Annexe I
ORDRE DU JOUR

1. Ouverture de la session

2. Election du Président

3. Approbation de l ordre du jour et organisation de la session

4. Rapport sur les activités intersessions

5. Bases scientifiques du contrôle de la pollution dans les eaux intérieures africaines

6. Futur programme de travail

7. Approbation du rapport

8. Clôture de la session

Annexe II
LISTE DES PARTICIPANTS

Anthony T. AMUZU
Head, Water Quality Division
Water Resources Institute
P.O. Box M. 32
Accra
Ghana

Charles BINEY
Senior Research Officer
Institute of Aquatic Biology
P.O. Box 38
Achimota
Ghana

Davide CALAMARI (Convocateur)
Professor of Zoology
Institute of Agricultural Entomology
University of Milan
Via Celoria 2
I-20133 Milan
Italie

Anthony M. IMEVBORE (Président)
Director
Institute of Ecology
Obafemi Awolowo University
Ile-Ife, Oyo State
Nigeria

Heiner C.F. NAEVE (Secrétaire technique)
Fonctionnaire principal
Division des ressources halieutiques et de l'environnement
FAO
Via delle Terme di Caracalla
I-00100 Rome
Italie

Peter B.O. OCHUMBA
Research Officer
Kenya Marine and Fisheries Institute
P.O. Box 1881
Kisumu
Kenya

Massoud A.H. SAAD
Professor of Limnology
Department of Oceanography
University of Alexandria
Moharrem Bay
Alexandrie
Egypte

Observateurs

Tom DOLA
Lake Basin Development Authority
P.O. Box 1516
Kisumu
Kenya

Paul N. GIKONYO
Fisheries Department
P.O. Box 58187
Nairobi
Kenya

James HEBRARD
Water and Lithosphere Unit
U.N. Environment Programme
P.O. Box 30552
Nairobi
Kenya

Annexe III
LISTE DES DOCUMENTS

Scientific bases for control of organic pollution in African inland waters by Massoud A.H. Saad

Comments received from A.T. Amuzu, Accra, Ghana

Comments received from D.I. Anadu, Abakaliki, Nigeria

Comments received from C.A. Biney, Accra, Ghana

Comments received from F.M.M. Chale, Dar-es-Salaam, Tanzania

Comments received from A.M.A., Imevbore, Ile-Ife, Nigeria

Comments received from P.B.O. Ochumba, Kisumu, Kenya

Comments received frome A.A. Oladimeji, Minna, Nigeria

Annexe IV
BASES SCIENTIFIQUES DU CONTROLE DE LA POLLUTION DANS LES EAUX INTERIEURES AFRICAINES
Charges organiques d'origine domestique et industrielle

par

Massoud A.H. SAAD, Anthony T. AMUZU, Charles BINEY, Davide CALAMARI, Anthony M. IMEVBORE, Heiner C.F. NAEVE et Peter B.P. OCHUMBA

1. INTRODUCTION

Beaucoup de pays africains ont enregistré ces dernières années une formidable croissance démographique qui s'est accompagnée d'une brusque accélération de l'urbanisation et de l'utilisation des terres à des fins industrielles et agricoles. Tout cela a entraîné une énorme augmentation des rejets de polluants très divers dans les masses d'eau réceptrices et a eu des effects indésirables sur les différents éléments composant l'environnement aquatique et sur les pêches.

Contrairement à ce qui se passe dans les pays développés, la pollution organique des eaux intérieures de l'Afrique est souvent le résultat d'une extrême pauvreté et du sous-développement économique et social. D'après Tolba (1982), c'est dans ces pays que l'approvisionnement en eau est qualitativement et souvent quantitativement, le moins bon, que les conditions d'hygiène et de nutrition sont les plus déplorables et que les maladies se propagent le plus facilement.

Malheureusement, dans la plupart des cas, les eaux intérieures africaines n'ont que très rarement fait l'objet d'études qualitatives. En général, les données disponibles proviennent de recherches isolées conduites individuellement, et très rares sont les projects scientifiques qui se sont occupés des eaux africaines. Les quelques études traitant de la pollution des eaux intérieures africaines sont celles de Dejoux et al. (1981), Dejoux (1988), Burgis et Symoens (1987) et Davies et Gasse (1988). Trois rapports ont été établis dans le cadre des activités du Comité des pêches continentales pour l'Afrique (CPCA), dont deux parlent de la situation de la pollution des eaux intérieures dans onze pays de l'Afrique orientale, occidentale et centrale (Alabaster, 1983; Calamari, 1985). Ils passent en revue les sources actuelles de pollution des eaux, les travaux scientifiques consacrés à la question et la législation appliquée dans les différents pays, et confirment l'un et l'autre l'existence de problèmes de pollution, de gravité variable, dans les différents pays étudiés. Le troisième rapport (Biney et al., 1987) traite des bases scientifiques du contrôle des micropolluants (substances toxiques, pesticides en particulier). Le Groupe de travail du CPCA sur la pollution et les pêches est convenu, à sa première session tenue à Accra (Ghana) en juin 1986, de procéder à un examen de l'état actuel de la pollution organique et de son contrôle dans les eaux intérieures africaines.

2. IMPACT DES RESIDUS ORGANIQUES

Sous l'effet de la croissance démographique et industrielle, les eaux intérieures (rivières, lacs, etc.) deviennent souvent le réceptacle de quantités de matière organique excédant leur capacité naturelle de purification, alors que, dans le passé, la purification et la dilution naturelles suffisaient généralement.

Les eaux d'égouts et autres effluents riches en matière organique décomposable sont à l'origine d'une pollution organique primaire. La pollution organique secondaire est définie comme l'excédent de matière organique, c'est-à-dire la quantité totale de matière organique non décomposée introduite dans la masse d'eau avec les polluants primaires et de matériaux résultant d'une bioproductivité considérablement accrue de l'écosystème pollué lui-même. (Stirn, 1973). Comme l'indiquent Dejoux et al. (1981), les résidus organiques se minéralisent dans les masses d'eau réceptrices et les éléments nutritifs qui résultent de cette minéralisation stimulent la production végétale, ce qui provoque l'eutrophisation. Dans ce type de situation, la biomasse augmente considérablement et dépasse les possibilités d'assimilation des organismes herbivores. Cette pollution organique secondaire est beaucoup plus importante que la charge organique primaire. La production excessive de matière organique entraîne une accumulation de “boues”, et le processus de minéralisation consomme tout l'oxygène dissous présent dans la colonne d'eau, ce qui provoque des hécatombes de poissons. C'est pour cela que l'on dit que les polluants organiques sont des déchets demandeurs d'oxygène. Les températures relativement élevées qui règnent dans les pays tropicaux accélèrent ce processus.

