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Dépôt Institutionnel de l’Université libre de Bruxelles / Université libre de Bruxelles Institutional Repository
Thèse de doctorat/ PhD Thesis Citation APA:
Taleb, A. (1997). Pollution diffuse ou localisée des eaux de la Senne en amont de Tubize (Belgique) par les nutriments (Unpublished doctoral dissertation). Université libre de Bruxelles, Faculté des sciences, Bruxelles.
Disponible à / Available at permalink : https://dipot.ulb.ac.be/dspace/bitstream/2013/212206/1/2be4705a-4cba-48de-8997-c1218b2e41b1.txt
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UNIVERSITÉ LIBRE DE BRUXELLES FACULTÉ DES SCIENCES
LABORATOIRE DE TRAITEMENT DES EAUX ET POLLUTION
POLLUTION DIFFUSE OU LOCALISÉE DES EAUX DE LA SENNE EN AMONT DE TUBIZE (BELGIQUE)
PAR LES NUTRIMENTS
Thèse présentée pour l’obtention du grade de Docteur en Sciences par:
Abdeslam TALEB
UNIVERSITÉ LIBRE DE BRUXELLES FACULTÉ DES SCIENCES
LABORATOIRE DE TRAITEMENT DES EAUX ET POLLUTION
POLLUTION DIFFUSE OU LOCALISÉE DES EAUX DE LA SENNE EN AMONT DE TUBIZE (BELGIQUE)
PAR LES NUTRIMENTS
Thèse présentée pour l’obtention du grade de Docteur en Sciences par:
Abdeslam TALEB
Directeur de Thèse: Professeur R.WOLLAST
UNIVERSITE LIBRE DE BRUXELLES
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FACULTE DES SCIENCES Secrétariat
L'épreuve publique pour l’obtention du grade académique de Docteur en Sciences de Monsieur
Abdeslam TALEB, Licencié Spécial en Hydrologie, aura lieu le :;
JEUDI 03 JUILLET 1997 A 16.00 HEURES
I
en la salle DBS.236, Campus du Solbosch, Bâtiment D, Niveau 5
Avenue Depage à 1050 - Bruxelles.
)■,Monsieur Abdeslam TALEB présentera et défendra publiquement une dissertation originale intitulée :
« Pollution diffuse ou iocaiisée des eaux de la Senne en amont de Tubize (Belgique) par les nutriments » ;
et une thèse annexe intitulée :
« Il est possible de simuler au laboratoire l'impact de la pollution ponctuelle et/ou diffuse par i’utilisation de réacteurs mélangeurs en série »
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Directeur de thèse : Monsieur le Professeur R. WOLLAST
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UNIVERSITÉ LIBRE DE BRUXELLES FACULTÉ DES SCIENCES
Laboratoire de Traitement des Eaux et Pollution prof. R. WOLLAST
Intitulé de la thèse annexe:
Il est possible de simuler au laboratoire l’impact de la pollution ponctule et/ou diffuse par l’utilisation de
réacteurs mélangeurs en série.
présentée par: Abdeslam TALEB
en vue de l’obtention du grade
de Docteur en Sciences
UNIVERSITE LIBRE DE BRUXELLES
□ CT-;] CT
FACULTE DES SCIENCES
SECRETARIAT
(Document destiné à la bibliothèque).
Je soussigné,
NOM ..:ïlk£.h..
Prénom :...
autorise O n'autorise pas
la consultation de ma thèse de doctorat intitulée :
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X/ù txA ^ .
Bruxelles, le £.7
Signature ;
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5 S'Y
Remerciemen ts
Au moment de conclure ce travail, j’exprime ma sincère reconnaissance:
A Monsieur le professeur Rolland Wollast pour m'avoir accueilli dans son laboratoire et m 'avoir soutenu et conseillé dans l'accomplissement de ce travail. Je tiens à lui rendre ici l'hommage de ma profonde gratitude.
Au Dr Ir M. Verbanckpour sa disponibilité constante, son écoute et surtout pour l’aide apportée à l'interprétation des résultats et à la révision du manuscrit.
Au Dr M.Van Clooster de l’Unité de Génie Rural L.L.N, qui a bien voulu examiner ce travail. Merci pour ces judicieux conseils et sa disponibilité.
Au Dr L. Chou pour l'intérêt qu 'elle a témoigné à plusieurs reprises pour mon travail.
A Mme. M. Loijens pour tous les moyens qui a mis en oeuvre en faveur de mes activités de recherche. Sans son efficace collaboration, ce travail n 'aurait pu être réalisé.
Je n 'oublierai pas non plus tous ceux qui m'ont apporté des données et des informations dont l'importance a été majeure pour la conception de certains chapitres. Je pense particulièrement:
Au Professeur Persoons, qui m'a gracieusement fourni le modèle MHM, en plus de l'accueil et de l'aide dont j'ai pu bénéficier dans son service. Je sonde ici particulièrement au Dr A. El Idrissi pour sa précieuse aide à l'application du modèle MHM et pour son soutien fraternel.
A la Direction Générale des Ressources Naturelles de l'Environnement, Ministère de la Région Wallone et spécialement à Monsieur Bouvry qui m’a fourni les mesures de débit à Stenkerque, ainsi qu 'à Monsieur Clignet du Service Taxe et Redevance qui m'a procuré les données relatives aux déversements des eaux usées industrielles.
A Monsieur P. Dewil du Service d'Etude Hydrologique (SETHY) qui a mis à ma disposition un élément vital à mon travail, à savoir les débits horaires à Tubize durant toute la période de surveillance.
Je réserve également mes sincères remerciements à tous les membres du service Traitement des Eaux et Pollution et de l'Océanographie Chimique. Je pense plus particulièrement:
A J-P. Vanderbourgh et P. Wollast pour leur collaboration.
A N. Canu, D. Bajura, O. Dufou et S. De Beer pour leur fructueuse aide technique, que ce soit sur le terrain, en atelier ou au laboratoire.
Mes plus vifs remerciements vont également à S. Chahboun et à tous mes amis et collègues, dont la collaboration étroite fût essentielle à l'élaboration de ce travail.
Enfin, je suis profondément reconnaissant envers mes parents, mes frères et soeurs:
puissent-ils trouver ici la récompense des sacrifices qu 'ils ont consentis pour moi.
