690
225
30,8
228
575
149
134
La variation saisonnière des ETMs montre que le fer le zinc le manganèse le strontium et le
cuivre sont détectés dans tous les organes pendant toutes les saisons; seules les concentrations
varient d’une saison à une autre fortes en été-printemps et faibles en automne. Les
concentrations de l’aluminium du chrome du nickel du sélénium et de l’étain montrent une
variation saisonnière. Ces éléments sont presque absents en automne au niveau de tous les
organes à l’exception du Se qui est détecté au niveau des branchies. Le cadmium n’est jamais
relevé quelque soit le tissu analysé et ce durant toutes les saisons. Le plomb est
occasionnellement détecté soit au niveau des arêtes (Lagune 2) soit au niveau des branchies et
arêtes (Lagune 4) au printemps et au niveau des branchies et du foie (Lagune 2) en été. Les
teneurs en ETMs au niveau des différents organes des gardons pêchés dans la lagune 4 sont
dans certains cas plus élevées que celles mesurées dans les tissus des gardons prélevés dans la
lagune 2. Ceci est donc en contradiction avec la hiérarchisation du système de traitement des
lixiviats de la décharge d’Étueffont dont les échantillons récoltés dans la deuxième lagune
sont normalement plus pollués que ceux issus de la lagune 4. En fait, les concentrations en
ETMs au niveau des tissus des poissons d’eau douce varie considérablement d’une étude à
une autre (Hayat et al., 2007; Chattopadhyay et al., 2002; Papagiannis et al., 2004) ceci
probablement en raison de la différence de concentrations en ETMs et des caractères physicochimiques du plan d’eau dont sont issus les poissons mais également en raison de la nécessité
écologique de l’activité métabolique et des habitudes alimentaires du poisson aussi bien qu'à
la saison dans laquelle les études ont été réalisées (Rauf et al., 2009). L’accumulation des
ETMs bioactifs comme le cuivre et le zinc est activement contrôlée par les poissons et le
degré d’accumulation est généralement indépendant des concentrations du milieu (Chatterjee
et al., 2006). D’autre part, les concentrations dans le milieu affectent l’accumulation des
ETMs non-essentiels comme le plomb (Pattee et Pain, 2003).
5.1.4.3. Comparaison des valeurs en ETMs au niveau du muscle du gardon de la
présente étude par rapport aux valeurs trouvées dans la littérature (Tableau 30)
Étant donné qu’elle représente la part consommée par l’homme on a choisi le muscle pour
comparer les concentrations en ETMs par rapport à celles trouvées dans la littérature. Le Fe
Mn Cu et Zn représentent les ETMs essentiels et Cd Pb représentent les ETMs non-essentiels.
En comparant les deux lagunes on constate que le muscle des gardons prélevés dans la lagune
4 est plus chargé en ETMs que celui des gardons de la lagune 2. Les concentrations en Fe et
en Mn sont plus élevées que celles mesurées par Łuczyńska et al. (2009) au niveau du muscle
de R. rutilus (grand lac de Mazurian Pologne) soit 9,1 et 0,7 mg Kg-1 MS pour Fe et Mn
135
respectivement et plus faibles que celles trouvées par Chevreuil et al. (1995) au niveau de R.
rutilus (rivière Seine France) soit 64 et 4,8 mg Kg-1 MS à Balloy et 99 et 5,6 mg Kg-1 MS
(Epinay France) pour Fe et Mn respectivement. Les concentrations en zinc sont de l’ordre de
70,60 et 74,10 mg Kg-1 MS au niveau des muscles prélevés des gardons de la lagune 2 et de la
lagune 4 respectivement; Ces teneurs sont 2 à 10 fois plus élevées que celles trouvées par
Shinn et al. (2009) et Łuczyńska et al. (2009) au niveau du muscle de gardons prélevés dans
la rivière Lot (sud de la France) et dans le grand lac Mazurian (Pologne). Concernant les
concentrations en zinc elles sont dans la gamme de celles mesurées par Chevreuil et al. (1995)
dans la fleuve Seine connue pour sa pollution par différents contaminants entre autres les
ETMs. Les concentrations en cuivre sont comparables aux concentrations mesurées par
Łuczyńska et al. (2009) et moins élevées que celles trouvées par Bochenek et al. (2008) dans
la rivière Oder (Allemagne). En outre le cadmium et le plomb sont inférieurs à la limite de
détection au niveau du muscle de gardons prélevés dans les deux lagunes de la décharge
d’Étueffont. Ils sont de l’ordre de 0,25 et 1,2 µg g-1 MS pour le Cd et le Pb respectivement au
niveau de l’espèce Carassius gibelio prélevée dans la décharge Anzali en Iran (Ebrahimpour
et al., 2011). Ceci peut être attribué au fait que le rythme de décontamination est plus rapide
au niveau du muscle (De Conto Cinier et al., 1999).
136
Tableau 30: Concentration en Cd Cu Fe Mn Pb et Zn (exprimée en mg kg-1 MS) au niveau du muscle de R. rutilus en comparaison avec des
concentrations trouvées dans la littérature.
Sites
Grand lac Mazurian
Rivière Oder
Rivière Lot
Pays
Espèces
Pologne
Allemagne
France
Rutilus rutilus
Rutilus rutilus
Rivière Rhône
Rivière Oise
Rivière Balloy
Rivière Epinay
France
France
France
France
Décharge Anzali
Étueffont L2
Étueffont L4
Iran
France
France
Rutilus rutilus
Rutilus rutilus
Rutilus rutilus
Rutilus rutilus
Carassius gibelio
Rutilus rutilus
État du
milieu
Pollué
Pollué
non pollué
Pollué
Pollué
Éléments métalliques
Références
Fe
Mn Cu
Zn
Cd
Pb
Łuczyńska et al. 2009
9,1 0,7
1,1
34,5
_
_
_
_
2,38
21,8
0,325 0,041 Bochenek et al. 2008
_
_
1,05
6,81
1,20
n.d
Shinn et al. 2009
_
_
0,25
4,04
_
_
C.E.A.-D.P. 1973
_
_
9,4-81 0,4-1,6 0,4-1,2
CEMAGREF. 1977
_
_ 3,6-12 65-104 n.d.-1,2 2-6,8
64 4,8
1,9
72
0,06
4,0
Chevreuil et al. 1995
99 5,6
1,8
120
0,46
4,8
Ebrahimpour et al.
0,25
1,2
2011
18,65 3,1 0,91 70,60
n.d.
n.d.
