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UNIVERSITE DE LUBUMBASHI FACULTE DES SCIENCES AGRONOMIQUES
Département d’Agronomie générale Lubumbashi B.P :1825
Evaluation de la contamination en Eléments Trace Métalliques
(ETM) des sols de berge des rivières Lubumbashi, Kalubwe et
Kamalondo
Travail présenté et défendu en vue de
l’obtention du diplôme de bachelier en
Agronomie Générale
Par : MUHEMEDI SALUMU serge
SEPTEMBRE 2018
UNIVERSITE DE LUBUMBASHI
FACULTE DES SCIENCES AGRONOMIQUES
Département d’Agronomie générale
Lubumbashi B.P :1825
Evaluation de la contamination en Eléments Trace Métalliques
(ETM) des sols de berge des rivières Lubumbashi, Kalubwe et
Kamalondo
Travail présenté et défendu en vue de
l’obtention du diplôme de bachelier en
Agronomie Générale
Par : MUHEMEDI SALUMU serge
Directeur : Pr Dr Ir CHOCHA MANDA Auguste
Encadreur : ASS KALOMBO KABALIKA Clément
Année Aquadémique 2017-2018
Epigraphe
« Ecoute mon fils et tu parviendras »
St Benoit
Dédicace
A toi père le très haut, maitre des temps et des circonstances, créateur du ciel et de la terre, de
l'univers visible et invisible soit loué, soit glorifié, au siècle des siècles. Que ta miséricorde,
ta grâce et ta protection à mon égard soit toujours incommensurable, toi qui donne
l’intelligence, la sagesse, je ne peux que dire merci.
A toi mon père MUHEMEDI SHEMUKUNGU Jacques, Que la mort a arraché du monde des
vivants sans que je ne puisse jouir de ton affection.
A toi ma mère KABOO LEMBO MWALI scholastique pour m'avoir donné la vie, initié au
chemin des études, supportée mes caprices.
A toi mon oncle MUHEMEDI MWANA KASONGO Joseph Didier et MOTINGEYA
BOMEKI Clémentine sa femme.
A vous mes frères, sœurs, cousins et cousines : Vicky ANINGE, Ir. Junior MUHEMEDI
KASONGO, Marc MUJINGA, Cédric KASONGO, Trésor MUNGANGA KASONGO,
Olivier BOMEKI KASONGO, Fallone MASALA LOMAMA, MARIAMU BINTI KITUKA,
Pauline KASONGO MBEMBO, Jordan HOP DIP, Jeff WEMBA KASONGO, Ruth ASINA
LIHOTO, Clémentine BOLILI MOTINGEYA, Jean-clément MOTINGEYA BOMEKI,
Esther IDALI, Erina CHENGE BINTI RAMAZANI, Minel CHENGE KIZIA.
MUHEMEDI SALUMU Serge
Remerciements
Le présent travail est le couronnement d'un long périple parcours de 3 ans passés à la Faculté
des Sciences Agronomiques de l’Université de Lubumbashi. Il serait ingrat de ne pas
témoigner notre reconnaissance à l’égard de ceux qui ont contribué d’une manière ou d’une
autre à l’aboutissement du dit travail.
Comme aucune combinaison d’alphabets ne pourrait constituer le mot et aucun agencement
de ces mots ne formulera la phrase parfaite pour exprimer ma reconnaissance à votre égard,
trouvez ici le mérite et la valeur de ma profonde reconnaissance.
Je tiens à remercier toute les autorités académiques de la Faculté des Sciences
Agronomiques(FSA-UNILU) qui ont mis leurs savoir à notre disposition dans le soucis de
nous faire acquérir une formation tant morale qu'intellectuelle de qualité depuis maintenant
trois ans. En l’occurrence: le Prof .Dr .Ir NGOY SHUTCHA Mylor (Doyen de la faculté), le
Prof .Dr. Ir. CHOCHA MANDA Auguste (vice doyen chargé l'enseignement), le Prof. Dr. Ir.
MUJINYA BAZIRAKE Basile (vice doyen chargé de la recherche), le Prof. Dr. Ir.
MUNYEMBA KANKUMBI François (chef de département d'agronomie générale)
Mes remerciement vont également à Aimé KAYEMBE (Doctorant) de l'université de Toronto
au canada qui dans ses études doctorales à Lubumbashi a bien voulu m'accordé sa confiance
et permis d'y prendre part, et au Prof. Dr. Ir. MUKOBO MUNDENDE Robert-Prince qui a
permis cette collaboration. Je remercie une fois de plus le Prof. Dr. Ir. CHOCHA MANDA
Auguste, Directeur de ce travail d’avoir accepté de prendre cette charge. , je remercie
également l’Assistant. Ir. KALOMBO KABALIKA Clément encadreur de ce travail pour sa
compréhension et sa patience à mon égard.
A mes compagnons de lutte avec qui nous avons effectué nos travaux de terrain tout comme
ceux de laboratoire je cite : KABONGO KABEYA Célestin et MPINGA KANKU parfait.
A tous mes ami(e)s et connaissance je cite : NDABEREYE SIFA Marie des anges,
MUJINGA KIBAMBO Jocelyn, MUYEMBE MUKAKU Sillas, NYEMBO KITUNGWA
Jimmy, Josué KILONGOZI, MBAYO MBAYI Keren, BAKAKENGESHA KALONJI
Laetitia, NGANDWE MANDA Julie, MISENGA Anges Mymyl ; trouvez ici l’expression de
ma gratitude envers tout ce que vous avez toujours été pour moi.
Résumé
L’objectif de ce travail était d’évaluer le niveau de contamination des sols de berge de la
rivière Lubumbashi et ses affluents par les ETMs comme le Zinc (Zn), le Plomb (Pb), le
Cobalt (Co), le Cadmium (Cd) et le Cuivre (Cu). Un total de sept sites ont été échantillonnés,
dont cinq sites dans la berge de la rivière Lubumbashi et les deux rspectivement dans celles
de la Kalubwe et Kamalondo. L’analyse chimique a été réalisée au plasma à couplage induit–
spectrométrie de masse (ICP-MS).
Les résultats obtenus ont révélé que de manière générale, les concentrations en ETMS sont
plus élevée sur le pont Katuba (L4) 5.341±0.660 ppb suivi du pont de la digue (L5)
3.369±0.120 ppb. La concentration en cobalt est en de 113.589±14.144 ppb sur L4, alors que
les autres sites présentent moins de 40 ppb. Pour le Cu les sites L4 et L5 ont respectivement
33.968±2.767 ppb et25.986±1.169 ppb, alors que les autres ont moins de 16 ppb. Pour le Zn
les teneurs sont de 0.683±0.042 ppb sur L5, 0.527±0.082 ppb sur L4 et les autres sites ont des
concentrations inférieures à 0.22 ppb. Pour le Cd enfin la concentration la plus élevée
(3.502±0.525 ppb) a été obtenue avec L4, suivi de L5 avec 0.759±0.070 ppb et les autres sites
ont des concentrations de moins de 0.6 ppb. Ces résultats montrent que ces concentrations ne
dépassent pas les normes sur les sols, mais le risque de contamination est réel pour les
dépendants directs et indirects de ces milieux, surtout pour les éléments n’ayant pas de rôle
métabolique (Cd et Pb).
Mots clés: Pollution, ETM, Contamination, sol
Abstract
The objective of this work was to assess the level of contamination of the Lubumbashi River
bank and its tributaries by ETMs such as Zinc (Zn), Lead (Pb), Cobalt (Co), Cadmium ( Cd)
and Copper (Cu). A total of seven sites were sampled, including five sites on the bank of the
Lubumbashi River and two sites in Kalubwe and Kamalondo respectively. The chemical
analysis was performed using induced-mass spectrometry (ICP-MS) plasma. The results
obtained revealed that, in general, the concentrations of ETMS are higher on the Katuba
bridge (L4) 5.341 ± 0.660 ppb followed by the dike bridge (L5) 3.369 ± 0.120 ppb. The cobalt
concentration is 113,589 ± 14,144 ppb on L4, while the other sites have less than 40 ppb. For
Cu, the L4 and L5 sites have respectively 33,968 ± 2,767 ppb and 25,986 ± 1,169 ppb, while
the others have less than 16 ppb. For Zn the contents are 0.683 ± 0.042 ppb on L5, 0.527 ±
0.082 ppb on L4 and the other sites have concentrations lower than 0.22 ppb. For Cd finally
the highest concentration (3.502 ± 0.525 ppb) was obtained with L4, followed by L5 with
0.759 ± 0.070 ppb and the other sites have concentrations of less than 0.6 ppb. These results
show that these concentrations do not exceed soil standards, but the risk of contamination is
real for the direct and indirect dependents of these environments, especially for elements with
no metabolic role (Cd and Pb).