TABLE DES MATIÈRES
I. INTRODUCTION ET APPROCHE GÉNÉRALE
Introduction ... 1
1.1. Phénomène d'eutrophisation... 2
1.2. Biogéochimie de l'azote et du phosphore ... 3
1.3. Libération d’autres éléments chimiques par le bassin versant en relation avec le phénomène d’eutrophisation... 11
1.4. Les processus biologiques... 12
1.5. Transfert de substances chimiques du bassin versant vers le milieu aquatiquelS 1.6. Objectifs du travail... 15
IL PRESENTATION GÉNÉRALE DU BASSIN VERSANT ET OCCUPATION DU SOL Historique... 18
11.1. Caractéristiques physiques générales ... 18
11.2. Occupation du sol et activités humaines... 32
11.3. Conclusion ... 38
III. APPROCHE HYDROLOGIQUE ET QUANTIFICATION DU RUISSELLEMENT NI. 1. Concept hydrologique ... 39
111.2. Déscription de l'ecoulement sur le plan quantitatif le modèle hydrologique maille: mhm... 41
111.3. Conclusion... 58
IV. METHODOLOGIE D’ANALYSES CHIMIQUES ET ÉCHANTILLONNAGE DES EAUX VI. 1. Méthode d'échantillonnage des eaux ... 61
V1.2. Méthodes d'analyse des eaux... 64
V. SOURCES DE POLLUTION ET ORIGINES DES APPORTS
V.1. Apports diffus... 68
V.2. Apports ponctuels... 78
V. 3. Conclusion ... 82
VI. COMPOSITION CHIMIQUE DES EAUX DE LA SENNE EN AMONT DE TUBIZE VI. 1. Concept general ... 84
V1.2. Corrélations entre les differents paramétrés de qualité des eaux... 87
VI.3. Analyse des profils longitudinaux ... 95
VI. 4. Perception temporelle... 115
VII. PROCÉDÉ QUALITATIF DE L’ÉCOULEMENT: APPLICATION DU MODÈLE QUAL2E VII. 1. Présentation du modèle... 121
Vil.2. Résultats et discussion... 147
VII.3. Analyse d'incertitude et de sensibilité... 153
VII. 4. Conclusions ... 172
VIII. COMPORTEMENT DES SUBSTANCES EN SOLUTION EN FONCTION DU DÉBIT ET EVALUATION DES FLUX VIII. 1. Effet du débit sur le comportement des substances en solution... 204
VIII.2. Effet du débit sur les substances en solution ... 204
VIII.3. Evaluation des flux... 204
VII1.4. Conclusion... 215
IX CONCLUSIONS... 216
X BIBLIOGRAPHIE 226
I. INTRODUCTION ET APPROCHE GÉNÉRALE
Introduction ... 1
1.1. Phénomène d'eutrophisation... 2
1.2. Biogéochimie de l'azote et du phosphore ... 3
I.2.1 Cycle d'azote: sources et transformations ... 5
1.2.2. Cycle du phosphore...8
1.2.3 L'azote et le phosphore dans le sol... 10
1.3. Libération d’autres éléments chimiques par le bassin versant en relation avec le phénomène d’eutrophisation...11
1.4. Les processus biologiques...12
1.5. Transfert de substances chimiques du bassin versant vers le milieu aquatique 13
1.6. Objectifs du travail...15
I. INTRODUCTION ET APPROCHE GÉNÉRALE
Introduction
Dans la ville ou la campagne d'autrefois comme aujourd'hui, le prélèvement des eaux destiné à différentes utilisations s’effectue dans différents types de réservoirs naturels (nappes souterraines, lacs, rivières etc.). Les besoins en cette richesse restent, plus que jamais, un bien indispensable à nos sociétés. D'une part, ces besoins augmentent avec l'accroissement de la population des villes, le développement agricole et les besoins industriels. D'autre part, ces eaux ayant été consommées ou utilisées seront rejetées dans le système naturel, souvent chargées d’impureté et de souillure. En Belgique, il n’y a pas de problème quantitatif d’approvisionnement en eau. La plupart des utilisations consistent à utiliser l’eau comme vecteur de déchets produits par l’activité humaine. Ces usages s’accompagnent donc d’une altération de sa qualité, et l’eau restituée au réseau hydrographique est souvent impropre à un usage ultérieur qui nécessite une qualité élevée (E. De Becker: 1986). Les causes de pollution ne cessent de se diversifier avec le temps et cette source de vie qui est l’eau, se dégrade continuellement et demeure menacée jours après jours. Notons que les eaux de surface sont les resources en eaux les plus facilement accessibles, rapidement renouvelables, et généralement les moins coûteuses, mais aussi les plus exposées à des rejets polluants.
Quelle que soit l’origine de la pollution (physique, chimique ou biologique), la dégradation de la qualité de l’eau est toujours un problème qui préoccupe les gestionnaires de l’eau. Cependant, un des problèmes majeurs qui menacent la qualité des eaux de surface, dans les pays développés et en voie de développement, est son enrichissement en éléments nutritifs minéraux (azote, phosphore et potassium). Cet enrichissement a pour conséquence une altération de la qualité des eaux et un déséquilibre de l’écologie des rivières, lacs, etc.
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C'est un processus qui se manifeste par une croissance planctonique excessive (plancton), en connexion avec les algues et les macrophytes aquatiques. Cette activité accrue provoque ainsi des fluctuations importantes de la teneur en oxygène dissous et du pH. Ce phénomène, connu généralement sous le terme d'eutrophisation, s'accompagne souvent d'une mortalité massive, voire une extermination des organismes supérieurs, notamment les poissons. Ceci entraîne, par conséquent, des effets néfastes dans l'exploitation des eaux de rivières, lacustres, estuariennes et marines.
1.1. Phénomène d'eutrophisation
Pendant le dernier tiers de ce siècle, de nombreux lacs et réservoirs, ensuite les estuaires et les régions côtières des pays industrialisés ont connu une augmentation considérable des apports en substances fertilisantes dus aux activités humaines. Ils ont, ainsi, présenté une fertilité accrue sous forme d'une prolifération des algues et des plantes aquatiques {Veutrophisation). L'eutrophisation se traduit, en tant que phénomène naturel, par une forme de vieillissement du milieu récepteur par un changement d'état progressif, en passant par des stades intermédiaires (mésotrophe, polytrophe,...), avant d'atteindre l'état eutrophe ou hypereutrophe. Cependant, l'intervention de l'activité humaine accélère (en quelques années, voire quelques mois) cette évolution qui aurait demandé des centaines, voire des milliers d'années.
