l'écotoxicologie aquatique telle la définissent Rand et Petrocelli, n'est pas limitée à la toxicologie des espèces aquatiques, mais concerne l'écotoxicologie des écosystèmes aquatiques ; le terme d'écotoxicologie aquatique serait mieux approprié aux études dont les objectifs s'accordent avec la définition précédente (Forbes et Forbes, 1994).

Actuellement, il est très difficile de savoir ce que recouvre exactement le terme d'écotoxicologie, ce qui distingue l'écotoxicologie de la toxicologie environnementale, comment l'écotoxicologie se définit par rapport à l'écologie et à la toxicologie et quelle est la place particulière de l'évaluation des risques par rapport à ces différentes disciplines (Rivière, 1998).

En effet, les chercheurs du LAQUE se retrouvent dans cette confusion épistémologique. Certains se questionnent sur la nécessité pour le laboratoire d'avoir les axes suivants :

* écotoxicité et impacts des polluants vis-à-vis des écosystèmes aquatiques et terrestres,

* approche méthodologique de l'évaluation des risques écotoxicologiques liés aux effluents liquides, aux aménagements urbains et aux installations industrielles,

Pour ces chercheurs « *Ecotoxicologie et Evaluation des risques* » c'est une seule et même discipline. Pour la majorité des chercheurs évoluant dans l'axe « écotoxicité et ... » la distinction entre ces deux disciplines scientifiques n'est pas évidente. Par ailleurs, Barbault (1993) considère l'évaluation du risque des produits chimiques pour l'environnement de l'homme comme la principale application de l'écotoxicologie. Par contre, Rivière (1998) avance que la différence est importante entre écotoxicologie et évaluation du risque. Les relations entre écotoxicologie et évaluation du risque sont à double sens, c'est l'écotoxicologie qui fournit les bases scientifiques et les données qui permettront l'évaluation du risque, mais inversement, ce sont les résultats de l'évaluation du risque qui créent et génèrent les études écotoxicologiques.

Par rapport à toutes ces confusions, et dans l'état actuel des connaissances et des compétences de la majorité des chercheurs dans ces deux domaines scientifiques, la direction du LAQUE a décidé de retenir : (i) l'écotoxicologie et l'évaluation des risques comme deux disciplines scientifiques distinctes, mais ayant d'importantes frontières, et (ii) la définition de Rivière (1998) de l'écotoxicologie dans toutes les activités de recherche du laboratoire, à savoir « *l'étude du devenir des polluants et de leurs effets sur l'environnement de l'homme, c'est-à-dire les milieux abiotiques et les éléments vivants qui les peuplent* ». Cette définition est très large, puisqu'elle regroupe *devenir* et *effets* des polluants sur les organismes vivants, mais aussi les effets directs sur les milieux et les répercussions indirectes sur les biocénoses (Rivière, 1998).

## Contexte et objectifs de l'axe 4 du LAQUE

Les actions anthropiques sur l'environnement ont provoqué une dégradation accélérée de l'espace urbain haïtien. En effet, l'évacuation sans traitement préalable dans la mer et l'épandage sur le sol des rejets liquides est le seul modèle de gestion appliqué aux eaux usées produites en Haïti. La littérature rapporte que l'azote ammoniacal est toxique autour de 0,5 mg/L pour les organismes aquatiques supérieurs tels les poissons (Zimmo et al, 2004). Des concentrations allant de 2 à 16,06 mg/L en azote ammoniacal ont été décelées dans nos précédents travaux (Lacour et al, 2006). Les concentrations maximales en phosphates (62.0 mg/L) et en nitrates (22.88 mg/L), largement supérieures aux valeurs seuils imposées par la réglementation internationale, ont été mesurées dans les effluents urbains de la ville de Port-au-Prince (Lacour et al, 2006).

Par ailleurs, la Commission Mondiale sur l'Environnement et le Développement estime que « *la population du globe augmentera de 5 à 8,2 milliards d'individu en 2025. Quatre-vingt-dix pour cent de cette croissance se produira dans les pays en voie de développement des régions tropicales et subtropicales de l'Asie, de l'Afrique et de l'Amérique latine. Il y aura un accroissement considérable de la quantité de déchets chimiques dans ces régions, non pas tant en raison de l'intensification de l'industrie, que de l'utilisation de produits agrochimiques et de l'afflux de tous les objets abîmés, usés ou périmés en*
provenance des pays développés. Il se passera des années avant que des pays aux infrastructures peu développées, constamment menacés par la pauvreté, soient en mesure de développer des programmes efficaces de recyclage des déchets. Le devenir, les voies de transfert et les effets des produits chimiques dans les régions tropicales et subtropicales commencent seulement à être étudiés : on peut s'interroger sur la validité d'appliquer à ces régions les études écotoxicologiques réalisées dans les zones tempérées ».

Les normes de rejet imposées par les différents textes réglementaires, fixent les valeurs à ne pas dépasser pour les paramètres à partir de l'appréciation de l'efficacité des filières de traitement, en se basant sur les résultats d'analyses physico-chimiques. Au plan strict de l'impact réel du rejet en milieu aquatique, cette pratique montre rapidement ses limites dans la mesure où :

* il est rarement possible d'identifier et donc de prendre en compte la totalité des espèces chimiques susceptibles de se retrouver dans un effluent ;

* ces paramètres ne constituent pas en soi, une approche suffisamment fiable de la toxicité, compte tenu des phénomènes de synergie et d'antagonisme et de la difficulté à évaluer une toxicité globale à partir de chaque composant pris isolément (Perrodin, 1988¹⁹).

Par ailleurs, l'analyse chimique des polluants présents dans les différents compartiments des écosystèmes aquatiques n'est pas toujours possible du fait de la multiplicité des molécules présentes, et ceci souvent à des concentrations inférieures aux limites de détection analytique (Narbonne, 1988 ; Flammarion et al., 2000). Par ailleurs, une telle approche ne renseigne pas sur les risques encourus par les populations animales et végétales exposées aux polluants, et ne peut, à elle seule, prédire les effets biologiques des mélanges de contaminants (synergies, antagonismes, ...) ni quantifier simplement la biodisponibilité des polluants pour les organismes vivants (Dutka, 1998). De ce fait, le gestionnaire manque d'informations sur l'urgence des mesures à prendre pour améliorer l'état de santé de ces écosystèmes (Lascombe, 1997), ou protéger la biodiversité et l'intégrité des écosystèmes (Flammarion et al., 2000). La caractérisation physicochimique de la matrice polluante et les méthodes biologiques d'évaluation (approche écotoxicologique complète – mise en œuvre de bioessais et de biomarquers) du potentiel toxique de certains polluants détectés permettent de répondre à ces problèmes.