Keywords: Pollution, ETM, Contamination, Soil
Liste de figures
Figure 1.1 : Origine des éléments traces métalliques dans le sol
Figure 1.2: Répartitions des métaux lourd entre les compartiments du sol (modifiée
d'après juste, 1995).
Figure 2.1:Localisation de la ville de Lubumbashi en République démocratique du
Congo
Figure 2.2: materielle utiliser au laboratoire .
Figure 3.1 : Distribution du cobalt (Co) dans les différents sites
Figure 3.2: Distribution du Cu dans les différents sites
Figure 3.3 : Distribution du Zn dans les différents sites
Figure 3.4 : Distribution du Cd dans différents sites
Figure 3.5 : Distribution du Pb dans les différents sites
Figure 3.6 : Corrélations entre les cinq ETMs analysés
Liste de tableaux
Tableau 2.1: Caractéristiques de Sept sites d’étude
Introduction
Lubumbashi et ses environs en général ont depuis des années fortement subit l'influence des
activités minières (Vande Veghe et al, 2005; Mpundu et al., 2013). En raison de leurs
nombreuses applications industrielles et agronomiques, par le fait que ces activités déversent
les effluents contenant les éléments traces métalliques (ETMs), qui sans traitement préalable
et par leur forte persistance, ces ETMs sont des contaminants majeurs de l'environnement
(Teuchies et al., 2012). En dehors de ces activités s’ajoute les eaux usées domestiques, les
peintures, les huiles de moteurs, les combustions domestiques, etc, qui contribue énormément
à la contamination des écosystèmes aquatiques (Durand et al, 2003). Cependant les
dommages environnementaux causés par les rejets des usines métallurgiques, les déchets
ménagers à Lubumbashi et ses environs sont à déplorer (Ngoy, 2010).
En effet, l’état actuel de notre environnement (sols) ne permet plus d’envisager une
augmentation de la production agricole durable suite à la contamination des sols par les ETMs
(Bach et Starmans, 2005; Mench, 2004; Nicholson et al, 2003). Mpundu et al, (2013)
confirment la contamination des légumes cultivés dans le bas-fond et les berges de la rivière
Lubumbashi par les ETMs (Cu et Zn).
Cette étude s’inscrit donc dans l’hypothèse que les sols de la rivière Lubumbashi et ses
affluents regorges à des teneurs différents ETMs ayant ou non de rôle métabolique. Son
objectif général est dans ce cas de contribuer à la caractérisation de l’état actuel des rivières
dans la ville de Lubumbashi. De manière spécifique, ce travail se veut alors d’évaluer le
niveau de contamination des sols de berge de la rivière Lubumbashi et ses affluent par les
ETMs..
Outre les parties de l’’introduction et de la conclusion et recommandation, cette étude
comprend quatre chapitre, à savoir : une revue de la littérature sur les ETMs (chapitre 1); le
milieu, matériel et méthode (chapitre 2); la présentation des résultats (chapitre 3) et la
discussion (chapitre 4).
Chapitre 1: Revue de la littérature sur les ETMs
1.1. Définitions des concepts
Métaux lourds
D'un point de vue purement chimique, les éléments de classification périodique formant des
cations en solution sont des métaux.
D'un point de vue physique, le terme « métaux lourds » désigne les éléments métalliques
naturels, métaux ou dans certains cas des metalloïdes (environ 65 éléments), caractérisés par
une masse volumique supérieure à 5 g/cm3
(Adriano, 2001).
D'un point de vue biologique, on en distingue deux types en fonction de leurs effets
physiologiques et toxiques: métaux essentielle et métaux toxiques.
(i) Pour des nombreux processus cellulaire, les métaux essentiels sont des
éléments indispensables à l'état de trace et se trouvent en des très faibles
proportions dans les tissus biologiques (Loué, 1993). Certain peuvent devenir
toxiques lorsque la concentration dépasse un certain seuil. C'est le cas du
cuivre(Cu), du nickel (Ni), du zinc (Zn), du fer (Fe). Prenons les cas du Zn, à la
concentration du milli-molaire, est un oligo-élément qui intervient dans de
nombreuses réactions enzymatiques telles que la déshydrogénase, protéinase,
peptidase et joue un rôle important dans le métabolisme des protéines, des
glucides et des lipides (Kabata-Pendias et Pendias, 2001).
(ii) Les métaux toxiques ont un caractère polluant avec des effets toxiques pour les
organismes vivants même à faible concentration. ils n'ont aucun effet
bénéfique connu pour la cellule. En occurrence le plomb (Pb), le mercure (Hg),
le cadmium (Cd).
Le terme métaux lourd, « heavy metal », implique aussi une notion de toxicité. Le terme «
éléments traces métalliques » et de même utilise pour décrire ces éléments, car il se retrouve
souvent en faible proportion dans l'environnement. Dans ces contextes, le terme « métaux
lourds » seras utilisé dans le sens de l'évaluation de la toxicité sur la vie humaine et
l'environnement.
Contamination
On parle de contamination lorsque les éléments étrangers sont introduit dans un écosystème
sans qu’aucun effet négatif ne soit observé sur un quelconque compartiment de l’écosystème
Baize, (2006) et en d’autre terme le mot contamination s’explique dans le sens ou quelques
substances étrangères se retrouvent dans des écosystèmes et que celles-ci puissent avoir des
effets moins dangereux (Sally, 2009).
Bio-amplification
La bioamplification est le processus par lequel le prédateur concentre une substance (ou un
élément) à un niveau supérieur à celui où il se trouve dans la proie (Benguedda, 2012).
Biodisponibilité
On définit la fraction biodisponible de la substance en fonction de cette propriété. « La
biodisponibilité est le degré avec lequel les contaminants chimiques présents dans un sol, un
sédiment, ou une eau peuvent être absorbés ou métabolisés par un récepteur écologique ou
humain ou sont disponibles pour une interaction avec des systèmes biologiques », selon l’ISO
11074 (2005).
Bioaccumulation
Elle est définie comme le bilan de l’accumulation, la distribution et l’élimination de la
substance dans un organisme exposé (air, eau, sol et nourriture). Selon Geffard, 2001), Ce
terme désigne la faculté de certains organismes vivants à absorber et concentrer une ou
plusieurs substances chimiques au sein de leur organisme. Elle renseigne sur la concentration
biodisponible dans le milieu sans préjuger de sa toxicité.
Pollution
Le terme pollution, est définie comme toute modification anthropogénique d’un écosystème
se traduisant par un changement de concentration des constituants chimiques naturels, ou
résultant de l’introduction dans biosphère de substances chimiques artificielles, d’une
perturbation du flux de l’énergie de l’intensité des rayonnements, de la circulation de la
matière ou encore de l’introduction d’espèces exotiques dans une biocœnose naturelle
(Ramade, 2012). Selon El-Morhit (2005), il y a pollution dès lors que les caractéristiques
naturelles de l'eau sont modifiées notamment celles physico-chimiques (pH, conductivité,
oxygène dissous, etc.) et lorsque ce phénomène remet en cause les usages qui sont faits de
l'eau. Et le polluant se définit lui comme étant un “élément” biologique, physique ou
chimique, qui peut avoir des impacts négatifs (toxicité) sur tout ou une partie d'un écosystème
ou de l'Environnement en général, dans certaines conditions (Roche et Giron dot, 2010).
