Impact des rejets urbains et industriels sur la qualité des eaux de la plaine de la Meboudja (Algérie)

RÉSUMÉ

Un site aquifère contaminé, situé en bordure de l’oued Meboudja (Annaba, Algérie), a été caractérisé en mettant en place une surveillance de la qualité des eaux de surface et souterraines affectées par les nombreux rejets industriels et urbains sur une période de 11 ans (1999−2009). Les déchets industriels sont déposés directement sur le sol et les effluents sont déversés dans l’oued Meboudja sans aucun traitement préalable. Les eaux souterraines présentent une conductivité électrique élevée (de 1000 à 6000 μS/cm), de fortes teneurs en chlorure et en sodium avec respectivement un maximum de 1400 et 730 mg/L. Partant des résultats de l’analyse en composantes principales effectuée sur 33 puits en juillet 2009, les trois principaux processus responsables de l’évolution chimique observée au niveau de l’aquifère ont été identifiés: (a) l’apport salifère du lac Fetzara et le lessivage des formations métamorphiques carbonatées (responsables de l’augmentation de la minéralisation) ; (b) l’alimentation de la nappe par les eaux de l’oued Meboudja, recevant de nombreux polluants industriels (responsable des fortes teneurs en fer et en manganèse) ; et (c) l’utilisation des produits chimiques dans l’agriculture (responsable de l’augmentation des teneurs en nitrates). Les fortes minéralisations sont enregistrées notamment dans les puits situés à proximité des rejets industriels. En outre, de fortes concentrations métalliques en fer et en manganèse sont observées dans les eaux de l’oued. L’évolution de ces deux éléments dans les eaux de la nappe au cours d’un cycle hydrologique montre que l’augmentation des teneurs est liée notamment à une réalimentation de la nappe par l’oued et à une mauvaise oxygénation de la nappe. L’existence de niveaux argileux peut en effet jouer le rôle d’écran en surface et favoriser les conditions réductrices dans la nappe. La Meboudja agit par conséquent comme une source diffuse de contaminants tout au long de son parcours. Les caractéristiques hydrodynamiques de l’aquifère ont été estimées à l’aide de l’interprétation des données des pompages d’essai effectués dans plus d’une dizaine de puits. Des modèles d’écoulement et de transport de polluants ont été élaborés en utilisant le code MODFLOW-MT3D. L’ampleur de la migration des contaminants a été évaluée pendant une période de 11 ans (1999−2009). L’interaction oued-nappe est considérée comme responsable de la migration des contaminants dans la plaine de la Meboudja.

EDITEUR Z. W. Kundzewicz

EDITEUR ASSOCIÉ C. Leduc

ABSTRACT

A contaminated aquiferous site, in the vicinity of the Meboudja River, was characterized by monitoring, for a period of 11 years (1999–2009), the quality of surface water and groundwater that are affected by industrial and urban waste. The industrial waste is directly laid on the ground and the effluents are discharged into the Oued Meboudja without any kind of treatment. The survey data show high values of electric conductivity (1000 to 6000 μS/cm) and high chloride and sodium concentrations with values of up to 1400 and 730 mg/L respectively in groundwater. From the results of the principal component analysis curried out in July 2009 using data from 33 wells, it appears that three main processes, clearly identified, are at work in the chemical evolution of the aquifer: (a) saliferous deposits from the Fetzara lake and leaching of carbonated metamorphic formations (leading to the increase of mineralization); (b) the feeding of the aquiferous system by water from the Meboudja River receiving many industrial pollutants (leading to high iron and manganese content); and (c) the use of chemical products in agriculture (giving high nitrate concentration). The high values of mineralization are mainly recorded in wells near the industrial rejections. In addition, high iron and manganese concentrations are observed in the river stream. The evolution of both elements in the water of the aquifer during a hydrogeological cycle shows that the increase of the concentration is especially related to the re-feeding and to a poor oxygenation of the latter. The occurrence of shale horizons acts as a screen on the surface and promotes the reducing conditions in the aquifer. The Meboudja River acts thus as a diffuse source of contaminants all along its path. Hydrodynamic characteristics of the aquifer are estimated using the interpretation of pumping test data carried out in more than 10 wells. Flow and pollutant transport modelling were carried out using MODFLOW-MT3D. The extent of the migration of contaminants was estimated for a period of 11 years (1999–2009). The river−aquifer interaction is considered to be responsible for this phenomenon in the Meboudja plain.

MOTSCLEFS:

• industrie sidérurgique
• migration de contaminant
• pollution industrielle
• modélisation de transport de masse
• interaction oued-nappe
• concentration TDS

KEYWORDS:

• steel industry
• contaminant migration
• industrial pollution
• mass transport modelling
• stream-aquifer interaction
• TDS concentration

1 Introduction

L’urbanisation, l’essor de l’industrie et de l’agriculture intensive ont accru, de manière chronique ou accidentelle, la pollution des cours d’eau. Dans plusieurs pays du Sud et de l’Est du bassin méditerranéen, de nombreux cours d’eau sont sujets à une pollution chronique du fait des rejets domestiques et industriels (e.g. Benoît et Comeau 2005, Bekkoussa et al. 2013, Abidi et al. 2014). Cette pollution chimique provient entre autres des engrais de synthèse et des pesticides utilisés par l’agriculture et des rejets toxiques de l’activité industrielle et minière. Le ruissellement des pluies et les infiltrations dans le sol entraînent la pollution vers les cours d’eau et l’océan. De plus en plus, les nappes phréatiques, théoriquement moins vulnérables que les eaux de surface, sont également contaminées, souvent pour une longue durée du fait de leur lent renouvellement. Face au problème de la pollution, agriculteurs, entreprises et collectivités doivent se mobiliser pour trouver des solutions, à la fois correctives et préventives.

