Corps de l’article

1. Introduction

Le Maroc connaît actuellement une situation de stress hydrique (moins de 1 000 m3/hab/an) et devrait connaître une pénurie d’eau (moins de 500 m3/hab/an) après 2025 (Agoumi et Naji, 1998; Taziet al., 2001). Les changements climatiques pourraient exacerber les impacts négatifs de la rareté, de la disparité spatio-temporelle et de la forte dégradation qui caractérisent les ressources en eau dans une région semi-aride.

La ville de Settat située dans la région de la Chaouia-Ouardigha, à vocation essentiellement agricole, se trouve particulièrement touchée par ce problème du fait de sa démographie croissante et du développement continu du secteur industriel. Les rejets liquides d’origines domestiques, agricoles et industrielles sont déversés directement dans l’oued Boummoussa qui traverse la ville du sud vers le nord. Ce dernier, transformé en un égout à ciel ouvert à la sortie de la ville, disparaît en s’infiltrant dans le sol sur une distance d’à peu près huit kilomètres. En période de hautes eaux et à l’occasion des rares crues, ce cours d’eau peut s’étaler sur une distance de 12 km vers le nord à partir du plateau de Settat. Le long de son passage, les agriculteurs riverains de la communauté rurale Mzamza l’utilisent pour l’irrigation de cultures céréalières et fourragères (Figure 1).

Figure 1

Localisation géographique des sites considérés.

Geographic location of the considered sites.

Localisation géographique des sites considérés.

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De nombreuses études y ont été conduites, précisant différents états physico-chimiques des eaux souterraines. Elles ont mis en évidence une importante pollution par les nitrates (Kholtei, 2002; Kholteiet al., 2003; Moullard et Hazan, 1960). La présente étude, qui s’inscrit dans la suite de ces travaux, se propose, d’une part, de caractériser la qualité des eaux usées brutes de la ville de Settat des eaux de l’oued Boummoussa et des eaux souterraines de la communauté Mzamza, et, d’autre part, de faire l’inventaire des causes de pollution d’origine naturelle et anthropique et d’évaluer l’impact de cette pollution sur la qualité des eaux souterraines de la zone d’étude sur la base des procédés analytiques et statistiques.

2. Matériels et méthodes

2.1 Milieu d’étude

La ville de Settat, chef lieu de la région de la Chaouia-Ouardigha, est située à 70 km au sud de Casablanca. Elle est implantée sur un plateau dit « plateau de Settat ». L’agglomération couvre une superficie d’environ un million d’hectares dans la vallée de l’oued Boummoussa à une cote moyenne de 360 m d’altitude. Une série de collines culminantes à la côte 420 m en rive gauche, à la côte 410 m en rive droite, ceinturent la ville (El Bouqdaoui, 1995). La zone d’étude, étendue sur une surface de 8 000 hectares, concerne plusieurs douars de la communauté Mzamza (ouled Saad, ouled Boukallou, Dladla, etc.). Les douars ouled Boukallou et Dladla sont situés juste au nord de la ville de Settat et sont traversés par l’oued Boummoussa (Figure 1).

La ville de Settat, ainsi que la région d’étude, sont soumises à un climat semi-aride mésothermique (20 °C en moyenne) avec une moyenne annuelle des précipitations de l’ordre de 400 mm (El Bouqdaoui, 1995; El Mansouriet al., 1992).

La zone d’étude (communauté Mzamza) est une zone charnière entre le plateau de Settat au sud et la plaine de Berrechid au nord. Cette zone témoigne d’une tectonique plioquaternaire par l’existence de failles importantes. Ces deux ensembles (plateau de Settat et plaine de Berrechid) sont formés de roches sédimentaires sur lesquelles vient se superposer la couverture quaternaire récente. La plaine de Berrechid se caractérise par des affleurements de limons argileux quaternaires ou de grès calcaires pliocènes. Le plateau de Settat se situe dans une cuvette d’âge cénomanien. Les formations marno-calcaires du cénomanien, qui affleurent largement sur le plateau de Settat, disposent d’une nappe de faible extension participant en partie à l’alimentation de la nappe plioquaternaire de Berrechid (El Bouqdaoui, 1995; Office National de l’Eau Potable, 1997).