Parmi les éléments nutritifs des rivières, le phosphore et secondairement l'azote sont les deux éléments responsables de l'eutrophisation (Vollenweider, 1968; Golterman, 1973).
Il a été montré, dans la majorité des plans d'eau et des réservoirs du monde, et en particulier ceux d’Europe, que le phosphore est l'élément limitant qui régit l'état trophique (OCDE 1982, Meybeck et al. 1990). Les premiers signes de l'eutrophisation apparaissent dès que la concentration en phosphore dépasse 0.01 mg/l dans les eaux stagnantes (Nyns, 1986). Dans
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le cas des rivières, l'hydrodynamique accentuée intervient et repousse les limites de l'eutrophisation à des seuils plus élevés quand les barrages et les lacs artificiels ne s'y opposent pas. Les normes de l'E.P.A (Environmental Protection Agency) concernant la limite maximum admise pour la prévention contre la prolifération des algues sont de l'ordre de 0.05 mg de P/l pour les rivières qui se déversent dans des lacs et de 0.1 mg de P/I pour les rivières qui ne se déversent pas directement dans des lacs (Smith et al, 1982).
Dès lors, le problème d'eutrophisation constitue une des principales formes de pollution des réservoirs d'eau de surface, que ce soit des eaux douces ou des eaux salées. En effet, c'est un problème qui préoccupe l'humanité à l'échelle du globe. Par ailleurs, les apports fluviaux en nutriments ne cessent d'augmenter et dépassent largement les niveaux d'apports naturels. Les principales sources sont les apports des eaux domestiques et les eaux de ruissellement agricoles transportées aux réservoirs via les rivières. D'une part, le contrôle de la contamination par les nutriments dans les eaux de surface nécessite une connaissance précise des sources des nutriments. D'autre part, la connaissance du comportement des nutriments dans les cours d'eau et du pouvoir autoépurateur de ces derniers, constituent un important élément d'information dans la gestion des eaux de rivière. Pour mieux concevoir le problème, l'étude à l'échelle du bassin versant tout entier s'impose.
1.2. Biogéochimie de l'azote et du phosphore
Dans les eaux de surface, les nutriments présents sont soit d'origine naturelle (altération et mise en solution de la roche mère et du sol) soit d'origine anthropogénique (rejets agricoles, domestiques et industriels). Ces nutriments parviennent aux cours d'eaux selon deux voies;
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- voie directe (précipitation, rejet d'égouttage, etc.),
- voie indirecte (par l'intermédiaire du sol en subissant des transformations, etc.).
L'azote, et surtout le phosphore, sont naturellement peu abondants dans les eaux:
l'azote est essentiellement présent dans l'atmosphère, tandis que le sol constitue le principal réservoir du phosphore (Tableau 1.1). Les principales formes biogéochimiques de l’azote et du phosphore sont illustrées dans le tableau 1.2.
N (tonne) P (tonne)
Atmosphère 3.9 10
-Croûte continentale 3.3 10" 2 10"
Biomasse 1.2 10'° 2 10°
Tableau 1.1: Répartition de l'azote et du phosphore dans le globe.
atmosphérique organique min. solide min. dissoute
N N2,NH3,N0, C/N/P = 106/16/1.
-NO3-, NH/
P
-C/N/P = 106/16/1 Ca3(P04)2 H2PO4-
Tableau 1.2: Répartition des principales formes bioaéochimiques de l'azote et du phosphore dans différents compartiments.
Bien que plusieurs éléments et composés soient requis par la biosynthése, l'azote et le phosphore sont souvent considérés comme les nutriments limitants de la production primaire. Par après, le carbone a également été proposé puisqu'il peut limiter la production dans certaines situations.
Plusieurs recherches se sont focalisées, aujourd'hui, sur les problèmes d'eutrophisation et couvrent un large domaine d’étude. Citons la chimie et la biochimie des nutriments dans les eaux, la quantification des sources, le transfert et le dynamisme des nutriments.
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1.2.1 Cycle d'azote: sources et transformations
Parmi les cycles des nutriments dans les eaux naturelles, celui de l'azote est, peut- être, le plus intéressant mais, le plus complexe et le plus difficilement compréhensible d'un point de vue quantitatif. Le géocycle de l'azote est un phénomène largement biochimique.
Comme le phosphore et le carbone, l'azote est inextricablement lié au cycle organique des eaux.
L'azote est produit dans l'atmosphère sous une variété de formes allant du niveau d'oxydation +5 à -3. L'azote inorganique est présent principalement comme oxydant fort (nitrite et nitrate), comme réducteur (ammoniac) et enfin, sous forme moléculaire (azote atmosphérique). L’existence d’une variété de composants d'oxydes gazeux intermédiaires de l'azote est importante dans la chimie atmosphérique mais ne l'est pas dans les eaux naturelles. Naturellement, l'azote organique provient principalement des amines et des amides résultant de la dégradation des protéines en passant par les composés hétérocycliques comme les purines et les pyridines. Les composés azotés se présentent comme des constituants cellulaires, de matière particulaire en suspension, de composés organiques solubles ou d'ions inorganiques en solution. Toutes ces formes sont reliées les unes aux autres par une série de réactions connues sous le nom du "CYCLE DE L'AZOTE" qui décrit le flux d'azote à partir des formes inorganiques dans le sol, l'air et l'eau vers le système vivant, puis le retour à des formes inorganiques. Les principales formes de l'azote dans l'eau sont montrées dans la Figure (1.1) (A.W.W.A, 1970), les réactions qui en résultent sont;
11 Minéralisation - ammonification:
Sous l’action des micro-organismes organotrophes, la matière organique est oxydée en CO 2 , Cette activité bactérienne utilise pour ceci les oxydants minéraux présents dans le cours d’eau. Elle s’accompagne aussi d’une minéralisation de l’azote organique.
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En effet, l’azote organique dissous est dégradé par les bactéries hétérotrophes par rupture complète des liaisons carbone-azote qui libère de l’ammoniac (NH3) dans le milieu, ce dernier réagit avec un proton H'' ou de l’eau pour former l’ammonium; c’est l’ammonification.
NH^ +H* ^ nh ;
2\ Nitrification: Processus d’auto-épuration:
Le processus de nitrification est très important dans les rivières polluées car il constitue l’étape ultime dans l’auto-épuration de la charge organique à travers la régénération des formes oxydées de l’azote et ceci, à partir de l’ammonium produit par décomposition de la matière organique.
