Analyses physico-chimiques et microbiologiques d eaux naturelles de l Arve et de la Versoix

Analyses physico-chimiques et microbiologiques d eaux naturelles de l et de la Frédéric Moser, Carlos Enrique Portilla Castillo, Isabel Achahuanco Abstract Ce travail pratique a comme objectif la familiarisation avec les méthodes permettant l évaluation physico-chimique et microbiologique des eaux environnementales. Les eaux de la et de l, deux rivières du canton de Genève, seront analysées. Une comparaison avec les normes et directives en vigueur concernant les eaux de baignade sera effectuée. Table des matières 1 Introduction 1 2 ph, conductivité, alcalinité et dureté 2 2.1 Méthodes................... 2 2.1.1 ph................... 2 2.1.2 Conductivité............. 2 2.1.3 Alcalinité............... 2 2.1.4 Dureté................. 3 2.2 Résultats et discussion............ 3 3 Chromatographie ionique et spectrophotométrie 3 3.1 Méthodes................... 3 3.1.1 Chromatographie ionique...... 3 3.1.2 Spéctrophotométrie......... 3 3.2 Résultats................... 4 3.2.1 Chromatographie ionique...... 4 3.2.2 Spéctrophotométrie......... 4 3.3 Discussion................... 4 3.3.1 Nitrate, nitrite, sulfate et phosphate 4 3.3.2 Sodium, potassium, magnésium et calcium................ 4 3.3.3 Nitrate, nitrite, sulfate et phosphate 5 4 Métaux traces - modélisation 5 4.1 Méthode.................... 5 4.2 Milieu aquatique non pollué......... 6 4.2.1 Expérience 1............. 6 4.2.2 Expérience 2............. 6 4.2.3 Expérience 4............. 7 4.3 Milieu aquatique pollué........... 7 4.3.1 Expérience 3............. 7 5 COT et DB05 9 5.1 Méthode.................... 9 5.1.1 DBO5................. 9 5.1.2 COT.................. 9 5.2 Résultats................... 10 5.2.1 DBO5................. 10 1 5.2.2 COD.................. 10 5.2.3 Rapport DCO/DBO5........ 10 6 Métaux traces - ICPM-S 11 6.1 Méthode.................... 11 6.2 Résultats................... 11 6.3 Discussion................... 11 7 Microbiologie 12 7.1 Objectifs.................... 12 7.2 Méthode.................... 12 7.3 Résultats et discussion........... 13 8 Bibliographie 13 1. Introduction L objectif de ce travail pratique est d analyser et d évaluer la qualité de deux eaux environnementale, celle de l et celle de la, à partir d échantillons prélevés le 26 septembre 2011. La position des points de prélevement est précisé dans la figure 1, p.2. L eau de l prend sa source dans le massif du Mont- Blanc. Elle traverse diverses formations géologiques, puis passe par une longue cluse entre le Giffre et Bonneville pour aller s étirer ensuite vers une plaine qui la conduira à Genève en traversant une dernière petite gorge à la hauteur d Arthaz. L franchira encore 9 km sur territoire genevois, avant de se jeter dans le Rhône à la hauteur de la Jonction. L occupation des sols, l activité agricole et l activité industrielle influencent directement les paramètres de l eau de l. L eau de la est principalement issue des sources karstiques jurassiennes. Provenant de la fonte des neiges au printemps et du régime de pluie le reste de l année, l eau traverse les différentes strates calcaires par des chenaux souterrains qui constituent le réservoir karstique. Le

Fig. 1: Plan de situation des relevés sur l et la régime hydrologique de la est de type nivopluvial jurassien. 2. ph, conductivité, alcalinité et dureté 2.1. Méthodes 2.1.1. ph Nous nous sommes basés sur la méthode de titrage pour la détermination de nos paramètres physico-chimiques (ph, conductivité, dureté et alcalinité). La mesure du ph va commencer par l étalonnage d appareil (ph-mètre avec des solutions tampons ). La sonde de l appareil (électrode) est rincée avec de l eau milliq, ensuite la sonde est introduite dans l eau à analyser pour avoir la lecture après stabilisation du ph. 2.1.2. Conductivité La conductivité électrique est la capacité d une solution aqueuse à conduire le courant électrique par migration des ions sous l influence d un champ électrique. La conductivité électrique donne une indication sur la minéralisation globale de cette eau. Les molécules de sels se dissocient en paires d ions lorsqu elles entrent en solution dans l eau. 2 La mesure a été réalisée à l aide d une cellule de conductimètre. Comme pour la détermination de ph avant de mesurer on étalonne, la mesure s effectue sous agitation magnétique (cellule place au centre du bécher) les unités de la mesure est le micro siemens (µs/cm). 2.1.3. Alcalinité L alcalinité est une mesure de la capacité à absorber des protons. La définition plus rigoureuse de l alcalinité conduit à utiliser un état de référence qui inclut l eau : H 2 O. La capacité de neutralisation d un acide (réserve alcaline) s exprime alors par 2 [CO3 2 ]+[HCO 3 ]+[OH ] [H + ]. Pour arriver à l état de référence «H 2 O» il faut ôter les protons déjà présents. La méthode de titrage consiste en la diminution du ph avec une solution d acide au fur et à mesure du titrage, le ph diminue légèrement. Lorsque l échantillon contient des carbonates, un premier point d équivalence peut être observé aux environs de ph 8,3. Ce point correspond à la transformation des ions carbonates et bicarbonates. Cependant, l alcalinité est mesurée au deuxième point d équivalence, soit celui correspondant à la transformation du bicarbonate en acide carbonique. Ce point d équivalence se trouve aux environs de ph 4,3. Le vert de bromocrésol est l indicateur coloré bleu au vert pur indiquera la fin des