1.2. Origine des métaux lourds
Le principal problème avec les métaux lourds comme le plomb, le cadmium, le cuivre, et le
mercure est qu'ils ne sont pas biodégradables, et donc persiste pendant des longues périodes
dans le sol. Leur présence dans les sols peut être naturelle ou anthropogénique (figure 1.1).
Apport atmosphérique
ROCHESMERE
Figure 1.1 : Origine des métaux lourd s dans le sol (D'après Robert et juste, 1999)
1.2.1. Origine naturelle
Les ETMS sont présents naturellement dans les roches mères, par les phénomènes d’érosions,
d’altération, d’épuration, des retombées volcaniques et par l'activité géothermique et du
dégazage du magma (Zoller, 1984) et atteignent les eaux de la surface (Bourrelier et al.,
1998). La concentration naturelle des ETMS dans les eaux varie selon la composition
chimique de la roche mère et son âge et aussi l’érosion des sols, la fermentation des végétaux
SOL=système
accumulateur
STOCK INITIAL=fond
géochimique.
Activités minières et
métallurgiques.
Activités industriel et
urbainne
Pratiques agricoles
Engrais
pesticide
ainsi que les déjections animales qui sont à l’origine la pollution naturelle des eaux de la
surface (Colinet, 2003).
La concentration naturelle des ETMS dans les eaux varie selon la composition chimique de la
roche mère et son âge et aussi l’érosion des sols, la fermentation des végétaux ainsi que les
déjections animales sont à l’origine la pollution naturelle des eaux de la surface (Colinet,
2003). Globalement, les émissions d’ETMs d’origine naturelle restent de loin les moins
abondants par rapport à ceux d’origine anthropique (Bourrelier et al., 1998).
1.2.2. Origine anthropique
Les principales sources anthropiques (origine humaine) sont les combustions (fossiles), les
industries (minières, pétrolières, …etc.), l’agriculture, l’élevage, le stockage et l’incinération
des déchets (Rashed, 2002).
Les émissions issues des activités anthropiques constituent 80% du plomb dans
l’environnement, tandis que les émissions naturelles sont de 4% et sont souvent sous forme
inorganique. Le Zn par contre ces émissions naturelles ne représentent que 7% des émissions
totales dans l’environnement, étant donné que la production et le traitement de minerai et les
activités industrielles représenteraient 75% et autres 18% respectivement, des émissions du
Zn dans le milieu naturel (Nriagu, 1979).
Parmi les sources anthropiques des ETMs citées ci-haut nous donnerons les détails de
quelques sources comme :
Exploitation minière:
Les activités minières sont les plus importantes de toutes les sources de pollution dans le
monde. Au Maroc par exemple les effluents industriels sont rejetés dans les écosystèmes
naturels en particulier les écosystèmes aquatiques sans aucun traitement au préalable, suite à
l’absence de lois (Bouthier, 2006).
Le Haut-Katanga ne reste pas sans en dehors de ce phénomène parce que les activités
minières restent aujourd’hui les principales sources de contamination des écosystèmes
naturels pour le Haut-Katanga et cette pratique cause des effets néfastes sur les organismes
vivant (Kitobo, 2004; Katemo et al., 2010).
Ces effluents industriels contiennent les substances toxiques organiques, inorganiques, etc.
dangereuses, (Angerville et al. 2007) y compris les ETMs, (Gbem et al. 2001; Jouanneau et
al., 2010); contribuant énormément à la pollution des écosystèmes aquatiques (Kotze et al.,
2006).
Plusieurs exemples peuvent être cités où beaucoup d’écosystèmes (aquatique et même le sol
etc.) sont pollués par les effluents industriels non traités. En RDC par exemple Mwanamoki et
al., (2014) ont concluent que les teneurs des ETMs dans les sédiments était beaucoup plus
haut à proximité de Kinshasa, particulièrement du côté de la piscine Malebo et cette pollution
peut être expliquer par les activités industriels et anthropiques qui sont effectuées dans cette
région. Dans le Haut-Katanga par contre Katemo et al. (2010), montrent que les résultats
présentés dans leur étude indiquent qu’il y a effectivement contamination du bassin de la
Lufira supérieure par les ETMs et la source principale de pollution est le complexe
hydrométallurgique de Shituru dont les impacts vont jusque dans le lac Tshangalele. Dans la
province du Lualaba les valeurs de concentration du Co et du Cu dans les sédiments de Luilu
et Musonoie sont de 10 à 350 fois plus hautes que la norme des directives de la qualité de
sédiment pour la protection de la vie aquatique (Atibu et al., 2013) et enfin Mees et al ( 2013)
montrent que la pollution environnementale autour de la ceinture du cuivre Katangais
présente les niveaux élevés en ETMs dans ces effluents à Kipushi et Likasi.
Il est important de souligner ici que l’envol dans le secteur industriel est à la base de la
pollution et fait une pression importante sur l’environnement (Fifi et al., 2010), notamment
sur les écosystèmes aquatiques (Godefroy et al., 1996). Aujourd’hui les zones industrielles
sont les plus importantes sources des ETMs pour l’environnement et le principal problème
environnemental auquel sont confrontées les filières industrielles du monde est celui de la
forte charge métallique des effluents issus de leurs processus industriels et surtout que les
extractions se font à la surface (Gilles, 2012).
Agriculture
Au début du néolithique, l’homme à découvert l’agriculture, qui aujourd’hui en voulant se
développer dans cette activité agricole, celle-ci constitue la première perturbation des eaux et
des sources d’eau (Ramade, 2012). Par les soucis de répondre à ses besoins sans cesse
croissants en termes alimentaire et sanitaire; l’homme, partie intégrante des écosystèmes
terrestres a synthétisé volontairement toutes sortes de molécules de plus en plus complexes,
comme les médicaments à usage médical ou vétérinaire, les produits phytosanitaires, les
plastifiants, et les produits des eaux de ménages (Matong et al., 2016; Baize, 1997). Ces
activités ont générée ou augmenté la présence naturelle d’autres contaminants, sans réelle
maîtrise de leur gestion. Les produits destinés à améliorer les propriétés physico-chimiques du
sol sont souvent plus riches en métaux lourds que le sol lui-même par exemple les engrais
chimiques, et les boues de station d’épuration, celles-ci parviennent à atteindre les eaux de la
surface par les érosions pluviales, fluvial, éoliennes (Ademe, 2007; Juste, 1999; Topping et
al., 2015). À l’origine de la dégradation de la qualité des eaux de surface, on trouve
l’utilisation irrationnelle des fertilisants et des pesticides. Il est important de souligner que cet
usage massif des engrais chimiques, le recours systématique aux pesticides et la gestion
déficiente de ceux-ci, entraînent la migration de plusieurs contaminants, tels que les nitrates,
les micro-organismes et les pesticides vers les sources de cours d’eau (Topping et al., 2015).
Selon Vander et al. (1996), leur étude sur les effets néfastes des pesticides, montre que les
animaux absorbent les pesticides via la nourriture ou l'eau d'alimentation, via l'air respiré ou
au travers de leur peau ou de leur cuticule. Ayant franchi diverses barrières, le toxique peut
rester stocker sans produire d’effet ou atteindre des sites spécifiques du métabolisme. Piment
et al. (1993) estiment qu'entre 1977 et 1987, aux États-Unis, 6 à 14 millions de poissons sont
morts, chaque année, à cause des pesticides.
Eaux usées et déchets domestiques
Les eaux usées selon NSOM-ZAMO (2003), sont des eaux résiduaires (eaux usées
domestiques et les effluents municipaux) émanant d’une collectivité donnée et qui ont été
préalablement utilisées pour des usages multiples. Et par contre les déchets domestiques sont
tout ce qui est solides non ou biodégradables.
La nécessité de protéger les eaux de surface et les eaux souterraines a dans un premier temps,
été visée par une Directive européenne publiée en 1991, qui a fixé, pour les Etats membres,
des obligations en matière de collecte et de traitement des eaux usées urbaines, obligations
assorties de délais de mise en conformité (Gobert et al., 2012).