La nitrification, peut dans certains cas affecter la balance de l’oxygène dans les cours d’eau.
Par conséquent, comprendre les conditions sous lesquelles la nitrification a lieu et sa cinétique dans le système fluvial, est un facteur essentiel dans l’aménagement de ce système.
L’oxydation de l’ammonium en nitrite est presque exclusivement le résultat de l’activité des bactéries et des champignons. La nitrification hétérotrophe a été mise en évidence dans certains environnements naturels (Verstraete et Alexander, 1973). Mais la production des nitrates par ce processus est généralement négligeable et les nitrifiantes autotrophes (surtout Nitrosomonas et Nitrobacter) sont considérés comme étant les plus importants agents de nitrification dans la majorité des écosystèmes (Plainter, 1970). Ainsi la nitrification est un processus très spécifique accompli par un groupe homogène de micro-organismes autotrophes.
La réaction peut s’écrire comme suit:
nh ; + 20 , -> no ; + ih * + h ^ o
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La dénitrification
Après épuisement de l’oxygène -l’oxydant le plus puissant- quelques espèces de bactéries hétérotrophes respirent la matière organique en utilisant le NOg" comme accepteur terminal d’électron. Une partie des nitrates est réduite séquentiellement en nitrite NOj', puis en azote moléculaire Nj. C’est le processus de dénitrification. On peut écrire:
NO; NO;
Cette transformation se déroule suivant la réaction:
2 Aq-+ 2îT^ Q
La dénitrification est particulièrement importante car elle contribue à l’élimination de l’azote contenu dans le système et peut ainsi modifier d’une manière significative la quantité totale déversée dans la mer (Billen, 1990). Ce processus se produit soit dans les sédiments soit dans la colonne d’eau quand les conditions anaérobiques sont établies. Par conséquent il est particulièrement intense dans les rivières fortement polluées, avec une réaération limitée et d’importants dépôts de boue.
Figure 1.1: Schéma simplifié du cycle de l’azote dans l’eau
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Parmi les différentes sources d'azote, nous pouvons citer:
i) la fixation de l'azote moléculaire (Nj) par les algues qui a lieu principalement au printemps et en été (Allen, 1965; Dugdale, 1962; Sterwart, 1967).
ii) l'entraînement de diverses formes d'azote atmosphérique par les eaux de pluie (Eriksson, 1952), ainsi que les dépôts de poussière par temps sec.
iii) les rejets des eaux usées, urbaines et industrielles, constituent la principale source ponctuelle. Les jus du fumier et silos peuvent, parfois, constituer une importante source ponctuelle d'origine agricole.
Le drainage des sols agricoles représente un autre type d'apport en azote au réseau hydrographique, principalement sous sa forme ionique la plus mobile dans le sol et la plus stable dans l'eau de surface: le nitrate (NOj').
Le nitrate est la forme de l'azote inorganique dominante dans les eaux de surface.
Cependant, il est évident que l'ammonium est la forme préférée pour l'assimilation planctonique; les organismes utilisant les nitrates comme sources d'azote doivent les réduire en ammonium. Ce processus nécessite un système enzymatique dont la nitrate réductase, enzyme présente dans les cellules algales (Brezonik, 1972).
1.2.2. Cycle du phosphore
La teneur en phosphore dans la croûte terrestre est en moyenne de l'ordre de 1200 ppm. Ce phosphore se trouve soit sous forme organique (le fossilifère: guano) soit sous forme minérale (minéraux phosphatés), les engrais chimiques étant issus de ces gisements.
Dans le sol, le phosphore se présente sous forme particulaire et dissoute. Contrairement à l'azote, le phosphore minéral est très peu soluble, ce qui entraîne la prépondérance de la phase particulaire par rapport à la forme dissoute.
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La majeure partie du phosphore minéral soluble est constituée d'ions orthophosphates.
Les formes ioniques les plus abondantes sont H2P04' et HPO4". A un pH des eaux naturelles, compris entre 6 et 9, on rencontre les deux formes ioniques comme le montre la figure 1.2 (Holtan et al. , 1988). Le degré d'oxydation de P est +5. Celui-ci est invariable et par conséquent non soumis aux conditions redox du milieu.
Figure 1.2: comportement de l'acide phosphorique en fonction du pH
Le cycle du phosphore est moins complexe que celui de l'azote étant donné que la phase gazeuse n'interfère pas dans la circulation globale (Figure 1.3). La principale réserve du phosphore se localise dans les roches sédimentaires sous forme minérale. La production d'engrais phosphatés résulte de l'extraction de ces roches et de leur altération physico
chimique qui constitue le principal fournisseur du phosphore inorganique aux écosystèmes aquatiques.
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Figure. 1.3: Schéma simplifié du cycle du phosphore dans l'eau
I.2.3 L'azote et le phosphore dans le sol
Les cycles d’azote et de phosphore présentent des comportements très différents.
L'azote est essentiellement soumis aux activités microbiologiques du sol et dépend de nombreux paramètres climatiques et d'oxygénation; ce qui explique un très fort couplage entre le cycle de l'azote et celui du carbone. Par contre, le phosphore est moins soumis aux activités microbiologiques du sol. Ce sont plutôt les paramètres physico-chimiques qui conditionnent sa forme chimique (pH, pouvoir adsorbant du sol etc.). Dans le compartiment sol, le phosphore est essentiellement lié à la forme minérale particulaire. A l’inverse, l’azote existe sous deux formes interactives: l’azote organique particulaire (>90 % du Ntotal): humus, résidus frais et organisme vivants, et l’azote minéral soluble: ions NH/et NOg’.
En ce qui concerne le phosphore dans le sol, il est présent à la fois sous forme soluble et
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sous forme particulaire mais, contrairement à l’azote, le P particulaire minéral y est dominant.
Le degré d’oxydation du phosphore (+5) est invariant, et de ce fait, son niveau de transformation reste très simplifié par rapport à celui de l’azote dont le degré d’oxydation varie entre (-3) et (+5). Cependant, des processus physico-chimiques de sorption-désorption de P inorganique ainsi que des processus biologiques d’incorporation et d’hydrolyse influencent le comportement et la répartition des formes du phosphore dans le sol.