Les limons forment la quasi totalité du recouvrement de la région. Leur rôle hydrogéologique est donc très important, du fait qu’ils mettent en charge localement la nappe de formation sablo-gréseuse du plioquaternaire. Cependant, l’existence d’une nappe libre dans une grande partie de la plaine de Berrechid implique une alimentation de celle-ci à partir des infiltrations du réseau de surface, voire localement une perméabilité verticale non négligeable des limons de recouvrement (El Bouqdaoui, 1995; Office National de l’Eau Potable, 1997).

Le plioquaternaire constitue le seul niveau aquifère étendu digne d’intérêt dans toute la région de la plaine de Berrechid (El Bouqdaoui, 1995; Office National de l’Eau Potable, 1997).

2.2 Sites d’études

Dans la communauté Mzamza, pour l’étude de la qualité des eaux souterraines, 24 puits ont été choisis selon des critères multi-paramètriques, dont le niveau pièzométrique, la conductivité électrique des eaux de puits et la localisation du puit par rapport aux rejets des eaux usées. Les points de prélèvement sont situés de part et d’autre de l’axe de pollution matérialisé par l’oued Boummoussa et suivant le sens d’écoulement (Figure 1). Les puits témoins retenus sont les plus éloignés de l’oued et sont caractérisés à la fois par des eaux à conductivité faible et une profondeur moyenne (puits 9, 25 et 36). Ils sont situés respectivement à 1,15, 2,025 et 2,525 km de l’oued.

Les stations retenues pour la caractérisation des eaux usées se répartissent comme suit (Figure 1) :

  • L’affluent A est situé sur l’oued Boummoussa, en amont du confluent avec les rejets des eaux usées, à environ 4 km de la ville de Settat, il sert de témoin;

  • L’effluent B représente les eaux usées sortant du collecteur principal, il représente à la fois les eaux usées domestiques, les eaux industrielles et les eaux pluviales à des proportions très variables dans le temps et selon les conditions climatiques;

  • L’affluent C est situé sur l’oued Boummoussa, à environ 100 m du confluent principal, pour qu’on puisse présumer que le mélange des eaux de l’oued et les eaux usées sortant du collecteur y est complet;

  • L’affluent C’ est situé sur l’oued Boummoussa en aval, à 2 km du confluent.

  • L’affluent D reçoit les eaux drainées par les stations C et C’et se situe à 3 km du confluent.

  • L’affluent E se trouve à environ 3,5 km du confluent ou l’oued se perd en période estivale par évaporation, infiltration et surtout par pompage par les agriculteurs riverains.

2.3 Méthodes d’analyses

Le long de l’oued Boummoussa et sur toute la région étudiée, les échantillons d’eau ont été prélevés mensuellement, de novembre 2003 à octobre 2004.

À chaque prélèvement, la température, la conductivité électrique et le pH ont été mesurés in situ. L’oxygène dissous a été dosé par la méthode de Winkler (Rodier et al., 1996).

Les échantillons d’eau ont été conservés à 4 °C pendant le transport et au laboratoire, puis ont été analysés dans les 24 heures qui suivent. Les méthodes d’analyses sont celles préconisées par les normes Afnor (1997) et par Rodier (1996).

Les nitrates, les nitrites, les ions ammoniums, les sulfates et les ortho phosphates ont été dosés par spectrophotométrie. Le dosage des chlorures, du calcium, du magnésium et des carbonates a été effectué par titrimétrie. La demande chimique en oxygène est déterminée en adoptant la méthode normalisée Afnor (T90-101). La demande biochimique en oxygène pendant cinq jours est effectuée selon Rodier par la méthode instrumentale (Rodieret al., 1996). Le spectrophotomètre à flamme est utilisé pour mesurer les concentrations du potassium et du sodium.