3. SOURCES ET TRANSPORT DE CHARGES ORGANIQUES

Sous l'effet des phénomènes d'érosion, l'eau de pluie charrie du sol, y compris de la matière organique dissoute et en particules, jusqu'aux cours d'eau, rivières et lacs. La décomposition de cette matière organique se poursuit durant le transport et dans les sédiments, produisant là encore de la matière organique et inorganique soluble. La quantité de matière organique transportée, ses caractéristiques et sa composition varient selon les régions. Les canalisations d'évacuation des eaux usées constituent un mode de transport artificiel de la matière organique vers les eaux réceptrices naturelles. L'homme lui-même n'a pas la possibilité d'utiliser toute l'énergie emmagasinée dans les aliments et rejette souvent ses déchets dans l'eau sans traitement préalable. Il est bien connu que les eaux d'égout non traitées sont un danger pour la santé publique et peuvent être à l'origine de maladies épidémiques transmises par l'eau telles que la fièvre typhoïde; elles diminuent aussi considérablement la valeur récréative des eaux intérieures (Stirn, 1973; Shuval, 1986). Il ne sera cependant question ici que de la matière organique car les problèmes de santé publique liés aux eaux usées doivent être examinés séparément et appellent une stratégie appropriée.

L'urbanisation galopante n'est pas seule en cause. L'industrie et les opérations de mise en valeur agricoles et forestières contribuent pour une part considérable à la charge organique et ne sont pas sans risques pour les eaux intérieures et pour les pêches. Les eaux usées domestiques et les déchets industriels organiques, ainsi que les résidus agricoles et forestiers constituent donc les principales sources de pollution organique des eaux africaines. Alabaster (1983) a fait observer que le développement de l'agriculture qui se poursuit dans certains pays africains favorise l'expansion des industries de transformation des produits végétaux et animaux, dont les rejets extrêmement oxydables augmentent.

3.1 Eaux usées urbaines

D'après Dejoux et al. (1981), la pollution urbaine est généralement de nature organique et dépend pour beaucoup de l'étendue des villes, de l'existence de stations d'épuration des effluents, et des habitudes des habitants en matière d'élimination des déchets.

Les principales caractéristiques physiques, chimiques et biologiques des eaux usées traditionnelles sont connues. Mais aujourd'hui, les municipalités modernes ont des réseaux d'égouts mixtes qui, en fait, associent des quantités croissantes de matière organique et inorganique parfois toxiques (comme les métaux lourds) aux effluents municipaux provenant de petites industries. L'augmentation de la quantité des déchets urbains demandeurs d'oxygène biologique est imputable davantage à l'industrie qu'à de profondes transformations des habitudes de la population. L'augmentation des composés phosphorés transportés par les eaux usées est un problème très sérieux. Beaucoup de villes africaines ont des réseaux d'égouts à ciel ouvert qui sont submergés pendant la saison des pluies de sorte que les eaux réceptrices accueillent subitement des quantités importantes de matière organique.

3.2 Résidus organiques d'origine industrielle

Dans la plupart des pays développés, les industries produisent davantage de résidus organiques que les villes. Les industries textiles, les moulins à pâte et papier, l'élaboration du caoutchouc et les industries chimiques produisent des déchets à fortes charges DBO. Les industries métallurgiques et les mines contribuent dans une moindre mesure à la charge organique.

En Afrique, l'agro-alimentaire est un important secteur industriel; les usines sont généralement situées dans des régions intérieures et c'est pour cela que l'évacuation des déchets se traduit par des problèmes de pollution des eaux continentales (rivières, cours d'eau et lacs). On peut citer à titre d'exemple les usines de transformation des produits carnés et les laiteries, les sucreries, brasseries, distilleries et l'industrie de l'huile de palme. Les quantités et les caractéristiques des résidus qu'elles produisent varient et la pollution qu'elles engendrent doit être calculée cas par cas, spécialement du point de vue de la charge organique. D'une manière générale, les charges des DBO sont supérieures à celles des eaux usées ordinaires.

4. PARAMETRES A UTILISER POUR MESURER LA POLLUTION ORGANIQUE

La demande biologique d'oxygène (DOB), la demande chimique d'oxygène (DCO) et les solides en suspension sont les paramètres traditionnellement utilisés pour mesurer la pollution organique. Mais d'autres, comme l'oxygène dissous (OD), le sulfure d'hydrogène (H₂S), le pH, les solides totaux dissous (STD) et les nutriments, ont aussi leur importance. On s'est aperçu que les éléments nutritifs représentés par l'azote (N) et le phosphore (P) jouent un rôle capital dans l'eutrophisation des eaux intérieures (Vollenweider, 1968). On les mesure sous leurs diverses formes organiques et inorganiques (par exemple NH₃, NO₂, NO₃, ).

Concernant les méthodes d'analyse, le manuel le plus utile s'intitule “Standard methods for the examination of water and waste water” (APHA/AWWA/WPCF, 1980).

4.1 Demande biochimique d'oxygène (DBO), demande chimique d'oxygène (DCO) et solides en suspension

La quantité d'oxygène nécessaire pour que s'opère la décomposition par oxydation d'un matériau sous l'action de micro-organismes est connue en tant que demande biochimique d'oxygène (DBO) du matériau. La DBO carbonacée ultime d'une eau ou d'un résidu liquide est la quantité d'oxygène nécessaire pour que des micro-organismes puissent décomposer les matériaux carbonacés sujets à une décomposition microbienne (Warren, 1971).

La valeur généralement fournie pour la DBO est la quantité d'oxygène consommée en milligrammes par litre d'eau ou d'eau résiduaire sur une période de cinq jours à une température de 20°C dans les conditions du laboratoire. Pour les eaux usées domestiques, la valeur généralement utilisée pour la DBO représente environ les deux tiers de la DBO carbonacée ultime.

Les résidus domestiques et industriels ont souvent des DBO de plusieurs milliers de milligrammes par litre; s'ils ne sont pas suffisamment dilués dans les eaux réceptrices, ils peuvent entraîner une très importante déperdition d'oxygène.

La demande chimique d'oxygène (DCO) sert à mesurer l'équivalent oxygène de la teneur en matière organique d'un échantillon susceptible d'être oxydé par un oxydant chimique puissant en milieu acide. Pour des échantillons provenant d'une source déterminée, on peut empiriquement mettre la DCO en rapport avec la DBO, la teneur en carbone organique ou en matière organique. La méthode du reflux-dichromate est la plus couramment utilisée pour déterminer la DCO car elle s'applique aisément à toute une gamme de composés (APHA/AWWA/WPCF, 1980). Pour les études des autres surfaces et des eaux résiduaires ainsi que pour le contrôle de l'efficacité des usines de traitement des effluents, la DCO constitue un paramètre important, rapidement mesurable. Comme l'oxydation se produit en conditions forcées, le processus est plus complet que l'oxydation biologique et c'est pourquoi les valeurs de la DCO (en ml/l) sont supérieures à celles de la DBO.

Les matériaux en suspension qui aboutissent dans des eaux naturelles peuvent avoir certains effets indésirables, durant leur transport en suspension, mais aussi après qu'ils se soient déposés sur le fond. Citons notamment la turbidité de l'eau (qui diminue l'activité photosynthétique) et la déperdition d'oxygène. Ces solides sont en général classés en solides totaux, solides en suspension et solides dissous. Les solides totaux sont mesurés d'après la quantité de résidu qui reste dans un récipient après évaporation et séchage d'un échantillon d'eau résiduaire dans un four à une température déterminée. Les solides totaux englobent les résidus filtrables et non filtrables, qui correspondent respectivement à la matière dissoute et à la matière en suspension.