1.3. Libération d’autres éléments chimiques par le bassin versant en relation avec le phénomène d’eutrophisation
L'interaction entre l'eau d'une part, les minéraux du sol et des roches d'autre part, joue un rôle décisif dans la composition de la charge dissoute. On estime à 60 % la proportion des éléments majeurs mobilisés de leur milieu naturel, par désagrégation et altération chimique, atteignant l'océan (Webb, 1991).
Le maintien de la composition des eaux naturelles des rivières est normalement contrôlé par des réactions réversible, parmi celles-ci: l'oxydo-réduction, l'hydrolyse, les échanges cationiques et anioniques, la précipitation-dissolution et l'adsorption. Ces processus réagissent constamment à toute modification de l'environnement et tendent vers un équilibre chimique, parfois très long.
La libération des éléments chimiques en solution dépend de la quantité d'eau mise en circulation, de l'intensité de drainage, de la nature lithologique des roches, du relief et du temps de contact "eau-roche". Pendant le temps de séjour de l'eau dans le sol et dans les roches, des réactions d'altération thermodynamiques et cinétiques gouvernent les états d'équilibre entre l'eau et les minéraux du sol. Ces processus ont été étudiés par plusieurs auteurs (Douglas, 1968; Garrels et Mackenzie, 1971; Wollast et Mackenzie, 1982; Pucket, 1992 et Bricker, 1994). Il s’ajoute à ces processus naturels les différentes activités
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anthropogéniques, qui ont souvent des incidents néfastes sur le devenir des eaux transitant par le bassin. A cet égard, la nature minéralogique du sol et des roches, l’occupation du sol et les diverses activités humaines menées dans le bassin permettent de renseigner sur l’origine, le chimisme et le transfert de la charge dissoute dans le bassin.
1.4. Les processus biologiques
La chimie des eaux de rivière est aussi contrôlée par les processus biologiques associés au sol et à la couverture végétale de l'écosystème du bassin de drainage. Par ailleurs, la respiration des plantes influence la concentration en COj et les organismes terrestres jouent un rôle important dans la décomposition de la litière et la régularisation des processus de transfert de la matière en solution. Les transformations microbiennes peuvent, quant à elles, fortement affecter les processus de mobilisation des nutriments et d'autres éléments dans la rivière.
La dynamique de l'azote dans le sol donne un bon exemple de l'influence des bactéries minéralisantes sur le bilan des espèces azotées dans les eaux du sol. L'azote organique contenu dans la matière organique du sol peut être converti par les bactéries hétérotrophes en sels d'ammonium. Les ions NH/ peuvent, à leur tour, être transformés par des bactéries hétérotrophes qui les oxydent alors en N02' (Nitrosomonas) et puis en NOj' (Nitrobacters).
D'autres médiateurs biologiques de transformation peuvent aussi affecter le cycle de l'azote, c'est le cas de l'assimilation et de l'immobilisation de l'ammonium par la faune et la flore.
L'assimilation de la matière en solution et son incorporation dans la biomasse des différents horizons du sol est un processus particulièrement important dans le drainage des bassins versants forestiers. Les éléments chimiques, tels que Ca, Na, K et P, sont facilement retenus dans le sol et assimilés par la végétation du bassin. Néanmoins, le phosphore en particulier, est soumis à des processus biologiques d’incorporation d’ions P04~ dans la biomasse et de
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transformation de P organique insoluble en P inorganique soluble par hydrolyse enzymatique (Cosgrove; 1977).
D'une manière générale, on peut dire que les processus biologiques peuvent, eux même, être influencés par la chimie des eaux; ceci comprend l'assimilation des nutriments et de la silice par les organismes aquatiques ainsi que la fixation de l'azote, la nitrification et la dénitrification par les bactéries vivantes dans les sédiments. La biota du lit peut aussi jouer un rôle dans l'immobilisation du carbone organique dissous, en le transportant des eaux du sol vers le cours d'eau.
Comme nous venons de l'expliquer ci-dessus, le transfert des éléments chimiques au travers du cycle hydrologique implique des interactions complexes entre les processus biogéochimiques et hydrologiques. D'une part, le comportement du matériel dissous dans le système fluvial reflète les différentes sources des apports issus des surfaces drainées et permet d'expliquer également les différents processus qui mobilisent et modifient la constitution chimique des eaux de ruissellement. D'autre part, les transformations par les processus biologiques, chimiques et physiques du ruissellement peuvent exercer une influence considérable sur la composition chimique des eaux.
I.5. Transfert de substances chimiques du bassin versant vers le milieu aquatique
La compréhension de l'aspect hydrologique du bassin est d'une importance capitale pour une éventuelle étude qualitative. Cette étude reposera sur la quantification des eaux écoulées dans le bassin et exportées vers le milieu récepteur. En effet, ce sont les rivières qui transportent la plus grande majorité des matériaux continentaux vers les écosystèmes lacustres, estuariens ou marins. Ce transport s'effectue, principalement, sous deux formes:
La charge solide: elle comprend les sédiments du lit et la matière en suspension. Cette charge est conditionnée par l'hydraulique de la rivière, la nature du lit et les apports en
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matériaux d'altération des roches dans le bassin hydrographique. Elle fait l'objet de synthèse de plusieurs travaux de recherche (Webb et Walling, 1983).
La charge dissoute: les rivières englobent les matériaux transportés en solution.
Conventionnellement, le matériel dissous est séparé des particules en suspension par filtration à travers une membrane d'une porosité de 0.45 pm. Certains colloïdes arrivent quand même à traverser ces filtres et peuvent être mesurés comme substances dissoutes.
En solution, les substances chimiques sont fortement contrôlées par les sédiments qui leur sont associés et les particules en suspension (Tableau 1.3); ces deux derniers compartiments exercent un contrôle important sur le chimisme des eaux de la rivière.
Le transport de la matière en solution, des particules en suspension et des sédiments dans les rivières est un processus irrégulier dans le temps et dans l'espace. Le transport de ces matériaux est une fonction complexe des processus de mobilisation et de sources d'apports au système fluvial. Dans la présente étude, nous nous sommes intéressé au transport en solution.
L’étude du transport de la matière dissoute par les rivières occupe une place importante chez les gestionnaires de l’eau. C'est un phénomène complexe lié, outre au débit d’écoulement, à plusieurs facteurs (biogéochimiques et climatiques) à la fois difficiles à surveiller, à comprendre et à prédire. Cette matière transportée est quantifiée par le flux. Le flux est une valeur facilement calculée à partir des débits d'eau et des concentrations mesurées, il exprime ainsi la quantité de matière dissoute transportée par unité de temps.