Les travaux réalisés sur l'aspect toxicologique des rejets liquides en général ont permis d'élaborer des tests qui permettent d'examiner l'effet exercé par des substances polluantes ou effluents sur le comportement des espèces aquatiques. Les changements de comportement survenus permettent de tirer des conclusions sur l'écotoxicité des substances ou effluents testés.

Nous pensons que l'établissement d'une unité d'écotoxicologie tropicale et le développement d'indices biotiques adaptés aux cours et plans d'eau en Haïti permettront de disposer de nouveaux outils performant pour la gestion des milieux dulçaquicoles. Ces outils pourront faciliter le contrôle des activités anthropiques au niveau des bassins versants à fort impact sur les écosystèmes aquatiques du pays et l'adoption de mesures appropriées de redressement du processus de dégradation de l'environnement en général, des milieux aquatiques en particulier. Les premiers résultats des indices biotiques et des bioessais constitueront déjà une base référentielle dans la perspective du projet de loi cadre sur l'environnement et les eaux en Haïti.

Les thèmes de cet axe de recherche de l'axe 4 sont :

1. Création d'une Unité d'écotoxicologie tropicale,

2. Méthodologie de développement d'indices biotiques adaptés aux rivières tropicales.

<footnote n="19">¹⁹ Perrodin, 1988</footnote>
# Thème 1 : Création d'Unité d'Ecotoxicologie Tropicale (UNET)

## Généralités

Ce projet de création d'une Unité d'Ecotoxicologie Tropicale (UNET) passe par au moins deux grandes activités : (i) la mise à disposition, l'aménagement et l'équipement de l'espace physique devant loger cette unité ; (ii) rendre fonctionnel cette unité en entreprenant, entre autre, un certains nombre d'activités scientifiques.

En ce qui concerne l'espace physique devant loger l'UNET, ces travaux ont concrètement démarré au début du mois de février 2007 et sont toujours en cours de réalisation. L'UNET dispose de deux pièces dont l'une est destinée aux activités en rapport avec les sols et sédiments y compris pour l'élevage des organismes utilisés pour la réalisation des essais sur ce type de matrice. La seconde pièce est dévolue aux élevages et réalisation d'essais sur les matrices liquides.

Les objectifs fixés par le LAQUE pour l'UNET

- Mettre en place des outils d'écotoxicologie performants et adaptés au contexte haïtien (en disposant d'une batterie complète de bioessais établie avec des organismes autochtones ;

- Mettre au point des méthodes d'élevage et de culture permettant de disposer d'organismes tout au long de l'année et de valider des méthodes d'essais (répétitivité, reproductibilité) ;

- Instaurer un suivi de paramètres d'écotoxicité pour l'évaluation de la qualité des écosystèmes aquatiques et terrestres ;

- Améliorer la représentativité des résultats de ces recherches par rapport au milieu tropical.

## Travaux réalisés et en cours

### 1- Mise en place de bioessais à partir des espèces indigènes

Les bioessais, selon l'Agence de l'Eau (2002), sont des tests effectués au laboratoire au cours desquels une population d'organismes est exposée à un polluant dont on veut estimer la toxicité afin d'évaluer les niveaux de concentration provoquant des effets toxiques (mortalité, inhibition de la reproduction, inhibition de la respiration, inhibition de la croissance...).

Toutefois, les bioessais existants actuellement sont effectués sur un nombre limité d'espèces adaptées pour la plupart aux zones tempérées et qui ne sont pas forcément représentatives des milieux tropicaux. De ce fait, l'idée de développer des tests qui prendront en compte les conditions écologiques et climatiques tropicales revêt toute son importance. Ces essais devront s'appuyer sur les protocoles déjà établis, mais en utilisant les ressources disponibles dans la flore et la faune d'Haiïti. L'utilisation d'organismes autochtones pour les bioessais permettra aussi de s'affranchir des exigences de température habituelles aux laboratoires occidentaux (20°C +/- 2°C en général), consignes nécessitant un équipement sophistiqué et sécurisé de régulation constante de la température.

Deux des organismes couramment utilisés dans la pratique des bioessais ont déjà été identifiés en Haiïti. Il s'agit de la lentille d'eau (végétal supérieur aquatique) et des lombrics (invertébrés oligochètes). La première espèce est représentative du milieu aquatique et la deuxième du milieu terrestre. L'acclimatation de ces deux souches au LAQUE et l'optimisation de leur élevage fait actuellement l'objet de travaux de Masters. En outre, l'essai Vibrio fischeri, généralement utilisé pour les eaux saumâtres, dont la souche est disponible dans le commerce sous forme de lyophilisée et dont les résultats obtenus sont, reproductibles et les protocoles d'essais parfaitement standardisés, constituera un troisième outil pour la réalisation de bioessais.
A cet effet, le LAQUE dispose déjà d'un appareil « Microtox » (d'une valeur marchande de € 26,000.00) reçu en don des Laboratoires L'OREAL *via* le laboratoire GOLDEN de l'Institut National des Sciences Appliquées (INSA de Lyon - France).

o **Recherche et élevage d'organismes indigènes**

La mise en place de bioessais passe par certaines étapes qui nécessitent des informations et des données assez précises. Or, en Haïti l'un des éléments qui fait souvent défaut est une carence en données fiables et exploitables. Pour pallier ce problème, il a été décidé de démarrer certaines activités qui nécessitent des observations sur de très longues périodes en vue d'acquérir suffisamment de données pour la poursuite des activités.

Plusieurs campagnes de prélèvements ont été réalisées entre mars et juin 2007 en vue de rechercher des
outils biologiques tels que : les lentilles d'eau, des vers de terre, des organismes aquatiques, etc.

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Prélèvement d'échantillons de lentilles d'eau</figcaption></figure>

Les trois dernières campagnes de prélèvement ont été réalisées, à la recherche d'organismes aquatiques autochtones à élever au laboratoire. L'une, le 02 avril 2007, réalisée au niveau du Lac Azueï, et les deux autres, le 10 avril et le 07 juin 2007, au niveau de l'Etang de Miragoâne.