4.2 Nutriments

Le phosphore est indispensable à la croissance des organismes autotrophes; dans un certain nombre de cas, c'est lui qui limite la production primaire d'une masse d'eau. Le phosphore se présente sous forme de particules de phosphore organique ou dissous et dans la majorité des cas en tant qu'orthophosphate, qui est la forme utilisée par les organismes. Le phosphore organique est libéré par l'activité des enzymes, le phosphore en particules faisant office de réservoir; après précipitation sur les sédiments du fond, il peut être libéré sous forme d'orthophosphate soluble si les conditions redox le permettent, ce qui dépend essentiellement de la présence d'oxygène.

Les composés à base d'azote dissous comprennent l'azote ammoniaqué, les nitrites, les nitrates et divers composés organiques. Contrairement au cycle du phosphore qui comporte un élément physico-chimique très important, le cycle de l'azote est régi principalement par des processus microbiologiques. L'oxygène dissous a une influence décisive sur le cycle car c'est de lui que dépend la vitesse des processus.

Les nitrates constituent pour de nombreux organismes photosynthétiques un nutriment essentiel et, dans certains cas, un facteur limitatif de la croissance. Il n'est présent qu'en petite quantité dans les eaux douces mais on en trouve de fortes concentrations dans les effluents des stations d'épuration; c'est souvent un contaminant de l'eau souterraine.

Les nitrites représentent un stade d'oxydation intermédiaire de l'azote, à la fois dans la réduction des nitrates et dans l'oxydation de l'ammoniac. Ils sont toxicologiquement très nocifs pour l'homme.

L'ammoniac est produit naturellement mais sa concentration est souvent augmentée par une contamination résultant principalement de la désamination de substances organiques. Il est hautement toxique pour la faune aquatique, mais peut être utilisé directement comme nutriment par plusieurs espèces d'algues.

Toutes les formes de nutriments peuvent être analysées par des méthodes spectrophotométriques, après divers traitements des échantillons.

5. CALCUL DES CHARGES ORGANIQUES ET DES CHARGES EN NUTRIMENTS

L'évaluation de la charge en nutriments et des apports relatifs des différentes sources de nutriments aux eaux de surface est d'une importance cruciale pour la mise en application des mesures de contrôle de la pollution visant à prévenir ou renverser l'eutrophisation.

Les analyses fournissent une mesure précise des charges en nutriments mais elles coûtent très cher, prennent beaucoup de temps et ne peuvent donner d'informations satisfaisantes en ce qui concerne la contribution des différentes sources. La seule approche possible quand il s'agit d'évaluations à grande échelle consiste à faire une estimation théorique par quantification des apports de diverses sources, collecte de données sur l'utilisation des terres, sur la population, sur les activités agricoles et industrielles et application de coefficients appropriés et spécifiques.

Cette méthode a été beaucoup utilisée dans les pays développés des régions tempérées, pour lesquels il existe un coefficient approprié. Pour les pays tropicaux il faudrait y introduire certaines modifications et extrapolations. La plupart des informations présentées ci-après proviennent d'une étude faite par Vighi et Chiaudani (1987).

5.1 Evaluation de sources ponctuelles

La quantité de nutriments et de matière organique déversée dans les eaux de surface à partir de sources ponctuelles peut être, sans grande difficulté, estimée sur la base de quelques hypothèses générales; la collecte des données peut cependant poser quelques problèmes d'ordre pratique.

L'évaluation des pertes de nutriments dans les rivières avant qu'ils ne parviennent à des masses d'eau eutrophisées est plus aléatoire. D'après divers auteurs, on peut tabler sur une valeur moyenne de 50 pour cent de perte.

5.1.1 Déversements ponctuels domestiques

Les déversements ponctuels domestiques de phosphore peuvent être calculés en estimant la contribution métabolique, d'une part et, d'autre part, la contribution des polyphosphates contenus dans les détergents de synthèse. Le phosphore contenu dans les détergents est l'un des principaux responsables de l'augmentation de l'eutrophisation depuis les années cinquante. Comme pour la contribution métabolique, on prend généralement comme hypothèse une concentration de phosphore de 0,58 kg par habitant et par an.

Dans les pays développés, l'apport de phosphore par les détergents est tombé de 0,7 à 0,2 kg de P par habitant et par an suite à l'adoption de la législation sur la réduction de la teneur en phosphore des détergents.

Les apports d'azote sont fonction des habitudes alimentaires et peuvent aller de 3,5 à 5,8 kg par an.

Dans les pays développés, on prend généralement, pour la matière organique exprimée en DBO, 20 kg de DBO par habitant par an.

5.1.2 Déversements industriels

D'après l'OCDE, l'apport de phosphore provenant de déversements industriels n'est que le dixième des déversements domestiques. Sa provenance se limite à des industries telles que les industries de transformation des produits alimentaires, de production d'acide phosphorique, etc. Bien que la teneur en phosphore des différentes eaux résiduaires d'origine industrielle ait été mesurée, il est assez difficile de faire une évaluation précise des concentrations de phosphore et encore cela ne pourrait se faire qu'au prix d'enquêtes détaillées. Plus important est l'apport de composés azotés et de matière organique d'origine industrielle. Le tableau 1 montre la contribution en azote de quelques activités industrielles (Provini et al., 1978).

Tableau 1

Comme nous l'avons vu au chapitre 4, les charges DBO peuvent entraîner une déperdition d'oxygène et autres types de détérioration de la qualité de l'eau.

La DBO de quelques activités industrielles peut également être exprimée en équivalents habitants (c'est-à-dire en multipliant le nombre de travailleurs de l'industrie par un coefficient de conversion (qui est par exemple de 20 kg DBO par personne et par an) par le coefficient de conversion et par le nombre de travailleurs d'une industrie donnée). Le tableau 2 donne les coefficients de conversion.

Tableau 2

Coefficients de conversion de la DOB pour diverses activités industrielles
(ISTAT, 1963)

Les taux de conversion correspondant à la plupart des autres activités industrielles sont autour de 1.

Les charges potentielles en nutriments - en kg par tête par an - des différentes espèces animales sont les suivantes:

5.1.4 Evaluation de sources diffuses

Les charges en nutriments provenant de sources diffuses sont sans aucun doute plus difficiles à évaluer. Les charges non ponctuelles ne peuvent à l'heure actuelle être que partiellement quantifiées.

Pour estimer les pertes provenant de terres non cultivées, Vollenweider a proposé une classification des sols et, après un examen étendu des données, les coefficients de perte suivants - en kg/ha/an - ont été établis:

Les pertes provenant des terres cultivées dépendent des applications d'engrais. Le lessivage du phosphate est relativement faible; la formulation des engrais (engrais minéraux, fumure organique), le volume appliqué et les techniques d'application influent pour une grande part sur la libération de phosphore à partir du ruissellement agricole, principalement sous l'effet de l'érosion. La libération est la plus élevée dans le cas du fumier animal.

L'azote, par contre, est fortement mobilisé dans le sol. Sous une forme d'azote inorganique, il peut être présent en très grande quantité à la fois dans les eaux de ruissellement, ce qui entraîne une contamination des eaux de surface, et dans les eaux de percolation, ce qui peut provoquer une contamination des eaux souterraines.

Etant donné l'extrême variabilité des caractéristiques géopédologiques, de l'utilisation des terres, des pratiques agricoles, etc., on ne peut chiffrer que très approximativement les nutriments contenus dans les eaux de ruissellement. La libération du phosphore, en proportion du phosphore appliqué sur les terres cultivées (en kg/ha/an), est estimée comme suit:

Ces valeurs doivent être ajoutées aux charges du milieu ambiant, lesquelles dépendent des caractéristiques du sol.