Plusieurs études dans le monde ont analysé les effets des rejets industriels et urbains sur l’évolution de la qualité des eaux de surface; on peut citer entre autres le cas de l’Inde (Gurunadha Rao et al. 2001), de la France (Meybeck 1998), du Maroc (Azzaoui et al. 2002) et de l’Algérie (Benhamiche et al. 2014). L’étude du transit de ces polluants vers les eaux souterraines nécessite une bonne définition des relations nappe-rivière (Panagoulia et Dimou 1996, Belhassan et al. 2010).

Dans la région située autour de l’oued Meboudja, la contamination du milieu par l’utilisation intensive des engrais chimiques dans l’agriculture et par les rejets industriels et urbains (Khérici 1993, Debièche 2002) a été si intense que dans certains secteurs, notamment au niveau de la confluence des deux oueds Meboudja et Seybouse, l’environnement est devenu dangereux pour la santé humaine et pour la faune et la flore. Les rejets d’eaux usées de l’usine sidérurgique dans l’oued sont caractérisés par une grande diversité de leur composition chimique. Par ailleurs, au niveau de l’usine, les sous-produits (scories, calamines, briques réfractaires usées, poussières d’aciérie, …) générés par la production sidérurgique sont souvent stockés à même le sol.

Autrefois, la région avait une vocation agricole et aucune des unités industrielles n’a pris de disposition sûre pour réduire les effluents industriels notamment au niveau du complexe sidérurgique. Le sol était considéré comme un milieu apte à absorber toutes sortes de produits (métaux lourds, déchets) sans qu’il y ait aucune altération de son fonctionnement normal. Aujourd’hui, les teneurs en éléments toxiques dans le milieu (sol, eau et air) dépassent largement les limites autorisées (Djabri et al. 2003, Debièche et al. 2003, Hani et al. 2006, 2007, Djorfi et al. 2008, Rouabhia et al. 2010). La production agricole a diminué considérablement et la vie aquatique dans l’oued Seybouse, devenu fortement pollué, a disparu.

L’objectif de cette étude est de déterminer l’impact des effluents solides et liquides du complexe sidérurgique «Arcelor-Mittal» sur la qualité des eaux souterraines. Pour ce faire, les résultats des analyses physico-chimiques, effectuées sur les échantillons d’eaux de surface et souterraines durant la période 1999–2009, ont été utilisés.

Les informations acquises sur la contamination des eaux superficielles et souterraines ont été utilisées pour (a) caractériser le contenu physico-chimique des eaux superficielles et souterraines ; (b) appréhender la relation oued−nappe à partir de l’analyse du comportement du fer et du manganese ; et (c) élaborer un modèle de transfert de polluants dans l’aquifère superficiel de la plaine de la Meboudja.

2 Matériels et méthodes

2.1 Site étudié

Le secteur étudié est situé dans la basse plaine de la Seybouse (NE Algérie), dans le sous bassin de l’oued Meboudja (Fig. 1). Le site étudié appartient au système aquifère de la région d’Annaba, bordé à l’Ouest par les micaschistes et gneiss du massif de l’Edough, et par les alluvions de haut niveau du lac Fetzara plus au Sud. Il est limité au Sud par le prolongement oriental de la chaîne numidienne des monts de la Cheffia, au Nord par la Méditerranée et à l’Est par l’oued Seybouse. Le site étudié se trouve dans un bassin d’effondrement comblé par des sédiments mio-plio-quaternaires (Djabri et al. 2003). Vila (1980) signale la présence des évaporites du Miopliocène dans le secteur de Dréan. La nappe superficielle du sous bassin de l’oued Meboudja est contenue dans des formations sablo-argileuses incluant des lentilles de sables. Ces lentilles sont plus fréquentes à proximité de l’oued Seybouse et à la périphérie des affleurements des grès numidiens. Des argiles grises compactes en constituent le substratum. La nappe superficielle est globalement libre, sauf en quelques points où elle est captive sous des niveaux d’argiles.

Figure 1. Localisation de la région d’étude: 1: Quaternaire récent (Alluvions récentes), 2: Quaternaire ancien (Hautes terrasses), 3: Argiles et grès du Numidien, 4: Formation métamorphique, 5: Evaporites du Miopliocène 6: Terrils, 7: Prélèvements eau de surface, 8: Prélèvements eau souterraine, 9: Points et numéros utilisés pour calage des modèles et suivi du fer et manganèse.

L’oued Meboudja est caractérisé par un écoulement permanent en hiver. Son alimentation est assurée par les eaux de pluie et par le drainage du lac Fetzara. Son débit peut atteindre alors 16 m³/s. En été, les apports sont constitués principalement par les sorties du lac (le débit oscille alors entre 1 et 5 m³/s). L’oued reçoit également sur son parcours les rejets urbains (villages de Hadjar Ediss, Sidi Amar, El-Hadjar) et industriels (usine sidérurgique Arcelor-Mittal, zone industrielle de Chaiba et de Pont Bouchet).

Un aquifère régional est constitué par des formations alluvionnaires constituées de 70% de sables et 30% d’argiles. La perméabilité varie entre 10^–4 et 10^–6 m/s.