Il faut rappeler que les eaux usées renferment une grande quantité de fertilisants solubles (N,
P) pouvant servir aux plantes cultivées. Depuis une vingtaine d’années, dans la région de
Dakar, les eaux usées urbaines par leurs volumes de plus en plus importants, se sont
présentées comme une alternative assez intéressante pouvant combler le déficit en eau des
exploitations. Dans certaines zones, elles constituent l’unique source d’approvisionnement
(Sénégal, 2004); ainsi l’eau de robinet étant chère, certains maraîchers arrosent leurs cultures
avec les eaux usées, plus à portée de main et ne nécessitant aucune dépense (Niang, 1995).
Les eaux usées constituent ainsi une manne liquide qui peut être mise en valeur en agriculture.
Cependant, toute réutilisation en agriculture des eaux résiduaires nécessite une maîtrise des
risques sanitaires et environnementaux liés aux agents pathogènes véhiculés par ces eaux. Une
bonne connaissance des techniques de traitement des eaux usées s’avère indispensable pour
éliminer la plupart de ces germes pathogènes et réduire la pollution du sol, des eaux de
surface et souterraines engendrée par ces rejets. Pour une bonne épuration des eaux usées, il
est nécessaire de connaître leurs origines, leurs caractéristiques physico-chimiques et
biologiques (Sénégal, 2004).
1.3. Description de quelques ETMs
1.3.1. Le cadmium (Cd)
Peu abondant dans les roches ignées et sédimentaires, le cadmium ne dépasse pas les 0,3 ppm.
Préférentiellement il se concentre dans les roches argileuse et schisteuse (Coullery, 1997) et
dans les sédiments riches en carbones, sulfures et phosphates il y est plus abondant (Baize,
1997). La géochimie du Cd est étroitement liée à celle du zinc, elle diffère toute fois, en
cause le Cd présente une grande affinité pour le soufre.
Le Cd dans le sol
La concentration du Cd est principalement déterminée par celle de la roche mère. La
concentration moyenne dans le sol se situe entre 0.06 et 1.1 ppm (Coullery, 1997)
Ces teneurs naturelles sont sujettes à des augmentations suite à différents types d'apports
anthropogènes :
Les retombées atmosphériques lointaines : contamination général
diffuse,
Les retombées atmosphériques locales : contaminant locale
Les apports directs gérés à la parcelle : contaminant agricole résultant
de trois groupes d'activités :
épandages, amendements agricoles et engrais phosphatés ;
les industries : le Cd peut être libéré dans la nature lors de la
métallurgie du fer et de l’acier, lors de l'affinage du plomb ;
Et pour finir les trafics routiers et nombreux activités urbaines
libèrent le Cd dans l'environnement : incinération des déchets
ménagers, boues de station d'épuration et bien d'autres.
Comportement du Cd dans le sol (spéciation et mobilité)
Fortement absorbée par les argiles, les boues, les acides humiques et les matières organiques ;
le Cd formes des complexes avec. Dans sa phase solide sa rétention croit exponentiellement
avec le pH croissant (Halen, 1993; Alloway, 1995)
En outre la mobilité du Cd dépendrait largement du pH, mais au cours de ses divers travaux
Baiz (1997) a pu constater plusieurs phénomènes de migration en profondeur même en sols à
pH neutre.
Biodisponibilité du Cd
De manière global, l'absorption du Cd est dictée par le pH et le potentiel redox ( bourg et
loch, 1995) Dès que le pH du sol baisse , la mobilité , le transfert, et l'accumulation du Cd qui
en résultent sont favorisés , de même pour les sols léger , riche en sable, pauvre en matière
organique et argile . Par contre lorsque le pH augmente sa mobilité peut s'accroître au
travers de la formation de complexes.
Selon, Kabata-pendias et Pendias, (1992) l'absorption racinaire met en effet des processus
d'absorption passive et conjointement d'absorption active. On a pu démontrer que l'absorption
du Cd est plus ou moins importante suivant le genre ou la variété considéré.
En règle générale, les plus hautes concentrations se trouve dans les racines et plus basse dans
les organes de réserve (graine, tubercule, …)
Toxicité du Cd
Bien que se trouvant en faible teneur dans le sol, cet ETM est le plus redouté car très toxique.
De sa réputation d'être assez mobile et assez facilement biodisponible, par l'intermédiaire des
végétaux il risquerait soit de passer dans la chaine alimentaire, soit de migrer en profondeur
pour aller contaminées les nappes phréatiques.
Les aliments (légume feuille et fruit) constitue la principal source d'absorption du Cd pour
l'homme. Cependant le plus grand danger reste l'inhalation des poussières contaminée des
industries métallurgique.
Selon les auteurs les symptômes de toxicité se manifestent par des troubles respiration,
douleurs abdominales et diarrhées.
13.2. Le cuivre (Cu)
Largement rependu dans la nature le cuivre a une concentration moyenne dans la croute
terrestre comprise entre 45 et 70 mg /Kg selon Baize (1997) ; on peut la trouver dans la nature
sous forme libre dans la cuprite (88,8%) soit sous forme d'oxyde de sulfure. Parmi les roches
sédimentaires, argiles et schiste présentent des concentrations plus fortes que les roches
détritiques (grés, sable) (Coïc et Tendille, 1971). Il est par contre moins présent dans les
roches carbonatées
Le cuivre dans le sol
Les teneurs moyennes en Cu d’un sol non contaminé, sont comprises entre 13 et 24ppm
(Coullery, 1997). Rousseaux (1988) donne une concentration maximale ‘’normale’’ de
100ppm et une moyenne dans les sols de 20ppm. Les moyennes les plus élevées sont
rencontrées dans les chernozems et les sols châtains. Les teneurs les plus basses sont
observées dans les podzols et dans les histosols. Les ferrasols et les fluvisols peuvent
également contenir des teneurs élevées en Cu (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).
Aux teneurs naturelles, les sols se trouvent également enrichis par l’utilisation excessive de
fertilisants et de produits agro sanitaires tels que les insecticides, les fongicides, les algicides
qui sont à la base de sels de cuivre, notamment les sulfates de cuivre, l’utilisation directe des
boues d’épuration sans oublier l’activité industrielle (bains de décapage et bains de plaquage
dans l’industrie du cuivre et de ses alliages) ; les eaux de drainage des régions minières ;
l’industrie électrique, les activités urbaines (ordures ménagères, brûlage de comestibles,
circulation automobiles salage des routes ; etc.
Comportement du cuivre dans le sol (spéciation et mobilité)
Les nombreuses formes minérales libérées au cours des processus d’altération sont très
solubles (Coullery, 1997) notamment en milieu acide. Le Cu est donc considéré comme
l’élément le plus mobile des métaux lourds, par référence aux processus super gènes.
Tous les ions cuivre sont fortement liés aux sites d’échange minéraux et organiques. Selon
Hodgson et al (1966), 98% du Cu soluble dans le sol se trouvent complexés par la matière
organique, alors que Kabata-Pendias and Pendias (1986) estiment que seulement 80% du
cuivre soluble est sous forme chélate. Le Cu réagit très facilement avec les surfaces sortantes
et les constituants organiques du sol. Il est facilement précipité en présence de
différents anions, plus particulièrement les anions sulfures, carbonates, hydroxydes.
Bio- et phytodisponibilité
Le Cu est un des éléments les plus essentiels pour les plantes et les animaux. En effet
l’organisme ne peut croître complètement en son absence. Il ne peut être remplacé par un
autre élément, il a une influence directe sur l’organisme et le bon fonctionnement de son
métabolisme. Par contre, il est toxique pour les champignons et les algues. Les plantes
absorbent le Cu dans la solution du sol ; si le fait est incontestable, les mécanismes
impliqués dans cette absorption sont encore flous.
Si l’absorption active est, à l’évidence, le mécanisme le plus représenté, il n’en demeure pas
moins qu’une absorption passive peut aussi se mettre en place, notamment dans les sols à
forte contamination et présentant des signes évidents de phytotoxicité (Kabata-Pendias and
Pendias, 1992).
Le cuivre présent dans les racines est entièrement sous forme complexée, mais la pénétration
racinaire doit quand même se réaliser à l’état de formes dissociées. La vitesse de pénétration
dans les racines est très faible. La plus faible des éléments indispensables pour les végétaux.