Pour évaluer le ruissellement de l'azote dans les zones agricoles, on prend comme hypothèse un rapport N/P d'environ 100.

6. QUELQUES EXPERIENCES AFRICAINES

Les deux principales sources de matière organique et de nutriments sont les rejets domestiques et les industries de transformation des produits alimentaires. La population africaine connaît une croissance exponentielle, spécialement dans les villes; la population de Bujumbura, par exemple, a triplé en vingt ans. Les populations d'Abidjan et de Lagos se sont multipliées par vingt en quarante ans. Le Caire, d'après le dernier recensement, compte plus de 10 millions d'habitants. Des tendances similaires peuvent être observées ailleurs en Afrique.

Bien que, dans beaucoup de cas, la charge organique n'ait pas été convenablement quantifiée, il importe de souligner la part représentée dans tous les pays africains par les industries de transformation des produits alimentaires dans tous les pays dans la charge DBO, spécialement des grands fleuves. Dejoux (1988) cite les exemples ci-après: les résidus de la production de jus de fruits et des brasseries sont rejetés dans le Niger à Bamako, dans la Maraohué en Côte d'Ivoire, dans le Logone au Tchad ainsi que dans les lagunes d'Abidjan et de Lagos et dans le lac côtier de Nokoué au Bénin.

Le traitement de la canne à sucre entraîne des déversements saisonniers de résidus dans la rivière Bandama à Ferkéssedougou, dans la rivière Comoé à Banfora (Burkina Faso) et dans la rivière Sabi-Lundi au Zimbabwe; il en est de même des résidus de transformation du café qui sont rejetés dans la rivière Bandama à Bouaflé et dans la rivière Nyando au Kenya. Les usines d'huile de palme, les usines de traitement du lait, du sisal, etc. sont également des sources importantes de déchets à forte DBO.

Alabaster (1983) et Calamari (1985) ont étudié l'état de la pollution aquatique au Burundi, au Cameroun, en Côte d'Ivoire, au Ghana, au Kenya, au Mali, au Malawi, au Nigéria, au Soudan, en Tanzanie et en Zambie. Tous deux citent les publications parues et activités de recherche menées dans ces pays. Une partie de ces travaux scientifiques porte sur les résidus organiques et leurs effets sur les eaux intérieures réceptrices.

Quelques expériences africaines sont décrites dans la section ciaprès; elles ont été choisies de façon à illustrer des situations dans lesquelles des masses d'eau subissent les effets de charges organiques, à faire le point des recherches conduites et à rappeler les effets observés dans les différents cas.

6.1 Afrique du Nord

En Afrique du Nord, les lacs du delta en Egypte souffrent d'une pollution organique, dont l'intensité varie selon les débits et la capacité de dilution. La profondeur de ces masses d'eau (Hydrodrome de Nozha, lac Mariout, lac Edku, lac Brollus et lac Manzalah) est de 1 m à1,5 m. Le lac Mariout, qui était autrefois un lac très productif, est maintenant considéré comme le plus pollué du delta; il est gravement altéré par les eaux usées domestiques provenant de la partie sud d'Alexandrie, par les résidus industriels de plusieurs usines construites à proximité de la rive nord du lac et par le ruissellement agricole. Vient ensuite, par ordre de gravité de la pollution, l'Hydrodrome de Nozha. Du fait de leur taille considérable, le lac Edku, le lac Brollus et le lac Manzalah accusent, outre l'incidence directs des déversements effectués à proximité, un gradient de pollution qui provient de régions plus éloignées.

Une proportion considérable de la matière organique allochtone importée sous forme d'eaux résiduaires et des substances organiques autochtones résultant de l'accroissement consécutif de la bioproductivité, se décompose, consommant de l'oxygène dissous et entraînant une désoxygénation de l'eau. Le biote, et en particulier les poissons, risquent l'asphyxie. Après épuisement de l'oxygène dissous, la décomposition anaérobie de la matière organique se poursuit (l'eau stagnante devient septique) dégageant des gaz de décomposition. Parmi ceux-ci, le sulfure d'hydrogène, reconnaissable à son odeur désagréable, est toxique. Les matières en suspension se déposent sur le fond, qu'elles finissent par recouvrir. Cela influe sur la reproduction des poissons et diminue la richesse de la faune benthique, importante pour la chaîne alimentaire. Dans le lac Mariout, les pêches en subissent les conséquences depuis une trentaine d'années. Quelques espèces de poissons ont diminué en nombre, ou même disparu. Les tilapias, relativement peu sensibles à la pollution, représentent maintenant environ 80 pour cent de la production halieutique de ce lac.

La pollution organique du lac Mariout et ses effets ont été abondamment étudiés par Saad (1972, 1972a, 1973, 1974, 1980, 1985), Saad et al. (1984), Wahby et Abdel-Mouniem (1979) et Wahby et al. (1978). Les sédiments de différents lacs du delta ont été analysés par Saad (1978, 1979, 1980a, 1980b). Saad (1978a, 1985a) décrit aussi la teneur en matière organique dissoute du lac Edku. Saad et al. (1973) ont observé des modifications de la formule sanguine des poissons imputables à la pollution.

Le Nil d'Egypte, c'est-à-dire le cours inférieur de ce fleuve, contient des concentrations considérables de matière organique imputables à des apports allochtones (principalement de résidus domestiques) et à une production autochtone (Saad, 1980c; Saad et Abbas, 1985). Les taux de matière organique du lac d'Assouan ne sont pas élevés au point d'entraîner une pollution de ce lac artificiel qui est, par la taille, le deuxième du monde. Evidemment, une partie de la matière organique présente dans ce lac provient de l'eau du Nil qui, elle-même la reçoit principalement des déversements effectués dans des pays situés en amont.

Le lac de Tunis est très touché par la pollution organique (Stirn, 1967, 1968, 1972, 1973). L'oxygène dissous est par endroits complètement épuisé et la décomposition anaérobie de la matière organique dégage du sulfure d'hydrogène, dont on peut percevoir l'odeur désagréable si l'on s'approche de ces zones septiques.

6.2 Afrique occidentale et centrale

En Côte d'Ivoire, environ 1,5 million de personnes, sur une population totale estimée à 7,9 millions d'habitants au milieu de 1979, sont concentrées dans Abidjan et ses environs. Sur ce nombre, environ 350 000 seulement sont desservies par le réseau d'égouts qui se déverse dans la lagune Ebrié. Pagès et Citeau (1978) ont analysé, sur un cycle d'un an, les concentrations de coliformes fécaux dans la partie centrale de la lagune et ont constaté que plusieurs zones sont fortement contaminées. La dégradation de l'environnement se manifeste aussi par de faibles concentrations, voire par l'absence d'oxygène sur le fond, par exemple dans les baies de Coccody, Marcory et Bietry, ainsi que par des modifications de la faune benthique. En fait, les populations benthiques des baies sont maintenant dominées par diverses espèces d'oligochaetes, considérées comme des indicateurs de forte pollution. La zone est également affectée par les rejets d'industries légères.