Ion Concentrations moyennes dans les eaux douces (Moles / litre)
Régulateur solide
Na" 2.7 10-^ Na-Montmorillonite
K" 5.9 10’® K-Montmorillonite + illite
Ca"" 3.8 10-^ carbonates
Mg"" 3.4 10-^ Chlorite + Carbonates
Tableau 1.3:Teneurs moyennes de certains ions associés à leurs régulateurs solides
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A cet effet, le comportement d'un bassin versant hydrographique vis-à-vis de la composition de ses eaux de ruissellement nécessite une bonne connaissance de sa géomorphologie, de son régime hydrique, des apports à la rivière et des processus physico-chimiques ou microbiologiques impliqués dans les interactions entre le cours d'eau et son environnement ainsi que les flux d’éléments exportés vers le milieu récepteur.
1.6. Objectifs du travail
Nous nous somme intéressé dans le présent travail à étudier l’influence de l’activité humaine sur la qualité de la rivière “Senne" dans sa partie amont. L'évaluation de la qualité de cette rivière est étroitement liée au comportement global de l'écosystème aquatique dans le bassin versant. Ce comportement est régi par les conditions naturelles de fonctionnement du système (géomorphologie et nature hydrologique du bassin) et par les perturbations anthropiques qui y sont induites. On assiste il y a plus d’un siècle à une intensification de l’activité humaine au bord de cette rivière qui représente une ressource naturelle facilement exploitable et continuellement renouvelable. Cette activité s’est traduite d’une autre manière par une pollution aigüe surtout en matière organique et nutritive dans la partie aval de la Senne, avant qu'elle ne se déverse dans le Ruppel puis dans l'estuaire de l'Escaut. En effet, depuis les trois dernières décennies, l'estuaire de l'Escaut et la mer du Nord ont connu des problèmes d'eutrophisation dus aux apports des affluents en nutriments. La globalité des études qui ont été mené à présent ont été effectuées sur des grands bassins (Escaut) ne rapportant pas de détails, et sur les agglomérations urbaines (Bruxelles), ce n’ est que durant les dernières années que l’étude des petits bassins versants (fournissant plus de détails) a commencé à prendre de l’ampleur. Pour appréhender ce problème, nous avons choisi de nous placer à l’échelle d’un bassin versant représentatif. Le choix de la partie la plus amont de la Senne (en amont de Tubize) repose sur le fait que le bassin est assez grand pour être
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comportement des différentes substances en solution, d’établir des relations entre les teneurs en éléments chimiques et le débit d’eau dans la rivière. Ceci nous permettra de déterminer le flux de matière dissoute exportée par le bassin. L'estimation des flux de substances chimiques dans les rivières est d'une aide précieuse pour élucider leur impact sur milieu récepteur (lac, rivière, estuaire, mer), et surtout pour discerner l’impact de l’occupation des sols considérés. Ces lois reliant la concentration ou le flux en substances chimique au débit d'écoulement quand elles sont établies, seront d’un grand intérêt pour le calcul des flux de la charge polluante et pour compléter les données manquantes de qualité chimique.
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II. PRESENTATION GENERALE DU BASSIN VERSANT ET OCCUPATION DU SOL
Historique...
11.1. CARACTÉRISTIQUES PHYSIQUES GÉNÉRALES . , II. 1.1. Contexte géographique '. ...
II. 1.2. Analyse morphologique ...
IL 1.2.1. Géométrie...
IL 1.2.2. Analyse de la chevelure des talwegs . IL 1.3. Contexte géologique...
IL 1.4. Contexte pédologique ...
11.2. OCCUPATION DU SOL ET ACTIVITÉS HUMAINES IL 1.1. L'agriculture ...
11.2.2. L'urbanisme et la population...
11.2.3. L'industrie...
11.3. CONCLUSION ...
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Chapitre II: PRESENTATION GENERALE DU BASSIN VERSANT ET OCCUPATION DU SOL
Dans ce chapitre, nous allons essayer de présenter les caractéristiques générales du bassin conditionnent les apports et l'écoulement des eaux, ainsi que l'occupation du sol et les activités humaines susceptibles d'altérer les eaux de ruissellement.
Historique
Autrefois, la Senne dans son cours amont était désignée par "Kenaste". De cet ancien nom, dérive "Naast" et "Quenast". Le mot "Senne", dérivé du mot "Zenne" d'origine flamande, a probablement remonté le cours d'eau et éliminé l'ancienne dénomination (Istace, 1988).
Cette rivière n'a pas échappé à des perturbations dues à l'activité humaine durant plusieurs civilisations. Dés la période romaine, les maçons récoltaient dans la rivière le sable utilisé pour leurs mortiers. On a également exploité les dolomies cristallines et les grès. Au X'®""® siècle, les carrières se sont ouvertes dans tous les sens pour fournir les matériaux utiles à la construction. Les blanchisseurs et les teinturiers se sont installés, puis les brasseurs et les tanneurs et en même temps les meuniers et autres "tordeurs".
Actuellement, les carrières extractives à Quenast et Bierghes constituent d'importantes industries de pierres, mais la plus importante activité de la région reste l'agriculture. Les terres agricoles occupent actuellement plus de 80 % de la superficie du bassin en amont de Tubize.
11.1. CARACTÉRISTIQUES PHYSIQUES GÉNÉRALES
II.1.1. Contexte géographique
La Senne prend sa source au "sec Pachy" dans un clair bosquet du territoire de
Naast où l'eau sort de la terre en mince filet qui coule en direction Nord. Elle traverse la
ville de Soignies et longe en aval les villages d'Horrues et de Steenkerque en passant par Rebecq et Clabecq avant d'atteindre Tubize. A partir de Tubize, le débit devient plus important, les rejets industriels et urbains s'intensifient, le cours est canalisé. Cette rivière a la particularité de traverser les trois régions du pays, elle s'étend sur une longueur de 70 km en occupant une superficie totale de 1160 km^, partagée entre les trois régions (Tableau 2.1) {Verbanck, 1989).
Région Wallonne Senne 240 km^ 20.7 % du total
Sennette 340 km^ 29.3 % du total
Région Bruxelloise 160 km^ 13.8 % du total
Région Flamande 420 km" 36.2 % du total
Tableau 2.1: Répartition de la surface du bassin versant de la Senne selon les limites régionales.