Présente etude
37,09 5,18 1,04 74,10
n.d.
n.d.
n.d.: n’est pas détecté
137
5.1.4.4. Le facteur d’enrichissement
Le facteur d’enrichissement au niveau d’un organe pour une espèce et un site donné est
calculé selon la formule suivante (Bervoets et Blust, 2003):
FE = [métal X au niveau du tissu Y du site étudié] / [métal X au niveau de tissu Y du site de
référence]
Le Tableau 31 donne la moyenne relative du facteur d’enrichissement de chaque métal au
niveau des tissus étudiés. Les branchies et le foie se trouvent plus enrichis par les ETMs que
le muscle et les arêtes. Les branchies sont 3 à 7 fois plus enrichies en Ni, Pb, Se, Sn et Ti le
foie quant à lui est 3 à 7 fois plus enrichi en Mn, Zn et Sn les arêtes sont 3 fois plus enrichies
en Cu, Fe et Pb et le muscle est 2 à 3 fois plus enrichi en Fe et Sn que les tissus des gardons
prélevés de l’étang de Franchevelle.
Tableau 31: L'enrichissement en métal dans les quatre tissus de R. rutilus pour les différents
ETMs analysés.
Al
Ba
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Ni
Pb
Se
Sn
Sr
Ti
Zn
Branchies
L2
L4
2,3
0,4
0,5
0,5
n.d.
n.d.
2,5
0,5
1,6
7,4
1,6
0,8
0,8
0,5
3,4
n.d.
3,8
n.d.
1,4
4,9
4,5
5
1,8
0,9
3,1
n.d.
0,7
0,8
Foie
L2
2,8
0,7
n.d.
n.d.
0,8
1,3
6,7
n.d.
0,3
1,7
1
1,9
1,2
1,1
L4
1,7
2,2
n.d.
n.d.
0,3
0,4
3,1
n.d.
0,6
0,8
7,5
2
1,6
2,6
Arêtes
L2
0,8
0
n.d.
n.d.
3,8
1,1
0
n.d.
0,4
n.d.
n.d.
0
0,7
0,2
L4
1,1
0,1
n.d.
1,4
n.d.
3,3
0,4
n.d.
3,4
n.d.
n.d.
1,1
0,7
2,1
Muscle
L2
0,9
0,5
n.d.
n.d.
1,2
2,1
0,7
n.d.
n.d.
n.d.
1
1,8
0,6
1,5
L4
0,5
0
n.d.
n.d.
1
1,2
0,8
n.d.
n.d.
n.d.
4,4
1
n.d.
1,7
Facteur d’enrichissement supérieur à 1
n.d.: n’est pas détecté
138
Le facteur d’enrichissement donne une idée sur le degré de contamination des tissus par
rapport au site de référence (étang de Franchevelle). Donc on peut conclure que les muscles
des gardons prélevés dans les deux lagunes sont plus chargés en ETMs que ceux de l’étang de
Franchevelle choisi comme référence par le faite qu’il est loin de tout apport
anthropogénique.
5.1.5. Conclusion
Les concentrations en zinc au niveau du muscle et des autres organes analysés dépassent les
concentrations limites 40 et 50 mg kg -1 préconisées par la FAO (1983) FAO/WHO (1989)
respectivement. Il n’y a pas de données à propos des limites permissibles du fer et du
manganèse pour les poissons mais en comparant nos résultats aux autres concentrations
trouvées au niveau de Rutilus rutilus ou autres espèces on constate que les organes sont
chargés en fer surtout les branchies et en manganèse. Les concentrations moyennes en cuivre
sont dans la gamme des limites préconisées par la FAO (1983) et la WHO (1996) qui sont de
l’ordre de 30 mg kg -1 partout mais elles restent un peu plus élevées que les limites
permissibles préconisées par MAFF (1995) dont la concentration conçue est de l’ordre de 20
mg kg-1. Pour le chrome les concentrations au niveau du muscle et foie sont inférieures à la
limite permissible pour le muscle des poissons soumis par la FAO (1983) qui est de l’ordre de
2,0 mg kg-1 valeur dépassée au niveau des branchies. Les concentrations moyennes en plomb
au niveau des branchies excèdent les limites permissible définies par EC (2001) FAO (1983)
WHO (1996) qui sont de l’ordre de 0,2 -,0.4; 0,5; 0,2 mg kg-1 respectivement. Cependant ces
concentrations sont respectées au niveau du muscle. La concentration en cadmium est
inférieure aux limites de détection (<0,5) au niveau de tous les organes analysés elle est donc
dans la gamme critique de concentration soumis par le FAO (1983) qui est de l’ordre de 0,5
mg kg-1.
On peut dire que les branchies le foie les arêtes et surtout le muscle étant donné que seule
cette part est consommée par l’homme du gardon prélevé des deux lagunes du système de
traitement de la décharge d’Étueffont sont plus chargés en zinc et moyennement chargés en
Fe Mn et Cu. En fait les gardons des deux lagunes sont affectés par la toxicité des teneurs
élevées des ETMs essentiels et pas des ETMs non-essentiels.
139
Sixième partie
6.1. Investigation de la génotoxicité induite par la pollution
polymétallique de lixiviats de décharge en utilisant la
technique RAPD-PCR
6.1.1. Introduction
L’écotoxicologie est la discipline scientifique qui étudie le comportement et les effets des
polluants sur la structure et le fonctionnement des écosystèmes ainsi que leur impact sur le
vivant à différentes échelles spatiales et temporelles. Cette discipline allie la chimie de
l’environnement la toxicologie et l’écologie. L'étude des effets induits par les contaminants
chimiques au niveau des organismes repose sur l'utilisation de marqueurs biologiques ou biomarqueurs.
C’est au début des années 1980 que la notion de bio-marqueur a été définie. Les biomarqueurs sont des changements structuraux ou fonctionnels observables et/ou mesurables à
divers niveaux d’organisation biologique (moléculaire biochimique cellulaire physiologique
ou comportementale) qui révèlent l’exposition présente ou passée d’un individu à au moins
une substance chimique (Lagadic et al., 1997). Ce sont des outils mis en œuvre pour établir un
diagnostic de risque environnemental. L'utilisation de bio-marqueurs de génotoxicité permet
l'évaluation de l'impact des contaminants chimiques sur l'intégrité structurelle de l'acide
désoxyribonucléique (ADN) et sert d’indicateur prédictif d’effets au niveau populationnel.
6.1.1.1. Notion d’ADN
L’ADN est le support universel de l'hérédité contenant l'information génétique des êtres
vivants. Il assure le fonctionnement cellulaire des organismes et permet à la cellule de rester
réactive aux messages de son environnement. La molécule d'ADN assurant la transmission
des informations aux générations peut transmettre des informations erronées issues de son
altération. Les perturbations de la molécule d'ADN peuvent être provoquées par une activité
endogène c'est-à-dire propre à l'organisme ou par un agent exogène. L'activité endogène liée
aux activités cellulaires peut conduire:
 à une mauvaise incorporation de bases.