L’étude de la typologie de la pollution des eaux souterraines de la région d’étude a été basée sur l’Analyse en Composantes Principales Normées (A.C.P.N). Les valeurs propres, les cartes factorielles et les cercles de corrélations ont été obtenus avec le logiciel XLSTAT (Wysuforms, 2004).

3. Résultats et discussion

Les résultats obtenus sont représentés sur les figures 2 à 6.

3.1 Aspect qualitatif des eaux usées de la ville de Settat

La station B présente une contamination considérable des eaux avec des teneurs élevées en demande biochimique en oxygène (DBO5), en demande chimique en oxygène (DCO), en matière en suspension, en ortho phosphates, en ions ammoniums et en nitrites (Figure 2). À ces paramètres s’associent des teneurs faibles en oxygène qui sont presque nulles pendant la période estivale (2 %).

La demande chimique en oxygène est très variable, la valeur minimale est de 228 mg d’O2/L, alors que la valeur maximale atteinte est de 956 mg d’O2/L. Le rapport DCO/DBO5 varie de 0,88 à 2,5, les valeurs minimales sont notées lors des événements pluvieux. La grande variabilité de la fraction de la matière organique biodégradable pourrait être liée, d’une part, à la pluviométrie qui intervient par une dilution des matières dissoutes et en suspension et, d’autre part, à l’origine de la contamination domestique ou industrielle (Degrémont, 1989).

3.2 Aspect qualitatif des eaux de l’oued Boummoussa.

Au niveau de la station A, située en amont du site de pollution, l’eau est caractérisée par de faibles valeurs des indices de pollution chimique (chlorures, nitrite, nitrates, ions ammoniums et ortho phosphates) et organique (DCO et DBO5), ainsi que par des valeurs élevées en oxygène (Figure 2). Le pH est légèrement alcalin, sa valeur est de 7,83, et l’ensemble du dioxyde de carbone est, par conséquent, présent dans l’eau essentiellement sous forme de bicarbonates (Fekhaoui et Pattee, 1993).

Figure 2

Évolution spatiale des valeurs moyennes, minimales et maximales des principaux paramètres indicateurs de pollution dans les eaux usées et les eaux de puits. EUB : Eaux usées brutes - ST : Station témoin PT : Puits témoin.

Spatial evolution of the mean, minimal and maximum values of the principal indicator parameters of pollution in waste water and well water. EUB: Raw waste water. ST: Control station. PT: Control well.

(a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f)

(g)

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Sur l’oued Boummoussa, au niveau de la station C, la DCO et la DBO5 sont très élevées (512 mg d’O2/L et 267 mg d’O2/L en moyenne respectivement) et l’oxygène se trouve en quantité très réduite (14,42 % en moyenne). En relation avec ces conditions, l’ion ammonium atteint des valeurs moyennes de 68,28 mg/L et représente la principale forme de l’azote. Les chlorures, les sulfates et les ortho phosphates sont abondants (890 mg/L, 490,83 mg/L, et 4,38 mg/L en moyenne respectivement); l’alcalinité, la dureté et la conductivité sont à leurs plus hautes valeurs (946 mg/L en bicarbonates, 247 mg/L en magnésium, 249 mg/L en calcium, et 3 002 µS/cm pour la conductivité). Les valeurs de ces paramètres dépassent largement les normes marocaines de 2002 relatives à la qualité des eaux destinées à l’irrigation qui sont de 2 mS/cm pour la conductivité, 350 mg/L pour les chlorures, 250 mg/L pour les sulfates et 518 mg/L pour les bicarbonates.

En allant vers l’aval (stations C’, D et E), la situation moyenne s’améliore pour la plupart des paramètres. Les valeurs moyennes de la DCO et de la DBO5 diminuent de façon significative jusqu’à la station E, pendant que la teneur en oxygène dissous remonte en décrivant le classique (courbe en sac) et que la teneur en ammonium se réduit progressivement. Ce gradient d’auto-épuration est assez régulier; toutefois, les sulfates, les chlorures et la conductivité n’enregistrent pas une réduction importante, certainement sous l’influence des couches salifères du bassin versant.