réactions de dosage. Il réagit en fonction du milieu (milieu alcalin H- pour compenser avec H+ à un milieu acide ). 2.1.4. Dureté La dureté est la grandeur reliée à la somme des ions Ca + et Magnésium Mg 2+ (ions alcalino-terreux). Ainsi un degré hydrotimétrique ( o TH)correspond à une concentration en ions Ca 2+ ou Mg 2+ égale à C = 10 1 mmol L 1. La méthode utilisée dans cette mesure est le dosage complexométrique par l E.D.T.A. (acide éthylène diamine tétraacétique) qui donne des complexes stables. Pour que ces réactions puissent être utilisées pour le dosage de ces ions (Ca 2+ et Mg 2+ ) on les dosera ensemble, une de nos solutions le noir d Eriochrome T (N.E.T.) servira d indicateur coloré du rose au bleu pur indiquera la fin des réactions de dosage. Il est prudent de rincer la verrerie avant toute utilisation. La burette est rincée à l aide de la solution d EDTA Le bécher est rincé à l eau distillée. Les pipettes sont toujours rincées avec les solutions qui l on va prélever. Faire un dosage rapide suivi d un dosage précis. Relever le volume équivalent (dosage précis). 2.2. Résultats et discussion Paramètres Temperature [ o C] 11.8 12.6 ph 7.83 8.17 Conductivité [µs cm 1 ] 307 358 Oxygène dissous [%] 98.15 98.80 Oxygène dissous [mg L 1 ] 10.5 10.15 Pression [hp a] 980 979 Tab. 1: Paramètres physico-chimiques de l échantillon de l et de la mesuré sur le terrain, le 26 septembre 2011 à 10h30. Paramètres Temperature [ o C] 14.9 19.2 ph 8.03 8.35 Conductivité [µs cm 1 ] 307 364 Vol. EDTA utilisé ) [ml] 9.3 11 Conc. Ca et Mg [mol L 1 ] 1.86e-3 2.2e-3 Dureté Totale [ o f] 18.6 22 Vol, HCl utilisé [ml] 8.45 17.35 Alcalinité/CaCO3 [mg/l] 169 347 Tab. 2: Paramètres physico-chimiques de l échantillon de l et de la, mesuré et calculé en laboratoire, le 28 septembre 2011. Les valeurs mesurées in situ (tab. 1), montrent peu de différence de température, ph et conductivité des eaux de l et la. Les régimes hydrologiques pourraient expliquer l ensemble des phénomènes d un cours d eau glaciaire, nivale 3 ou pluviale. Les sols carbonates, les borates, les silicates, les phosphates et certaines formes de matière organique contribuent légèrement à son alcalinité et conductivité électrique. Les analyses réalisées en laboratoire des eaux échantillonnées (tab.2) montrent des températures qui s écartent des valeurs prélevées in situ, malgré des conditions de transport contrôlées et une conservation théorique à 4 o C. De ce fait, certaines valeurs que nous avons trouvées devront être interprétées en conséquence. Notons, par exemple, les valeurs des ph qui ont augmenté légèrement dans les deux cas et se situent entre 8.03 et 8.35, soit une augmentation d environ 0.20, par rapport au relevé in situ. D après nos résultats, nous pouvons déduire que le parcours des deux rivières croise des formations géologiques sensiblement différentes. Par exemple, nous pouvons voir que la concentration en Ca et Mg de la est plus élevé de 0.34mol/L, avec une concentration en CaCO3 deux fois supérieure. Cela donne à cette eau un pouvoir tampon supérieur à celle de l, face aux pollutions acides. 3. Chromatographie ionique et spectrophotométrie 3.1. Méthodes 3.1.1. Chromatographie ionique Pour mesurer la concentration des ions de sodium, potassium, magnésium et calcium dans nos échantillons, nous avons fait des tests par chromatographie ionique à l aide d un appareil Dionex ICS-3000. Les échantillons ont été filtrés à 45µM pour éviter de colmater le système et de garder que les espèces dissoutes. L éluant utilisé est de l acide méthylsuflonique (MSA). La concentration des solutions mères servant à étalonner l appareil a été d 1g/L pour l ensemble des étalons. Un suppresseur chimique a été utilisé dans le processus pour éliminer les ions de l elluant, afin d optimiser le signal d analyse, par le biais d une membrane échangeuse d ions. 3.1.2. Spéctrophotométrie Pour mesurer la concentration de nos deux échantillons d eau en nitrate, sulfate, nitrite et phosphate, nous avons utilisé la méthode de spectrophotométrie d absorption avec un appareil Hach DR-3800. Ce spectrophotomètre permet de mesurer la densité optique, dans le domaine du visible, des espèces chimiques que nous souhaitons analyser, après complexation avec un réactif permettant de développer une couleur détectable par l appareil. Nous avons également effectué les mesures de concentration en nitrate d après une droite d étalonnage (Fig.2) en nous basant sur trois concentrations diluées à partir d une solution stock (Tab.3)

3.2. Résultats Absorbance 0.10 0.25 0.40 1 2 3 4 5 Concentrations (mg/l) y = 0.083x 0.019 Fig. 2: Droite de calibration du nitrate, selon les 3 concentrations étalons et correspondance absorbance/concentration pour les échantillons et. [mg/l] [mg/l] Nitrates (NO3 ) 3.900 3.800 Suflate (SO4 2 ) 53.000 0.000 Nitrite (NO2 ) 0.040 0.006 Phosphate(P O4 2 ) 0.410 0.270 Tab. 5: Concentration en anions des échantillons analysés par spectrophotométrie. de calculer les concentrations de nos échantillons. Avec une valeur d absorbance pour l de 0.318, cela donne : x = 0.318+0.019 0.083 = 4.06mg/L Et avec une valeur d absorbance pour la de 0.377, nous avons : x = 0.377+0.019 0.083 = 4.77mg/L Les autres valeurs, basées sur la calibration d origine de l appareil Hach DR-3800, sont résumées dans le tableau 5. 3.2.1. Chromatographie ionique La figure 3 représente graphiquement les valeurs obtenues, pour nos deux échantillons. Les ions apparaissent sous forme de pics de conductivité en fonction du temps de rétention. Les aires constituées sous les pics représentent la concentration totale des ions testés. Ces valeurs sont également visibles dans le tableau 4. [mg/l] [mg/l] Sodium 4.84 3.61 Potassium 1.11 0.55 Magnesium 4.32 3.91 Calcium 43.74 65.6 Tab. 4: Concentrations en ions des échantillons prélevés dans l et la, déterminées par chromatographie ionique. 