Elle diffère en fonction de la spéciation du métal (Coullery, 1997). Grupe et al., (1988) ont pu
montrer que le cuivre anthropogène ajouté à un milieu sous forme de CuO était beaucoup
mieux assimilé par une orge que le cuivre géogène.
Toxicité – phytotoxicité.
Le maximum ‘’ normal’’, rencontré dans les plantes, selon Rousseau (1988), est de 15ppm
MS. Le cuivre représente un danger quand il est présent en concentration élevée dans
l’environnement. Par son action sur les racines des plantes, le cuivre altère leur
développement et la perméabilité de leur membrane cellulaire causant le lessivage de certains
ions (K+ ; PO---) (Kabata-Pendias and Pendias, 1992). Il en résulte des effets toxiques sur les
plantes et des baisses de rendement. D’après Coïc et Coppenet (1989), des teneurs totales en
Cu ≤ 7ppm entraînent des carences cupriques et en revanche des toxicités apparaissent au-delà
de 180ppm.
Chez l’homme, des symptômes de toxicité aiguë se manifestent par des diarrhées, nausées,
vomissements, irritations intestinales. 1gramme de CuSO4 constitue une dose mortelle ; pour
plus de 44 mg/l d’eau de boisson, il y a manifestation de gastro-entérites. La toxicité
chronique du cuivre n’a pas été démontrée chez l’homme, mais une partie de la population y
est sensible : maladie de Wilson.
1.2.3. Le plomb (Pb)
La concentration moyenne du Pb dans la croûte terrestre serait de l’ordre de 13 à 16mg/kg
(Baize, 1997). Nriagu (1978) propose un certain nombre de valeurs moyennes pour
différentes roches: Gabbro = 1.9 ; Andésite = 8.3 ; Granite = 22.7 ; Schiste = 23 ; Grès = 10 ;
calcaire et dolomie = 71. Les schistes noirs riches en pyrites et en matières organiques
seraient riches en Pb (30mg/kg) (Baize, 1997).
Le Pb dans le sol
Le Pb dans le sol provient essentiellement en système non anthropisé de la roche mère. A
l’heure actuelle la concentration de Pb des souches pédologiques mondiales est estimée en
moyenne à 25ppm (de 22 à 28ppm pour la plus grande partie des sols, 44ppm pour les
histosols) (Kabata-Pendias and Pendias, 1992).
D’après Juste et al., (1995) de nombreux auteurs s’accorderaient pour affirmer que les sols
non contaminés contiendraient de 10 à 30mg/kg (moyenne 15mg/kg) tandis que les sols situés
loin des centres urbains et industriels mais affectés par des contaminations diffuses
présenteraient des concentrations comprises entre 30 et 100 mg / kg Des concentrations >
110ppm de Pb traduiraient l’existence d’une source polluante à proximité.
Comportement du plomb dans le sol (spéciation et mobilité)
Le Pb incrusté dans le sol ne subit que peu de transformation et migre relativement peu à
travers les différents horizons. Etant peu mobile, généralement il reste fixé à la partie
supérieure du sol. Il n’est pas entraîné en profondeur par le lessivage, il en résulte un gradient
de concentration selon la profondeur (Impens, 1974; 1980). Le Pb serait le micropolluant
métallique le moins mobile dans le sol. Ainsi dans la gamme de pH de 5 à 9 et à concentration
totale identique Pb serait 100 fois moins mobile que Cd.
La grande affinité de la matière organique en face de ce métal expliquerait l’accumulation
préférentielle de ce métal dans les horizons de surface (Juste et al., 1995). Ceci fait qu’il est
très difficile de distinguer ce qui provient des retombées atmosphériques lointaines et ce qui
provient du seul cycle biogéochimique naturel. En règle générale l’horizon de surface
humifère est l’horizon le plus riche en Pb au sein d’un même solum. Ce fait a été constaté par
de nombreux auteurs, mais cette règle générale n’est pas toujours vraie. Lorsque le solum
dans son ensemble est vraiment très chargé en Pb (anomalie pédogéologique) l’horizon de
surface n’est plus forcément celui qui montre la concentration maximale au sein du
solum.
Biodisponibilité du Pb.
L’absorption racinaire de Pb est actuellement considérée comme passive. Elle est réduite par
le chaulage et les basses températures. Bien que le Pb soit dans le sol un élément très peu
soluble, il peut s’accumuler dans les racines et particulièrement dans les membranes
cellulaires. En règle générale, les concentrations en Pb d’une plante sont étroitement
corrélées aux concentrations en Pb du sol, mais cette corrélation doit être nuancée et tenir
compte en particulier de l’organe (racines, tiges, feuilles, etc.). La translocation de Pb
vers les parties épigées d’une plante est un phénomène très limité. Ce qui fait que le Pb
n’est pas un toxique systématique en ce sens qu’il ne diffuse pas dans le système vasculaire de
la plante, son absorption racinaire n’est effective qu’au-delà de 1000 ppm dans le sol, elle
dépend entre autres facteurs de la concentration totale dans le sol, de la concentration dans la
solution du sol et de la spéciation (Kabata-Pendias and Pendias, 1992). La plante peut
également absorbée Pb par les feuilles. Le maximum ‘’normal’’ dans les plantes, selon
Rousseau (1988), est de 8ppm.
Toxicité.
L’intoxication au Pb par l’intermédiaire de l’alimentation n’est pas un grand risque pour
l’homme. Il n’est que très peu soluble dans le sol et les poussières contenant Pb se déposent
sur les fruits et légumes poussant près des sources atmosphériques fortement polluées
(exemple autoroutes) sont retirées à 90% par lavage (Zemmerli, 1989). Le symptôme le plus
marquant est le saturnisme : troubles digestifs (coliques), sanguins (anémie, perturbation
de la synthèse d’hémoglobine), nerveux (paralysie des extenseurs de la main,
encéphalopathie), troubles rénaux : néphrites.
1.3.4. Le zinc
La teneur moyenne en Zn de la croûte terrestre serait comprise entre 70 et 132 mg/kg (Baize,
1997). Zn apparaît distribué de manière relativement uniforme au sein des roches
magmatiques. Les roches mafiques contiennent toutefois un peu plus de Zn (80 à 120ppm)
que les roches acides (40 à 60ppm). Les roches des sédiments argileux et les schistes
renferment comme les roches mafiques 80 à 120ppm de Zn. Les roches carbonifères et les
grès en sont pauvres de 10 à 30ppm.
Le Zn dans le sol
Dans le sol, Zn est présent le plus souvent sous forme de sulfure (Blende =ZnS) dans les
filons hydrothermaux et les gîtes stratiformes imprégnant les roches sédimentaires où il se
trouve associé au Pb, Cu et Fe. Il peut également substituer Mg++ au sein du réseau cristallin
des silicates. La teneur totale moyenne est de l’ordre de 50ppm (Lindsay, 1979 ; in Abdul-
Rida, 1992), Coullery (1997) donne une moyenne mondiale en Zn de 64ppm. Rousseau
(1988) trouve un maximum ‘’normal’’ de 300ppm avec une moyenne de 50ppm. Zn est lié
dans le sol aux oxydes de fer hydratés et Aluminium (14 à 38 % de Zn total) et aux argiles (24
à 63 %) (Kabata-Pendias and Pendias, 1986). Le sol peut être également enrichi par les
apports anthropogènes : activités minières et industrielles, épandage agricole, activités
urbaines et trafic routier. Il y a peu de sols contaminés de façon géogène par le Zn. A peu près
toutes les surfaces contenant des quantités importantes de Zn sont les résultats d’activités
humaines. Les apports du Zn par voie atmosphérique sont attestés par de nombreux
travaux : Meyer (1991) ; Desaules et Studer, (1993) ; Navarre et al.,(1980).