Le climat de la région est méditerranéen avec une saison pluvieuse allant de septembre ou octobre à mai, et une saison pratiquement sèche en juin, juillet et août. Les précipitations moyennes annuelles sont de 650 mm, la température moyenne est de 18°C et l’humidité relative de l’air de l’ordre de 75%. La direction dominante des vents est Nord−Sud. L’infiltration efficace, estimée par la méthode du bilan de Thornthwaite, est d’environ 15% des précipitations, soit près de 100 mm par an (Debièche 2002, Hani et al. 2003, Lamouroux et Hani 2006).

2.2 Méthodologie

Un réseau de surveillance de la qualité des eaux des rejets, de l’oued et de la nappe a été mis en place en 1999 par Debièche (2002). Cette surveillance s’est poursuivie ensuite jusqu’en 2009. Le réseau comprend quatre stations au niveau de l’oued Meboudja, choisies en fonction de la position des zones industrielles. Les mesures et les prélèvements effectués sur les eaux souterraines ont concerné 33 puits (Fig. 1), utilisés généralement pour l’alimentation du bétail et pour l’irrigation.

Les prélèvements d’eau ont été effectués d’une manière irrégulière à des pas qui peuvent être mensuels, bimestriels ou parfois même trimestriels. D’une manière générale, trois échantillons d’eau filtrée à 0,45 µm à l’aide des filtres seringues stériles (SFCA) sont placés dans trois flacons en polyéthylène de 150 mL, préalablement conditionnés par l’eau filtrée de l’échantillon. Le premier est destiné à l’analyse des cations (acidifié à un pH < 2 avec de l’acide nitrique ultra-pur), le deuxième est prévu pour les analyses des anions, le dernier échantillon est réservé à l’analyse de l’azote dans différentes formes ioniques, phosphore et les bicarbonates.

Les échantillons sont conservés immédiatement dans une glacière portative pour garder une température inférieure à 4°C jusqu’à l’arrivée au laboratoire; le troisième échantillon est mis dans le réfrigérateur et les autres échantillons sont gardés à l’abri de la lumière, jusqu’au moment de l’analyse.

L’ensemble des variables physiques (température, T, conductivité électrique, CE, Eh, pH et oxygène dissous, O₂) a été mesuré in situ en utilisant un multiparamètre WTW (multiline P4).

L’analyse des éléments chimiques s’est effectuée selon deux méthodes: l’absorption atomique à flamme (Perkin-Elmer 1100) pour le dosage des cations majeurs et le spectrophotomètre Photolab Spektral de marque WTW pour l’analyse des anions et des éléments traces. Les analyses ont été effectuées au laboratoire UMR 6249 de l’université Franche Compte de Besançon pour le suivi effectué en 1999 et au laboratoire de Polytech’Lille pour ceux de 2007 et 2009.

Les analyses retenues dans cette recherche sont celles qui présentent un déséquilibre ionique inférieur à 5% pour les eaux de surface et jusqu’à 10% pour les eaux souterraines, compte tenu de leur forte salinité.

Par ailleurs, le dépouillement et l’analyse des données géologiques (coupes de forage) et hydrodynamiques (pompages d’essai et piézométrie) ont permis d’élaborer le schéma conceptuel afin d’aborder la modélisation hydrodynamique et le transport de masse dans le secteur étudié.

3 Resultats et discussion

3.1 Les apports anthropiques

Compte tenu du contexte géologique et de la forte activité urbaine, industrielle et agricole qui se développe dans le secteur d’étude, la minéralisation de l’eau peut avoir plusieurs origines: l’une naturelle, due essentiellement au contact avec les évaporites et à la proximité de la mer et l’autre anthropique liée aux rejets d’eaux usées, au stockage des produits industriels et à l’utilisation des produits chimiques dans l’agriculture. L’ensemble de ces apports induisent une pollution chimique qui provoque l’augmentation de la concentration des éléments chimiques dans les eaux superficielles et souterraines induisant une dégradation de leur qualité.

Les rejets d’eaux usées des agglomérations limitrophes sont caractérisés par de fortes teneurs en ammonium et en phosphate (Debièche et al. 2003). L’analyse chimique des eaux usées de l’agglomération de Sidi Amar, dont les effluents sont rejetés directement dans l’oued Meboudja, a donné les résultats du Tableau 1.

Tableau 1. Analyse physico-chimique de l’eau du rejet urbain de Sidi Amar (novembre 1999, 2007, 2009).

	T (°C)	pH	CE (µS/cm)	Eh (mV)	O2 (mg/L)	NH4^+ (mg/L)	NO2^−(mg/L)	NO3^− (mg/L)	PO4^3- (mg/L)
1999	17,3	8	1440	410	1	70	0,1	10	32
2007	19,2	8,68	1595	119	1,49	55	0,45	17	41
2009	17,2	8,52	1949	123	1,99	68	0,61	18,6	42

Cette analyse montre une eau alcaline, pauvre en oxygène (1 à 2 mg/L) et riche en ammonium (55 à 70 mg/L) lié principalement aux déchets humains (urines), et en phosphate (32 à 42 mg/L) due vraisemblablement à l’utilisation des détergents. Ces rejets effectués dans l’oued Meboudja donnent un caractère réduit à l’eau et favorisent par conséquent l’apparition des éléments polluants. En effet un milieu réduit est pauvre en oxygène, Eh < 0 mV ou O₂ < 2 mg/L), et provoque:

• la mise en solution des métaux qui étaient retenus par des carbonates ou des matières organiques ; et

• la transformation de formes chimiques oxydées en sulfures avec apparition de H₂S très malodorant et très dangereux (Pang et al. 2002).