3.2.2. Spéctrophotométrie La droite d étalonnage pour les mesures des concentrations en nitrate et représenté par la figure 2. La fonction trouvée d après la droite d étalonnage est donc de y = 0.083x 0.019, ce qui nous permet 3.3. Discussion 3.3.1. Nitrate, nitrite, sulfate et phosphate Au final, la lecture directe des valeurs de nitrate ne correspond aux valeurs trouvées par notre droite d étalonnage que dans le cas de l. En effet, la différence de concentration en nitrate pour l est de 0.16mg/L, mais celle pour la est de 1mg/L, ce qui implique une erreur dans l une de nos étapes. Cette erreur peut avoir plusieurs causes, par exemple un problème d échantillonnage, de rinçage des puits, de calcul ou plus simplement une erreur de relevé de résultats. Par conséquent, nous utiliserons les valeurs de lecture directe pour notre analyse. 3.3.2. Sodium, potassium, magnésium et calcium Comme nous pouvons le voir das la table 6, les méthodes de titrage et de spectrophotométrie nous donnent des valeurs comparables pour le Ca et le Mg. La méthode de titrage ne nous permettait pas de donner les proportions de ces deux éléments, mais les valeurs trouvées, malgré les erreurs de mesure, nous donne une très bonne approximation, sans recours à un appareillage sophistiqué. Nous pouvons encore voir que ces différents éléments reflètent les origines et le parcours géologique des rivières Nitrate [mg/l] C 0 1000 C 1 1 C 2 3 C 3 5 Tab. 3: Solutions de nitrate dilluées à partir de C 0 pour calculer la droite d étalonnage. 4

Conductivité [µs] 0 20 40 60 Na K Mg Ca 0 5 10 15 Temps [min] Fig. 3: Résultats de la chromatographie ionique, avec mise en évidence des pics de conductivités pour les ions testés. que nous étudions. La, qui provient d un relief calcaire, est nettement plus chargée en Ca que l, qui parcoure une plus grande distance et accumule une plus grande variété d éléments, comme le sodium, potassium et magnésium. 3.3.3. Nitrate, nitrite, sulfate et phosphate Pour le nitrate, dans une eau destinée à l approvisionnement en eau de boisson, l ordonnance fédérale sur les eaux (OEaux )et l OMS préconisent de ne pas dépasser une valeur de 25 mg/l. Nous voyons que nos deux cours d eau sont bien en dessous de cette valeur, ce qui n implique pas de mesure particulière pour améliorer la qualité des cours d eau analysés. Pour le sulfate, présent naturellement dans les sols et les roches, ce seuil est fixé à 40mg/L. La n en contenait pas, dans les limites des plages de détection de la spectrophotométrie. En revanche, l dépasse ce seuil. Nous pouvons en déduire que ce cours d eau et ses affluents peuvent être influencés par une géologie plus riche en roche sulfatée, comme le gypse ou l anhydrite, ou que nous avons du sulfate issu d une source anthropique. La détermination de l origine devrait être précisée pour que des mesures soit prises. La norme concernant les nitrites est fixée à 0.03 mg/l, et seule l dépasse légèrement cette valeur. Selon l OEaux (1998, p.40), cette limite est fixée pour qu une qualité d eau «n entravent pas la reproduction ni le développement des organismes sensibles tels que les salmonidés». La limite admise par l OEaux sur les phosphates n est pas directement indiquée. Nous pouvons en revanche faire un lien avec les activités anthropiques en amont des cours d eau et voir que l est influencée plus fortement que la par ces activités qui rejettent du phosphate. Il serait intéressant de pouvoir comparer nos valeurs avec celles présentes naturellement dans l environnement. En effet, le phosphate étant nécessaire à faible dose et néfaste (eutrophisation, turbidité, etc.) à plus forte concentration, nous pourrions déterminer plus facilement des mesures à prendre pour diminuer le phénomène, dont les sources sont connues. 4. Métaux traces - modélisation 4.1. Méthode L objectif de cette analyse est de comprendre sur quelles formes sont présents les métaux dans un milieu aquatique, comment la spéciation d une espèce chimique répond aux variations des différents paramètres physico-chimiques et [Mole] [Mole] Ca 1.80e-3 2.70e-3 M g 0.10e-3 0.09e-3 Ca + M g 1.90e-3 2.80e-3 Titration 1.83e-3 2.20e-3 Ecarts 0.07e-3 0.60e-3 Tab. 6: Comparaison entre la méthode de titrage et de la spectrophotométrie pour le Ca et Mg 5

quel est l impact des perturbations anthropogéniques sur ces systèmes aquatiques. Il s agit de recréer un milieu aquatique virtuel, en utilisant un logiciel spécialisé qui permet de visualiser la distribution des espèces métalliques se formant lors des réactions chimiques ayant lieu dans les milieux aquatiques. Cette analyse a été développée sur MINTEQA2, logiciel qui base ses analyses sur des conditions hypothétiques d équilibre des paramètres physico-chimiques, car il ne prend pas compte la dynamique des milieux naturels tels que la photosynthèse, ou l activité biologique de la faune présente. Les résultats obtenus sont une image instantanée d un moment spécifique, une photographie d un milieu aquatique instable et théorique. Les expériences sont basées sur deux scénarios différents. Dans un premier temps, la spéciation du cuivre II et l interaction du cuivre avec le plomb II et le zinc II sur un modèle d un milieu aquatique non pollué, sans présence de matière organique. En deuxième temps, la spéciation du cuivre II sur un modèle de milieu aquatique pollué la présence de la matière organique et les espèces zinc II et plomb II. Le milieu à analyser correspond à une eau naturelle à l équilibre avec l atmosphère et une roche calcaire. Métal Concentration (M) [NH 4 + ] 1.75e 3 [Cl ] 1.89e 3 [Mg 2+ ] 1e 4 [SO 2 4 ] 1e 4 [Ca 2+ ] 8.5e 5 [K + ] 4.1e 4 [P O 3 4 ] 2.5e 4 [Na + ] 1.5e 3 Tab. 7: Composition de l eau Paramètres ph 8.4 P O 2 0.21 atm P CO 2 3.5 x 10-4 atm Alcalinité 2.2 x 10-3 M Force Ionique 9.5 x 10-3 Tab. 8: Paramètres physico-chimiques d origine 4.2. Milieu aquatique non pollué Expérience proposée sur un scénario sans la présence de matière organique, les calculs seront donc faits sans prendre en compte la participation que celle-ci a sur le processus chimique de la spéciation du cuivre II. Autrement dit, le cuivre II sera isolé pour étudier sa spéciation 6 Pourcentage de l'espèce 0 20 40 60 80 Cu2+ CuOH+ Cu(OH)2 (aq) Cu2(OH)2+2 CuNH3+2 CuCO3 (aq) Fig. 4: Spéciation du