Parmi les faits marquants de ces campagnes, il convient de noter la collecte au niveau de l'Etang de
Miragoâne et l'identification d'une espèce de daphnie s'apparentant la *Daphnia magna*, très
habituellement utilisés dans la réalisation des essais écotoxicologiques. Actuellement, ces organismes
sont élevés au laboratoire en utilisant, dans la mesure du possible, les techniques de base normalisées
pour d'autres organismes du même type. Cependant, ces techniques sont ajustées aux conditions
environnementales tropicales grâce à une observation régulière, modifiées selon la réponse des
organismes. Les premiers résultats quant au maintient des élevages s'avèrent encourageants et
concluants.

Un système de suivi de la température a également été entamé en vue de disposer de données fiables permettant de mieux approcher les observations qui seront faites au cours de la conduite des élevages et de la réalisation future des essais. D'autres paramètres seront sujets à ce même système de suivi (qualité de l'eau utilisée pour les élevages et autres activités, pH, conductivité, oxygène dissout, etc.), en vue d'assurer la fiabilité des résultats obtenus.

La direction du LAQUE étudie, en collaboration avec ses laboratoires partenaires, les procédures
permettant de commencer avec la taxonomie des organismes identifiées en Haïti. Les premières
observations ont permis d'identifier les familles, il est important maintenant de poursuivre, sur le plan biologique, avec la réflexion pour bien se statuer sur les espèces.

# Thème 2 : Méthodologie de développement d'indices biotiques adaptées aux rivières tropicales

## Généralités

Les Indices Biotiques (dont l'Indice Biologique Global Normalisé (IBGN)) constituent une information synthétique. Ils permettent d'évaluer la qualité biologique générale d'une station d'échantillonnage à partir d'une analyse de la composition des peuplements d'invertébrés vivant sur le fond (faune benthique), dans des cours d'eau de petite ou moyenne dimension (Genin et al., 1997).

D'après la norme française NF T90-350, la réalisation de l'Indice Biologique Global Normalisé (IBGN) se déroule en 3 grandes étapes :

1. Prélèvement de la macro faune benthique

2. Tri et identification des familles d'invertébrés prélevées ;

3. Détermination de l'IBGN par site de prélèvement.

Si cette démarche est fonctionnelle en Europe, l'inventaire faunistique haïtien, tout comme la hiérarchisation des espèces autochtones en fonction de leur sensibilité restent encore à réaliser.

En vue de rationaliser le choix des zones d'intervention, le Décanat de la Faculté des Sciences de Génie et d'Architecture (FSGA) a eu des échanges avec le Ministère de l'Agriculture, des Ressources Naturelles et du Développement Rural (MARNDR) qui, par le biais de la Direction des Ressources Naturelles (DRN), a proposé 3 bassins versants : Léogâne (Rivières Momance et Rouyonne), Cavaillon (Rivière Cavaillon), Cayes (Ravine du Sud), la rivière Massacre (Département du Nord'Est) que partagent la République Dominicaine et Haïti. Ces zones d'intervention feront l'objet des premiers inventaires de la macrofaune benthique qui sera prélevée selon les consignes de la norme NF T90-350.

## Travaux réalisés et en cours

Le mémoire de master de Jean Thomas FERDINAND et Bince MARTINO, intitulé « Contribution à l'élaboration d'une méthodologie pour la détermination d'un Indice Biotique applicable aux rivières d'Haïti », qui sera soutenu en septembre 2007, constituera le premier travail de recherche approfondie dans ce thème. Il vise essentiellement à établir une base documentaire permettant de comprendre l'importance et les méthodes de calcul de l'indice Biotique. L'analyse des documents, thèses et articles consultés, en regard de la problématique liée aux différentes approches et méthodes préconisées pour élaborer, tester, normaliser et appliquer les indices Biotiques (IB), dans une perspective d'évaluation de la qualité des hydrosystèmes, montre que trois axes d'intervention non exhaustifs peuvent être privilégiés dans le contexte haïtien comme préalables à la mise en place d'une telle méthodologie. Il s'agit de :

a) Identifier, classer les macro invertébrés associés aux différents types de plan d'eau en particulier les rivières haïtiennes. Dans ce contexte, tous les travaux des pionniers (chercheurs, étudiants) sur les plans d'eau devraient faire l'objet d'une analyse rigoureuse.

b) Comparer les souches haïtiennes aux différentes souches déjà identifiées dans la région des caraïbes et ou dans des conditions environnementales similaires.

c) Procéder à la caractérisation des bassins hydrographiques haïtiens, établir une typologie des rivières sur le plan hydrologique et hydrodynamique, identifier les différents types et la nature des agressions environnementales (causes et sources de pollution).
Par ailleurs, dans une approche de calcul de l'Indice Biotique (IB), quand on dispose d'un relevé concernant un point de la rivière, on voit s'il existe des représentants des groupes faunistiques hiérarchiquement les plus élevés dans le tableau faunistique existant pour la région : y a-t-il des perles ? Sinon, y a-t-il des phryganes à fourreaux ? En effet, la présence de spécimens de la famille des plécoptères indique qu'on est en présence d'une eau relativement saine. Quand on aura déterminé la ligne qui correspond au groupe le plus hiérarchiquement élevé dont on dispose, il reste à déterminer la colonne qui correspond au nombre total d'unités systématiques (U.S.) présentes dans le relevé. L'intersection entre la ligne et la colonne donne la valeur de l'indice biotique pour le relevé considéré et permet d'évaluer la qualité du prélèvement d'eau.

<figure><img src="image_19.png" /><figcaption>Exemple de grille de détermination de l'IB</figcaption></figure>

## Formation des membres de l'équipe

### Stage de formation de M. C. Joëlle FONTILUS

Le stage de formation de Mlle M. C. Joëlle FONTILUS rentre également dans le cadre des activités de ce thème. Il visait à permettre la maîtrise, par la pratique, des techniques et de la méthodologie employées en écotoxicologie, dans la perspective de la mise en place de l'UNET. Ce stage, d'une durée de 4 mois au cours de l'année académique 2006-2007, a été réalisé au laboratoire POLDEN de l'INSA de Lyon (France), sous la Direction de Madame Christine BAZIN. Il a été co-financé par l'Agence Universitaire de la Francophonie (AUF) et l'UniQ.

### Séminaire d'entraînement sur le « Bio-monitoring of rivers: Wadeable streams bio-monitoring using benthic macro-invertebrates »

La participation de Mlle Edwine TANIS et M. Joaneson LACOUR au séminaire d'entraînement sur le « Bio-monitoring of rivers: Wadeable streams bio-monitoring using benthic macro-invertebrates », Kingston, Jamaïque, du 28 février au 6 mars 2007, organisé par le Programme Hydrologique International PHI de
l'UNESCO, le Centro del Agua para Zonas Aridas de America Latina y el Caribe, (CAZALAC), l'Hydrology for the Environment, la Life and Policy & la Water Resources Authority (WRA), est considéré comme un pas décisif vers le développement du thème 2 de l'axe de recherche 4.