Au Ghana, Biney (1982) a classé toutes les zones du pays d'après le niveau de la DBO, en trois catégories: “zones non polluées et en voie d'amélioration” (<4 mg/l), “zones de qualité douteuse et médiocre” (4–12 mg/l) et “zones très polluées” (>12 mg/l). Sur les 16 lagunes étudiées par Biney (1982), 12 ont été trouvées polluées à des degrés divers; les lagunes très polluées sont celles de Korle (Accra) et de Chemu (près de Tema) qui sont le réceptacle des résidus industriels et domestiques. Le lac Barekese, lac artificiel situé dans la région Ashanti du Ghana, qui servait de réservoir d'alimentation en eau a été abondamment étudié (Amuzu, 1973, 1975).

Au Mali, la plupart des activités sont tributaires du Niger et de ses affluents. D'après des informations recueillies par Calamari (1985), les problèmes de pollution ne sont pas trop graves et pourraient être aisément résolus; la plupart des résidus consistent en matières oxydables.

Au Cameroun, plusieurs mortalités massives causées par un manque d'oxygène dû à une charge organique importante ont été enregistrées dans des zones fluviales partiellement aménagées près de Bafussam (Calamari, 1985).

Sauf dans quelques régions, les centres urbains du Nigéria n'ont pas de réseau centralisé d'égouts ni de système sanitaire d'évacuation des eaux excrémentielles. Les eaux résiduaires de plus de 186 agglomérations sont acheminées au moyen de fossés à ciel ouvert jusqu'aux cours d'eau et rivières, ce qui est un trait caractéristique de beaucoup de pays en développement (Sridhar et al., 1981). D'après Calamari (1985), il n'existe pas de données d'analyse concernant la lagune de Lagos (principale ville du Nigéria). Mais celle-ci, autrefois riche en poisson, est aujourd'hui considérée comme un mauvais coin pour la pêche (Adeyanju, 1979). Ekundayo (1977) rapporte que l'eutrophisation de la lagune de Lagos est principalement due à une vaste pollution par de grandes quantités de résidus industriels et domestiques. A Ibadan, Sridhar et al. (1981) ont étudié les caractéristiques chimiques et microbiologiques des eaux usées qui s'écoulent dans les égouts à ciel ouvert. Ces égouts transportent diverses substances qui contribuent à la pollution des cours d'eau, car leur parcours est généralement court et par conséquent n'offre que peu de possibilités d'autopurification des eaux résiduaires. Dans les zones fortement peuplées, les eaux usées présentent des valeurs plus élevées en ce qui concerne la turbidité, les solides totaux et en suspension, la matière organique oxydable, la DBO et l'azote ammoniaqué, et des concentrations négligeables d'oxygène dissous. Les eaux usées finissent par se jeter dans trois grands cours d'eau, qui peuvent être considérés comme des égouts à ciel ouvert dans lesquels l'eau, dépourvue de poissons, a une couleur qui va du grisâtre au noir. Dans un de ces cours d'eau, la qualité de l'eau peut être comparée à celle d'une eau résiduaire partiellement traitée; elle est trouble et contient des quantités considérables de solides totaux et de solides en suspension, de matière organique oxydable, de DBO et d'azote ammoniaqué (Sridhar et al., 1981).

Les effets de la pollution par les eaux usées sur la distribution et l'abondance de certains organismes, y compris les insectes, les algues et les crustacés, ont été étudiés (Oladimeji et Wade, 1984). Dans les parties anaérobies de la zone étudiée, seuls quelques invertébrés tolérants comme Eristalis et Psychoda ont été observés. Le nombre d'organismes augmente quand certaines conditions, telles que la concentration d'oxygène dissous et la conductivité électrique, s'améliorent. Certains poissons comme Epiplatys sp. et Barilius niloticus abondent dans les zones où les concentrations d'oxygène dissous sont élevées.

Les variations saisonnières du phosphate du sédiment par rapport à la colonne d'eau du lac Asejire, dans l'Etat d'Oyo du Nigéria, ont été étudiées par Egborge (1981). Quatre-vingt-dix pour cent du phosphate disponible est associé au sédiment du fond, qui fait fonction de réservoir.

D'après Beecroft et al., (1987) et Awanda (1987), l'essentiel de la charge organique déversée dans la rivière Kaduna provient des brasseries (NBL et IBBI). Leurs eaux résiduaires sont le produit des liqueurs d'extraction du grain et de la levure et ont l'odeur caractéristique du malt. Elles sont légèrement acides (pH 5–6) et ont une teneur élevée en matière organique soluble et en particules. Il a été démontré que les effluents des industries textiles contiennent des fibres, des substances organo-chimiques toxiques et des métaux lourds. Le phytoplancton est moins dense dans les endroits où la rivière Kaduna reçoit de fortes charges de polluants organiques. La faible variété floristique et faunistique en aval de l'égout de Kakuri, qui transporte les effluents d'usines textiles et de brasseries jusqu'à la rivière, s'explique par la pollution organique. Awanda (1987) a observé que la forte densité de certains groupes dominants de larves de chironomides et de nématodes en certains de ces points extrêmement pollués indique peut-être que seules ces espèces, qui supportent de faibles concentrations d'oxygène dissous, sont capables de survivre.

6.3 Afrique orientale

Les réseaux hydrographiques intérieurs de l'Afrique orientale ont subi, depuis le milieu des années 50, plusieurs transformations successives dues à diverses causes: pêche sélective intensive, modification de l'aire de drainage, invasion par des espèces introduites et altération physique ou chimique croissante de l'environnement. Au Kenya, la pollution organique et l'eutrophisation des eaux intérieures doivent être attribuées à l'accroissement de la population et à l'intensification des activités urbaines et industrielles et de la production agricole (Kallquist et Meadows, 1977; Meadows, 1980; Alabaster, 1983; Ochumba, 1985). Les proliférations d'algues et les mortalités de poissons observées dans le lac Victoria (Ochumba, 1987; Ochumba et Kibaara, 1989) et la diminution du nombre des espèces (Okemwa, 1984; Barel et al., 1985) sont un signe de la détérioration de la qualité des eaux. Les lacs de la Vallée du Rift (Baringo, Turkana, Naivasha, Nakuru et Elementaita) sont menacés par la récession du niveau des eaux, conséquence de la sécheresse, ainsi que par les cultures industrielles et l'exploitation agricole de leurs rives (Meadows, 1978; Harper, 1984).

Les problèmes potentiels de pollution organique des eaux intérieures de la Tanzanie ont été décrits par Ngoile et al. (1978), Alkbrant (1979) et McAuslan (1980); les principales menaces pour le lac Tanganyika sont l'exploitation agricole des rives et les prospections pétrolifères. Au Burundi, les principales préoccupations sont liées aux rejets d'eaux usées et de déchets industriels dans le lac Tanganyika (REGIDESO, 1980) et aux apports de l'agriculture dans la rivière Rizizi (Autrique, 1977). Une relation a été établie entre les déversements intérieurs effectués dans les lacs de la Vallée du Rift en Ouganda et en Ethiopie, les hécatombes de poissons et les proliférations d'algues (Burgis, 1978; Belay et Wood, 1984) conséquences d'un enrichissement en nutriments et d'un appauvrissement en oxygène. Magasa (1978) est arrivé à la conclusion qu'au Malawi, la pollution organique est centrée autour de la ville de Blantyre et de la rivière Shire, qui reçoit les résidus de l'agriculture. En Zambie, Mumba et al. (1978) ont indiqué que la pollution de l'eau est un problème qui touche surtout la rivière Kajue et qu'elle résulte du développement industriel et urbain; les hécatombes de poissons qui ont eu lieu dans cette rivière (Kaoma et Salter, 1979) éaient dues à des concentrations excessives de composés azotés.