On constate donc que la macro‑pollution organique, due aux usées de la ville de Settat, est ressentie au moins jusqu’à la station E, sur une distance de 3,5 km du cours de oued Boummoussa.

L’efficacité de l’auto-épuration de l’eau est variable avec le temps. En fait, ce phénomène est la résultante de plusieurs processus, la dilution des eaux polluées de l’oued Boummoussa, la fixation des polluants dans les sédiments et les organismes, leur évacuation vers l’aval et leur destruction sur place (pour ceux qui sont dégradables). Ces actions se manifestent de façon différente selon les saisons, en fonction de la température, de la lumière, du débit, etc.

3.3 Aspect qualitatif des eaux souterraines de la zone d’étude

Dans la communauté des Mzamza, les eaux souterraines constituent une ressource importante d’eau pour l’approvisionnement de la population et pour l’irrigation. Il est donc impératif dans cette région d’évaluer l’effet des eaux usées sur la qualité physico-chimique des eaux de puits et de comparer la qualité de ces eaux aux normes de potabilité de l’eau de boisson et de l’eau pour l’irrigation de plusieurs cultures.

3.3.1 Paramètres physiques

La température des eaux de puits étudiés montre une stabilité annuelle et spatiale. Elles n’excèdent pas 25 °C, valeur tolérée pour une eau destinée à la consommation humaine par la France (Normes Françaises, 1999) et par le Maroc (Normes Marocaines, 2002).

Le pH des eaux souterraines répond aux normes de potabilité, il varie entre 6,65 et 8,62. La conductivité montre une large variation de la composition chimique des eaux, elle varie entre un minimum de 195 µS/cm et un maximum de 6 600 µS/cm. De l’amont vers l’aval hydraulique, on constate une minéralisation croissante de l’eau des puits (Figure 2). Ce phénomène apparaît identique à celui signalé par Kholtei (2002) dans les eaux de puits de la même région. En se référant aux normes marocaines de potabilité (Tableau 1), seules les eaux de puits témoins (9 et 25) peuvent être considérées comme acceptables (Figure 2).

Tableau 1

Normes de potabilité marocaines et françaises.

Moroccan and French standards for drinking water.

Paramètres

Normes

DCO

(mg d’O2/L)

NO3-

(mg/L)

NO2-

(mg/L)

NH4+

(mg/L)

O2

(%)

Cl-

(mg/L)

Conductivité

(µs/cm)

PO43-

(mg/L)

Maroc (1)

25

50

0,1

0,5

70

750

2700

0,7

France (2)

-

50

0,1

0,5

75

200

400

-

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Par ailleurs, l’étude stratigraphique a montré l’existence d’une couche gypsifère dans l’infracénomanien : cette couche pourrait jouer un rôle dans l’augmentation de la teneur en sels des eaux de puits à l’aval par des remontées des nappes profondes dans la plaine de Berrechid ou bien par les communications souterraines avec la nappe du plateau de Settat où la couche de gypse est moins profonde (El Bouqdaoui, 1995).

Le pourcentage moyen de saturation en oxygène dissous dans les eaux de puits témoins est dans les normes de potabilité (Tableau 1). L’effet de la pollution se manifeste principalement dans les eaux de puits 4, 11, 13, 21, 22, 28 et 46 situés à proximité des eaux usées. Leurs valeurs varient respectivement de 37,5, 24, 22, 24, 20, 20 et 26 % à 75, 80, 78, 69, 67, 71,4 et 68 %. La distance à la source de pollution est de 125 m pour le puits 4, 450 m pour le puits 13, 475 m pour le puits 21, 10 m pour le puits 22, 800 m pour le puits 28 et 500 m pour le puits 46.