Dans la présente étude, nous nous sommes intéressé à la partie amont de la rivière, située en totalité dans la Région Wallonne (Figure 2.1). C'est-à-dire, une partie des 240 km^ située en région Wallonne (un bassin de 174 km^). En effet, nous avons choisi le bassin le plus en amont avant toute canalisation, où les conditions géomorphologiques naturelles contrôlent la grande majorité de l'écoulement dans la rivière et où les données limnimétriques sont continuellement disponibles.
Description générale
Dans cette région située en partie dans le Hainaut et dans le Brabant Wallon, la Senne contribue beaucoup à donner sa configuration géographique à toute la région de Soignies et Horrues. Tous les villages de l'entité sonégienne constituent les différents compartiments d'un même bassin.
- Naast occupe le grand cirque des sources du bassin supérieur.
- Soignies reçoit les premiers affluents et englobe les vallons du Saussois, Calais,
Bercely (ou Perlonjour), ruisseau Cafénière, ruisseau Saint Laure, ruisseau de la Platinnerie.
- Horrues, Steenkerque, Rebecq et Quenast se limitent à la vallée principale tandis que Neutvilles se niche entre les crêtes, qui isolent la Gageole, et Louvignies dans le vallon du ruisseau Hardi.
Figure 2.1 : Carte des principaux cours d’eau de la Belgique montrant la localisation du site d'étude
11.1.2. Analyse morphologique
Les caractéristiques morphologiques de chaque bassin versant reflètent la réponse de son
propre milieu physique au climat auquel il est soumis. Ceci permet une analyse
hydrologique comparative susceptible de définir les déterminants hydrologiques et de
chercher les causes de leurs variations. Nous allons analyser par la suite, la représentation
géométrique des talwegs cartographiés sur des cartes géographique de l’IGN à 1/25000.
Le Bassin Versant d'étude s'étend sur une surface de 174 Km^ et présente les caractéristiques de relief suivantes:
- longueur de l'axe principal = 29 Km - altitude maximale = 125 m - altitude minimale = 38 m
- pente moyenne = 3 %o
11.1.2.1. Géométrie
Coefficient de la compacité de Gravilius
Le coefficient de la compacité de Gravilius est un indice de forme, déterminé directement par des mesures planimétriques et curvimétriques. Comme son nom l'indique, cet indice informe sur le temps de transfert à l'exutoire des eaux de ruissellement en provenance des diverses parties du bassin, donc du temps de concentration. Il est égal à 1 pour un bassin circulaire et croît d'autant plus que la compacité diminue. Il est défini par la formule suivante;
C = Périmètre du bassin versant -s- Périmètre d'un cercle de même surface
C = (0.28*P) ^ où P et A sont respectivement le périmètre et la superficie du bassin C = 1.4 pour le bassin de la Senne en amont de Tubize
Rectangle équivalent
Longueur L = 26.41 Km Largeur I = 6.59 Km
11.1.2.2. Analyse de la chevelure des talwegs
Classification de Schumm
L'analyse de la chevelure des talwegs permet de mettre en évidence des relations
géométriques simples entre l'ordre du cours d'eau d'une part, le nombre de tributaires, leur
Figure 2.2' Classification de Schumm: Bassin de la Senne en amont de Tulpize
longueur et les surfaces des bassins de drainage d'autre part. Suivant la classification de Schamm (Figure 2.2), on attribue l'ordre 1 à un cours d'eau sans affluents, deux cours d'eaux d'ordre n donnent à leur confluence un cours d'ordre (n+1).
Densité de drainage
La densité de drainage, définie par le rapport de la longueur du réseau hydrographique à la surface du bassin versant, est donnée par l'équation suivante:
A avec : x : ordre du talweg
Lx ; longueur totale cumulée du cours d'eau en km A : surface du bassin en km^
Pour le bassin de la Senne en amont de Tubize (Tableau 2.2); Dd égale à 1.1 km/km^, traduit un bon drainage de cette partie de la Senne. Ce paramétre reflète dans un certain sens, la perméabilité relative du bassin en rapport avec la topographie et la structure du sol. En effet, la chevelure hydrographique serrée exprime souvent la nature imperméable de la couverture géologique du bassin, c'est ce que nous allons examiner par la suite au paragraphe I.3.
Rapport de confluence
Le rapport de confluence Rc est le quotient du nombre de cours d'eau d'ordre x par celui d'ordre supérieur (x+1).
Rc = Nx / Nx+1
Le logarithme de la moyenne Rc des rapports successifs représente la pente de la droite ajustée à l'ensemble des points (Nx, x) portés sur un graphique semi-logarithmique.
Pour le bassin de la Senne en amont de Tubize;
Log (Rc) = 0.63 et Rc = 4.27
Ordre X
Nombre Nx
Longueur Lx (km)
Long. Moyenne Lxm (km)
Surf. Drainée S (km^)
1 147 81 0.55 0.5
2 41 52 1.27 2.95
3 9 32 3.56 16.67
4 2 15 7.5 82
5 1 11 11 174
L tot = 191 S tot = 174
Tableau 2.2: Caractéristiques morphologiques générales du bassin de la Senne en amont de Tubize.
Ordre
Figure 2.3.c
Ordre
Figure 2.3.b
(a) : Relation nombre d'affluents/ordre:
Log (nbre) = (-0.633 * ordre) + 2.82 r^ = 0.999
(b) : Relation longueur moyenne / ordre:
Log (longueur moy) = (0.385 * ordre) - 0.65 r" = 0.997
(c) : Relation surface du bassin versant/
ordre:
Log (surface) = (0.74 * ordre) -1.02
r^ = 0.999
Les paramètres cités ci-dessus expriment une identification morphologique usuellement utilisée dans la comparaison entre différents bassins.
Par ailleurs, l'analyse géomorphologique de la chevelure du bassin étudié a permis d'établir des relations nombre d'affluents-ordre des talwegs (Figure 2.3.a), longueur-ordre (Figure 2.3.b) et la surface du bassin-ordre (Figure 2.3.c). Dès lors, Il est possible de déterminer le nombre des affluents, leur longueur moyenne et les surfaces des bassins amont de chaque ordre, par simple extrapolation linéaire des relations citées ci-dessus.
Topographie
0^ a 1Z
a 2%
[ ~i 2Za 4%
eu 4Za 1%
LU 7% a 10^
Figure 2.4: Carte des pentes
La morphologie du bassin d'étude donne lieu à une grande diversité paysagère. Les caractéristiques morphologiques sont déterminées en grande partie par la géologie.