Comportement du zinc dans le sol (spéciation et mobilité)
Zn++ est considéré comme très mobile (Alloway, 1995). Les formes les plus mobiles seraient
facilement adsorbées par les constituants organiques et minéraux du sol, de sorte que Zn
tendrait à s’accumuler dans les horizons de surface de la plupart des solums (Juste et
al.,1995). Les minéraux argileux et les substances humiques sont capables de fixer Zn très
fortement de sorte que la solubilité de Zn++ dans les sols apparaît moindre que celle de
Zn(OH)2, Zn(CO3), Zn(PO4). La fraction mobile de Zn représente 1 à 20% et ses complexes
avec la matière organique 1.5 à 2.3% (Kabata-Pendias and Pendias, 1986). Selon Hodgson et
al., (1966) en moyenne 65% de Zn soluble dans les sols se trouvent associés aux amines et
aux acides fulviques, tandis que les complexes insolubles sont associés aux acides humiques.
Biodisponibilité.
Le zinc est connu depuis longtemps comme un élément nécessaire aux plantes et aux
animaux. Sa teneur dans les plantes reflète souvent la quantité disponible dans le sol. Les
formes solubles de Zn sont facilement assimilables par les plantes. La vitesse
d’absorption dépend largement du genre, de l’espèce et de la variété (450g de Zn/ha/an pour
une culture de maïs, 670g Zn/ha/an pour une hêtraie de 130ans) et même des conditions
édaphiques.
Toutefois, en matière d’absorption du Zn une question reste controversée : l’absorption du Zn
est-elle un phénomène actif ou passif, des présomptions sérieuses existent pour penser que
l’absorption racinaire est contrôlée par le métabolisme (active) bien que l’absorption passive
puisse également exister.
Zn s’accumule dans la partie racinaire plus que dans la partie aérienne, surtout dans les sols
riches en Zn. Dans les racines 90% de Zn total se présentent adsorbés sur la surface des parois
cellulaires du cortex (Mengel et Kirkbay, 1978 ; in Abdul-Rida, 1992). L’absorption de Zn
peut être influencée par l’interférence entre Zn et les autres métaux lourds,surtout avec Cd
aux effets antagonistes (Lagerwerff et Biersdorff, 1972). Des effets dépressifs ont été
remarqués entre Zn d’une part et Cu, Fe, Cr et Mn d’autre part (Pergaud, 1971; in Abdul-
Rida, 1992). A des pH > 6 des carences peuvent apparaître sur des sols originellement
pauvres en Zn.
Toxicité.
Les teneurs de Zn dans les plantes varient entre 25-200ppm. D’après Rousseau le
maximum‘’normal’’ est de 150mg/kg MS. L’excès de Zn peut provoquer une toxicité (coton
sur sol acide). Chez l’homme on observe une toxicité aiguë par le Zn, mais à très forte
concentration, se manifestant par des nausées, des vomissements, une rigidité musculaire et
une irritation des muqueuses ; alors qu’il occasionne dans l’eau une très forte astringence dès
5mg/l.
1.3.5. Le cobalt (Co)
Le cobalt est l'élément chimique de numéro atomique 27, de symbole Co. Le cobalt est un
élément mono isotopique et mono nucléidique : il n'existe à l'état naturel que sous la forme
d'un seul isotope, isotope stable, 59
Co. On lui attribue une masse atomique standard de
58,933195. Cependant, 28 radio-isotopes artificiels ont été caractérisés, le plus « stable » étant
le 60
Co avec une demi-vie 5,2714 ans, suivi de 57
Co avec une demi-vie de 271,79 jours, de
56Co (77,27 jours) et
58Co (70,86 jours). Tous les autres isotopes ont une demi-vie inférieure à
18 heures et pour la majorité d'entre eux inférieure à une seconde.
Comportement
En solution aqueuse, la forme stable du cobalt est l'ion Co2+
sous forme d'un composé de
coordination 6 octaédrique [Co(H2O)6]2+
(Charlot, 1963). L'ion cobalt est précipité par les ions
hydroxydes à froid vers pH = 7,5 pour une solution environ 0,01 M. Ce n'est d'ailleurs pas
Co(OH)2 qui précipite initialement pur, mais des sels basiques de couleur bleu. Il faut
chauffer pour obtenir la formation de l'hydroxyde de cobalt Co(OH)2 rose.
Importance
Utile pour les mammifères c’est au fait un cofacteur du nombre d’enzymes et joue un rôle
dans la fixation de l’azote c’est aussi un constituant de la vitamine B12, laquelle est essentielle
à l’érythropoïèse. En effet, on a observé que les doses pharmacologiques des sels de cobalt
inorganique augmentent la production des globules rouges (polycythémie) chez plusieurs
espèces, y compris l’homme. Le principal composé biologique du cobalt est la vitamine B12.
Celle-ci fut extraite pour la première fois depuis des résidus de foie. Elle a été trouvée
responsable de l'efficacité des traitements au fer, contre l'anémie, qui étaient d'autant plus
efficaces qu'ils contenaient des impuretés à base de cobalt (Greenwook et Earnshaw, 1997).
Toxicité
L'inhalation de ces poussières provoque en effet des troubles pulmonaires et le contact avec la
peau provoque des irritations. L'ingestion de chlorure de cobalt (II) provoque aussi
rapidement nausées et vomissement voire la mort (avec une dose létale est facilement atteinte,
en particulier chez les enfants. Cette toxicité a parfois une triple explication, Elle est due :
A ses propriétés critiques ;
A la radio la toxicité de certains de ses isotopes radioactifs dont le cobalt 60, utilisés
pour la recherche et en médecine nucléaire, par exemple sous forme d'aiguilles pour
tuer des cellules cancéreuses ;
A des actions synergiques avec d'autres métaux qui l'accompagnent souvent dans la
nature (arsenic, et moindrement le cuivre, nickel, manganèse).
Le cobalt est un oligoélément nécessaire à certaines cellules et processus biologiques, mais à
très faible dose, à des doses plus élevées il est « hautement toxique » (Simonsen et al, 2012).
Les tests faits in vitro avec des ions cobalt sur des cellules de mammifères montrent qu'il est
cytotoxique et induit l'apoptose et la nécrose cellulaire à des concentrations plus élevées que
celle induisant une réponse inflammatoire (Simonsen et al, 2012).Son écotoxicité varie selon
les organismes, les individus, le contexte et l'espèce chimique considérée (cobalt pur, ion,
nanoparticule cobalt II ou cobalt III, radioactif ou non, ou encore type de sels organiques
et/ou inorganiques).
Sa toxicité et sa mobilité environnementale (pour les plantes, animaux, champignons)
augmentent avec l'acidité du sol. Les pluies acides peuvent en accentuer la mobilité et la
biodisponibilité, avec risque de bioaccumulation par certaines plantes, champignons et
animaux (Cotton et Wilkinson, 1972).
1.4. Evaluation de la qualité d'un sol
Généralement on évalue la qualité d’un sol en fonction des indicateurs correspondent à des
propriétés physiques, chimiques et biologiques, mais également à des processus et des flux de
matière ou d’énergie qui peuvent être mesurés pour surveiller les changements dans le
fonctionnement du sol (USDA, 1996) La vie du sol est liée aux échanges entre le monde
minéral, organique et vivant. Le sol est un milieu poreux constitué d’un ensemble de 5
fractions différentes : les minéraux solides, la matière organique, la fraction vivante, la phase
gazeuse, et la phase liquide (Morel, 1989).
Chapitre 2: Milieu, matériels et méthodes
2.1. Milieu
2.1.1. Situation géographique
La présente étude a été conduite sur les bords la rivière Lubumbashi dans la ville qui porte la
même dénomination (figure 2.1). La ville de Lubumbahi est située à 1230 m d'altitude, à la
latitude de 11°40'11" Sud et la longitude 27°29'14" Est. C’est le chef-lieu de la province du
Haut-Katanga. A ville compte à ce jour 7 communes, à savoir : La Lubumbashi, La
Kamalondo, la Kenya, la Katuba, la Ruashi, la Kampemba et l’ANNEXE, avec 43 quartier
qui y sont repartis (Nkulu & Rémon, 2006).