140
 des dépurinations et des dépyrimidations (pertes de bases par hydrolyse de la liaison β
Nglycosidique) conduisant à des changements de séquence si la réparation est
incorrecte.
 des désaminations ou des erreurs de méthylation.
Les effets induits par les agents exogènes conduisent à des mésappariements ou à la perte de
matériel génétique (liaisons covalentes entraînant des dimères de thymine addition de
molécules exogènes formant des adduits production de lésions oxydatives cassures
simple/double brin désamination et élimination de bases pontages covalents entre chaînes
appariées).
Les contaminants présents dans l'environnement succitent un intérêt d'étude particulier car ils
peuvent interagir directement ou indirectement avec le matériel génétique et ainsi conduire à
la transmission d'informations incorrectes pouvant entraîner des perturbations à plusieurs
niveaux tels que le cycle cellulaire la croissance et la différenciation. Ainsi, les composés
génotoxiques sont par définition des agents physiques ou chimiques capables d'induire des
modifications génétiques dans les cellules vivantes (Wurgler et Kramers 1992) de manière
directe ou indirecte (par l'intermédiaire de métabolites).
L’évaluation de la diversité génétique des populations naturelles semble être une approche
utile pour déterminer les effets de la pollution sur les écosystèmes aquatiques (Nevo et al.,
1984; Benton et Guttman, 1992; Bickham et Smolen, 1994). Comme les effets écologiques de
contamination agissent sur la population ou à des niveaux supérieurs d'organisation
biologique, la surveillance des changements dans la structure génétique de la population peut
être un élément important de l'évaluation des risques écologiques (Suter, 1990; Theodorakis et
al., 1997; Theodorakis et Shugart, 1997). Les marqueurs d'ADN constituent l'approche la plus
directe pour la mesure de la diversité génétique.
6.1.1.2. La réaction en chaîne par polymérase PCR (Polymerase Chain Reaction)
Le Prix Nobel 1993 de chimie a été décerné au Dr Kary Mullis pour avoir inventé la réaction
en chaîne par polymérase (PCR) (Saiki et al., 1985). Cette remarquable technologie a
révolutionné le domaine de la biologie moléculaire et a été utilisée dans divers domaines de
recherche tels que l'évolution la médecine clinique la médecine légale la détection des
pathogènes. Par la suite de nouvelles méthodes basées sur la PCR ont été développées. En
particulier Williams et al. (1990) et Welsh et McClelland (1990) ont développé une méthode
141
d’amplification aléatoire d’ADN polymorphe ou RAPD (Random Amplified Polymorphic
DNA) en utilisant une amorce arbitraire. Des techniques similaires telles que les empreintes
génétiques de produits d’amplification ou DAF (DNA amplification fingerprinting) ont
également été développées (Caetano-Anolles et al., 1991) et ces méthodes (principalement la
RAPD) sont très citées.
6.1.1.3. L'amplification aléatoire d'ADN polymorphe RAPD (Random Amplified
Polymorphic DNA)
L'amplification aléatoire d'ADN polymorphe (RAPD) est une technique basée sur la réaction
en chaîne par polymérase (PCR) qui amplifie de façon aléatoire les fragments d'ADN à l'aide
d’amorces arbitraires de courtes séquences nucléotidiques permettant ainsi l’identification de
polymorphismes génétiques au sein d’une population. Parmi les avantages attribués à cette
technologie nous pouvons citer les faibles quantités d’ADN requises sa relative simplicité et
enfin le fait qu’elle ne nécessite pas l'utilisation d'équipements spécialisés et coûteux (De
Wolf et al., 2004; Atienzar et al., 1999). De même aucune connaissance préalable du génome
en cours d’analyse n’est nécessaire et de nombreux loci génétiques peuvent être
potentiellement accessibles.
6.1.1.4. Utilisation de la méthode RAPD en génotoxicité
La méthode RAPD a été utilisée pour détecter le polymorphisme dans les études portant sur la
diversité génétique (Campos et al., 1994; Grayson et al., 2000) la construction de cartes
génétiques (Binelli et Bucci, 1994) l'identification de cultivars (Koller et al., 1993) les gènes
de résistance aux parasites (Dax et al., 1994) et les marqueurs sexuels (Hormaza et al., 1994).
L'analyse RAPD et les techniques connexes ont également été utilisées dans les études de
cancérogenèse et de la génotoxicité.
La première étude mesurant les effets génotoxiques, en utilisant le test RAPD, a été effectuée
par Savva et al. (1994). Dans cette étude les profils RAPD générés par des rats exposés au
benzo (a) pyrène ont révélé l'apparition et la disparition de fragments par rapport aux animaux
de référence (Savva et al., 1994). Les changements observés au niveau des profils
d’amplification des animaux exposés peuvent être dûs à la présence d'adduits à l'ADN de
mutations ou de ruptures de brins d'ADN (Savva et al., 1994). Depuis cette méthode a été
utilisée avec succès pour détecter les effets induits sur l’ADN par des radionucléides
(Theodorakis et Shugart, 1997) la mitomycine C (Becerril et al., 1999) le benzo (a) pyrène
142
(Atienzar et al., 1999; Atienzar et al., 2002a b; Castano et Becerril, 2004) 4-n-nonylphénol et
le 17-ß estradiol (Atienzar et al., 2002) UV rayons X rayons gamma (Kuroda et al., 1999;
Hagger et al., 2005) furadan (Mohanty et al., 2009) et des ETMs tels que le plomb le
manganèse le cadmium et le cuivre (Atienzar et al., 2001; Liu et al., 2005; Enan, 2006;
Orieux et al., 2011). Les effets détectés comprennent les lésions à l'ADN (adduits à l'ADN
cassures) ainsi que des mutations (mutations ponctuelles et réarrangements de grande taille) et
éventuellement d'autres effets (par exemple des effets structurels) qui peuvent être induits par
des agents chimiques ou physiques qui directement et / ou indirectement interagissent avec
l'ADN génomique.
Becerrill et al. (1999) ont suggéré que la technique RAPD est très utile pour étudier les
altérations génétiques dans les cellules de poisson en raison du grand nombre et de la petite
taille des chromosomes chez les poissons (Becerrill et al., 1999). Cette méthode a ainsi été
utilisée pour évaluer le potentiel génotoxique de différents contaminants de l’environnement
aquatique sur les poissons (Nadig et al., 1998; Castăno et Becerril, 2004; Zhiyi et Haowen,
2004; Mohanty et al., 2009; Orieux et al., 2011).