Les rejets de l’usine sidérurgique (Tableau 2) montrent de nombreux polluants chimiques riches en Fer (T), (Mn²⁺) et NH⁴⁺. La présence du fer et du manganèse est due essentiellement aux alliages utilisés dans l’industrie (aciérie). Les teneurs en NH₄⁺ et en NO₃⁻, forme la plus oxydée de l’azote, sont liées vraisemblablement à l’intense activité agricole dans la plaine de la Meboudja. La conductivité électrique passe de 2579 µS/cm en 2007 à 3723 µS/cm en 2009. Les deux rejets (industriels et urbains) représentent un danger majeur pour la qualité des eaux, compte tenu des fortes concentrations en polluants chimiques ainsi que du débit élevé des rejets.

Tableau 2. Composition physico-chimique des rejets industriels dans l’oued Meboudja (Avril 2007 et Juin 2009).

	Débit (L/s)	T (°C)	pH	CE (µS/cm)	Eh (mV)	O2 (mg/L)	NH4^+ (mg/L)	NO2^− (mg/L)	NO3^− (mg/L)	PO4^3- (mg/L)	Fe (T) (mg/L)	Mn^2+ (mg/L)
2007	15	22	8,8	2579	397	1,39	79	1,60	105	0,42	4,1	1,1
2009	5	26	8,9	3723	225	1,59	95	0,12	54	0,35	4,55	2,8

3.2 Etat de la qualité des eaux superficielles et souterraines

La composition chimique des eaux de l’oued Meboudja, observée de 1999 à 2009 au point O4, situé à l’aval de l’oued Meboudja (Tableau 3), montre la dominance de cinq ions majeurs: Ca²⁺, HCO₃⁻, Na⁺, Cl⁻, et SO₄^2-. L’origine de ces ions vraisemblablement liée au lessivage des formations métamorphiques (cipolins) et aux apports salifères du lac Fetzara (Kherici 1993, Debièche 2002).

Tableau 3. Composition physico-chimique des eaux de l’oued Meboudja au niveau du site O4, d’août 1999 à décembre 2009.

Année	Mois	pH	Eh (mV)	O2(mg/L)	Ca^2+ (mg/L)	Mg^2+ (mg/L)	Na^+ (mg/L)	K^+ (mg/L)	Cl^− (mg/L)	SO4^− (mg/L)	NO3^− (mg/L)	HCO3^− (mg/L)	TDS (mg/L)	Fer (T) (mg/L)	Mn^2+ (mg/L)
1999	Août	7,2	401	0,2	81	93	296	11	330	119	0	288	5731	2,6	2,52
	Déc.	8,9	305	2	89	21	189	9,3	206	130	1,11	279	4198	1,06	0,16
2007	Août	7,3	411	0,6	69	29	389	7,6	512	62	18	352	2475	4,69	1,10
	Déc.	8,8	391	2,3	96	26	378	2	675	43	21	135	1229	2,77	0,30
2009	Août	7,2	400	0,8	78	96	301	10	298	114	0,46	495	2030	3,88	2,08
	Déc.	8,9	390	4,2	100	29	245	5,6	232	165	37,5	212	1645	5,68	2,80

Le fer total et le manganèse apparaissent au niveau de l’oued Meboudja avec des concentrations élevées, respectivement de 5,68 et 2,80 mg/L. Ceci est clairement lié aux rejets urbains et industriels qui sont déversés directement dans l’oued.

Quant aux eaux de la nappe de la plaine de Meboudja, l’analyse en composantes principales, comportant 19 variables observées en juillet 2009 sur 33 puits, permet d’identifier trois pôles physico-chimiques (Fig. 2(a) et (b)).

Figure 2. Résultats de l’analyse en composantes principales. (a) Cercle des variables, Plan 1–2; (b) plan des individus, Plan 1–2.

L’axe I, avec une variance de 38% de l’inertie totale, est caractéristique de la minéralisation (Ca, Mg, Na, Cl, SO₄, total des solides dissous (TDS) et la conductivité (Fig. 2(a)) Ce pôle, noté G1, est représenté principalement par les puits 7, 3, 25 et 8 (Fig. 2(b)). L’axe II, avec 19% de la variance, permet la distinction de deux familles. La première, G2, intègre les points 13,24 et14, tous à fortes teneurs en nitrates. La deuxième, G3, intègre les puits 22 et 30, caractérisés par des teneurs fortes en fer et en manganèse et relativement pauvres en oxygène.

Du point de vue géographique, le G1 correspond à des points situés dans le centre de la plaine. Le G2 englobe des points d’eau situés en bordure ouest de la plaine. Le groupe G3, porté par le fer total et le manganèse, est situé en bordure de l’oued Meboudja.

Les puits 8 et 22 du groupe G1, présentent des valeurs de TDS variant de 3820 à 6020 mg/L (Tableau 4). Cette forte minéralisation, constituée de calcium, magnésium, sulfate, sodium, chlorures et conductivité, serait liée à la dissolution des formations évaporitiques présentes dans la plaine (Fig. 1) (Kherici 1993, Debièche 2002). Les eaux du puits 28 appartenant au G2 sont nettement moins minéralisées avec des valeurs de TDS comprises entre 1355 et 2500 mg/L. Les teneurs en nitrates ont montré une forte variabilité (0 à 17 mg/L entre 2007 et 2009). Cette augmentation semble être liée à l’utilisation intensive des engrais chimiques (Debièche 2002). Le G3, représenté ici par le puits 22, montre une eau minéralisée avec des teneurs en fer et en manganèse relativement fortes.