Figure 2.1:La rivière Lubumbashi et les sites d’échantillonnage
2.1.2. Situation climatique
Le climat de la ville de Lubumbashi est caractérisée par une alternance d'une saison pluvieuse
(novembre à avril) et une saison sèche (mai à Septembre) avec deux mois de transition
(octobre et avril), juillet et aout qui sont les mois les plus secs (Mujinya et al., 2011; Kasongo
& al.,2013). La moyenne des précipitations annuelle est de 1270mm avec une saison de pluie
de 118 jours, alors que la température moyenne annuelle est d'environ 20°C. Le taux
d'humidité moyenne est de 62% avec un niveau d'humidité minimum moyen de 52% en
saison sèche (juin à aout ) et un maximum de 80% durant la saison pluvieuse (novembre à
mai) (Useni et al.,2012) . La couverture pédologique est du type ferralitique avec un pH à
l'eau oscillant autour de 5,2 (Kasongo et al, 2013).
2.1.3. Hydrographie
Lubumbashi, capitale du cuivre est située sur plusieurs confluents. Le principal, plus proche
du centre historique et définissant la position du plateau sur lequel est posée la ville, est celui
de la Kafubu avec la Lubumbashi, son affluent, au sud du noyau urbain originel. Les autres
confluences dans l’agglomération ont lieu entre la Lubumbashi et la Karavia au centre-ouest
de la ville, la Kafubu et la Ruashi à l’est de la ville, selon vranken, (2010) ce réseau
hydrographique fait partie prenante du bassin du fleuve Congo.
2.1.4. Démographie
La croissance démographique et spatiale urbaine s’est amplifiée au cours des dernières
décennies. Avec une superficie actuelle de la ville de 74.700 hectares, sa population de 6000
habitants à sa création, a augmenté pour atteindre 16.000 en 1923 sur 370 hectares; 173.000
habitants sur 22 km² en 1957 ; 560.000 habitants en 1984. Cette population lushoise a été
évaluée à près de 2 786 397 habitants en 2015 avec une densité de 3730hab./km2
(CC BY-SA,
2018).
2.1.5. Sites d’étude
Cette recherche a lieu sur la rivière Lubumbashi et deux de ses affluents (les rivières Kalubwe
et Kamalondo). Sept sites caractéristiques (tableau 2.1) susceptibles de fournir d’informations
générales sur la qualité physico-chimique de la rivière ont été sélectionnés. Parmi eux cinq
site sont localisés sur le long de la rivière Lubumbashi et les deux autres sont chacun situés le
long des deux affluents ci-haut cités. Ces sites d’échantillonnage étaient choisis de manière à
ne pas prélever sur un endroit où l’eau est troublée ou tout simplement avec un fond remué
par la présence humaine suite à la réalisation de ses activités comme la lessive, le bain, etc.
Tableau 2.1: Caractéristiques de Sept sites d’étude
Sites Code site Caractéristiques sites
Pont KALUBWE
au quartier le
battant
L1 Activités agricoles (cultures maraichères) et lessive de
vêtements
Pont sur ALILAC
quartier Baudouin
L2 après le bassin de rétention de
Pont GECAMINES
quartier Gécamines
L3 Influence des poussières sur la rivière Lubumbashi
Pont KATUBA
commune Kutuba
L4 En aval des installations de la STL, pratiques des
cultures maraichères, lessive de vêtements et déversoir
de plusieurs ordures ménagères.
Kenya sur l’avenu
de la digue
L5 Déversoir de déchets ménagers, pratique des cultures
maraichères
KALUBWE
quartier du même
nom
KLB Sur le pont qui vient juste après la l’hôtel la rose.
Principalement caractérisé par activités urbaine
Quartier
MAMPALA
KML Déversoir de la Gécamines
2.2. Matériels et méthodes
La recherche mise en place vise à évaluer le niveau de contamination des sols de berge de la
rivière Lubumbashi par les ETMs (Cd, Co, Cu, Pb et Zn) dans les sept sites cités ci-haut. Pour
ce faire, le matériel de prélèvement utilisé était constituée de :
Un marteau en caoutchouc.
Un cylindre en pvc gradué (50cm).
Des sachets plastiques.
Le matérielle utilisée au laboratoire était constituée de :
Une centrifugeuse
Un agitateur.
Des fioles de 50 ml
Pipette pasteur
Boite de pétrie
2.2.1. Echantillonnage
Les prélèvements des échantillons de sols relatifs à cette étude ont été chaque fois réalisés
sur la berge à point distante de 1 m par rapport à la limite de la rivière. Sur ce point,
l’échantillon été pris à un horizon de surface se situant entre 10 et 15 cm de profondeur. Pour
ce faire, la procédure d'échantillonnage est la suivante :
Prendre le cylindre, l'enfoncer dans le sol à coup de marteau en caoutchouc jusqu'à
atteindre la pénétration voulu,
Retirer le tube avec du sol,
En fin prendre l'échantillon de sol, le mettre dans un sachet plastique pour le conservé
dans un milieu aérobic en attendant le séchage.
2.2.2. Traitement des échantillons au laboratoire
Tous les échantillons de sols recueillit ont été par la suite séché à l'étuve pendant 48 heure à
90 °C pour avoir un poids net, puits ces échantillons ont été broyé et tamiser aux dimensions
de texture d'argiles. Ces traitements ont permis d'éviter des grosses différences de taille entre
particules et d’assure un bon traitement et/ou une bonne manipulation des échantillons.
L'extraction des métaux dans les sols de berge recueillit pour cette étude a été réalisée en
suivant le protocole d’extraction mis en place par le laboratoire de chimie de l'université de
Toronto au canada. Cee protocole appliqué à l’extraction des métaux comprend 4 phases à
savoir:
La phase soluble
La phase réductible
La phase oxydable
La phase résiduelle
Mais, seule la procédure de la fraction soluble a été utilisée dans le présent travail, parce que
c’est dans cette dernière que les métaux sont biodisponible en passant par trois étapes dont :
1. La procédure d'extraction : ici, 1g broyé et tamisé à 200μm dans une solution de 40ml
de CH3COOH 0.1M, le tout dans une fiole de 50ml est laissé agiter pendant 16 heure.
2. Centrifugation pendant 20 minutes à 3000 t/m les échantillons agités, extraire le
CH3COOH, rincer et ajouter 40 ml de NH2OH.HCl + HNO3 (10%), laisser ensuite
agiter pendant 16 heures.
Puis décanter les submergeant et les écartés par gravitation avec la centrifugation pour en
extraire la solution.
2.2.3. Analyse chimique
Nous avons analysé sept éléments traces métalliques dans cette étude, il s’agit entre autre du
Pb, Cu, Zn, Cd, Co, Cr et Ni avec le ICP-MS au laboratoire chimique de l’Université de
Toronto.
L’ICP-MS est une machine qui permet d’acquérir des informations concernant un échantillon
enfin d’en tirer la composition chimique et pour l’environnement, elle permet de dosage de
polluants dans les eaux. ICP, Inductively coupled plasma ou Plasma à couplage induit et MS,
Mass spectrometry ou spectrométrie de masse.
Elle comprend trois parties principales : une source d’excitation, un détecteur et la technique
elle-même. Premièrement pour la source d’excitation, le ICP-MS se sert d’une Flamme et
Four graphite et à ce stade au détecteur il y a l’absorption et émission optique ce qui conduit
respectivement à la technique de type AA et GFAA, deuxièmement on utilise comme source
d’excitation le Plasma micro-ondes qui exige d’usage d’un compteur de photons comme
détecteur dont la technique caractéristique est le MP AES et ICP OES ; enfin nous avons
comme source d’excitation le Plasma à couplage induit qui fait également usage d’un
compteur de photons et d’un spectromètre de masse c’est la technique de ICP-MS elle-même.
La flamme utilisée dans le ICP-MS est de 1700-3150°C, une Electrothermie de 2200-3000°C,
un Plasma de 6500-10000°C et enfin un Arc électrique de 4000-5000°C (Monique, 2016).
2.2.4. Analyse statistique
Les données récoltées ont été soumises à une analyse de la variance (ANOVA), afin de
comparer la dispersion intergroupe (dispersion entre les moyennes des groupes), en se basant
sur celle intra-groupes (dispersion des valeurs autour de la moyenne du groupe). Ainsi, Deux
programme ont été utilisés pour faciliter cela : Le logiciel R-64X 2.15.0 pour la comparaison
des moyennes intergroupes et Excel pour les graphiques des moyennes. .