Les gardons ont été capturés dans la quatrième lagune 4 (L4) (poissons de taille: 128,01 mm ±
3,15) et aussi dans l’étang de référence non polluée à Bailly Franchevelle (LFvl) (taille du
poisson: 142,75 mm ± 1,707) à l'aide d'une canne à pêche en été 2010. Les poissons ont été
initialement introduits en même temps dans les deux sites. Une fois pêchés les gardons ont été
enveloppés dans du plastique de polyéthylène placés dans un conteneur isolé et acheminés au
laboratoire où ils ont été immédiatement congelés et conservés à -20 °C jusqu'à leur
dissection. Les échantillons pour la chimie de l'eau ont été prélevés dans des flacons de 150
ml également à partir de la lagune 4 et LFvl de référence en été 2010.
6.1.2.2. Extraction de l’ADN
Pour minimiser les risques de contamination tous les matériaux utilisés dans les expériences
ont été préalablement lavés dans une solution d'hypochlorite de sodium à 15% et rincés à l'eau
ultra pure. Les instruments en acier inoxydable utilisés pour prélever les tissus ont également
été préalablement stérilisés.
143
L'ADN a été extrait en utilisant le kit DNeasy blood and Tissue (Qiagen Hilden Allemagne)
selon les instructions du fournisseur (Figure 43). Pour chaque échantillon environ 20 mg de
muscle du gardon Rutilus rutilus ont été congelés dans l'azote liquide puis homogénéisés dans
180 µl de tampon de lyse ATL (Tissue lysis buffer) avec 20 µl de protéinase K (12 h à 56 °C).
La solution d'ADN a été traitée avec 100 µg ml-1 de RNase A (15 min à 37 ° C) et le culot est
éliminé après centrifugation (14000 rpm pendant 3 min). Le surnageant a été chargé sur la
colonne DNeasy Mini spin. L’ADN génomique a été élué avec 120 µl de tampon AE et
conservé à -20 °C jusqu'à son utilisation.
Figure 43: Extraction de l’ADN du gardon à l’aide du DNeasy® Tissue Kits (Qiagen, S.A.
Allemagne).
6.1.2.3. Contrôle de la qualité d’ADN sur gel d’électrophorèse
L’électrophorèse est une technique utilisée pour la séparation des fragments d’ADN. La
séparation se fait en fonction de la masse moléculaire sous l’action d’un champ électrique. La
visualisation sur gel est réalisée grâce à l’utilisation du bromure d’éthidium (BET) présent à
10 mg mL-1. Le BET va s’intercaler dans l’ADN double brin puis fluorescer sous UV. Les
144
gels étaient à 3 % d’agarose (poids/volume). Le tampon de migration utilisé pour la
confection des gels est TAE 1x.
6.1.3.4. Dosage de l’ADN
Une fois la qualité contrôlée par électrophorèse sur gel d’agarose, la concentration et la pureté
de l'ADN extrait ont été mesurées à l’aide d’un spectromètre type ND-1000 NanoDrop
(Thermo Scientific Wilmington Delaware Etats-Unis). L’obtention de valeurs inférieures à
1,85 pour le rapport DO260/DO280 a conduit à une nouvelle extraction de l’ADN. La pureté et
l'intégrité de l'ADN matrice sont en effet cruciales pour une bonne analyse RAPD (Zhou et al,.
1997).
6.1.2.5. Méthode RAPD –PCR
La PCR est une réaction permettant d’acquérir rapidement une grande quantité d’un fragment
précis d’ADN sélectionné par un couple d’amorce (Figure 44).
Elle comprend plusieurs cycles chacun des cycles se déroulent selon 3 étapes :

Dénaturation de l’ADN

Hybridation des amorces

Élongation
145
36 °C
À
Figure 44: Fonctionnement de la PCR classique.
Différentes concentrations d’ADN (5-ng 50-ng et 500-ng) ont été tout d’abord testées avec
des amorces à 25 pmol dans une réaction PCR à 25µl (Figure 45). Dans nos conditions
expérimentales la comparaison des produits amplifiés avec les différentes concentrations
d'ADN matrice testées montre que la matrice génomique à 50-ng est la concentration optimale
146
bien que la quantité d'ADN génomique utilisée dans la réaction de RAPD-PCR puisse varier
dans une gamme comprise entre 5-ng et 500-ng (Muralidharan et Wakeland, 1993; Zhou et
al., 1997). La concentration retenue est la même que celle utilisée par Zhiyi et Haowen (2004)
pour amplifier l'ADN du poisson zèbre.
Figure 45: Produits d’amplification de la réaction PCR à l’aide de la première amorce pour
différentes concentrations d’un mélange de 10 ADN de R. rutilus. Ligne 1: 5-ng, ligne 2:
50-ng et ligne 3: 500-ng. La colonne M est celle du marqueur de taille Lambda Hind III et
EcoRI.
Les réactions RAPD ont été réalisées dans un volume final de 25 µl. Ce milieu réactionnel
comprend:
 5 µL d’amorce à 25 pmol (Tableau 32).
 50-ng de matrice ADN (échantillon L « pool » de la lagune 4 ou F échantillon
« pool » de l’étang de Franchevelle.
 Une bille du kit PuRe Taq Ready-To-GoTM PCR beads (GE Health care
155Bisciences Pittsburgh Pennsylvania USA) contenant tous les autres réactifs (oligonucléotide BSA l’enzyme Ampli Taq TM).
147
Tableau 32: Séquences des amorces utilisées dans les réactions RAPD.
Amorces
Séquences
Longueur (bp)
Amorce 1
Amorce 2
Amorce 3
Amorce 4
Amorce 5
Amorce 6
5'-d [GGTGCGGGAA]-3'
5'-d [GTTTCGCTCC]-3'
5'-d [GTAGACCCGT]-3'
5'-d [AAGAGCCCGT]-3'
5'-d [AACGCGCAAC]-3'
5'-d [CCCGTCAGCA]-3'
10
10
10
10
10
10
Le programme RAPD utilisé est
-
1 cycle à 95°C pendant 5 min.
-
45 cycles à 95°C pendant 1 min 36°C pour 1min et 72°C pour 2 min.
6.1.3.1. Èvaluation de la contamination métallique de la quatrième lagune du site de la
Les caractéristiques générales de la qualité de l'eau des deux sites d'échantillonnage sont
résumées dans le Tableau 33. Ces résultats montrent que la quatrième lagune contient des
concentrations très élevées en ETMs par rapport à l’étang de référence Franchevelle dont la
qualité de l’eau présente de bonnes caractéristiques selon les normes des eaux internationales
(Conseil canadien des ministres de l'environnement, 1999; US Agence de la Protection
environnemental, 1999; Gouvernement flamand, 2000). Nous avons en effet enregistré des
teneurs très élevés en Cd Cu Zn et Ni: 90 ± 35,8; 7525,1 ± 5568; 7405,9 ± 4010 et 8606 ±
3890 µg l-1 respectivement. Des différences significatives ont été trouvées entre les deux sites
(ANOVA F = 6,68 p<0,01). Les teneurs élevés en ETMs principalement Cd, Cu, Zn et Ni à
L4 peuvent être attribuées aux lixiviats contenus dans les 200 000 tonnes d'ordure enfouies
sur le site d’Étueffont jusqu’en 2002, 4% sont des ETMs (Khattabi et al., 2006).