Les diverses notions fondamentales qui ont été présentées sur la structure et l'hydrologie des rivières, les caractéristiques des bassins versants, l'écologie des lacs (zonage, les dimensions du système, les réservoirs...), l'ichtyofaune, la stratification thermique, le métabolisme des écosystèmes aquatiques, les principes de la théorie de la chaîne trophique, les impacts anthropiques sur les écosystèmes aquatiques, l'écologie fluviale (les types d'eau, les types d'écoulement, les dimensions du système, la configuration des rivières...) et ses concepts de spirale des nutriments, de continuum des rivières, de discontinuité en série, de battement d'inondation, etc., ont permis une vision plus élargie de la problématique des milieux aquatiques. Les outils méthodologiques proposés pour la surveillance et le contrôle des hydrosystèmes (bioessais, bio-alarmes, indices biologiques, indices de diversité, indices saprophytes, Indices biotiques, systèmes de prédiction et de classification des invertébrés d'une rivière : RIVPACS, etc.), sont sans doute applicables au contexte haïtien. En outre, la pertinence et l'utilité de l'approche biologique dans la gestion des écosystèmes dépendant de l'eau, ont été clairement établies :

* Il n'existe en effet aucun instrument pouvant mesurer la toxicité ; seuls les organismes vivants peuvent être utilisés à cette fin.

* Les effets biologiques se manifestent parfois à des concentrations inférieures à la limite de détection analytique.

* Les effets d'un polluant pris isolément peuvent être différents de ceux d'une mixture de polluants ; ces effets pouvant être synergiques ou antagonistes.

* Les effets toxiques sont influencés par les caractéristiques du milieu récepteur.
# Axe 5 : Approche méthodologique de l'évaluation des risques écotoxicologiques liés aux effluents liquides, aux aménagements urbains et aux installations industrielles.

## Contexte et objectifs

L'évaluation des risques écotoxicologiques est un sous-ensemble de l'évaluation des risques écologiques et peut donc, à ce titre, être traitée selon une approche du même type (Emmanuel, 2004). L'évaluation des risques écologiques est un processus qui évalue la probabilité que des effets écologiques défavorables arrivent par suite de l'exposition à un ou plusieurs stresseurs (EPA, 1992). Ce processus comprend trois phases : la formulation du problème, l'analyse et la caractérisation des risques (EPA, 1992). Après ces phases, l'évaluateur communique les résultats aux autorités concernées, tout en ayant soin de lui proposer des stratégies de gestion des risques. La figure suivante présente la démarche générale de l'évaluation des risques écologiques.

<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Schéma général de l'évaluation des risques écologiques (EPA, 1992)</figcaption></figure>

L'évaluation des risques écologiques traite des changements causés par l'homme sur l'environnement, changements qui modifient les particularités importantes des écosystèmes. Par exemple, quand une activité humaine donne naissance à de grands volumes d'effluents liquides, pollués par des substances chimiques, et que ces eaux usées sont rejetées dans le milieu naturel sans aucun traitement préalable, il revient aux scientifiques d'évaluer les dégâts que ces rejets peuvent avoir sur les organismes des écosystèmes aquatiques (Emmanuel, 2004). Le risque écologique peut être local (la pollution de la baie de Port-au-Prince par les effluents industriels et urbains de la ville). Les risques peuvent être régionaux (ce qui est le cas de la pollution de la grande barrière de corail de la mer des Caraïbes). Les risques
peuvent être globaux (comme par exemple l'évaporation et le transport atmosphérique des polluants contenus dans ces rejets). Se faisant avec des degrés variables d'incertitudes, l'évaluation des risques est donc l'étude du rapport entre l'exposition des espèces vivantes aux substances dangereuses et les effets toxiques de ces polluants sur la vie en générale (Rivière, 1998).

L'évaluation des risques écologiques est une discipline scientifique a part entière qui fournit des outils d'aide à la décision dans de nombreux domaines d'intervention environnementale (étude d'impact des installations industriels, gestion des sites et sols pollues, évacuation des eaux usées, construction et entretien des infrastructures de transport, travaux publics et aménagement urbain).

Globalement l'élaboration d'une méthodologie d'évaluation des risques peut se faire selon deux approches :

* L'approche dite « par substances », qui consiste à évaluer l'impact sur les écosystèmes de chacune des substances chimiques principales présentes dans la source de pollution du scénario étudié,

* L'approche dite « par matrice », qui consiste à évaluer l'impact sur les écosystèmes de la « mixture » globale constituant la source de pollution du scénario étudié.

Dans les deux cas, souligne le Laboratoire des Sciences de l'Environnement (2006) de l'Ecole Nationale des Travaux Publics de l'Etat, l'élaboration de la méthodologie nécessite de conduire au préalable un certain nombre de recherche. Celles préalables à l'approche « substances » sont essentiellement d'ordre mécanistique (mécanismes de comportement des polluants dans l'environnement entre la source et la cible, mécanismes d'interaction des substances entre elles (synergie, antagonisme, additivité), biodisponibilité des substances, mécanismes de bioaccumulation dans les chaînes alimentaires, ...). Celles relatives à l'approche « matrice » portent notamment sur les conditions de mise en œuvre des bioessais sur les matrices polluées (solides ou liquides) et leurs impacts sur l'évaluation, ainsi que sur la définition, la complémentarité et la représentativité des bioessais pour un scénario donné. Fondamentalement interdisciplinaire, les travaux effectués intègrent notamment l'adaptation des protocoles habituellement mis en œuvre dans les différents champs disciplinaires concernés pour les rendre compatible et optimiser les interfaces entre les différents modules de la méthode globale.