Chapitre 3 : Présentation des résultats
3.1. Distribution du Co
Figure 3.1 : Concentration du Co dans les sols de berge de la rivière Lubumbashi
Les concentrations les plus élevées en Co sont au niveau de L4 et les plus faibles sont
observées au niveau L2 et LKM.
3.2. Distribution du Cu
Figure 3.2: Concentration du Cu dans les sols de berge de la rivière Lubumbashi
Les concentrations les plus élevées en Cu sont au niveau de L4 et les plus faibles sont
observées au niveau L1, L2, KLB et LKM.
0
1
2
3
4
5
6
7
L1 L2 L3 L4 L5 KLB LKM
Ten
eur
Co e
n p
pb
Sites d'échantillonnage
c
e
c
a
b
d e
0
20
40
60
80
100
120
140
L1 L2 L3 L4 L5 KLB LKM
Ten
eur
Cu
en
pp
b
sites d'échantillonnage
c c
b
a
b
c c
3.3. Distribution du Zn
Figure 3.3: Concentration du Zn dans les sols de berge de la rivière Lubumbashi
Les concentrations les plus élevées en Zn sont au niveau de L4 et les plus faibles sont
observées au niveau L1, L2 et LKM.
3.4. Distribution du Cd
Figure 3.4: Concentration du Cd dans les sols de berge de la rivière Lubumbashi
Les concentrations les plus élevées en Cd sont au niveau de L5 et les plus faibles sont
observées au niveau L1 et LKM.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
L1 L2 L3 L4 L5 KLB LKM
Ten
eur
Zn
en
pp
b
sites d'échantillonnage
d d
c
a
b
c
d
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
L1 L2 L3 L4 L5 KLB LKM
Ten
eur
Cd
en
pp
b
Sites d'échantillonnage
e d
c
b
a
d
e
3.5. Distribution du Pb
Figure 3.5 : Concentration du Pb dans les sols de berge de la rivière Lubumbashi
Les concentrations les plus élevées en Pb sont au niveau de L5 et les plus faibles sont
observées au niveau L1 et LKM.
Il est important de noter que pour l’ensemble des sites choisis la corrélation entre les
différents ETMs étudiés est positive, et donc la présence d’un ETM implique celle de l’autre
aussi dans le milieu (voir figure 3.6).
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
3.5
4
4.5
L1 L2 L3 L4 L5 KLB LKM
Ten
eur
Pb
en
pp
b
sites d'échantillonnage
d cd
b
a
bc cd d
3.6. Corrélations des ETMs entre eux
Figure 3.6: Corrélations entre les cinq ETMs analysés (* : significatif, ** : hautement
significatif à p=0.05).
Chapitre 4: Discussion
Etat général
D’une manière général, les résultats des analyses au laboratoire ont permis de montrer dans
cette étude que l’accumulation des ETMs dans les sols est en grande partie due aux activités
anthropiques, notamment l’industrie de transformation, les extractions minières, les déchets
ménager et les activée agricoles. Les échantillons pris au site (L4) présentent tous d’une
manière générale un taux de concentration en ETMs (Cu, Cd, Pb, Zn, Co) au-dessus des
autres sites mais ne dépassent pas la normale recommandée par l’organisation internationale
sur les normes (ISO). Il faut dire qu’en dehors de l’exploitation minière et l’agriculture tous
les ETMs analysés sauf le Co, peuvent provenir des combustions domestiques, des pneus, des
carrosseries, des huiles de moteurs, des panneaux de signalisations, etc (Durand et al, 2003).
4.1. Cas du cuivre
Les teneurs moyennes en Cu d’un sol non contaminé, sont comprises entre 13 000 et 24 000
ppb (Coullery, 1997). Rousseaux (1988) donne une concentration maximale ‘’normale’’ de
100 000 ppb et une moyenne dans les sols de 20 000 ppb. Les teneurs les plus basses sont
observées dans les podzols et dans les histosols. Les ferrasols et les fluvisols peuvent
également contenir des teneurs élevées en Cu (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Pour ce
travail les teneurs en Cu sont de 28.169 ppb en moyenne pour tous les sites et L4 est le site le
plus impacté parce que venant juste après les installations de la GECAMINES.
4.2. Cas du cadmium
La concentration moyenne dans le sol se situe entre 60 ppb et 1100 ppb (coullery, 1997) et
2.00 ppm (ISO, 2013). Ces teneurs naturelles sont sujettes à des augmentations suite à
différents types d'apports anthropogènes comme dans le cas de cette étude avec une valeur de
0.245 ppb en moyenne pour tous les sites et sont les valeurs supérieures enrégistrées dans les
sites L5 et L4 sont probablement dues aux raisons évoquées au-dessus.
4.3. Cas du plomb
Le plomb n’est que très peu soluble dans le sol , de nombreux auteurs s’accorderaient pour
affirmer que les sols non contaminés contiendraient de 10 000 à 30 000 ppb (moyenne 15 000
ppb) de plomb, tandis que les sols situés loin des centres urbains et industriels mais affectés
par des contaminations diffuses présenteraient des concentrations comprises entre 30 000 ppb
et 100 000 ppb. Des concentrations > 110 000 ppb de Pb traduiraient l’existence d’une source
polluante à proximité. Ceux-ci dit, après analyse au laboratoire nous constatons une fois de
plus que le site L4 présente des concentrations supérieures aux autres sites parce que ce site se
situe juste après la GECAMINES, mais cela pourrait être aussi causé par de la combustion
domestique assez fréquente dans la zone.
4.4. Cas du zinc
Abdul-Rida, (1992), Coullery (1997) ils donnent une moyenne mondiale en Zn de 64ppm.
Rousseau (1988) trouve un maximum ‘’normal’’ de 300 000ppb avec une moyenne de 50
000ppb. Sachant cela, le sol peut être également enrichi par les apports anthropogènes :
activités minières et industrielles, épandage agricole, activités urbaines et trafic routier. En
même temps, il y a peu de sols contaminés de façon géogène par le Zn. Pour ce travail la
valeur moyenne en concentration du Zn est de 13.748 ppb pour tous les sites et pour toutes les
surfaces contenant des quantités importantes de Zn il se comprend qu’il s’agit des résultats
d’activités humaines.
4.5. Cas du cobalt
D’après Simonsen et al. (2012), il se révèle qu’à des doses de plus de 30 000 ppb, le Co est
hautement toxique. Pour ce travail les analyses montrent que les berges des rivières
Lubumbashi, Kalubwe et Kamalondo ont en moyenne de 1,961 ppb pour tous les sites, par
rapport à ce qui precede celles-ci sont donc des doses très faibles et ne représentent pas de
danger vis-à-vis des êtres vivants.
Conclusion et recommandations
Cette étude s’inscrit dans le cadre d’évaluer le niveau de la contamination en aux ETMs des
sols de berge à Lubumbashi, ceci à travers les rivière Lubumbashi, Kalubwe et Kamalondo.
L’étude confirme donc que les sols de berge de ces rivières présentent des teneurs non
négligeables en Cd, le Cu, le Co, le Pb et le Zn. De ce fait, les sites L4 (pont Katuba) et L5
(pont de la Digue) sont celles qui présentent les valeurs les plus remarquables. Néanmoins,
bien que les résultats obtenus pour l’ensemble des sites étudiés ne dépassent pas les normes
recommandées, mais le risque reste bien permanant pour la population qui dépend
directement ou indirectement des activités réalisées dans ces rivières ou sur leurs berges (par
exemple le maraichage), et surtout pour les éléments n’ayant aucun rôle métabolique comme
le Cd et le Pb.
En termes des recommandations, nous proposons à la suite de cette étude, que d’autres soient
envisagées pour :
- inclure le maximum des rivières de Lubumbashi et déterminer la contribution de
chaque source de pollution de celles-ci.
- pour déterminer la faune des sols de berge de la rivière de Lubumbashi
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