148
Tableau 33: Concentration des ETMs dans les eaux des deux sites exprimée en µg L -1.
As
Cd
Cu
Mn
Ni
Pb
Zn
L4
L Fvl
2278,3±647 0,0021±0,00
90±35,8
0,0011±0,00
7525,1±5568 0,0021±0,00
549,64±636 0,0213±0,0041
8606±3890
0,0021±0,00
90±35,8
0,0021±0,00
7405,9±4010 0,0136±0,0032
CQC
_
0,02
24
_
25
17
30
USEPA
_
2,2
9,0
_
52
2,5
120
FQC
_
1,0
50
_
30
50
200
n =6 pour L4 et n=3 pour LFvl
CQC Canadian quality criteria for aquatic freshwater life; USEPA US Environmental Protection
Agency; FQC Flemish quality criteria.
6.1.3.2. Interprétation des profils d’amplification d’ADN des gardons contrôles et
exposés
L’analyse par électrophorèse de l’ADN génomique purifié à partir du muscle du gardon de la
lagune LFvl (référence) a montré la présence d’un fragment de masse relative supérieure à 20
kpb sans aucun signe détectable de dégradation (Figure 46 ligne 1). En revanche l'ADN
génomique purifié à partir de gardons issus de la lagune L4 (Étueffont) révèle une
fragmentation internucléosomale (DNA laddering) généralement considérée comme une
caractéristique moléculaire de l'apoptose et de la nécrose (Figure 46 ligne 2). Un rôle
régulateur du fer du cuivre et du zinc dans l'activité endonucléase et dans l'apoptose a été
suggéré par plusieurs auteurs (McCabe et al., 1993; Shiokawa et al., 1994; Burkitt et al.,
1996).
Figure 46: Profil d'ADN génomique purifié de Rutilus rutilus Les ADN génomiques purifiés
extraits de dix poissons recueillis dans l’étang de Franchevelle (ligne 1) et dans la lagune 4 du
système de lagunage naturel (ligne 2). La colonne M est celle du marqueur de taille Lambda Hind
III.
149
6.1.3.3. Analyse des profils d’amplification RAPD de l’ADN des gardons contrôles et
exposés
Pour voir l'effet génétique de la contamination par les éléments traces métalliques, l'analyse
RAPD a été réalisée sur l'ADN isolé du muscle de10 gardons R. rutilus pris en L4 et LFvl. Six
amorces ont été testées chacune donnant un profil d'amplification spécifique. Toutes les
modifications de configuration RAPD ont été présentées sur la Figure 43. Le nombre de
fragments totaux amplifiés avec les 6 amorces testées sur l'ADN isolé des poissons contrôles
était 19. Le profil RAPD met en évidence des différences substantielles entre les poissons
contrôles et les poissons exposés. Nos résultats corroborent ceux d'Omar et al. (2012) et
Osman et al. (2012) qui ont montré que la diversité génétique des populations de poissons
vivant dans les sites pollués est modifiée par rapport à ceux vivant dans des zones non
polluées. Nos résultats sont également soutenus par plusieurs études prouvant l'effet
génotoxique de la pollution par les ETMs sur la santé des poissons (Shinn et al., 2009;
Svecevičius, 2010; Orieux et al., 2011; Svecevičius et al., 2012). Cependant aucune donnée
n'étant disponible à partir des ETMs provenant de lixiviats de décharge nous ne pouvons pas
comparer nos résultats à ceux de la littérature.
Les modifications apparentes ont été observées telles que la disparition ou l’apparition de
fragments d’ADN par rapport au contrôle. Un fragment a disparu sur le profil d’amplification
obtenu à partir des amorces 2 et 4 tandis que pour l'amorce 3 deux nouveaux fragments sont
apparus dans le profil d’amplification des gardons exposés à la pollution par les ETMs
(Figure 47 P2 à P6 voir la flèche sur les gels).
Selon Atienzar et Jha (2006) et Noel et Rath (2006), l'interaction des agents génotoxiques
avec l'ADN peut induire des altérations dans la structure et la fonction de l'ADN y compris les
adduits et la rupture de l'ADN. Les mutations et les changements se traduisent par l'apparition
et / ou la disparition de fragments ainsi que par des variations de l'intensité des fragments
d’ADN amplifiés. Admettant ces résultats, nous pouvons supposer que les différences entre
les profils des produits RAPD-PCR de gardons exposés et non-exposés sont le résultat de la
toxicité des ETMs. L’analyse RAPD ne fournit pas d’information sur la nature et l'ampleur
des altérations de l'ADN mais elle est souvent utilisée comme un outil quantitatif (Atienzar et
Jha, 2006).
Les profils RAPD, des ADN génomiques mélangés, étaient similaires dans la condition
contrôle et la condition contaminée avec l’amorce 1 (Figure 47 P1). Ce résultat confirme
qu’un mélange d’ADN extrait à partir de 10 poissons permet d’estomper le polymorphisme
entre les individus et qu’il est suffisant pour éliminer la variabilité intra-population liée au
150
polymorphisme génétique peu similaire avec les résultats rapportés dans l’étude de Cambier
et al. (2010).
Figure 47: Profils RAPD-PCR à partir d'ADN génomique de 10 gardons R. rutilus de l’étang
de Franchevelle (a) et la lagune 4 du système du lagunage naturel (b).
Les profils RAPD ont été générés en utilisant des amorces P1, P2, P3, P4, P5 et P6.
Les produits d'amplification ont été séparés par électrophorèse sur un gel d’agarose 3% (p/v).