Tableau 4. Composition physico-chimique des eaux au niveau de trois puits de la nappe d’août 1999 à décembre 2009.

Puits	Année	Mois	pH	Eh (mV)	O2 (mg/L)	Ca^2+ (mg/L)	Mg^2+ (mg/L)	Na^+ (mg/L)	K^+ (mg/L)	Cl^−(mg/L)	SO4^− (mg/L)	NO3^− (mg/L)	HCO3^− (mg/L)	TDS (mg/L)	Fer (T) (mg/L)	Mn^2+ (mg/L)
8	1999	Août	7,35	402	2,6	746	495	3670	3,0	6274	883	0	268	4475	0,2	0,07
		Déc.	7,58	411	2,7	770	460	3440	3,1	5566	859	379	239	3820	0,17	0,08
22		Août	7,21	377	2	356	79	461	4,0	723	318	88	483	2070	0,04	0
		Déc.	7,6	395	1,8	399	92	535	4,8	723	369	20	464	3590	0,13	0,02
28		Août	7,6	346	1,1	79	30	202	1,0	134	60	0	532	2245	0,03	0,06
		Déc.	7,39	383	1,5	105	33	257	1,3	138	67	7	590	1355	0,11	0,09
8	2007	Août	7,46	397	2,4	563	217	1274	3,0	3302	149	0,66	352	6020	0,93	0,5
		Déc.	7,57	466	2,2	770	31	845	2,0	753	81	0,5	322	4430	0,64	0,31
22		Août	7,88	388	1,7	91	66	137	1,0	306	48	0	382	2470	0,27	0,09
		Déc.	7,66	402	1,2	276	64	163	4,0	448	52	0,6	347	3670	0,25	0,11
28		Août	7,79	275	0,9	45	70	103	4,0	149	62	0,2	384	2500	0,42	0,14
		Déc.	7,68	398	0,1	69	29	453	3,0	511	60	0	351	2120	0,19	0,2
8	2009	Août	7,58	475	1,9	170	230	957	1,0	1562	99	0,19	1171	4860	1,27	0,98
		Déc.	7,49	364	1,1	128	46	155	1,0	395	50	0	235	3940	0,85	1,0
22		Août	7,53	398	0,9	31	83	189	2,0	392	34	39	385	2240	0,42	0,72
		Déc.	7,63	277	0,3	280	80	12	3,0	437	93	19	348	2450	0,07	0
28		Août	7,65	297	0,8	153	92	110	2,5	241	63	12	303	1358	0,23	0,20
		Déc.	7,89	199	0,4	160	25	114	5,0	306	33	17	268	2240	0,16	0,1

Par ailleurs, les travaux réalisés entre novembre 2008 et octobre 2009 sur 33 puits montrent une conductivité électrique des eaux souterraines comprise entre 1000 et 6000 µS/cm. Les valeurs les plus élevées correspondent aux eaux situées en bordure de l’oued, pour lesquelles les concentrations en chlorures oscillent entre 70 et 1400 mg/L et celles du sodium de 100 à près de 730 mg/L. Des teneurs élevées en fer (0,1–3,9 mg/L) et en manganèse (0,1–2,1 mg/L) ont été également obtenues notamment autour du complexe sidérurgique et en bordure de l’oued Meboudja.

Les valeurs de TDS (Fig. 3) oscillent entre 2380 et 4150 mg/L dans les eaux de l’oued Meboudja. Les plus fortes concentrations sont situées dans les secteurs du complexe sidérurgique et de Sidi-Amar. Les plus fortes teneurs en fer se localisent essentiellement à l’aval de la zone industrielle et de part et d’autre de l’oued Meboudja (Fig. 3).

Figure 3. Sels dissous totaux (TDS) et fer dans les eaux de surface et souterraines de la plaine de l’oued Meboudja (mg/L).

L’impact de la pollution par les rejets de toutes sortes sur les eaux souterraines est très marqué. En effet, les valeurs fortes enregistrées dans les eaux des puits proches de l’oued diminuent progressivement en s’éloignant des berges de la Meboudja.

3.3 Evolution du fer-manganèse

L’étude à l’échelle du sous bassin de la Meboudja permet de montrer l’importance des relations nappe−oued sur l’évolution spatio-temporelle des teneurs des éléments toxiques tels que le fer et le manganèse. La variation temporelle des teneurs en fer est sous-tendue par les phénomènes suivants:

• les relations nappe−oued (drainage ou alimentation) ;

• les variations saisonnières (pluies, oxygène dissous, etc.) ; et

• les infiltrations à travers le couvert pédologique qui peuvent entrainer du fer complexé et des substances réductrices.

Pour démontrer la relation oued-nappe, nous avons reporté sur la Fig. 4, les concentrations en fer et manganèse, les niveaux piézométriques ainsi que la distribution des pluies mensuelles enregistrées durant un cycle hydrologique complet (de novembre 2008 à octobre 2009).

Figure 4. Evolution dans le temps des teneurs en fer et manganèse de la nappe alluviale de la Meboudja de novembre 2008 à octobre 2009.