Le niveau topographique général descend du Sud-sud-est vers le Nord-nord-ouest. Le relief s'accentue progressivement du Sud au Nord, il est essentiellement déterminé par le réseau hydrographique et localement par le substrat géologique.
Le relief de la partie méridionale (Sud de Morues): est faiblement ondulé voir même plat en certains endroits; de grands plateaux y sont entrecoupés par quelques longues dépressions peu prononcées en pente douce et longue, orientés vers le Nord.
Le relief de la partie médiane (Graty-Steenkerque) est accidenté en plusieurs endroits. Les plateaux limoneux y sont plus larges, entaillés par de nombreuses petites dépressions, principalement à l'Ouest de la vallée de la Brainette.
Dans la région de Rebecq-Quenast-Bierghes, le relief est ondulé et fortement marqué par les vallées de la Senne et ses affluents qui ont entaillé de profonds sillons dans le plateau.
La pente de la rivière s'est avérée un des paramètres les plus importants qui conditionne la circulation des eaux et donc les variables hydrodynamiques de l'écoulement. La pente moyenne étant de 1.4 %o. La Figure (2.5) montre la variation de l'altitude du cours d'eau principal en fonction de la distance à la source.
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Figure 2.5: Variation de l'altitude de la Senne en fonction de la distance à la source.
La topographie du bassin et la pente de la rivière jouent un rôle dans le transport de substances dissoutes et particulaires. En effet, la vitesse de ruissellement augmente avec la pente, l'infiltration diminue et les pertes vers les eaux souterraines deviennent de plus en plus faibles. Dans ces conditions, même si le temps de contact avec les minéraux du sol sera minimum, les échanges avec les particules en suspension est important et le contact des ions en solution avec les plantes et les microorganismes du sol, qui peuvent les consommer est plus réduit, ce qui favorise leur exportation vers l'écosystème récepteur.
11.1.3. Contexte géologique
Au cours de l'étude des caractères géologiques du bassin, on s'est intéressé à élucider les grands ensembles lithologiques qui conditionnent, la composition géochimique des eaux de surface, ainsi que les formations susceptibles de constituer des réservoirs d'eaux souterraines qui alimentent, pendant le temps sec, le réseau hydrographique.
A partir de Soignies, la vallée est profonde et peu symétrique, elle laisse affleurer les dépôts primaires sur les versants raides, là où la couverture quaternaire a été érodée (les dépôts sont, parfois, recouverts de sables landéniens tertiaires "éocène inférieur" (Figure 2.6). Ce socle appartient au bord septentrional du bassin de Namur et est constitué de calcaires, psammites et de schistes d'âges différents (Robaszynski et al, 1983). On rencontre:
- le Dévonien: constitué principalement par des psammites, calcaires, dolomites et schistes, formant des bancs inclinés vers le sud;
- le Carbonifère: formé par du calcaire et du calcaire à crinoïdes, formant des bancs parallèles aux formations dévoniennes.
Au nord de Horrues, le socle primaire est constitué de roches très plissées du cambrien et du silurien (massif du Brabant).
- le Silurien: affleure le long de la vallée principale. Il est essentiellement pélitique et
tî\
I____ I Q: Quaternaire
p-] N: Néogène
O: Oligocène Eocène moyen
et supérieur
O Paléocène et Eocène inférieur '—^— I Crétacé IL-J
Carbonifère Dévonien
ÎSSS Silurien
Cambrien
Echelle = 1/350 000
Figure 2.5: Carte géologique simplifiée (d’après l’Atlas Géologique de Belgique)
représenté par des quartzophyllades, des schistes et des psammites. Dans cette région, les couches phylladeuses atteignent 4000 m d'épaisseur dont 500 à 1000 m appartiennent au ludlovinien inférieur (Robaszynski et Dupuis, 1983).
A l'Est de Quenast, une étroite bande de salmien (quartzophyllade de Virginal) forme la transition entre le silurien et le cambrien dans la partie aval de la vallée de Senne et du ruisseau Coarcq. De même, le long du ruisseau Froye apparaît le revivien.
- Magmatisme: dans la région de Quenast, un volcanisme à caractère explosif donnant lieu à des intrusions importantes: " les porphyres" de Quenast. C'est une roche à structure porphyrique de composition dacitique.
En résumé, on peut subdiviser le sous-sol du bassin en 2 régions (figure 2.6):
- la vallée de la Senne sur calcaire carbonifère et dévonien au Sud d'Horrues (coupe géologique 1, Figure 2.6.a).
- la vallée de la Senne sur schiste silurien au Nord d'Horrues (coupe géologique 2, figure.2.6.b).
Le tertiaire est représenté principalement par de l'argile et de l'argile sableuse yprésienne de l'éocène, formant un substrat sub-horizontal, quasi répandu sur toute la région (figure 2.7). Cette formation est généralement recouverte par une fomation limoneuse du quaternaire, elle n'affleure qu'aux endroits à relief accidenté. Une étroite bande de sable landénien borde les dépôts paléozoïques.
La couverture quaternaire est composée de limon nivéo-éolien recouvert (Loess) du pléistocène supérieur. Ces dépôts sont plus au moins continus, d'épaisseur maximale au fond des vallées et minimale sur les versants raides. La couverture limoneuse est composée de trois stades de la dernière glaciation (Würm).
Dans les vallées creusées par la Senne et ses affluents et dans les dépressions, les dépôts quaternaires sont formés par des colluvions et des alluvions récentes (Holocène) variant d'une texture argileuse tourbeuse à une texture sableuse.
Il est important de signaler la présence de roches éruptives à Quenast et Bierghes
NNW
Figure 2.6.a: Coupe géologique longitudinale; Source • Horrues
SW
80 60 40
À
'1 l 11 11 l V 3)
NE
▲
Il II mil I
s s s s s s U s 4 , i
AHuviOns
Ypresien V-'.-.vJ Argile oiasiique rarement saoieuse
Silunen supérieur
^ ^ ^ Schistes verdâtres.ven-notratres ec
^ •) 1 ons-ûieuâtres
Silurien
in/erieur
iii
Quanzopnyiiades ei pnyilades ouartzeux.^hyiiades gns. bleuâtres a dalles, quarueux gns.verdâtres, rougeâtres.
CAmbnefl (Oiviilien)
Intrusions
S
ou oigarres Porpnyrites
Echelle