cuivre à ph 8.4 inorganique, la distribution ces espèces formées et la variation de celles-ci en fonction des variations du ph du milieu aquatique. Pour ce but, ce modèle est enrichi avec 1.64 x 10-4 M du cuivre II. Ensuite, le modèle évaluera l effet de compétition entre métaux sur la spéciation du cuivre II. Pour ce but, deux métaux son ajoutés, du Plomb II et du Zinc II à de concentrations entre 4.8 x 10-8 et 3.1 x 10-7 respectivement. Elles sont des concentrations limites exigées dans l Ordonnance sur la protection des eaux. 4.2.1. Expérience 1 Dans un milieu sans la présence de matière organique et à ph 8,4, un ph basique caractéristique des milieux naturels, les résultats montrent que le cuivre est surtout présent sous forme d espèces oxycomplexes, dont les carbonates deviennent l espèce prédominante. La spéciation du cuivre est donnée sous forme CuCO3 (aq), 73.2% (fig.4). Il en résulte que dans ce cas, la concentration de cuivre est plus petite (1.64E-04 mol/l) que la concentration en carbonates (CO3-2 1.675E-03 mol/l), donc la raison de la formation de complexes avec des ligands inorganiques, c est qui veut dire que les carbonates à ph basique vont complexer le cuivre en limitant la présence sous sa forme Cu2+. Cette forme ionique est identifiée comme biodisponible, et donc toxique pour les organismes aquatiques. D autre part, les formes hydroxylées du cuivre sont moins importantes, mais représentent en total 20.8% de la spéciation du cuivre, en laissant une quantité minoritaire pour l ion libre de cuivre Cu2+, représenté par un 1,2%, donc sa biodisponibilité reste moins importante/négligeable. 4.2.2. Expérience 2 La figure 5 montre la spéciation chimique inorganique du cuivre dans un système aquatique non pollué. Il est évidant que les formes de cuivre présentes sont dépendantes du ph et suivent des comportements différents accord aux variations de celui-ci. Ainsi, en milieu acide, ph < 6, l espèce prédominante est l ion Cu2+ tandis qu à des ph basiques ph> 8, correspondants aux ph des milieux naturels, les espèces principales sont surtout sous forme d hydroxycomplexes du cuivre.

Spéciation du Cu2+ en fonction du ph [%] 0 20 60 100 Légendes Cu2+ CuOH+ Cu(OH)2 (aq) Cu2(OH)2+2 CuNH3+2 CuCO3 (aq) Cu(CO3)2 2 0 2 4 6 8 10 12 ph Fig. 5: Spéciation du Cu 2+ en fonction du ph Le modèle montre que la quantité des carbonates diminue chaque fois que le ph diminue en acidifiant l eau. Dans un milieu acide, l eau perd son pouvoir tampon dont une quantité de carbonates est mineur à celle-ci du cuivre en résultant insuffisante pour complexer l excès des ions de cuivre et donc laisse les ions du cuivre II libre en augmentant sa biodisponibilité. En revanche, la concentration en carbonates augmente proportionnellement avec l augmentation du ph, et l eau devient une solution tamponnée. À ph > 8 la spéciation du cuivre avec des ligands organiques devient importante, ainsi le CuCO3 (aq) remonte, pendant que l ion Cu2+ diminue, et en attendant un pic de 73,2% de la spéciation à ph = 8.4. En suite l espèce Cu(CO3)2-2 est prédominante à ph > 9, en attendant le 100% de la spéciation à ph > 10, tandis que le Cu2+ arrive à zéro à cette échelle. 4.2.3. Expérience 4 Cette expérience étudie la spéciation inorganique des métaux. La présence du cuivre peut modifier la spéciation des autres métaux. La figure 6 montre la corrélation négative entre les espèces ioniques Zn2+, Pb+2, Cu2+ et le ph. Dans ce modèle, l agent complexant est formé par les carbonates, qui augmente proportionnellement au ph. Les ions Cu2+, Pb2+ et Zn2+ ont une concentration proche du 100% à ph < 7, là où les quantités de carbonates sont moins importantes. Par contre, en général les pourcentages des ions libres attendent le 0% à ph > 9, quant la quantité des carbonates est supérieures à celle-ci des métaux. Néanmoins, la distribution des ces ions ont une distribution différenciée à 7 > ph <9. Les résultats montrent que le cuivre a une tendance à s adsorber plus forte que celle du Plomb, et du Zinc. Le cuivre n est pas affecté ni pour la présence du Plomb ni du Zinc. La courbe montre que le cuivre a toujours une disposition prioritaire à se complexé à ph basiques, 7 > ph < 7 9, dont aucune modification par rapport aux quantités des ions libres du Cu2+ calculées dans le modèle précédent ont été changées par la présence du Pb et du Zn. Le plomb a une courbe assez proche à celle-ci du cuivre, cependant ne représente pas un compétiteur important pour le cuivre, car les pourcentages des ions libres Pb2+ ont toujours des mesures supérieures à ces-ci des ions libres Cu2+. D autre part, le Zinc représente l espèce métallique moins faible à se complexer, en plus il a besoins d une échelle plus large pour se complexer totalement, 7 > ph < 10. Sa présence est surtout sous sa forme libre Zn2+, donc il est plus biodisponible. Finalement, nous pouvons remarquer qu une pollution importante du cuivre peut modifier la spéciation chimique des autres métaux dans un milieu aquatique, dont sa forte capacité à s adsorber va consommer les carbonates et dominer la complexation, en ne laissant pas la possibilité aux autres ions métalliques de se complexer et donc ils seront présents sous forme libre, en augmentant le risque de toxicité par biodisponibilité. 4.3. Milieu aquatique pollué Dans la deuxième partie, le modèle sera évalue dans un contexte où la matière organique interagi (DOM) avec les cuivres II. Dans un milieu aquatique, on trouve de la matière organique en suspension et de la matière organique dissoute. Ce modèle prend la matière organique dissoute comme paramètre, mais transcrite sur la concentration en carbone organique dissous (DOC), celle-ci s interprète comme le nombre de moles de sites contenus par unité de masse. Le modèle évaluera le comportement du cuivre en fonction d une variation du nombre de sites pour une concentration de DOC fixé en 3 mg/l. 4.3.1. Expérience 3 Le résultat de cette simulation (fig.7) montre qu il y a une corrélation positive entre l espèce CuDOM et le