Globalement, l’augmentation des teneurs en fer à partir du mois de mai, voire juillet, en fonction de la piézométrie de chaque puits, est liée à une réalimentation de la nappe par l’oued et à un lessivage possible du sol. La répartition spatiale des teneurs en fer de juillet 2009 de la Fig. 3 indique une augmentation de ces dernières avec la distance aux berges de la Meboudja, donc vraisemblablement aux réalimentations par l’oued et à une mauvaise oxygénation des eaux de la nappe. Les variations des teneurs en manganèse suivent celles du fer (Fig. 4) avec un coefficient de corrélation de 0,609 pour un échantillon de 96 points.

3.4 Modélisation des écoulements souterrains et du transport de masse

Deux approches numériques distinctes ont été appliquées pour étudier le transfert de masse dans la nappe alluviale lié à l’activité industrielle dans la région:

• la simulation du comportement hydrodynamique à l’aide du code Modflow (McDonald et Harbaugh 1988) ; et

• la simulation du transport de polluants en utilisant les données de sortie issues du module d’écoulement MODFLOW (profil des isopièzes et calcul des vitesses) comme données d’entrée par le module de transport MT3D.

3.4.1 Schématisation des mécanismes d’écoulement et de transport

L’aquifère superficiel des sables argileux, reposant sur des argiles grises, a été découpé en 42 lignes et 41 colonnes de 200 m de coté couvrant un domaine de 8400 m × 8200 m. Les limites du modèle correspondent approximativement aux limites du sous bassin versant de l’oued Meboudja.

La première étape du modèle est la simulation des écoulements souterrains. La répartition des lignes de courant, et par conséquent le champ des vitesses, ne sont pas affectés par la migration du polluant car la densité et la viscosité des eaux souterraines polluées est presque identique à celles des eaux non contaminées dans le secteur. L’équation d’écoulement est donc résolue indépendamment de l’équation de transport de masse. De plus, les relevés piézométriques dans le secteur indiquent que les gradients hydrauliques ne changent pas de manière significative au cours du temps. On peut donc considérer que l’écoulement souterrain est en état d’équilibre.

Les cotes du toit et du mur ont été déterminées essentiellement à partir de l’analyse des données de forage et exprimées par rapport au nivellement général d’Algérie (NGA). L’épaisseur de cette nappe varie de 0 à 18 m. Les perméabilités oscillent entre 10^–6 et 10^–4 m/s, les valeurs les plus élevées étant localisées à l’aval de l’oued Meboudja ce qui, par conséquent, peut favoriser les interactions oued-nappe. La porosité efficace a été prise égale à 0,1. La recharge a été calculée à partir des précipitations mensuelles par la formule de Thornthwaite. Des débits de pompage ont été introduits au niveau de certaines mailles.

La simulation du comportement hydrodynamique de l’aquifère repose également sur une définition rigoureuse des conditions aux limites. Trois types de limites à flux ont été proposés:

• Limite à flux entrant: la nappe reçoit une faible alimentation à partir des cipolins situés à l’Ouest qui renferment une nappe de faible importance ; au Sud Ouest, les apports à la nappe en provenance du lac Fetzara sont relativement plus significatifs.

• Limite à flux nul: au Sud, l’examen des différentes cartes piézométriques montre des apports négligeables en raison de la prédominance de la matrice argileuse dans les alluvions de hautes terrasses.

• Limite à flux sortant: au Nord et à l’Est, les isopièzes montrent presque toujours la même allure avec un drainage du domaine étudié par les alluvions de la grande plaine d’Annaba.

Les débits entrants sont estimés grâce à la loi de Darcy: Q = SK.Δh/Δx avec S: la section de l’aquifère, K: la conductivité hydraulique, Δh: la perte de charge entre mailles voisines, et Δx: le pas de la maille. L’oued Meboudja est représenté par la condition de rivière de Modflow permettant ainsi au modèle de simuler les flux entre l’aquifère et les eaux de surface. Ceci nécessite la prise en compte de trois nouveaux paramètres plus ou moins délicats à quantifier. Il s’agit de la transmissivité du fond de l’oued C_oued (en m²/s), de la côte de l’oued H_oued (en m) et de l’altitude du fond de l’oued R_bot (en m). Si les deux derniers paramètres (R_bot et H_oued) peuvent être facilement approchés, il n’en est pas de même pour le premier C_oued. La conductance est donnée par la relation C_oued = K.L.W/M où K et M correspondent respectivement à la conductivité hydraulique et à l’épaisseur du matériau de colmatage de l’oued, L et W respectivement à la longueur et à la largeur du tronçon de l’oued à l’intérieur de la cellule. Pour chacune de ces mailles rivières, le modèle calcule une charge hydraulique h. L’oued Meboudja a été représenté par des mailles à potentiel imposé.

L’état piézométrique initial choisi est celui de juillet 1999 et l’état final celui de juillet 2009.

La seconde phase de cette recherche est l’élaboration du modèle de transport de polluant. Les valeurs de TDS ont été choisies pour la simulation de la pollution des ressources en eau à l’aide du modèle de transport pour les raisons suivante: (a) elles ont montré une évolution régulière des concentrations entre 2000 et près de 5000 mg/L le long du parcours de la Meboudja et (b) les valeurs de TDS dans les eaux souterraines sont uniformes et oscillent en général entre 1500 et près de 3000 mg/L. Les données introduites dans le modèle peuvent être résumées comme suit:

En l’absence d’essai de traçage, la dispersivité longitudinale est déterminée à l’aide de la relation empirique de Neuman (1990): α_longitudinal = 0.0175L^1.46, soit 150 m en prenant la longueur maximale du panache polluant égale à 500 m. Cette méthode présente l’avantage d’être basée sur l’analyse de nombreuses observations de terrain en contexte alluvial et pour des distances inférieures à 3500 m selon l’axe d’écoulement. Elle représente, en général, un bon point de départ pour un travail de modélisation.