## Travaux réalisés

### 1- Evaluation des dangers environnementaux liés au rejet des eaux usées urbaines dans la baie de Port-au-Prince en Haïti

Evens Emmanuel<fnref n="1" />, Kettly Théléys<fnref n="1" />, Myrline Mompoint<fnref n="1" />, Jean-Marie Blanchard<fnref n="2" /> et Yves Perrodin<fnref n="3" />

## Résumé

La baie de Port-au-Prince constitue le milieu récepteur des eaux pluviales et des eaux usées urbaines non traitées provenant des zones résidentielles et des activités commerciales et industrielles. La présence de contaminants dans les eaux usées urbaines non traitées représente un danger pour les organismes

<footnote n="1">¹ Laboratoire de Qualité de l’Eau et de l’Environnement, Université Quisqueya, BP 796 Port-au-Prince, Haïti</footnote>

<footnote n="2">² Laboratoire d’Analyse Environnementale des Procédés et Systèmes Industriels, Institut National des Sciences Appliquées de Lyon, 20 avenue Albert Einstein, 69621 Villeurbanne, France.</footnote>

<footnote n="3">³ Laboratoire des Sciences de l'Environnement, École Nationale des Travaux Publics de l'État, Rue Maurice Audin 69518 Vaulx-en-Velin, France.</footnote>
aquatiques et peut grandement affecter l'équilibre de l'écosystème de la baie. L'objectif de cette étude est d'élaborer une démarche simple et peu coûteuse d'évaluation des dangers environnementaux liés aux eaux usées urbaines en Haïti, et de l'appliquer sur les eaux provenant d'un canal de drainage des eaux de ruissellement de Port-au-Prince fortement contaminé par des eaux usées urbaines et industrielles avant rejet à la mer. La Demande Chimique en Oxygène (DCO) et la mesure de la concentration en métaux lourds ont été dans un premier temps considérés comme les principaux indicateurs de cette pollution. L'évaluation des dangers des eaux du canal vis-à-vis de l'écosystème de la baie de Port-au-Prince a été réalisée d'une part en comparant les résultats obtenus pour ces paramètres à des valeurs seuils fixées par l'Union Européenne et la France pour le rejet des effluents urbains dans le milieu naturel, et d'autre part en fonction du caractère anoxique des eaux du canal rejetées à la mer. La concentration maximale en DCO (1300mg/L) est 10 fois supérieure au seuil européen. Les métaux en solution sont en majorité en dessous des seuils de détection des appareils utilisés. Les teneurs en oxygène dissous sont toutes très faibles et témoignent d'une forte charge organique, couplée à un faible brassage des eaux du canal avant rejet à la mer. Dans le but de compléter ces premiers résultats, il est maintenant nécessaire d'effectuer une évaluation plus approfondie des dangers environnementaux liés au rejet des eaux du canal dans la baie de Port-au-Prince en procédant notamment au dosage de l'azote, du phosphore, et des polluants organiques toxiques, ainsi qu'à la mise en oeuvre d'essais d'écotoxicité sur les eaux du canal.

**Mots clés** : eaux usées urbaines, dangers environnementaux, DCO, oxygène dissous, métaux lourds.

## Introduction

La baie de Port-au-Prince représente une zone étroite de 15 Km de large et tous les sous-bassins versants de la ville y aboutissent. Elle constitue donc le réceptacle naturel de l'ensemble des eaux de ruissellement de la ville. Ces eaux charrient des matières de vidange de latrines, divers effluents urbains et industriels non traités, ainsi que des déchets ménagers qui contribuent largement à la pollution de la baie (Emmanuel et Azaël, 1998). Cette situation fait courir plusieurs risques à la population et à l'environnement locaux : (i) un risque sanitaire pour la population lié à la morbidité piscicole et à la contamination bactériologique des coquillages et des plages, (ii) un risque environnemental lié à l'apport de molécules écotoxiques, à la modification des fonds marins, à l'augmentation de la turbidité par les matières en suspension et aux apports de nutriments, (iii) un risque de déséquilibre économique (MTPTC, 1998). En effet, dans les pays en voie de développement, le poisson peut représenter une source non négligeable de protéines pour les familles pauvres et la pêche constitue une importante source d'emploi (Pollard et Simanowitz, 1997).

Nos travaux concernent uniquement l'évaluation des risques environnementaux. Ceux-ci sont classiquement évalués en 3 phases successives (US-EPA, 1996) : l'évaluation des dangers intrinsèques liés aux sources de pollution (ici les eaux du canal déversées dans la baie), l'évaluation de l'exposition aux polluants (niveaux de concentration,...) des organismes qui vivent dans le milieu récepteur, et la caractérisation finale des risques consistant à rapprocher les résultats des deux phases précédentes. La présente étude s'inscrit dans ce cadre et porte spécifiquement sur la phase "évaluation des dangers intrinsèques".

Ces dangers sont réels avec les effluents urbains (Dyer et al., 2003). Ils sont notamment liés aux molécules chimiques rejetées avec les effluents qui peuvent induire des changements dans la structure et le fonctionnement des écosystèmes aquatiques (Karr, 1991). Ces dangers sont également la conséquence de la forte concentration en matières organiques des rejets urbains qui entraînent une augmentation de la consommation d'oxygène dissous et, potentiellement, la baisse de la concentration de celui-ci dans le milieu naturel (Dyer et al., 2003). Dans ce contexte global, l'objectif de nos travaux a été (i) d'élaborer une démarche simple et peu coûteuse d'évaluation des dangers environnementaux liés aux eaux usées urbaines en Haïti, (ii) et de l'appliquer aux eaux provenant d'un canal à ciel ouvert du réseau de drainage de Port-au-Prince.
## Approche méthodologique de l'évaluation des dangers

La notion de danger est liée à la possibilité pour une substance, du fait de ses caractéristiques ou de ses propriétés intrinsèques, de provoquer des dommages à l'environnement, dans des conditions déterminées d'exposition (Razafindradtandra et Seveque, 1998). Sa caractérisation nécessite en premier lieu de sélectionner les molécules représentatives de la source de pollution concernée. Les eaux usées urbaines (Streck et Richter, 1997) et les eaux pluviales (Valiron et Tabuchi, 1992 ; Barraud et al, 2001 ; Boisson et al, 2000) sont le plus souvent chargées de polluants minéraux (anions, cations, métaux lourds,...) et organiques variés. Dans de telles mixtures, les polluants peuvent être présents sous forme dissoute (cations libres ou complexés), et/ou sous forme particulaire, i.e., liés aux particules en suspension (Artières, 1987 ; Chocat, 1997).

Nous avons tout d'abord choisi de suivre la DCO, paramètre permettant une évaluation globale des matières oxydables organiques et inorganiques (Rodier et al., 1996). Nous avons ensuite décidé de doser un certain nombre de métaux lourds "traceurs" (Cd, Pb, As, Cr, Ni, Zn), la plupart d'entre eux étant présents dans les effluents urbains, et étant écotoxiques et bioaccumulatifs (Förstner et Wittman, 1979 ; Nriagu, 1987). Enfin, nous avons retenu la mesure du taux d'oxygène dissous, paramètre permettant d'évaluer le caractère plus ou moins anoxique des effluents rejetés à la mer.