151
Étant donné que toutes les régions du génome sont également sensibles à l'impact des
substances toxiques, les régions inactives de la chromatine sont protégées et moins sujettes à
modification que celles actives (Cambier et al., 2010). Par conséquent, on ne devrait pas
s'attendre à ce que toutes les amorces RAPD permettent de révéler l'effet génotoxique du
métal. Les amorces testées 2, 3, 4, 5 et 6 ont révélé différents profils de bandes RAPD entre
les mélanges des ADNs génomiques contrôles et exposés (Figure 47 P2 à P6), ce qui suggère
des différences de sensibilité en fonction de la séquence d'amorçage. L'apparition de
nouvelles bandes ou la disparition des autres avec les cinq amorces, indique clairement la
capacité des ETMs tels que Cd, Zn, Cu et Ni à provoquer des lésions de l'ADN chez les
poissons. Il a été montré que le Cd est capable d'induire des dommages de l'ADN et des
mutations telles que des mutations ponctuelles, des petits inserts et des suppressions
modifications changements de ploïdie cassures simple et double brin, la substitution de base
les bases oxydées, et même des adduits volumineux à des loci spécifiques de l'ADN dans les
cellules de poisson (Castaño et Becerril, 2004). En outre, Cu induit un niveau
significativement plus élevé de dommages oxydatifs à l'ADN, ce qui suggère que les
dommages de l'ADN chez les poissons peuvent servir de bio-marqueurs sensibles des
changements de qualité de l'eau ainsi que la présence de produits chimiques génotoxiques
(Bertin et Averbeck, 2006; Mustafa et al., 2012). Ensuite, comme indiqué par Alabaster et
Lloyd (1982) et Enserink et al. (1991) lorsqu'ils sont mélangés les ETMs peuvent avoir une
toxicité chronique supplémentaire par rapport à leur effet individuel. Ces résultats peuvent
expliquer les dommages induits à l'ADN dans les poissons soumis à la pollution
polymétallique dans la lagune 4 (Étueffont).
6.1.4. Conclusion
Cette étude a démontré que la pollution polymétallique au niveau de la lagune 4 de la
décharge d’Étueffont est potentiellement génotoxique pour le gardon R. rutilus comme en
témoignent les différences dans les profils RAPD entre les gardons contrôles et exposés. Nos
résultats donnent la première preuve de l’utilisation de la technique RAPD-PCR pour
détecter le potentiel génotoxique de polluants sur les poissons exposés aux lixiviats de
décharge.
152
Conclusion générale
Le suivi de l’effluent généré par les sites de la décharge « lixiviat » est l’une des obligations
imposées par les réglementations Européennes. Ainsi, dans le cadre de trois travaux de thèse
précédents sur le site de la décharge d’Étueffont, le suivi de la composition des lixiviats était
d’une importance prépondérante.
Dans la présente étude la composition du lixiviat est tributaire de plusieurs contraintes dont
les principales sont: météorologiques hydrologiques et dépendant de l’âge de la décharge.
Généralement la diminution temporelle des teneurs en ETMs (Al, Ag, As, B, Cd, Cr, Cu, Sn,
Fe, Mn, Ni, Pb, Se et Zn) ainsi que des autres éléments chimiques (P, PO4, NH4, NK, NO2,
NO3, Ca, K, Mg, Na, Cl, F, HCO3 et SO4) et physique (conductivité) depuis l’amont vers
l’aval du système de lagunage justifie son importance dans l’amélioration de la qualité du
lixiviat. Le fer et le manganèse sont les éléments les plus représentés avec des teneurs
maximales de l’ordre de 4,49 mg L-1 et 3,14 mg L-1 respectivement. Notre étude montre que
le site de la décharge d’Étueffont est en phase méthanogène d’une part par un pH à tendance
basique, un refroidissement modéré des lixiviats d’autre part par les faibles concentrations en
ETMs. L’indice de la pollution métallique diminue tout en s’éloignant de la source de rejet du
lixiviat brut (amont de la lagune 1). Cependant, la quatrième lagune reste un peu contaminée
en comparaison avec la lagune de référence (Franchevelle).
Le suivi de l’accumulation des ETMs au niveau du sédiment des quatre lagunes du site
de la décharge d’Étueffont, nous a permis de mettre en évidence l’importance de deux filtres
de graviers installés au niveau de la première lagune pour le piégeage de ces éléments. Cela se
traduit par une diminution considérable des teneurs en ETMs en passant de la première à la
deuxième lagune une diminution remarquable des teneurs en ETMs en allant de l’amont à
l’aval du système et pendant toute la période d’échantillonnage (2010-1012).
La phytoremédiation est considérée comme une technologie peu coûteuse très efficace
respectueuse de l'environnement dans laquelle les capacités des plantes, à absorber et
accumuler des polluants tels que les ETMs sont exploitées à des fins de nettoyage de
l’environnement.
Ainsi, l’étude de la bioaccumulation des ETMs au niveau des différents organes
153
(racines, rhizomes tiges feuilles et fleurs) des deux espèces de macrophytes Typha latifolia et
Phragmites australis qui peuplent les lagunes du site de la décharge a montré l’important rôle
de ces deux macrophytes dans l’assimilation et la séquestration des éléments traces
métalliques. Les racines demeurent les plus susceptibles d’accumuler tous les éléments et
elles jouent un rôle de filtre pour prévenir la migration de ces éléments, surtout les plus
toxiques, vers la partie aérienne. Les concentrations des ETMs étudiés ont diminué selon
l’ordre suivant: racines > rhizomes ≥ feuilles > tiges > Fleurs. Les corrélations positives
trouvées dans cette étude entre les concentrations des ETMs dans les différents tissus de la
plante et celles dans l'eau et les sédiments ont indiqué que les tissus de T. latifolia et P.
australis reflètent les effets cumulatifs de la pollution de l'eau et / ou des sédiments,
enregistrant ainsi des fluctuations temporelles des ETMs. Par conséquent, leur utilisation est
recommandée pour les programmes de bio-surveillance visant à fournir une évaluation
quantitative de la qualité de l'environnement en ce qui concerne l'eau et les sédiments.
L’investigation menée sur la bioaccumulation des ETMs au niveau des différents tissus
(branchies, arêtes, foie et muscle) du gardon Rutilus rutilus introduit au niveau de la deuxième
et de la quatrième lagune du site de la décharge a permis de déterminer:
 un ordre d’accumulation des ETMs variant d’un tissu à un autre.
 un ordre d’enrichissement des tissus variant d’un élément à un autre.
Les branchies représentent le principal site d’accumulation des ETMs (contact direct avec le
sédiment et les lixiviats), suivies du foie (centre de détoxification) et des muscles, accumulant
de faibles teneurs en ETMs. Les arêtes sont principalement contaminées par des ETMs qui
ont une structure proche de celle du calcium. En fait, les différents tissus sont plus chargés en
zinc et moyennement chargés en Fe, Mn et Cu. Les gardons des deux lagunes sont affectés
par la toxicité inhérente aux teneurs élevés en ETMs essentiels.
L’étude de la génotoxicité induite par la pollution polymétallique des lixiviats de
décharge en utilisant la technique RAPD-PCR, a mis en évidence l’impact enchaîné des ETMs
présents au niveau des lixiviats et par suite au niveau des sédiments sur le muscle du gardon,
pêché dans la quatrième lagune et ce en comparaison avec celui du gardon pêché dans l’étang
de référence (Franchevelle). L’analyse des profils RAPD réalisés à partir d’un mélange
d’ADNs génomiques, nous a permis de révéler l'effet génotoxique des ETMs, se traduisant
par des modifications (apparition au disparition des bandes) entre les profils d’amplification
des gardons contrôles et exposés.