Le faible pourcentage de saturation en oxygène dissous est dû non seulement à l’absence de végétaux capables de photosynthèse, au faible contact eau atmosphère (Ait Abdelaali 1990), mais aussi aux infiltrations possibles d’eaux usées. L’oxygène dissous peut se réduire par l’activité des bactéries décomposant la matière organique présente (Fekhaoui et Pattee 1993).

3.3.2 Paramètres chimiques

Les valeurs élevées de la DCO dépassent les normes dans toutes les eaux de puits sauf pour les eaux des puits témoins 25 et 36, montrant la charge importante de ces eaux en matières organiques (Figure 2). Les valeurs les plus élevées sont enregistrées au niveau des puits 4, 11, 21, 22, 28 et 46 situés respectivement à 125 m, 475 m, 10 m, 800 m et 500 m de la source de pollution. Dans les eaux des puits 4 et 11 où la nature du milieu aquifère est marno-calcaire perméable, la DCO atteint 342 mg d’O2/L pour le puits 4 de profondeur 17,6 m et 457 mg d’O2/L pour le puits 11 de profondeur 18,6 m. Les eaux des puits 21, 28 et 46, dont la profondeur est 17,4, 9,4 et 11,6 m respectivement, présentent une DCO élevée. Elle est de 336, 360 et 440 mg d’O2/L respectivement. La profondeur faible de la nappe favorise l’infiltration des eaux usées, bien que la géologie de surface argileuse soit moins perméable.

Dans la zone d’étude, même si les points d’eaux situés à proximité des eaux usées présentent une contamination par les ions ammoniums, leurs teneurs ne dépassent pas les normes marocaines (Tableau 1). L’absence de l’azote ammoniacal traduit habituellement un processus de dégradation complète de la matière organique (Rodieret al., 1996).

Les nitrites croissent dans les eaux de puits situés à proximité des eaux usées (Figure 2). Leur présence en quantité importante témoignerait d’une contamination récente résultant de l’infiltration des eaux usées et d’un déficit du milieu en oxygène (Hakkou, 2001; Lyakhloufiet al., 1999) et/ou d’une réduction des nitrates par la matière organique (El Amrani-Paazaet al., 1996).

De même, la qualité de l’eau est médiocre par rapport au paramètre nitrates puisque seuls les puits témoins 9 et 25 respectent les normes marocaine et française de 50 mg/L (Tableau 1). Les valeurs moyennes maximales atteignent 107 mg/L dans le puits 30 et 95 mg/L dans le puits 13. Ces derniers sont situés à des distances différentes des eaux usées : à 1 325 m et à 450 m respectivement. Ces résultats montrent une pollution par les nutriments, dont les origines sont probablement liées aux engrais utilisés dans la région (Lhadiet al., 1996), en vue de fertiliser au maximum le sol, d’une part, et, d’autre part, à l’oxydation des nitrites par les bactéries de la nitrification suite à l’infiltration des eaux usées (Aghzaret al., 2001).

Toutes les eaux de puits montrent des teneurs faibles en orthophosphates. Ceci pourrait s’expliquer par le fait que les orthophosphates sont facilement fixés par le sol (Rodieret al., 1996).

Une situation du même type est constituée par l’huilerie de Settat dont l’effet apparaît réellement au niveau du puits 1 situé à proximité. En effet, le déversement des margines dans la nature réduit considérablement la teneur en oxygène dissous aux mois de novembre et décembre, à 8,5 et à 9 % respectivement. Les teneurs en DCO et en ions ammoniums sont aussi élevées, elles sont de 280 mg d’O2/L et 1,02 mg/L respectivement au mois de novembre et de 270 mg d’O2/L et 0,97 mg/L respectivement au mois de décembre.