La démarche retenue pour l'évaluation des dangers environnementaux liés aux eaux du canal (figure 1) consiste dans un premier temps à comparer les résultats obtenus pour la DCO et les métaux "traceurs" avec des valeurs seuils établies sur la base de la directive européenne 98/15/EEC pour le rejet des eaux usées dans le milieu naturel (EC, 1998) ou, à défaut, des valeurs seuils établies par la France (MATE, 1998) pour ces mêmes rejets (Tableau 1). Par ailleurs, pour des concentrations en oxygène dissous inférieures à 5 mgO2/L, elle conclue au rejet à la mer d'effluents peu oxygénés, ce qui, compte tenu des quantités concernées, présente un danger indéniable pour les écosystèmes aquatiques de la baie.

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>**Figure 1 :** Démarche élaborée pour l'évaluation des dangers environnementaux des effluents rejetés au milieu naturel</figcaption></figure>
Dans l'objectif de faciliter l'interprétation générale des résultats, nous avons, dans le cadre de ce travail, ajouté aux paramètres retenus (figure 1) la mesure de la température, du pH, de la conductivité et de la teneur en chlorures.

<table><caption>Tableau 1 : Valeurs seuils établies pour la caractérisation du danger des eaux usées urbaines</caption><thead><tr><th>Paramètres</th><th>DCO<br>(mg/L)</th><th>As<br>(mg/L)</th><th>Cd<br>(mg/L)</th><th>Cr<br>(mg/L)</th><th>Ni<br>(mg/L)</th><th>Pb<br>(mg/L)</th><th>Zn<br>(mg/L)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Valeurs seuils</td><td>125</td><td>0,05</td><td>0,2</td><td>0,5</td><td>0,5</td><td>0,5</td><td>2</td></tr><tr><td>Origine</td><td>EC, 1991</td><td></td><td></td><td colspan="3">MATE, 1998</td><td></td></tr></tbody></table>

## Matériels et Méthodes

### Site expérimental et points de prélèvements

Le canal Bois de Chêne, retenu pour cette étude, est le plus grand collecteur du système de drainage de Port-au-Prince. Il s'oriente d'Est en Ouest vers la baie de Port-au-Prince et serpente l'espace administratif de la Région métropolitaine de Port-au-Prince, c'est-à-dire principalement les communes de Pétion-Ville et de Port-au-Prince (Léger, 2002). Ce canal, d'une longueur de 10 Km environ, prend naissance au Morne l'hôpital à plus de 400 m d'altitude dans les hauteurs de Pétion-Ville. Au cours des années 80, un tronçon de 2 Km a été aménagé en béton, allant du corridor du Bois de Chêne (de coordonnées 18o30'10" Latitude Nord et 72o20'35"Longitude Est) à l'intersection des rues Harry Truman et Oswald Durand (de coordonnées 18o30'10" Latitude Nord et 72o21'35" Longitude Est). Les points de prélèvement des eaux du canal ont été positionnées sur ce tronçon et notés P1, P2, P3, P4, P5, P6, P7 et P8 (figure 2).

<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 2 : Points de prélèvement</figcaption></figure>
Les échantillons prélevés sont représentatifs des eaux du canal par temps sec (période avec une diminution du rapport "eaux de ruissellement/eaux usées"). Une série de 3 échantillons par point de prélèvement a été réalisée en utilisant la méthode de prélèvement manuel instantané durant la période allant du 2 au 6 septembre 2003. L'emploi de bouteilles en verre opaque a été retenu. Au moment du prélèvement, ces dernières ont été rincées trois fois avec l'eau à analyser puis complètement remplies, et les bouchons ont été placés de manière à ne pas piéger de bulle d'air. Les échantillons ont été soigneusement étiquetés et transportés à 4 °C jusqu'au laboratoire LAQUE dans un laps de temps ne dépassant pas 3 heures. Pour le dosage des métaux dissous, trois échantillons ont été prélevés du 16 au 18 mars 2004 sur le point 8 à l'exutoire du canal. Ils ont été transportés au laboratoire à 4 °C dans des récipients en polyéthylène.

## Analyses physico-chimiques

La détermination de la DCO a été effectuée sur des échantillons filtrés avec des membranes de 0,45µm (Macherey-Nagel), par la méthode au dichromate de potassium en utilisant un spectrophotomètre HACH 2010.

La détermination de la concentration en métaux lourds a été réalisée selon le protocole ISO 11 885, sur des échantillons filtrés à 0,45µm (Macherey-Nagel), traités à l'acide nitrique pur (pH<2), à l'aide d'un appareil ICP-AES (Inductively Coupled Plasma-Atom Emission Spectroscopy) ULTIMA II de Jobin Yvon.

Un oxymètre WTW Cellox 325 a été utilisé pour la mesure de l'oxygène dissous, un conductivimètre multifonction WTW-LF330 pour la mesure de la conductivité, et un pH-mètre WTW pH 340ION pour la mesure du pH. Ce dernier appareil fonctionne au moyen de deux électrodes, dont une en verre, spécifique à la mesure du pH, et une métallique correspondant à l'électrode de référence. Il faut noter que les mesures d'oxygène dissous, de température, du potentiel d'hydrogène, de la conductivité ont été effectuées en situ.

Enfin, la méthode de Mohr a été utilisée pour le dosage des chlorures. Cette méthode consiste à doser les chlorures avec du nitrate d'argent et du chromate de potassium. En présence de nitrate d'argent, les ions Cl- sont mobilisés pour former du chlorure d'argent. Lorsque tous les ions chlorures ont été précipités sous forme d'AgCl, le nitrate d'argent réagit avec le chromate de potassuim et un précipité rouge brique apparaît. Connaissant, la concentration de la solution d'AgNO3 (Co = 10-2) dans 100ml de solution (E = 100ml), le volume nécessaire pour arriver à l'équivalence, la concentration des ions Cl- dans la solution est donnée par la formule : $[Cl-] = Co* Ve / E$