6.4 Afrique australe

Marshall a fourni, pour 33 lacs du Zimbabwe, des données limnologiques, qu'il a utilisées pour prédire les rendements en poisson. En dehors de lacs eutrophisés comme le lac McIlwaine, il a constaté que le phosphore est le principal nutriment limitant.

Depuis le début des années 60, plusieurs proliférations d'algues se sont produites dans le lac McIlwaine par suite d'un enrichissement en nutriments lié aux rejets urbains de la ville de Harare. Des mesures ont été prises pour corriger l'eutrophisation; par exemple, certains effluents ont été utilisés pour fertiliser les terres agricoles autour de la ville, en particulier pendant la saison des pluies. Ces mesures sont toutefois considérées comme insuffisantes (Wells, 1975).

Thornton (1981) a présenté une étude plus récente de la situation de ce lac qui porte un titre éloquent: “Le lac McIlwaine: une catastrophe écologique évitée”. Il décrit le rétablissement du lac après que des mesures sérieuses aient été prises pour réduire la charge totale en nutriments. Dans la même zone - la région de Harare - Thornton et Nduku (1982) ont montré que les eaux de drainage provenant de zones fortement urbanisées avaient des teneurs en nutriments de 2 à 20 fois supérieures à celles des eaux provenant des zones de forêt et de savane.

7. CONTROLE DE LA POLLUTION ORGANIQUE

Cette analyse des effets de la pollution organique sur les eaux intérieures met en évidence la nécessité de maîtriser ce type de pollution, le mieux étant de la contrôler à l'origine. Comme beaucoup de sources de pollution organique émettent en même temps d'autres polluants, leur surveillance permet de résoudre du même coup un certain nombre de problèmes.

Bien que la matière organique soit la principale source de pollution des eaux intérieures africaines, il est peu probable que des rejets de quantités limitées de polluants organiques puissent avoir des effets nuisibles sur les grands lacs, ou même sur de petites masses d'eau. En fait, chaque environnement a la capacité de recevoir des charges limitées et quantifiables de polluants; c'est ce que l'on appelle la capacité de l'environnement (GESAMP, 1986). En outre, il est possible de contrôler les déchets organiques, quand ils sont en grandes quantités, par l'introduction de technologies plus économiques et qui peuvent même faciliter l'emploi des nutriments à des fins constructives. Toutefois, ce ne sont pas seulement les effets primaires qu'il faut surveiller, mais aussi les processus de pollution organique secondaire, qui peuvent provoquer des dommages irréversibles aux écosystèmes.

Il faut adopter des mesures juridiques, administratives et techniques pour atténuer ou supprimer les effets indésirables des charges organiques, tels que des modifications physiques, chimiques et biologiques inacceptables des eaux intérieures réceptrices. Le contrôle de la pollution aquatique appelle pour cela un travail multidisciplinaire.

7.1 Responsabilités nationales à l'égard du contrôle de la pollution aquatique

A l'échelon national, comme l'a dit Lesaca (1978), la lutte contre la pollution aquatique peut se faire par:

1. l'élaboration d'une politique nationale de contrôle de la pollution;

2. l'adoption d'une législation appropriée, et

3. la mise en place de dispositifs institutionnels (administratifs et techniques) permettant de réglementer, surveiller et mettre en oeuvre le contrôle de la pollution.

7.1.1 Politique nationale

Un pays doit se fixer des objectifs en matière de contrôle des sources existantes de pollution et de prévention des nouvelles causes de pollution. Dans les pays développés et dans quelques pays en développement, de telles politiques font partie de la législation. Lesaca (1978) a décrit, sous divers angles les politiques écologiques nationales: évolution de la politique écologique, volonté politique des gouvernements, politiques d'environnement et développement, et stratégies de prévention de la pollution, de protection et de renforcement de l'environnement.

7.1.2 Législation

Une fois la politique nationale décidée, il faut la traduire en textes législatifs visant à protéger l'environnement aquatique par le contrôle et la prévention de la pollution. La plupart des pays développés, mais aussi quelques pays en développement, ont mis en oeuvre des législations sur l'environnement. Alabaster (1983) et Calamari (1985) ont fait le point de la situation dans onze pays d'Afrique orientale, occidentale et centrale. D'après Alabaster (1983), la législation sur le contrôle de la pollution des eaux a évolué rapidement dans plusieurs pays, tandis qu'elle est encore à l'étude dans d'autres. Dans quelques cas, on se sert déjà de la législation sur l'environnement pour combattre efficacement la pollution.

Il faut espérer que chaque pays africain, tenant compte de l'expérience des pays développés pour éviter les erreurs que ceux-ci ont pu commettre, aura dans les prochaines années sa propre législation sur l'environnement. Il importe que cette législation prévoie la réalisation d'évaluations d'impact sur l'environnement, façon d'introduire des considérations écologiques dans toutes les activités de développement dès le stade de la planification. Elle doit aussi comporter des mécanismes d'application des lois sur la lutte contre la pollution aquatique, si possible avec l'appui de services locaux et provinciaux.

7.1.3 Application des procédures

7.1.3.1 Normes et critères

L'établissement de normes présente un intérêt particulier. Pour ce qui concerne la qualité des eaux, il existe deux types de normes: les normes de qualité des eaux, qui définissent les caractéristiques que doit présenter une masse d'eau selon son utilisation principale, et les normes concernant les effluents, qui fixent les charges polluantes limites qui peuvent être rejetées ponctuellement dans les eaux réceptrices. Pour ce qui concerne la pollution organique, les principaux paramètres à surveiller au moyen de ces normes sont le pH, la couleur et la turbidité, les nutriments (P et N), les solides en suspension et les solides totaux, la DCO et la DBO (Lesaca, 1978).

Les termes “normes” et “critères” utilisés en matière de contrôle de la pollution des eaux et souvent traités comme synonymes et interdépendants sont en fait clairement distincts. Les normes sont des valeurs limites fixées par la loi et établies en vertu de compromis entre demandes concurrentes. Les critères sont des évaluations quantitatives obtenues au moyen de la recherche scientifique et de méthodes d'analyse bien définies. Biney et al. (1987) ont abondamment traité de cette question. En conséquence, un critère s'applique à un seul paramètre et à une seule utilisation de l'eau (par exemple un critère DCO ou DBO pour les eaux utilisées pour l'aquaculture). Il y aura ainsi des critères spécifiques correspondant à divers usages pour chaque paramètre; le critère général devra s'aligner sur la valeur la plus restrictive.

La Commission européenne consultative pour les pêches dans les eaux intérieures (CECPI) a entrepris d'établir des critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douce en Europe. Des critères ont été formulés pour différents paramètres, dont certains peuvent s'appliquer au contrôle de la pollution organique, par exemple ceux qui concernent les solides en suspension, le pH et l'ammoniac (Alabaster et Lloyd, 1982).