Spéciation du Cu2+, Zn2+ et Pb2+ en fonction du ph [%] 0 20 60 100 Légendes Pb2+ Zn2+ Cu2+ 0 2 4 6 8 10 12 ph Fig. 6: Spéciation du Cu 2+, Zn 2+, P b 2+ en fonction du ph Spéciation en fonction du nombre de sites [%] 0 20 60 100 Légendes Zn2+ Zn DOM Pb2+ Pb DOM Cu2+ Cu DOM 1e 07 1e 05 1e 03 1e 01 Nombre de mole de site sur la matière organique Fig. 7: Pourcentage des espèces en fonction de MO nombre de sites sur la MO. Une corrélation négative entre l espèce carbonatée CuO3(aq), l ion cuivre 2+ et le nombre des sites par mol de DOM. La courbe du Cu DOM révèle que les ligands organiques ont une grande affinité pour les ions métalliques du cuivre. Théoriquement, les acides humiques et fulviques seront les principaux ligands organiques qui ont un rôle fondamental dans la spéciation organique des métaux dans les milieux aquatiques à ph basique. En plus la courbe de l espèce CuCO3, abondante dans la spéciation inorganique à ph = 8.4, le réaffirme. Lorsque le nombre de sites sur la MO augmente de 10E-07 à 10E-02, sa présence diminue de 73.3% jusqu à 0%, tandis que le Cu DOM augmente de 0% à 99.9%, en laissant une marge négligeable pour les espèces hydroxylées comme CuOH+ et l ion libre Cu2+. En effet, les ions Cu2+ dans les eaux alcalines sont liés aux particules de matière organique, car celles-ci se 8 trouvent sous forme de particules colloïdales. La caractéristique de ces types de particules et sa charge négative, la même qui va attirer rapidement les cations, dans ce cas là, le Cu2+. Finalement, la teneur en matière organique dans un milieu aquatique peut favoriser la complexation des métaux traces, tel que le cuivre. Dont les métaux ne seront pas présentés sous sa forme biodisponible, mais sous sa forme complexée. Pour le cas où il y a la présence de plusieurs métaux tels que le cuivre, le plomb et le zinc, les résultats confirment la tendance des métaux à la complexation en fonction de l augmentation du nombre de sites sur la MO. Le cas du cuivre, au même titre que le modèle déjà analysé, reste constant. Le pourcentage de complexation du cuivre sous la forme Cu DOM n a pas changé.

Cependant, les courbes montrent que la complexation du plomb sous sa forme Pb DOM a un pourcentage plus important que les autres deux métaux entre 10E-05 et 10E- 03 nombres du site sur la MO, autre mode dit, il est plus disponible à se complexer. En deuxième position le zinc sous sa forme Zn DOM et en troisième position le Cu DOM. Par contre, il est remarquable que la courbe du Zn2+ a une distribution bien différenciée que celles-ci du Pb2+ et Cu2+. Le Zn2+ parte d une quantité plus importante, 52.1%, tandis que les autres courbes partent de 2.4% pour le Pb2+ et 1.2% pour le Cu2+. Quand la quantité de MO est si petite (10E- 07 sites), la distribution de la spéciation ne présente pas des espèces Me DOM, par contre elle gouverné pour la spéciation inorganique, dont à ph=8,4 le zinc a moins des possibilités à se complexer vis-à-vis les deux autres métaux, le zinc est donc présente sous sa forme d ion libre Zn2+, qui représente le 52.1%. Dans ces conditions il est nécessaire d avoir des quantités plus importantes de matière organique pour diminuer la présence de l ion zinc II. 5. COT et DB05 Ce TP s intéresse à la spéciation des métaux dans le milieu aquatique, en cherchant les facteurs impliqués dans celle-ci. Le but est de déterminer dans quelle mesure il y aura une toxicité des métaux, en sachant que ses formes ioniques Cu2+, Pb2+ et Zn2+ du cuivre, du plomb et du zinc et non leur concentration totale détermine leur biodisponibilité et donc leur toxicité envers les organismes se trouvant dans les milieux aquatiques. Les facteurs impliqués dans l adsorption des métaux sont multiples. Parmi les facteurs analysés, la variation du ph de l eau, la concentration en métaux, la concentration des ligands inorganiques tels que les carbonates, et les ligands organiques, telle que la matière organique ont été identifiés comme les plus importants dans la spéciation des métaux. Les métaux peuvent être présents dans les eaux naturelles sous trois formes : particulaire, colloïdale et soluble. Dans le cas particulier du cuivre il y des sources naturelles et sources anthropiques. Les sources «naturelles» de cuivre sont la déposition atmosphérique et les pluies (Guignard, 2006, p24). Cependant, les apports sont largement modifiés pour les activités anthropiques. Ces sources peuvent être l activité minière, l activité agricole et les rejets des milieux urbains. Les produits agricoles à base de cuivre représentent 2% des rejets de cuivre dans le sol (Vinot, 2004, p.12). Les activités quotidiennes telles que les transports publics ont des apports aussi importants. Les trains et trams relâchent du cuivre par la corrosion des roues qui en contiennent (Guignard, 2006, p24). 9 En conclusion, le cuivre ne représente un risque important pour l homme que, par exemple, dans le cas d ingestion en quantités importantes. Par contre, ce n est pas le cas certains organismes, même si le cuivre ou le zinc sont considérés comme des métaux essentiels, l augmentation de leur concentration naturelle peut affecter fortement ses métabolismes. D autre côté, le plomb n est pas considéré comme un métal essentiel, en revanche sa présence est toxique. Dont l activité humaine augmente fortement leur concentration. 5.1. Méthode Le but de ces expériences est d évaluer la qualité d une eau en utilisant deux méthodes : mesure par sa DBO5 et mesure par COT. Dans ce cas là l eau a été échantillonnée du Rhône, de l, de la et du Lac Léman. 