## Résultats et discussion

### Analyses physico-chimiques globales

La température des échantillons durant les prélèvements oscillait autour de 28o à 330.5 (Tableau 2). Les valeurs du pH présentent une variation inférieure à l'unité et indiquent que les effluents ont un caractère très légèrement alcalin (7,34 – 7,90).
<table><caption>Tableau 2 : Résultats des analyses physico-chimiques globales, des chlorures et de l'oxygène dissous</caption><thead><tr><th>Point de prélèvements</th><th>T°</th><th>pH</th><th>Conductivité (µS/cm)</th><th>Chlorures (mg/L)</th><th>Oxygène dissous (mg/L)</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>29.2</td><td>7.88</td><td>1291</td><td>383</td><td>3.49</td></tr><tr><td rowspan="2">P1</td><td>28 - 30.4</td><td>7.87 - 7.90</td><td>890 - 1864</td><td>149 - 407</td><td>3.21 - 3.90</td></tr><tr><td>31.4</td><td>7.74</td><td>1589</td><td>334</td><td>3.52</td></tr><tr><td rowspan="2">P2</td><td>30 - 32.8</td><td>7.72 - 7.77</td><td>1300 - 1736</td><td>258 - 373</td><td>2.93 - 3.83</td></tr><tr><td>29.9</td><td>7.62</td><td>1543</td><td>322</td><td>3.8</td></tr><tr><td rowspan="2">P3</td><td>28.2 - 31.2</td><td>7.57 - 7.68</td><td>1170 - 1998</td><td>223 - 443</td><td>3.42 - 4.54</td></tr><tr><td>31.03</td><td>7.65</td><td>1441</td><td>294.7</td><td>3.11</td></tr><tr><td rowspan="2">P4</td><td>28.9 - 32.6</td><td>7.58 - 7.72</td><td>1223 - 1590</td><td>237 - 334</td><td>2.62 - 3.46</td></tr><tr><td>31.4</td><td>7.67</td><td>1867</td><td>408</td><td>2.77</td></tr><tr><td rowspan="2">P5</td><td>29.7 - 33</td><td>7.63 - 7.71</td><td>1580 - 2260</td><td>332 - 512</td><td>1.75 - 3.37</td></tr><tr><td>31.43</td><td>7.66</td><td>1850</td><td>403.3</td><td>2.64</td></tr><tr><td rowspan="2">P6</td><td>30.4 - 32.9</td><td>7.60 - 7.72</td><td>1540 - 2290</td><td>321 - 520</td><td>1.36 - 3.41</td></tr><tr><td>30.96</td><td>7.55</td><td>1870</td><td>409</td><td>2.51</td></tr><tr><td rowspan="2">P7</td><td>28.5 - 33.5</td><td>7.35 - 7.72</td><td>1640 - 2231</td><td>348 - 505</td><td>1.35 - 3.03</td></tr><tr><td>30.13</td><td>7.41</td><td>1810.33</td><td>393.33</td><td>2.85</td></tr><tr><td>P8</td><td>29 - 32.4</td><td>7.34 - 7.54</td><td>1560 - 2231</td><td>327 - 505</td><td>2.02 - 3.37</td></tr></tbody></table>

La gamme de variation de la conductivité (890 – 2290 µS/cm) indique une importante minéralisation, avec un apport variable d'anions et de cations vraisemblablement lié à des rejets d'eaux urbaines et industrielles non traitées. Les tableaux 2, 3 et 4 résument les résultats obtenus sur les échantillons étudiés.

## Mesures de DCO

Les concentrations moyennes de DCO obtenues, comprises entre 800 et 1300 mg/L (Tableau 3), sont largement supérieures au seuil de la réglementation européenne pour le rejet des eaux usées dans le milieu naturel. Elles sont proches de certaines teneurs moyennes rapportées dans la littérature (Fresenius et al., 1990; Metcalf et Eddy, 1991, Grommaire-Mertz, 1998) pour les eaux usées domestiques non traitées (250 à 1000 mg/L de DCO). Ces résultats indiquent une forte présence des effluents urbains dans le canal au moment des prélèvements. Ces fortes valeurs de DCO pourraient être également dues à la présence massive de déchets ménagers solides dans le lit du canal.
<table><caption>Tableau 3 : Résultats des analyses de DCO</caption><thead><tr><td>Points de prélèvement</td><td>DCO (mg/L)</td><td>Valeur seuil (MATE, 1998)</td></tr></thead><tbody><tr><td>P1</td><td>1155</td><td></td></tr><tr><td>P2</td><td>1128</td><td></td></tr><tr><td>P3</td><td>1073</td><td>125</td></tr><tr><td>P4</td><td>1268</td><td></td></tr><tr><td>P5</td><td>945</td><td></td></tr><tr><td>P6</td><td>933</td><td></td></tr><tr><td>P7</td><td>883</td><td></td></tr><tr><td>P8</td><td>947</td><td></td></tr></tbody></table>

## Métaux lourds

Les concentrations en arsenic sont inférieures à la limite de détection de l'appareil utilisé (Tableau 4). La même observation est faite pour les concentrations en cadmium dans les échantillons 1 et 2, et pour les concentrations en plomb et en chrome dans l'échantillon 3. Les résultats pour les autres mesures réalisées sont supérieurs aux seuils de détection mais inférieurs aux valeurs seuils établies. Par ailleurs, certains auteurs ont montré que plus les eaux urbaines transitent vers l'aval du bassin versant, plus les métaux sont présents sous forme particulaire (Garnaud, 1999). Dans ces conditions, il sera à l'avenir nécessaire de procéder à la mesure des métaux particulaires avant de conclure sur les dangers réels liés à la présence de métaux lourds dans les eaux du canal.

## Oxygène dissous

Les valeurs obtenues pour l'oxygène dissous sont toutes comprises entre 1,35 et 4,05 mgO₂/L (Tableau 2), lesquelles sont inférieures à 5 mgO₂/L. Ces résultats indiquent la présence massive de matières organiques dans les eaux du canal, couplée à une mauvaise aération de ces mêmes eaux. Ceci pourrait provoquer à leur arrivée dans la baie un impact écologique important sur les poissons et les communautés d'invertébrés (USEPA, 1986 ; Kosmala, 1998 ; Eriksson et al., 2001). En effet, il a par exemple été établi que les effluents des stations d'épuration, qui en général présentent une teneur en O₂ inférieure à 4mg O₂/l au moment de leur rejet, provoquaient des perturbations d'ampleur au niveau de la communauté des invertébrés benthiques (Kosmala, 1998).