Toutefois, les critères établis pour la région européenne se fondent sur les conditions climatiques et sur les espèces de poissons propres à l'Europe et ne peuvent par conséquent s'appliquer sans discrimination à d'autres régions. Les critères établis pour l'Europe et pour d'autres régions pourraient cependant être utilisés pour servir au contrôle de la pollution organique des eaux en Afrique; il faudrait pour cela les adapter en tenant compte des conditions climatiques et de la situation géographique particulière de ce continent. Ce serait une première étape, mais il n'en faut pas moins commencer à travailler sur des critères spécifiquement africains afin d'établir sur des bases scientifiques le contrôle de la pollution des eaux en Afrique.

7.1.3.2 Programmes de surveillance

Il faut mettre en place des systèmes de surveillance qui permettent de vérifier l'état de santé des environnements aquatiques et les effets de lourdes charges de résidus organiques sur les biotes, spécialement pour les espèces commercialement importantes. Dans les pays africains, la marche à suivre pour établir un programme de surveillance pourrait être la suivante:

Il faudrait entreprendre une enquête pour identifier les principales sources de pollution. Calamari (1985) rapporte que, dans les cinq pays qu'il a visités en Afrique occidentale et centrale, un registre de sources ponctuelles de pollution a été établi ou que des préparatifs en ce sens en sont à un stade avancé. Pour chaque masse d'eau, on calcule la DBO et diverses autres caractéristiques de la qualité des eaux du point de vue des résidus organiques, rejetés non traités ou après passage par une station d'épuration municipale ou industrielle. Les charges organiques des eaux réceptrices doivent aussi être étudiées en tenant compte des variations saisonnières du ruissellement et de l'activité biologique.

A l'issue de cette enquête, il faudra ensuite dresser une carte des eaux réceptrices montrant, pour chaque masse d'eau, la charge de la pollution organique exprimée en DBO et ses différentes sources, ainsi que le nombre de stations d'épuration disponibles pour traiter les résidus domestiques et industriels. Au vu de cette carte, on pourra savoir dans quelles zones la pollution organique est sérieuse. Il faudra réserver une attention spéciale à ces zones et en surveiller les différents compartiments (eaux, sédiments et organismes) sur une période convenable (un à deux ans).

La surveillance biologique est une méthode qui utilise des organismes vivants comme senseurs de la qualité de l'environnement; la composition et la diversité des espèces, ainsi que les densités de population, diminuent généralement quand la qualité de l'eau se dégrade. La méthodologie consiste à rassembler et traiter des échantillons, identifier et dénombrer les organismes aquatiques, et mesurer la biomasse. Comme la collecte des échantillons et les observations sont faites sur le terrain tandis que les analyses sont effectuées au laboratoire, il est préférable que les stations de recherche soient installées à proximité des zones polluées.

Les résultats obtenus dans les zones retenues comme fortement polluées serviront à concevoir un programme de suivi continu couvrant toutes les eaux intérieures polluées d'un pays. La réalisation d'activités de suivi sur une aussi vaste échelle nécessite l'implantation d'un certain nombre de laboratoires spécialisés auprès d'instituts de recherche et de départements des pêches bien équipés, ainsi qu'un nombre suffisant de techniciens et de scientifiques dûment formés. Dans certains pays africains, il existe bien des laboratoires s'occupant de la pollution des eaux, mais ils ne disposent pas de moyens suffisants. Il est donc fortement recommandé non seulement de créer de nouveaux laboratoires mais aussi d'améliorer l'équipement et la structure des laboratoires existants.

7.2 Mesures correctives

7.2.1 Traitement des résidus organiques

Une énorme proportion de la population africaine vit en milieu rural; c'est pourquoi les techniques de traitement des eaux usées appliquées en Afrique vont des systèmes les plus simples aux plus modernes. Certaines industries, comme l'agro-alimentaire et le textile, sont généralement installées dans des centres urbains. Elles déversent généralement leurs eaux usées dans le réseau d'égouts qui aboutit à la station municipale d'épuration. Les rejets industriels sont donc traités de la même façon que les eaux d'égout, c'est-à-dire par sédimentation, par des procédés biologiques et, récemment, par précipitation chimique également. Ce traitement convient parfaitement aux résidus organiques de ces industries. Mais, pour diminuer la charge qui retombe sur la station d'épuration de la collectivité, il faudrait que les industries diminuent intérieurement leurs résidus organiques, c'est-à-dire que ces résidus subissent un traitement à l'intérieur de l'usine. Les principes des méthodes actuellement utilisées pour le traitement des eaux résiduaires ont été examinés en détail par Zain-ul-Abedin (1978). Ils ont aussi été résumés par Bruneau (1974) et Landner (1978) qui ont surtout traité de la question des déchets industriels. Ces deux auteurs donnent une représentation graphique des différents types de traitement des eaux usées (figure 1).

Le traitement biologique le plus simple consiste à utiliser une petite lagune et à laisser à la nature le problème de la décomposition. Quand la lagune, devenue anaérobie, dégage une odeur déplaisante il faut lui adjoindre une deuxième lagune qui travaille en conditions aérobies (figure 1).

Cette lagune aérée peut être chargée plus lourdement (figure 1.2). Mais ces deux traitements ne sont pas recommandés dans les zones fortement peuplées. Une méthode plus efficace consiste à utiliser des bassins de sédimentation, qui ont en outre l'avantage de pouvoir être régulièrement nettoyés des boues de décantation et des matériaux flottants. Il existe deux types de procédés biologiques permettant de traiter de grandes quantités d'eau en peu de temps. Le plus ancien est le système du filtre goutte-à-goutte, dans lequel l'eau passe sur des pierres ou sur des matériaux plastiques à la surface desquels des micro-organismes forment un revêtement superficiel et où se produit la dégradation biologique (figure 1.4). La deuxième méthode est celle des boues activées, dans laquelle des micro-organismes sont en suspension dans l'eau qui doit être traitée (figure 1.5). Ce système peut être chargé davantage que celui des filtres goutte-à-goutte. Ces installations de traitement ne diminuent pas la quantité de nutriments, spécialement de phosphore, présente dans les eaux usées. Une partie des boues peut aussi s'échapper avec l'effluent et aboutir dans les eaux réceptrices. C'est pourquoi, dans certains cas, la méthode des boues activées doit être complétée par une précipitation chimique des nutriments (figure 1.6). La méthode de traitement des eaux usées la plus populaire au Nigéria est le système des fosses septiques Imhoff, qui permet la décomposition anaérobie et la décantation des eaux usées dans des fosses creusées et fermées. Ces fosses sont scellées avec du béton pour prévenir les mauvaises odeurs et la diffusion des bactéries transmises par les eaux excrémentielles.

1.	LAGUNES
2.	LAGUNES AEREES
3.	SEDIMENTATION
4.	TRAITEMENT BIOLOGIQUE; FILTRE GOUTTE-A-GOUTTE
5.	TRAITEMENT BIOLOGIQUE, BOUES ACTIVES
6.	TRAITEMENT CHIMIQUE

figure 1 - Différents types de traitement des eaux résiduaires

Les méthodes classiques de traitement des eaux résumées ci-dessus n'éliminent qu'une partie des nutriments critiques (azote et phosphore). En conséquence, même les eaux usées traitées altèrent souvent la qualité des eaux réceptrices par suite de l'augmentation de la teneur en nutriments et de la croissance des algues (eutrophisation) (Stirn, 1973; Zain-ul-Abedin, 1978). Si l'on veut protéger l'environnement aquatique, c'est un problème qu'il faut résoudre. On s'est aperçu; dans une usine-pilote laboratoire, que les échanges d'ions au moyen de résines étaient un moyen efficace de traiter les effluents d'une usine municipale de traitement secondaire et de prévenir l'eutrophisation des eaux réceptrices (Liberti et al., 1981).