Sur le plan hydrochimique, les eaux des puits considérées présentent de fortes concentrations des éléments majeurs (Na+, Cl-, K+, Ca2+, etc.) que nous avons dosés. Nous ne retiendrons ici que les faits importants qui caractérisent les eaux souterraines de la région étudiée. Les eaux sont fortement minéralisées, très dures (de 80 à 213 mg/L en calcium, de 54 à 191 mg/L en magnésium) et très chlorurées (de 535 à 1 239 mg/L en chlorures). En comparant ces résultats avec les normes préconisées par la France, seules les eaux des puits témoins 9 et 25 montrent des valeurs acceptables.

La présence du calcium et du magnésium reflète la réaction de dissolution des roches et des dépôts calcaires essentiellement, et d’autres minéraux comme la dolomite (Custodio, 1983; Plummeret al., 1990).

Les valeurs moyennes en chlorures évoluent de la même manière que la conductivité pour l’ensemble des points de mesure. Les chlorures pourraient provenir des rejets industriels, de la percolation à travers les terrains salés (Kholteiet al., 2003) et de l’infiltration des eaux d’irrigation (Kholtei, 2002; Lhadiet al. , 1996).

4. Typologie spatio-temporelle et rythme saisonnier du milieu

L’analyse hydrochimique a montré la mauvaise qualité des eaux et l’existence d’une pollution anthropique se traduisant par des valeurs importantes en chlorures, en sels azotés et en matières organiques (DCO).

Pour déterminer l’origine des concentrations observées et pour mieux évaluer l’effet des eaux usées sur la qualité des eaux de puits, nous avons utilisé une méthode statistique dite Analyse en Composante Principale Normée (A.C.P.N) qui permet de transformer les variables quantitatives initiales, toutes plus ou moins corrélées entre elles, en nouvelles variables quantitatives, non corrélées, appelées composantes principales (Davis, 1984). C’est une méthodologie largement utilisée pour interpréter les données hydrochimiques (Domenico et Schwartz 1990; El Amrani-Paazaet al., 1994), sept variables du milieu ont été mesurées (Tableau 2).

Tableau 2

Codes utilisés pour le traitement de l’A.C.P.N.

Codes used for the treatment of the Normalized Principal Components Analysis.

Codes utilisés pour le traitement de l’A.C.P.N.

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4.1 Analyse en composante principale de toutes les eaux

Dans un premier temps nous avons réalisé une analyse en composantes principales touchant à toutes les stations (eaux usées et eaux de puits) et aux différents mois considérés (Figure 3).

Figure 3

Représentation graphique dans le plan 1 x 2 de la première analyse en composantes principales normées (eaux usées et eaux de puits de la zone d’étude). A- Carte factorielle des stations. B- Pourcentage d’inertie des composantes principales. C- Carte factorielle des variables.

Graphical representation in the F1xF2 plane of the first analysis in normalized principal components (waste water and well water of the study zone). A- Factorial map of the stations. B- Inertia percentages of the principal components. C- Factorial map of the variables.

A

B

C

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Le cercle de corrélation formé par les axes F1 et F2 donnant 76 % de l’information totale montre, selon l’axe F1, une opposition entre les eaux fortement minéralisées particulièrement riches en chlorures et les eaux faiblement minéralisées (Figure 3c). Selon l’axe F2, on note une opposition entre les eaux polluées par les nitrates et les eaux polluées par la matière organique. Il définit ainsi un gradient de pollution croissant de droite à gauche, qui se traduit par une diminution de l’oxygène et une augmentation de la DCO, des ions ammoniums et des nitrites (Figure 3c).

Le graphe des individus montre que les stations se succèdent, selon une structure en V, en trois groupements (I, II et III).

  • Le groupement I marque manifestement la zone de pollution intense. Il reproduit les stations d’eaux usées et les stations d’eaux de puits situées à proximité des eaux usées (21, 22, 46 et 28) dénotant ainsi une contamination de ces eaux de puits par les eaux usées.