5.1.1. DBO5 La mesure de la DBO5 permet de calculer la quantité de dioxygène (O2) nécessaire aux microorganismes aérobies, se trouvant dans l eau, pour dégrader la matière organique contenue dans une eau au bout de 5 jours. La DBO5 (Demande biologique/biochimique en Oxygène) est donc un bon indicateur pour définir la présence de matière organique biodégradable. Pour cette expérience, la DBO5 montre la contamination par polluants organiques dans l eau. L échantillonnage c est la partie initiale du travail, mais aussi la plus importante. Pour l échantillonnage, les flacons doivent être stérilisés pour éviter l activité bactériologique externe à celle-ci de l eau. Il est important de remarquer que le contact avec l aire peut modifier la concentration d oxygène de l eau, donc les flacons doivent être remplis en sa totalité, en évitant les boules d aire. Pour la détermination de la DBO5, il faut savoir quelle est la concentration d oxygène initiale (t 0 ). Il faut prendre note de la concentration d oxygène in situ, ainsi que des paramètres physico-chimiques de l eau. Le stockage et transport des échantillons est fondamental pour la mesure de la DBO5. Une fois prélevés, les échantillons, ceux-ci doivent être gardés à une température de 20 o C, et à l abri de la lumière, à fin d éviter l activité parasite de la photosynthèse. Les flacons donc ont été enveloppés en papier aluminium. 5.1.2. COT L échantillonnage pour déterminer le COT doit suivre certains paramètres. D abord, le flacon à utiliser doit être en verre et pyrolisé, pour éviter les apports externes en carbone qui peuvent venir des matériaux comme le plastique. Ensuite pour le prélèvement il faut rincer le flacon avec

l eau de la source. Le stockage et le transport de l échantillon doivent être à l abri de la lumière, donc l échantillon doit être enveloppé de papier aluminium. Au laboratoire la détermination du carbone organique total, et le contenu du carbone organique dissous (COD) ont été faits par la méthode proposée par la machine de mesure Shimadzu TOC-5000. Selon cette technique, le point de départ est la calibration de la machine. Pour tel objectif, les standards ont été préparés avec Hydrogénate de potassium à 1000 PPM de carbone, le résultat sera une équation d étalonnage. Les échantillons sont acidifies avec de l HCL pour fixer le carbone inorganique sous forme de CO2, et en ajoutant de l azote, le CO2 inorganique quitte la solution. En suite l eau prélevée est introduite dans les tubes de mesure de l appareil, ensuite sont chauffés à une température de 680 o C. Le résultat de ce processus donne une dégradation du carbone sous forme de CO2 organique, ensuite les liaisons O=C=O seront détectés les par rayonnement infrarouge. Finalement, il est possible de déterminer le carbone organique total en remplaçant l équation obtenue de la courbe d étalonnage. 5.2. Résultats 5.2.1. DBO5 La norme en suisse, l ordonnance sur la protection des eaux (OEaux), donne une valeur de 2 à 4 mg/l O2 pour les aux superficielles. Selon les résultats, l ainsi que la ont des bons indices par rapport à la norme Suisse, même inferieurs à 1 mg/l d O2, DBO5 = 0.9 pour l et DBO5 = 0.6 pour la. Il est admis qu une eau DBO5 inferieure à 1 mg/l d O2 peut être considérée comme normale (Rodier and Bazin, 1996) Cependant, il est pertinent remarquer que les concentrations en oxygène de ces effluents sont en faible quantité. L eau, dans les meilleures conditions, c est-à-dire quand elles sont froides et pures, guère plus de 20 PPM d oxygène, soit 20 mg d O2 par litre d eau. Par contre, la saturation en oxygène pour l et pour la est de 8.54 et 8.96 mg d O2 par litre d eau respectivement. Une explication à ces mesures peut être le rôle que joue la température dans la saturation d oxygène dans l eau. L oxygène se dissous mieux dans les eaux froides que dans les eaux chaudes 1, ainsi la température mesurée de l eau pour l et pour la est de l ordre de 19 o C, dont cette température élevée peut aussi réduire la quantité d oxygène dissous. (voir annexes - Tableau des paramètres mesures DBO5) 1. http://www.ecosociosystemes.fr/dbo_dco.html 10 5.2.2. COD Pour les aux superficielles, l OEaux donne une valeur de 1 à 4 mg/l C. Dans ce cas-là, les deux effluents sont dehors les limites exigées par la loi. La teneur des deux sources dépasse largement ses normes, l eau de la a un COD = 4.76 mg/l C, légèrement supérieur a celui-ci de l, COD = 4.55 mg/l C. 5.2.3. Rapport DCO/DBO5 DCO [mg/l] 2.42 4.91 DBO5 [mgo2/l) 0.9 0.6 DCO/DBO5 2.69 8.18 Tab. 9: Concentrations mesurées et rapport DCO/DBO5 Maintenant, la qualité de l eau de ces deux sources est analyse en utilisant le rapport DCO/DBO. Ce calcul donne une estimation de la biodégradabilité de la matière organique d un effluent. L Université de Bordeaux 2 établie le rapport DCO/DBO5 d une eau est entre 2 et 3 comme un effluent biodégradable, et DCO/DBO5 > 3 comme un effluent non biodégradable. L présente un rapport DCO/DBO5 = 2.69. En effet ce rapport montre que l a une grande quantité de matière organique biodégradable, cependant le coefficient est aussi proche de 3. Dans les conditions de l, il est possible que cette eau soit chargée aussi par des polluants organiques non ou peu biodégradables, car dans son parcours, l reçoit les effluents de deux STEPs (à Villete et à Annemasse), ainsi que du lessivage des sols, particulièrement une charge assez importante des produits agricoles utilisés par les milieux viticoles. Donc, les nitrates et phosphates peuvent être un facteur polluant des eaux. Par contre, l eau de la montre un rapport assez impressionnant, DCO/DBO5 = 8.18. Selon ce résultat, le carbone organique dissous de l eau de la, serait composée en sa majeure partie par des polluantes organiques de très peu biodégradables tells que PCB, ou TCP, substances largement utilisées et qui peuvent provenir des déchets quotidiens ainsi comme par lessivage des sols. En effet les effluents de la STEP de Divonne 3 peuvent être une source assez importante de pollution de ce cours d eau. D autre partie, les concentrations faibles en oxygène dissous, vues ci-dessus dans la DBO5, peuvent aussi être une explication à l eau de la. D un côté la quantité de matières organiques sont beaucoup plus importantes et d un autre côté il n y a pas assez d oxygène disponible 2. http://hse.iut.u-bordeaux1.fr/lesbats/tpdbo/texte.htm 3. http://etat.geneve.ch/dt/silverpeaswebfileserver/ rapport final.pdf?componentid=kmelia80&sourcefile= 1196238523992.pdf&MimeType=application/pdf&Directory= Attachment/Images/