Il existe de nos jours de bonnes méthodes de traitement des eaux usées et des résidus organiques industriels, méthodes que l'on améliore sans cesse. Un traitement correct des eaux usées produit néanmoins des quantités croissantes de boues, dont l'évacuation pose déjà dans certains pays un énorme problème. Cillié (1979) a présenté une étude prospective sur le traitement, l'utilisation et l'évacuation des boues.

Il ne suffit pas de pourvoir au traitement des eaux usées, pratique qui ne consiste souvent qu'à transférer purement et simplement un polluant d'un milieu à un autre. Il est préférable de réduire la quantité de résidus à la source, c'est-à-dire de limiter dans toute la mesure du possible la production de polluants en recourant à des technologies ne produisant que peu ou pas de résidus. Ce genre de technologie repose sur des concepts tels que la récupération des ressources, le recyclage des déchets et l'utilisation des résidus, le but étant de contourner la nécessité de traiter, déverser ou évacuer de grands volumes de déchets et de restreindre la demande de matières premières, d'énergie et d'eau.

7.2.2 Utilisation des effluents

La réutilisation des eaux usées domestiques et industrielles n'est pas une notion nouvelle. L'utilisation des eaux usées pour l'irrigation constitue en même temps une méthode pratique de traitement, car les sols agricoles et forestiers se sont révélés être des “filtres vivants” capables d'extraire efficacement les polluants des eaux usées. Bouwer et Chaney (1974) ont passé en revue la littérature traitant de l'application des eaux usées sur des sols minéraux. D'après Whitman et al. (1983), l'irrigation de surface est un procédé valable de traitement des eaux usées municipales et industrielles. Un système d'irrigation superficielle correctement conçu et utilisé peut diminuer de plus de 90 pour cent la DBO et les solides en suspension, et d'environ 70–90 pour cent la quantité d'azote. D'après Terry et Tate (1981), le sol organique qu'ils ont étudié peut éliminer efficacement la majeure partie de l'azote et du phosphore contenus dans les effluents des stations de traitement secondaire. La présence d'une culture renforce considérablement l'effet de purification.

La réutilisation des eaux en agriculture est fortement recommandée dans les zones arides et dans les pays qui ont des problèmes de sécheresse. Toutefois, Sridhar et al. (1981) sont arrivés à la conclusion que le déversement d'eaux usées non traitées sur des sols portant des cultures maraîchères retentit sur la productivité du sol et que les légumes ainsi cultivés sont contaminés par des organismes pathogènes qui les rendent impropres à la consommation humaine, spécialement s'ils sont mangés crus (Pillai, 1955; Sridhar et Pillai, 1973).

L'utilisation des étangs de pisciculture pour le traitement des eaux usées et la production de protéines paraît vouée à un avenir prometteur. L'emploi des eaux usées domestiques comme engrais en pisciculture est admis dans plusieurs pays et donne de bons résultats. Il est cependant préférable de traiter les eaux usées avant de les introduire dans les étangs de pisciculture, afin de diminuer la charge organique. Dans les étangs de pisciculture auxquels on n'applique ni engrais ni aliments artificiels, il est préférable d'utiliser des eaux usées ayant subi un traitement primaire, qui contiennent moins de matière organique que les eaux usées brutes mais davantage de nutriments que des eaux ayant subi un traitement secondaire. Il est possible toutefois que l'emploi des eaux usées dans les étangs de pisciculture se traduise par une plus forte incidence des parasitoses intestinales chez les personnes qui consomment, cru ou insuffisamment cuit, du poission contaminé.

7.3 Formation, éducation et information du public

Il faut éduquer et former des techniciens et des cadres, car le manque de personnel qualifié est un des principaux obstacles au contrôle efficace de la pollution des eaux. On peut soit envoyer des chimistes, des biologistes et des limnologistes recevoir une formation à l'étranger soit organiser, sous la supervision d'experts nationaux et étrangers expérimentés, des programmes nationaux de formation. La formation doit porter sur les techniques d'échantillonnage et d'analyse, le suivi biologique, la biologie et l'écologie des espèces de poissons commercialement importantes et la technologie de traitement des eaux usées. Il importe également de mobiliser l'opinion publique en faveur du contrôle de la pollution des eaux en introduisant les questions d'environnement dans les programmes scolaires et en sensibilisant les intéressés par l'intermédiaire des médias.

7.4 Coopération régionale dans le domaine de l'utilisation des ressources hydriques partagées

Les gouvernements africains ont conclu plusieurs accords en vue de coopérer, d'une manière écologiquement sûre et durable, à la mise en valeur de leurs ressources fluviales ou lacustres communes. Certains de ces accords ont abouti à la mise en place de Commissions, comme celles du lac Tchad, du fleuve Niger et du fleuve Sénégal, et à des plans d'action comme le Plan d'action pour le bassin du Zambèze (United Nations, 1970; Alabaster, 1983; David, 1988). Pour l'aménagement conjoint des ressources halieutiques, le CPCA a créé les sous-comités du lac Victoria et du lac Tanganyika. Ces accords visent à promouvoir l'emploi de ressources hydriques partagées en vue du développement socio-économique, mais la menace que fait peser sur la qualité des eaux la pollution résultant des eaux usées domestiques, des rejets industriels et du développement de l'agriculture à l'intérieur des bassins versants appelle désormais une attention urgente. Dans beaucoup de pays, la pollution des eaux augmente et les opérations de mise en valeur entreprises en amont d'un cours d'eau ont souvent des effets néfastes sur la qualité des eaux en aval. Bernascek (1984) a étudié les incidences écologiques des grands barrages construits en Afrique et a montré que, en aval du barrage du Kainji au Nigéria, du barrage du Roseires sur le Nil Bleu et du barrage d'Akosombo sur la Volta au Ghana, la désoxygénation de l'eau a entraîné des mortalités de poissons.

A mesure que la consommation d'eau augmente, les pays qui partagent des ressources hydriques doivent établir des plans complets de contrôle et de surveillance de la pollution pour éviter que la dégradation de la qualité des eaux en un point donné de leur territoire ne provoque des conflits ailleurs.

8. CONCLUSIONS

• La pollution due à la matière organique et aux nutriments a une importance considérable pour les eaux et les pêches intérieures de l'Afrique.

• Des mesures correctives doivent être prises; beaucoup d'informations manquent encore et il faut entreprendre des programmes de recherche spécifiques à l'échelon national et régional. Pour cela il faut pouvoir compter sur un réseau de laboratoires convenablement équipés.

• Il faudrait que les pays africains échangent des données et des expériences sur la pollution organique et son contrôle, en particulier sur les procédés d'auto-purification dans les conditions climatiques de l'Afrique et les méthodes de traitement applicables aux résidus organiques d'origine domestique et industrielle et adaptées à l'Afrique.

• Il faut accroître le nombre des experts spécialisés dans ces questions et intensifier la formation et l'éducation.

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