    Pour les eaux de puits, on assiste à une contamination importante surtout pendant la période hivernale (21, 22, 46 et 28 aux mois de mars, novembre et avril) (Figure 3). Cette observation est confirmée par les relevés de précipitations enregistrées pendant cette période (Figure 4). En effet, les polluants déposés en période de sécheresse sur le sol et au niveau de la zone non saturée sont entraînés par les pluies; les terrains de nature marno-calcaire perméable et la pente forte favorisent ainsi leur infiltration vers la nappe (El Bouqdaoui, 1995; Kholteiet al., 2003).

    Au niveau de la zone réceptrice des eaux usées, il y a une baisse sensible de la pollution vers l’aval. Les stations C, C’, D et E se succèdent dans la direction du gradient de pollution décroissant, de gauche à droite, qui se traduit par une augmentation de l’oxygène et une diminution de la DCO, d’ions ammoniums et des nitrites. La réduction des teneurs de ces éléments serait tributaire de plusieurs facteurs : 1) la diminution de la charge des eaux en matière en suspension résultant du phénomène d’auto-épuration, 2) la réduction de la contamination par le sol (absorption, bioaccumulation et/ou biodégradation des matières organiques, et 3) la fréquence de la pluie. Cette dernière intervient de façon prépondérante dans cette étude. En effet, pendant la période sèche, les stations se trouvent plus chargées en polluants organiques (BP, CP, BS, CS, BQ, DQ, etc.) (Figure 3). L’importance du charriage des polluants par ruissellement varie selon les différentes situations : nature du sol, intensité des précipitations, période de mesure, pente du terrain, etc. (Kholtei et al., 2003).

  • Le groupement II fait apparaître les puits riches en chlorures et en nitrates.

  • Le groupement III peut être considéré comme le pôle de qualité physico-chimique moyenne. Il comprend la plupart des données de la station témoin A et certaines des stations situées à l’aval, soit celles des compagnes de décembre 2003, janvier et avril 2004, ainsi que certaines données des stations d’eaux de puits.

Figure 4

Évolution mensuelle de la pluviométrie pendant la période d’étude.

Monthly evolution of rainfall during the study period.

Évolution mensuelle de la pluviométrie pendant la période d’étude.

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4.2 Analyse en composante principale des eaux de puits seulement

Les résultats de la première analyse ne mettent pas en évidence la variabilité inter-station des eaux de puits étudiées. Ainsi, nous avons été amenés à faire une nouvelle analyse en nous basant seulement sur les données relevées dans les eaux de puits.

Le traitement a été poussé jusqu’à trois axes factoriels qui expriment respectivement 44,82, 23,68 et 11,64 % de la variance totale du nuage de points, soit une inertie cumulée des trois axes (F1, F2 et F3) de 79 et 54 % (Figure 5).

Figure 5

Représentation graphique dans les plans F1 x F2 et F1 x F3 de la deuxième analyse en composantes principales normées (eaux de puits de la zone d’étude). A et D- Cartes factorielles des stations. B et E- Pourcentages d’inertie des composantes principales. C et F- Cartes factorielles des variables.

Graphical representation in the F1xF2 and F1xF3 planes of the second analysis in normalized principal components (well water of the study zone). A and D- Factorial maps of the stations. B and E- Inertia percentages of the principal components. C and F- Factorial maps of the variables.

A

B

C

D

E

F

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Dans les plans factoriels F1 x F2, on retrouve à peu près la même configuration que celle de la première analyse. Cette dernière permet de subdiviser le site en trois groupes de puits, qui diffèrent par leur qualité physico-chimiques (Figure 5A) :

  • Groupe I (puits dont l’eau est de bonne qualité) : Il s’agit des puits 9, 25, 7, 39, 36, 47, 16, 18, 13 et 34 situés dans la zone non irriguée.

  • Groupe II : Il s’agit des puits 42, 44, 45, 30, 47O, 30O, 30R, etc. : Ce sont des puits situés dans une zone irriguée avec les eaux souterraines dont l’eau est bien oxygénée (> 60 %), très minéralisée (> 4 000 µS/cm), riche en chlorure (> 1 200 mg/L) et elle présente une teneur en NO3‑ (> 90 mg/L) (Figure 2).