154
Perspectives
Les zones humides artificielles constituent des alternatives efficaces pour l’assainissement des
sites contaminés par des composés xénobiotiques. Parmi les mécanismes potentiels de
dégradation des composés xénobiotiques dans les zones humides la dégradation par des
bactéries, la volatilisation à travers les tissus végétaux aérenchyme, et l'absorption vasculaire
dans le flux de transpiration des plantes. Un autre mécanisme par lequel les zones humides
artificielles pourraient améliorer la biodégradation des composés xénobiotiques correspond à
la stimulation de la croissance des bactéries méthanotrophes. La présence de bactéries
méthanotrophes pourrait améliorer la biodégradation des polluants xénobiotiques.
Notre perspective est d’approfondir l’approche moléculaire par la caractérisation et la
quantification des bactéries méthanotrophes en utilisant le QPCR, au niveau du sédiment des
lagunes du site de la décharge d’Étueffont sur six carottes:
Trois carottes de la première lagune en amont (C1a) milieu (C1b) et aval (C1c)
Une carotte au niveau de la lagune 2 (C2).
155
Liste des figures
Figure 1: Carte de localisation géographique du site d’Étueffont. ..........................................20
Figure 2: Schéma de présentation du site et surface des différentes entités (Belle, 2008). ......21
Figure 3: Chronologiededifférentes campagnes deprélèvements deslixiviats ......................... 24
Figure 4: Schéma de prélèvement des échantillons des lixiviats. ...........................................25
Figure 5: Tableau périodique des éléments que l'on peut analyser par ICP-OES.................... 26
Figure 6: Variations saisonnières des paramètres physiques dans les 4 lagunes. .................... 30
Figure 7: Variation spatiale du P, PO43-, NH4+, NK, NO2-, NO3 -, Ca, K, Mg, Na, Cl, F, HCO3et SO42- au niveau des quatre lagunes. ................................................................................... 35
Figure 8: Variation spatio-temporelle de l’aluminium. .......................................................... 37
Figure 9: Variation spatio-temporelle de la concentration en fer...........................................37
Figure 10: Variation spatio-temporelle de la concentration en manganèse. ........................... 38
Figure 11: Variation spatio-temporelle de la concentration en bore ....................................... 38
Figure 12: Variation spatio-temporelle de la concentration en zinc. ......................................39
Figure 13: Variation spatiale des concentrations de l'aluminium (a), du fer (b), du manganèse
(c), du bore (d) et du zinc (e). ............................................................................................... 39
Figure 14: Graphique sémantique différentiel des métaux dans les lixiviats. ......................... 42
Figure 15: Variation spatiale de l’indice de contamination dans les différentes lagunes en
rapport avec celle trouvée au niveau de l’étang du Franchevelle. ..........................................44
Figure 16: Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyenne dans les
différentes lagunes et l’étang de Franchevelle. ......................................................................45
Figure 17: Chronologie des différentes campagnes de prélèvements des sédiments. .............. 51
Figure 18: Schéma de prélèvement des échantillons du sédiment. ......................................... 52
Figure 19: Variations spatiotemporelles des concentrations d’aluminium dans les différents
échantillons de sédiment des quatre lagunes exprimées en mg kg -1 MS. ................................ 54
Figure 20: Variations spatiotemporelles des concentrations d’arsenic dans les différents
Figure 21: Variations spatiotemporelles des concentrations du bore dans les différents
Figure 22: Variations spatiotemporelles des concentrations du cadmium dans les différents
156
Figure 23: Variations spatiotemporelles des concentrations du chrome dans les différents
Figure 24: Variations spatiotemporelles des concentrations du cuivre dans les différents
Figure 25: Variations spatiotemporelles des concentrations de l’étain dans les différents
Figure 26: Variations spatiotemporelles des concentrations du fer dans les différents
Figure 27: Variations spatiotemporelles des concentrations du manganèse dans les différents
Figure 28: Variations spatiotemporelles des concentrations du nickel dans les différents
Figure 29: Variations spatiotemporelles des concentrations du plomb dans les différents
Figure 30: Variations spatiotemporelles des concentrations du zinc dans les différents
Figure 31: Variation spatiale des concentrations des différents métaux (Min, Moyenne, Max)
des échantillons de sédiment de quatre lagunes exprimées en mg kg -1 MS. ........................... 60
Figure 32: Variation spatiale de l’indice de contamination des sédiments dans les différentes
lagunes de la décharge en rapport avec l’étang de Franchevelle. ...........................................62
Figure 33: Variation spatiale de l’indice de contamination polymétallique moyen (Al, As, B,
Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb et Zn) du sédiment dans les différentes lagunes d’étude. ............. 63
Figure 34: Chronologie des campagnes d’échantillonnage des macrophytes. ........................ 71
Figure 35: Schéma de prélèvement des échantillons des deux espèces de macrophyte : Typha
latifolia et Phragmites australis. ........................................................................................... 72
Figure 36: Biomasse de la pousse (partie aérienne) exprimée en (gramme MS par plante) de T.
latifolia et P. australis prélevée entre l’amont et l’aval de la lagune 4 pendant la période
d’échantillonnage (n=6 moyenne ± SD). ............................................................................... 90
Figure 37: Relation entre la performance (P : croissance, fécondité, survie) et les
concentrations des éléments essentiels (Ce) et non essentiels (Cne) dans l’alimentation des
animaux (d’après Hopkin et al., 1989). ............................................................................... 118
Figure 38: Morphologie du gardon Rutilus rutilus............................................................... 121
Figure 39: Distribution géographique en Europe et en Afrique du nord de Rutilus rutilus
d’après Garcia-Berthou (1999) modifié............................................................................... 123
157
Figure 40: Chronologie des campagnes d’échantillonnage du gardon. ................................. 123
Figure 41: Emplacement des incisions. ............................................................................... 124
Figure 42: Vue latérale gauche résumant la position des principaux organes / appareils chez le
gardon. ............................................................................................................................... 125
Figure 43: Extraction de l’ADN du gardon à l’aide du DNeasy® Tissue Kits (Qiagen, S.A.
Allemagne). ........................................................................................................................ 144
Figure 44: Fonctionnement de la PCR classique. ................................................................ 146
Figure 45: Produits d’amplification de la réaction PCR à l’aide de la première amorce pour
différentes concentrations d’un mélange de 10 ADN de R. rutilus. Ligne 1: 5-ng, ligne 2: 50ng et ligne 3: 500-ng. La colonne M est celle du marqueur de taille Lambda Hind III et EcoRI.