Les dispersivités transversale et verticale, correspondent respectivement au dixième et au centième de la distance du panache de pollution (L), c’est-à-dire 5 et 0,5 m. Ces valeurs ont été assignées à l’ensemble des nœuds du modèle.

La diminution progressive des concentrations en TDS en s’éloignant de la Meboudja traduit une recharge relativement constante du polluant à partir de l’oued. Ainsi une concentration constante en TDS a été assignée aux différents nœuds de la Meboudja, avec une valeur de 5000 mg/L à la source (au niveau des rejets de l’usine Arcelor-Mittal) près de Sidi Amar et 2000 mg/L au niveau de sa confluence avec la Seybouse et à l’entrée de la plaine. Par ailleurs, une valeur initiale de TDS de 1500 mg/L a été attribuée à l’ensemble des mailles du modèle.

3.4.2 Modèle des écoulements souterrains

Le calage du modèle d’écoulement a été effectué par une succession d’essai-erreur jusqu’à l’obtention d’une superposition correcte des données mesurées et calculées.

Les résultats du calage illustrés par la superposition des cartes piézométriques observées et simulées (Fig. 5) peuvent être considérés comme satisfaisants. En particulier sur des zones caractéristiques comme la bordure de la rivière, on retrouve bien les principales relations nappe−oued (drainage ou alimentation). Il en est de même que ce soit sur la limite Ouest dans le secteur en bordure des formations métamorphiques, ou Sud à proximité des formations peu perméables des hautes terrasses et des argiles numidiennes ou à l’Est où la limite a été choisie arbitrairement.

Figure 5. Reconstitution de la piézométrie de la nappe en m pour juillet 2009 (traits pleins: piézométrie mesurée, traits discontinus: piézométrie simulées).

En revanche, au Nord de la plaine, les courbes piézométriques sont moins bien reconstituées. Ceci est dû aux variations fréquentes des prélèvements dans ce secteur. Les critères employés pour juger de la fiabilité des résultats sont l’erreur moyenne, l’erreur moyenne absolue et la racine carrée de l’erreur quadratique moyenne calculée sur 11 puits d’observation. Les valeurs obtenues sont respectivement de −0,14; 3,2 et 3,6 m (Fig. 6).

Figure 6. Comparaison entre cotes piézométriques mesurées et cotes simulées, juillet 2009.

Les essais du calage ont permis d’aboutir à un écart maximum de 0,5 m entre les cotes piézométriques mesurées et simulées. Les perméabilités calées vont de 3.10^–4 à 2.10^–6 m/s (Fig. 7). La forte perméabilité des berges, à l’aval de l’oued, peut s’expliquer par le lessivage des formations consécutif aux échanges permanents entre l’oued et la nappe. C’est cette bonne relation oued-nappe qui peut donc être à l’origine de la pollution des eaux.

Figure 7. Carte des perméabilités calculées de la nappe alluviale de la Meboudja.

Les perméabilités calculées et mesurées, là où des mesures sont disponibles, sont globalement du même ordre de grandeur. La quantification des volumes échangés entre les différents compartiments permet d’avoir une meilleure connaissance du système hydrogéologique global.

Le débit d’alimentation de la nappe à l’oued est 1,5 fois plus élevé que celui de l’oued à la nappe (Tableau 5). Cependant, le drainage de l’oued par la nappe est non négligeable et peut toucher l’ensemble du site étudié. Par conséquent les eaux de l’oued, véhiculant une quantité importante de polluants, peuvent s’infiltrer et souiller les eaux souterraines. Néanmoins, il serait intéressant de réaliser des jaugeages différentiels tout au long de l’oued afin de mieux appréhender les relations oued−nappe à une échelle beaucoup plus fine.

Tableau 5. Synthèse du calage hydrodynamique−bilan des flux−système aquifère.

	Entrées (m^3/s)	Entrées (%)	Sorties (m^3/s)	Sorties (%)	Entrée−sortie (m^3/s)
Puits	0		0,027	7,7	−0,027
Recharge	0,272	77,9	0		+0,272
Flux aux limites	0,024	6,9	0,246	70,7	−0,222
Potentiel	0,053	15,2	0,075	21,6	−0,022
Somme	0,349		0,348		+0,001

Il faut souligner également que le flux sortant au travers de la limite Ouest est presque égal au débit de recharge par les précipitations de la nappe alluvionnaire.

3.4.3 Modèle de transport de masse

Pendant les 10 dernières années (de 1999 à 2009), le panache s’étend sur une largeur de près de 600 m de part et d’autre de la Meboudja (Fig. 8). Les écarts entre les concentrations calculées et mesurées sont en moyenne de 50 mg/L et oscillent entre 2 et 100 mg/L. Elles sont vraisemblablement dues aux hypothèses relatives (Fig. 9): (a) aux pompages considérés comme uniformes sur l’ensemble des puits, et (b) à la concentration affectée à l’ensemble des nœuds de la Meboudja considérée comme étant une source diffuse. En effet, les interactions entre l’oued Meboudja et la nappe ne sont pas continues, des observations de terrain montrent un colmatage des berges dans de nombreux secteurs.