    Par ailleurs, le diagramme NO3‑-Cl (Figure 6) montre que l’augmentation des nitrates s’accompagne d’une augmentation des chlorures, particulièrement pour les échantillons du groupe II, indiquant un enrichissement par suite du retour des eaux d’irrigation (Figure 6). Ce dernier couplé avec l’évapotranspiration facilitent les processus de dissolution des minéraux et mettent en solution des fertilisants et des résidus de l’agriculture, conduisant ainsi à une diminution du calcium, des bicarbonates et des sulfates en faveur du sodium, du potassium, des chlorures et des nitrates (Cardonaet al., 2004; Trabelsiet al., 2005).

  • Groupe III (puits dont l’eau est de mauvaise qualité) : il s’agit des puits 1, 10, 11, 21, 22, 46, 4 et 28 situés au voisinage des rejets des eaux usées et/ou dans une zone irriguée avec les eaux usées. Ces eaux sont peu oxygénées (< 36 %) et riches en matières organiques (Figure 2).

Figure 6

Variation des concentrations des chlorures en fonction des nitrates.

Chloride concentrations as a function of nitrate concentrations.

Variation des concentrations des chlorures en fonction des nitrates.

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L’axe F3 est déterminé par les ions ammoniums et semble caractériser le puits 1. Les apports des margines, déversés dans la nature sans traitement préalable, entraînent une dégradation de la qualité des eaux de ce puits qui devient mauvaise en mars et avril (1L, 1M), voire très mauvaise en novembre, décembre et janvier (1H, 1I, 1J) (Figure 5E). L’huilerie, activité saisonnière, représente un foyer de pollution menaçant car ses effluents sont très riches en éléments azotés et en matières organiques (Mebirouket al., 2002).

Deux origines de pollution des eaux sont mises en évidence : 1) une pollution engendrée par l’utilisation des engrais et le retour des eaux d’irrigation à la nappe, et 2) une pollution due à l’apport direct des eaux usées.

5. Conclusion

Les données recueillies au cours de notre étude ont permis de dresser un portrait de la qualité physico-chimique des eaux de l’oued Boummoussa et des eaux souterraines de la région. Les eaux de l’oued ainsi que les eaux de certains puits échantillonnés sont polluées. Cependant, l’étude que nous venons de mener, confirmée par d’autres études aussi récentes, montrent des signes évidents de pollution.

L’Analyse en Composantes Principales Normées des données chimiques nous a permis de faire ressortir la corrélation existante entre eaux usées et eaux de puits, de distinguer deux pollutions d’origine différente et de différencier une zonalité de la qualité de l’eau dans la région étudiée. La qualité physico-chimique de ces eaux de puits varie d’un groupe à l’autre en fonction de la nature des eaux d’irrigation. La dispersion des valeurs témoigne d’un mécanisme ponctuel de la pollution. Ces fluctuations pourraient entre autres être liées aux différents facteurs locaux tels que l’infiltration continue des eaux usées véhiculées par l’oued Boummoussa, l’utilisation des eaux usées à des fins d’irrigation, l’utilisation des engrais et le retour des eaux d’irrigation à la nappe. Très certainement aussi au contextes géologique et hydrogéologique de la nappe et à la perméabilité de l’aquifère exploité. La profondeur de la nappe est aussi un facteur déterminant dans la contamination des eaux, plus la nappe est profonde, plus elle est protégée contre une pollution diffuse par les nitrates.

Le problème est encore plus sérieux dans le contexte hydro-climatique de la région en raison d’un déficit hydrique prononcé pendant la saison estivale. La pluviométrie, lorsqu’elle est régulière, constitue un apport positif pour la nappe et tend à atténuer la pollution.

Tous ces résultats montrent l’acuité du problème et la nécessité d’en limiter les effets. Il devient également urgent de rationaliser l’irrigation pour lutter efficacement contre cette pollution.