........................................................................................................................................... 147
Figure 46: Profil d'ADN génomique purifié de Rutilus rutilus Les ADN génomiques purifiés
extraits de dix poissons recueillis dans l’étang de Franchevelle (ligne 1) et dans la lagune 4 du
système de lagunage naturel (ligne 2). La colonne M est celle du marqueur de taille Lambda
Hind III. ............................................................................................................................. 149
Figure 47: Profils RAPD-PCR à partir d'ADN génomique de 10 gardons R. rutilus de l’étang
de Franchevelle (a) et la lagune 4 du système du lagunage naturel (b). ................................ 151
Liste des tableaux
Tableau 1 : Valeurs limite pour le rejet des lixiviats dans le milieu naturel. ........................... 16
Tableau 2: Composition moyenne d’un lixiviat en phase acidogène et méthanogène (unités en
mg L-1 sauf pour le pH). ....................................................................................................... 17
Tableau 3: Caractéristiques morphométriques des quatre lagunes du site d’Étueffont. ..........22
Tableau 4: Teneurs des éléments nutritifs, anions et cations des différents échantillons du
lixiviat des différentes lagunes du site de la décharge d’Étueffont durant les deux ans 2010 et
2012, (min_max, moyenne ± écart-type) exprimés en mg l-1 ................................................. 33
Tableau 5: Teneurs des ETMs des différents échantillons du lixiviat des différentes lagunes
du site de la décharge d’Étueffont durant les deux ans 2010 et 2012, (moyenne ± écart-type,
valeurs limites) exprimées en mg l-1. ..................................................................................... 36
Tableau 6: Les valeurs seuils des ETMs dans l’eau WHO (2002). ......................................... 42
158
Tableau 7: Indices de Contamination Moyenne (ICM) et Indices de Contamination Moyenne
des Lagunes (ICML) calculés par rapport à l’étang de Franchevelle (EFv) dans les
échantillons d’eau des quatre lagunes d’Étueffont. ................................................................ 44
Tableau 8: Concentrations des éléments traces métalliques dans les lixiviats au cours du
temps (Kruempelbeck et Ehrig (1999)). ................................................................................ 47
Tableau 9: Les caractéristiques des lixiviats (min-max) d’autres décharges dans le monde en
comparaison avec la présente etude Les unités sont µS cm-1 pour la conductivité, mg L-1 pour
tous les autres paramètres sauf le pH..................................................................................... 48
Tableau 10:
Teneurs des ETMs des différents échantillons de sédiment des différentes
lagunes du site de la décharge d’Étueffont durant les deux ans 2010 et 2012, (moyenne ±
écart-type, valeurs limites) exprimés en mg kg -1 MS. ............................................................ 53
Tableau 11: Concentration des ETMs (Min, Max, moyenne ± SD), exprimée en mg kg -1 MS
(pour les sédiments) et en mg L -1 (pour les lixiviats) au niveau de quatre lagunes en automne
et printemps (2010-2012)...................................................................................................... 75
Tableau 12: Concentration des ETMs (Min Max moyenne ± SD) au niveau des différents
organes de T. latifolia exprimée en mg kg-1 MS échantillonnés dans les quatre lagunes en
automne et printemps (2010-2012). ...................................................................................... 76
Tableau 13: Ordre de la bioaccumulation des ETMs au niveau de différentes parties de T.
latifolia................................................................................................................................. 77
Tableau 14: Facteur de transfert au niveau du T. latifolia. ..................................................... 78
Tableau 15: Concentrations des ETMs (milligrammes par litre) des lixiviats en amont / aval
de la quatrième lagune du système de lagunage d'Étueffont. ................................................. 86
Tableau 16: Concentrations des ETMs (milligrammes par gramme MS) dans le sol et les
sédiments prélevés dans le site d'étude en amont / aval pendant la période expérimentale. .... 88
Tableau 17: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des
racines de T. latifolia en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux
saisons. ................................................................................................................................. 93
Tableau 18: Concentrations en ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des
rhizomes de T. latifolia en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les
deux saisons. ........................................................................................................................ 94
Tableau 19: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des tiges
de T. latifolia en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux saisons.
............................................................................................................................................. 95
159
feuilles de T. latifolia en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux
saisons. ................................................................................................................................. 96
fleurs de T. latifolia en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux
saisons. ................................................................................................................................. 97
racines de P. australis en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les
deux saisons. ........................................................................................................................ 99
rhizomes de P. australis en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les
deux saisons. ...................................................................................................................... 100
Tableau 24: Concentration des ETMs (milligrammes par kilogramme MS) au niveau des tiges
de P. australis en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux
saisons. ............................................................................................................................... 101
feuilles de P. australis en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les
deux saisons. ...................................................................................................................... 102
fleurs de P. australis en amont / aval de la quatrième lagune du site d'Étueffont pour les deux
saisons. ............................................................................................................................... 103
Tableau 27: Facteur de concentration biologique (moyenne ± écart-type) le coefficient
d'enrichissement (pour les racines rhizomes tiges et feuilles) le ratio feuilles / tiges et facteur
de transfert (feuille / racine) de T. latifolia et P. australis de la quatrième lagune du site
d’Étueffont. ........................................................................................................................ 105
Tableau 28: Concentration des ETMs au niveau des différents tissus du gardon R. rutilus
prélevé au niveau de la deuxième et quatrième lagune du site de la décharge d’Étueffont
(Moyen ± écart-type) exprimée en mg kg-1 MS (Matière Sèche). ....................................... 126
Tableau 29: Concentrations des ETMs au niveau des différents organes du R. rutilus prélevé
au niveau de la deuxième et quatrième lagune en (Printemps été et automne 2010 - 2011)
exprimée en mg kg -1 MS. ................................................................................................... 134
Tableau 30: Concentration en Cd Cu Fe Mn Pb et Zn (exprimée en mg kg -1 MS) au niveau du
muscle de R. rutilus en comparaison avec des concentrations trouvées dans la littérature. ... 137
160
Tableau 31: L'enrichissement en métal dans les quatre tissus de R. rutilus pour les différents
ETMs analysés. .................................................................................................................. 138
Tableau 32: Séquences des amorces utilisées dans les réactions RAPD. .............................. 148
Tableau 33: Concentration des ETMs dans les eaux des deux sites exprimée en µg L -1. ...... 149
161
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Arrêté du 9 septembre 1997 relatif aux installations de stockage des déchets ménagerset
assimilés (JO du 2 octobre 1997) modifié par l’arrêté du 31 décembre 2001 (JO du 2 mars
2002) modifié par l’arrêté du 3 avril 2002 (JO du 19 avril 2002) 27p.
201

THÈSE Zohra BEN SALEM

Transcription

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