Figure 8. Concentration en TDS simulée (en mg/L) pour juillet 2009.

Figure 9. Comparaison entre valeurs de TDS mesurées et simulées, juillet 2009.

L’analyse de sensibilité du modèle a été effectuée en faisant varier les trois paramètres suivants:

• le coefficient de perméabilité K ;

• le coefficient de dispersion transversale α_T ;

• la charge polluante à la source, représentée par les valeurs de TDS.

Pour les perméabilités, les valeurs ont été augmentées puis diminuées de 20% pour l’ensemble des nœuds du modèle. En général, les variations de perméabilité affectent la vitesse des eaux souterraines et conduisent à une redistribution de la concentration du soluté. Par conséquent, la concentration est réduite à proximité des sources puis augmentée et vice versa (colonnes 3 et 4, Tableau 6).

Tableau 6. Variation des valeurs de TDS lors de l’analyse de sensibilité.

Puits	K0C	K1C	K2C	α1C	α2C	C1'C	C2'C
1	3160	3120	3130	3175	3176	3162	3162
2	2770	2770	2770	2770	2770	2770	2770
3	3107	3125	3115	3110	3110	3116	3116
4	2600	2620	2610	2597	2597	2605	2605
5	3708	3702	3720	3700	3698	3702	3703
6	2860	2710	2800	2910	2908	2845	2846
7	4120	4070	4250	4550	4550	4460	4455
8	3011	2010	2030	3010	3012	2990	2992
9	4000	4040	4010	3080	3080	3090	3091
10	4080	4080	4080	4082	4082	4078	4082
11	3250	3250	3250	3252	3252	3250	3252

K₀: perméabilité du modèle (m/s); α_L: dispersivité longitudinale (= 150 m); C': concentration (= 5000 mg/L); K₀C: TDS pour K₀, α_L et C'; K₁C: TDS pour K₁ = 80% de K₀, α_L et C'; K₂C: TDS pour K₁ = 120% de K₀, α_L et C'; α₁C: TDS pour α_{L =} 120 m, K₀, C'; α₂C: TDS pour α_L = 180 m, K₀, C'; C₁'C: TDS pour C₁' = 4000 mg/L, K₀, α_L; et C₂'C: TDS pour C₁' = 6000 mg/L, K₀, α_L.

La dispersivité longitudinale a été portée de 120 à 180 m (150 ± 30 m). La dispersivité transversale a été prise comme étant égale à un dixième de la distance L. Les variations des valeurs de TDS, suite à la hausse de la dispersivité, peuvent être considérées comme insignifiantes (colonnes 5 et 6, Tableau 6). Cela traduit la prédominance du processus d’advection dans la migration des polluants dans la nappe.

Enfin, les colonnes 7 et 8 du Tableau 6, donnent les résultats de simulation de l’augmentation et de la réduction de 20% des valeurs de TDS au niveau des sources de pollution et leurs effets sur les mailles sélectionnées.

Les eaux souterraines sont fortement polluées et ne peuvent être utilisées pour l’irrigation. Cette pollution est due vraisemblablement à une réalimentation de la nappe alluvionnaire par les eaux de l’oued chargée en polluants industriels et urbains.

Le schéma synthétique de la Fig. 10, inspiré des travaux de Chauve et al. (1986), montre en effet qu’une forte épaisseur des niveaux argileux et des limons peut jouer le rôle d’écran en surface et favoriser les conditions réductrices dans la nappe. Ces dernières sont notablement renforcées lorsque des matières organiques s’associent aux argiles.

Figure 10. Schématisation de l’évolution des teneurs en fer dans la nappe alluviale.

Au cours de leur transit vers la nappe les eaux de l’oued riches en matières organiques provoquent au niveau des berges une prolifération bactérienne qui se manifeste par une diminution de l’oxygène dissous, du pH, du Eh et une mise en solution du fer et du manganèse avec dégagement de H₂S et NH₄.

4 Conclusion

La présente étude documente un cas de pollution des eaux superficielles et souterraines engendrée par le stockage des déchets industriels directement sur le sol et par les rejets non contrôlés d’effluents industriels dans le milieu récepteur.

La pollution des eaux souterraines s’étale latéralement sur une bande de 500–600 m de part et d’autre de l’oued Meboudja. Ce dernier reçoit en effet les effluents industriels dans le secteur de Sidi-Amar où il est en relation hydraulique avec les alluvions perméables. La propagation de la pollution est facilitée par les prélèvements effectués dans les puits pour l’irrigation et pour les nombreuses unités industrielles implantées dans le secteur de Sidi Amar-El Hadjar. La modélisation des écoulements souterrains et de transport de masse a permis de mieux comprendre les interactions oued-nappe et d’évaluer la migration de contaminant.

Les effluents non traités rejetés par les unités industrielles doivent être contrôlés pour maintenir les concentrations en dessous des norms de qualité des eaux notamment pour le TDS. La présente étude a permis de constituer un stock important d’informations pour l’évaluation de la contamination des eaux dans la région d’El-Hadjar. Pour réduire les interactions eaux superficielles−eaux souterraines, il est impératif de modérer, voire d’interdire, l’exploitation des eaux souterraines sur les bordures de la Meboudja.

Des campagnes de contrôle de la qualité des eaux doivent être effectuées d’une manière systématique pour prévoir toute augmentation excessive des teneurs en éléments toxiques.