pour permettre aux microorganismes aérobies réaliser la dégradation de toute cette matière. Cependant, la possibilité d une erreur de mesure n est pas négligeable. D un côté, la fiabilité d un bon échantillonnage et de son stockage avant les analyses, d autre côté l erreur de mesure de l équipement utilisé, dont la marge d erreur du spectrophotomètre HACH DR 3800 est de 20%. En conclusion, dans le domaine pratique les résultats cidessus vont permettre suivre ces indicateurs à fin d observer l évolution de la qualité de l eau des ces deux effluents. De cette manière-là, il est possible de déterminer l état de pollution organique, et par la suite identifier les causes de celle-ci, et finalement établir des mécanismes de contrôle qui permettant d assurer les qualités des eaux superficielles en matière d approvisionnement. 6. Métaux traces - ICPM-S 6.1. Méthode L analyse de métaux a été faite par la technique de La ICP-MS. Cette méthode mesure un élément métal en comptant le nombre de coups par seconde en fonction du rapport masse/charge. Pour ce TP on a utilisé un ICP-MS 7700. Cette technique est divisée en trois parties, prélèvement et préparation des échantillons, préparation des blancs et l étalonnage. Tout d abord, les échantillons ont été prélevés de l et de la, et acidifiés avec du HNO3 à fin de fixer les métaux. Finalement, les échantillons sont conservés au froid. Des erreurs peuvent se produire lors de la mesure à cause des interférences, par exemple des métaux avec des isotopes de la même masse, formation des oxydes, molécules ioniques chargées doublement ou par des molécules diatomiques. À fin de établir le pourcentage d erreur, la formule suivante a été appliqué. e = V m V t V t 100 (1) Avec e, erreur en %, V m = valeur mesurée ; V t=valeur théorique 6.2. Résultats Étant donné que les mesures de l ICP-MS donnent un grand nombre des éléments qu il est possible de mesurer. Dans un premier temps, il est nécessaire choisir les éléments à analyser. Cependant, tous ces éléments ne sont pas des indicateurs de la qualité de l eau, ainsi, cette étude est basée sur les paramètres établis de l OEaux pour les exigences relatives à la qualité des eaux tels que le Pb, Cd, Cr, Cu, Ni, Hg et Zn. Il est pertinent remarquer dans ses 7 métaux, le Zn, le Cu sont des éléments essentiels pour certains organismes, mais en quantités très petites. Par contre, le Pb, Cd, Cr et Hg sont des éléments classifies comme des métaux toxiques 4. Le graphique8 montre les distributions des concentrations pour chaque métal. Les résultats montrent que dans les cas particuliers du chrome et du zinc, les deux sources analysées ont des valeurs largement supérieures aux normes. Pour l, il a une concentration en chrome de 4 142 ng/l, deux fois que celui-ci de la norme, établie à 2 000 ng/l. Concernant au zinc, il a une concentration de 7 516 ng/l, tandis que la norme a un maximum de 5 000 ng/l. Le cas de la est encore plus évident. La concentration en chrome est de 6 256 ng/l, plus que trois fois de celle-ci de la norme, et la concentration en zinc est de 13231 ng/l, plus de deux fois la concentration normée. La montre aussi une concentration en cuivre dehors des paramètres, 2 122 ng/l contre 2 000 ng/l établis dans la norme. Pour les autres métaux tels que le nickel, cadmium, mercure et plomb, les mesures donnent des valeurs au-dessous des limites établies par l OEaux. Cependant pour le cadmium, l a une concentration de 46 ng/l contre une valeur limite de 50 ng/l. la concentration mesurée se trouve pratiquement à la limite de la norme. Il est pertinent de prendre ce résultat comme de manier attentif, car l erreur de la méthode peut jouer quelques chiffres moins ou plus de cette valeur. Néanmoins, le tableau 10 montre des pourcentages des erreurs élevés pour les métaux analysés. Les cas du 52Cr, du 60Ni et du 63Cu ont des erreurs plus importantes de l ordre de 100%. Le 66 Zn a l erreur plus faible de cette liste, cependant c est une erreur de 46.44%, qui montre le degré élevé d incertitude de cette mesure. 6.3. Discussion La présence des métaux dans les cours d eau est normalement naturelle, cependant les quantités élevées ci-dessus analysées ont des causes anthropiques. Selon le rapport 11 4. http://www.pharmacorama.com/rubriques/output/eau_ medicaments2.php85289

52 Cr 60 Ni 63 Cu 66 Zn 111 Cd 202 Hg 208 Pb 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 0 1000 2000 3000 4000 5000 0 500 1000 1500 2000 0 2000 4000 6000 8000 10000 14000 0 10 20 30 40 50 0 2 4 6 8 10 0 200 400 600 800 1000 Fig. 8: Concentration des métaux et limite des exigeances de l OEaux SLRS-4 Valeur théorique (µg/l) Valeur mesurée (µg/l) Erreur Valeur absolue % d erreur 52 Cr 0.330 0.003-0.990 0.990 99.170 60 Ni 0.670 0.016-0.980 0.980 97.610 63 Cu 1.810 0.032-0.980 0.980 98.260 66 Zn 0.930 0.498-0.460 0.460 46.440 111 Cd 0.010 0.018 0.780 0.780 78.310 208 Pb 0.090 0.027-0.700 0.700 69.850 Tab. 10: Erreurs de mesure ICPMS «Étude de la et de ses affluents, état 2003» 5, ces cours d eau ont une pollution principalement en cuivre, zinc, nickel, cadmium et chrome. En effet selon le rapport indique que les affluents de la ont les principaux apports des métaux, dont les problèmes d assainissement des eaux de ruissellement sont la principale cause de pollution. Le problème de la pollution en métaux doit être gère comme une problématique intégrale du bassin versant. D autre part, le rapport «Contamination des eaux du canton de Genève par le cuivre, caractérisation des sources, 2008» 6 montre les zones pollues en zinc et en cuivre, dont l, ainsi que la sont identifiés comme de cours d eau avec de pollution très importante dans le canton de Genève. La pollution en cuivre, importante dans la, est causée principalement à cause du lessivage des sols urbains, ainsi que de l activité agricole. Le secteur agricole représente le 38% de la pollution en cuivre 5. http://etat.geneve.ch/dt/silverpeaswebfileserver/ SECOE-Etude_de_la_versoix_et_de_ses_affluents-Etat_en_ 2003.pdf?ComponentId=kmelia80&SourceFile=1107178840975. pdf&mimetype=application/pdf&directory=attachment/images/ &logicalname=secoe-etude\%20de\%20la\%20versoix\%20et\ %20de\%20ses\%20affluents-Etat\%20en\%202003.pdf 6. http://etat.geneve.ch/dt/silverpeaswebfileserver/ Rapport_Cu_2008.pdf?ComponentId=kmelia80&SourceFile= 1231428979843.pdf&MimeType=application/pdf&Directory= Attachment/Images/ 12 dans le canton de Genève 7. Les principaux polluants sont les rejets des produits fitosanitaires utilises dans les vignes. En ce qui concerne le secteur urbain, il représente le 62% de la pollution en cuivre(4). Le ruissellement des eaux de pluie qui sont chargées par le lessivage de sols, des routes de du bâti sont les sources de contamination. 7. Microbiologie 7.1. Objectifs L objectif de cet atelier est de dénombrer la présence d organismes tel qu Escherichia coli et Enteroccocus, bactéries indicatrices de contamination fécale qui sont présentes dans les eaux de surfaces pour déterminer une pollution récente ou une pollution déjà présente.ces organismes sont potentiellement pathogènes et présente un danger pour l homme. La norme employée est celle qui est appliquée pour la surveillance de la qualité hygiénique des eaux de baignade. 7.2. Méthode Échantillonnage de l eau de l et de la dans des bouteilles de 2L en plastique autoclavée pour éliminer 7. http://etat.geneve.ch/dt/silverpeaswebfileserver/dt_ le_zinc.pdf?componentid=kmelia181&sourcefile=1258536042058. pdf&mimetype=application/pdf&directory=attachment/images/

les germes. La conservation s est faite à l abri de la lumière à 4 o C pour éviter la dégradation de l échantillon et limiter le métabolisme. La méthode de filtration consiste à filtrer 100ml d eau environnementale sur un filtre à 4µm. L analyse porte sur E.Coli sur un substrat TSA et TBX, à 37 o C durant une heure puis 44 o C durant 24h, dans des boîtes de pétri. Le comptage des colonies de bactéries se fait en CFU, colony forming unity. La seconde analyse porte sur Enteroccocus, sur la croissance des colonies sur un substrat SBA et BAA, durant 2x 24h à 44 et 45 o C. Le comptage est fait directement en CFU. 7.3. Résultats et discussion CFU/100ml 0 500 1000 1500 2000 Escherichia coli CFU/100ml 0 100 200 300 400 500 Enterococcus Les Entérocoques montrent une pollution plus ancienne existante dans ce cours d eau. Cette pollution peut être expliquée d une part pour les activités agricoles, les canalisations d eaux uses et les ruissellement urbains (pollution fécale, exutoires sauvages) qui échapperaient à la surveillance des autorités, et d autre part aux activités industrielles qui se trouvent sur les bords de la rivière. La présence de matière organique dans ce milieu aquatique favorise la multiplication des colonies, puisque c est un support important pour la croissance bactériologique. Selon une directive de l Union Europenne (Parlement européen, 2006, p.10), nous pouvons considérer un seuil de concentration bactériologique de 330 CFU /100 ml pour Enterococcus et de 900 CFU / 100 ml pour Escherichia coli comme étant la limite pour une eau de baignade acceptable. Le dépassement est considéré comme potentiellement dangereux pour certains individus, particulièrement les enfants. Dans le cas de l, nous dépassons largement ces directives et nous pouvons considérer cette eau comme dangereuse pour une partie de la faune aquatique et la vie de l homme. L existence d autres organismes pathogènes pourrait être un facteur de danger supplémentaire pour l Homme et nous pourrions, dans ce cas, recommander une surveillance plus stricte des seuils à respecter une meilleure qualité de l eau. Un traitement plus rigoureux des eaux usées domestiques et industrielles serait par la suite une solution à mettre en place. 8. Bibliographie Fig. 9: Comparaison des deux eaux, en CFU/100ml avec mention des limites de qualité d une eau acceptable selon le Parlement européen (2006) Escherichia coli [CFU / 100 ml] 1840 160 Enterococcus [CFU / 100 ml] 420 63 Tab. 11: Résultats bactériologique pour l et la, en CFU par 100ml, selon la moyenne des trois réplicats. Guignard, C., 2006. Etude des rejets urbains de cuivre au moyen d une analyse de flux de substance : exemple de la commune de lausanne et impacts sur les sédiments et eaux de surface dans la baie de vidy. Master s thesis, UNIL, Lausanne. Parlement européen, 2006. Directive 2006/7/ec of the european parliament and of the council, concerning the management of bathing water quality and repealing directive 76/160/eec. Official Journal of the European Union. Rodier, J., Bazin, C., 1996. L analyse de l eau : eaux naturelles, eaux résiduaires, eau de mer : chimie, physico-chimie, microbiologie, biologie, interprétation des résultats. Dunod. Vinot, I., 2004. Impacts des rejets de cuivre et zinc en milieu aquatique : circulation, spéciation, biodisponibilité, bioaccumulation, transfer et toxicité. Master s thesis, Université de Mets. Pour la détermination de l analyse d eau de l et de la, nous avons dilué 10 ml d eau d échantillonnage pour 90 ml d eau milliq sur recommandation du Prof. John Poté, par anticipation de valeurs élevées. Dans l analyse de l eau de l, nous observons la présence très marquée de la bactérie Escherichia Colis. Nous pouvons la voir comme indicateur d une pollution récente. 13