A noter que les réactions de dégradation biologique des matières organiques contenues dans le canal, et conduisant aux faibles concentrations en oxygène mesurées, peuvent par ailleurs produire de l'ammoniac à partir des composés azotés organiques, ce qui pourrait renforcer leurs effets sur la faune aquatique.
<table><caption>Tableau 4 : Résultats des analyses des métaux lourds</caption><thead><tr><th></th><th>Unité</th><th>As</th><th>Cd</th><th>Cr</th><th>Ni</th><th>Pb</th><th>Zn</th></tr></thead><tbody><tr><td>Limite de détection</td><td>µg/L</td><td>0,928</td><td>4,6</td><td>1,77</td><td>1,71</td><td>3,26</td><td>0,327</td></tr><tr><td>Echantillon 1</td><td>mg/L</td><td>&lt;DL</td><td>&lt;DL</td><td>0,024</td><td>0,007</td><td>0,015</td><td>0,085</td></tr><tr><td>Echantillon 2</td><td>mg/L</td><td>&lt;DL</td><td>&lt;DL</td><td>0,028</td><td>0,006</td><td>0,012</td><td>0,229</td></tr><tr><td>Echantillon 3</td><td>mg/L</td><td>&lt;DL</td><td>0,011</td><td>&lt;DL</td><td>0,005</td><td>&lt;DL</td><td>0,056</td></tr><tr><td>Valeurs seuils</td><td>mg/L</td><td>0,05</td><td>0,2</td><td>0,5</td><td>0,5</td><td>0,5</td><td>2</td></tr></tbody></table>

Conclusion

L'objectif de cette étude était (i) d'élaborer une démarche simple et peu coûteuse visant à évaluer les dangers environnementaux liés au rejet d'eaux usées urbaines en Haïti, (ii) et de la tester en l'appliquant sur les eaux usées provenant d'un canal du réseau de drainage de Port-au-Prince. Les premiers résultats obtenus montrent que les eaux du canal représentent un danger important vis-à-vis de l'écosystème de la baie de Port-au-Prince. Dans ces conditions, il est maintenant important de poursuivre les travaux pour évaluer d'une part, l'exposition des organismes concernés (exposition qui sera notamment fonction de la dilution des eaux du canal dans la baie), et d'autre part, les effets des eaux du canal sur les organismes cibles concernés par le biais de la réalisation d'essais d'écotoxicité sur organismes marins, ceci pour *in fine* être capable d'évaluer les risques environnementaux présenté par le rejet des eaux du canal dans la baie. Cette évaluation, comme toute évaluation des risques environnementaux (USEPA, 1998; Perrodin et al, 2004), devra être accompagnée d'une évaluation des incertitudes, et d'une identification des points critiques les plus importants et les plus urgents à améliorer pour une meilleure gestion des effluents concernés.

Par ailleurs, il est rapporté dans la littérature sur l'écosystème de la baie de Port-au-Prince, les perturbations, dues aux facteurs humains, bioclimatiques et géophysiques, que subissent les récifs coralliens, les herbiers de phanérogames et la mangrove (Vermande et Raccurt, 2001). La charge polluante des effluents de la ville de Port-au-Prince provoque l'eutrophisation de ses zones côtières. Dans ce contexte, il semble alors évident de mesurer à l'avenir, les teneurs en nutriments des effluents générés par la ville de Port-au-Prince, d'autant plus que l'azote et le phosphore sont en grande partie responsable de l'eutrophisation des écosystèmes naturels (Zimmo et al., 2003). En effet, certaines formes de ces substances nutritives sont toxiques même à des concentrations relativement faibles. A titre d'exemple, l'azote ammoniacal est toxique autour de 0,5mg/l pour les organismes aquatiques supérieurs tels les poissons (Zimmo et al., 2003), tandis qu'une teneur en phosphore supérieure à 0,5mg/l constitue un indice de pollution (Rodier, 1996).
Références bibliographiques

Académie des Sciences (1998) - Contamination des sols par les éléments traces: les risques et leur gestion - Rapport N° 42, Paris: Lavoisier Tec&Doc, 440 p.

Adams S.M. and Greeley M.S. (2000) Ecotoxicological indicators of water quality using multi-response indicators to assess the health of aquatic ecosystems. Water, Air and Soil Pollution 123 - p.103-115.

Artières O. (1987) Les dépôts en réseau d'assainissement unitaire. Thèse. Université Louis Pasteur de Strasbourg, 214 p.

Barraud S., Gibert J., Winiarski T., Krajewski J.L.B. (2001). Impact of a storm infiltration drainage system on soil and groundwater – Presentation of the OTHU project. 2nd *International conference on interactions between sewers, treatment plants and receiving waters in urban areas – INTERURBA II* – Lisbon, Portugal – 19-22 February 2001, 321-329.

Boisson J.C., Fontvieille D. (2000). Effets des eaux de ruissellement de chaussée autoroutière sur les peuplements périphytiques d'un cours d'eau de moyenne montagne. Conférence Internationale des Limnologues d'Expression Française (CILEF), Clermont-Ferrand 17-21 juillet 2000.

Chocat B. (1997). Encyclopédie de l'hydrologie urbaine et de l'assainissement. Technique et Documentation - Lavoisier. 1997. ISBN 2-7430-0126-7.

Dyer S.D., Peng C., McAvoy D.C., Fendinger N.J., Masscheleyn P., Castillo L.V., Lim J.M.U. (2003) The influence of untreated wastewater to aquatic communities in the Balatium River, the Philippines. Chemosphere, 52:43-53.

Emmanuel E. and Azaël A. (1998) Les eaux usées et le développement économique en Haïti : crises et réponses. Actes de la Conférence Internationale de l'UNESCO 3-6 juin 1998 « l'eau : une crise imminente, UNESCO PHI, ed. Zebidi, Technical Documents in Hydrology no. 18, pp. 279-285.

Emmanuel E., Keck G., Blanchard J.-M., Vermande P., Perrodin Y. (2004) Toxicological effects of disinfections using sodium hypochlorite on aquatic organisms and its contribution to AOX formation in hospital wastewater. Environment International, 2004, 30:891-900.

European Commission (1998). Directive 98/15/EEC amending Council Directive 91/271/EEC: Urban wastewater treatment. Brussels. Off. J. of European Communities N° L 67/29-30 (7 March 1998).

Fresenius W., Schneider W., Böhnke B., Pöppinghaus K. (1990) Technologie des eaux résiduaires – Production, collecte, traitement et analyse des eaux résiduaires. Institut Fresenius GmbH Taunusstein-Neuhof, Forschungsinstitut für Wassertechnologie an der RWTH Aachen (FiW), Springer-Verlag, Berlin, 1137p.

Förstnet U. and Wittmann G.T.W. (1979) Metal pollution in the aquatic environment. Berlin : Springer-Verlag, 486 p.

Gray S.R., Becker N.S.C. (2002) Contaminant flows in urban residential water systems. Urban water, 4:331-346.

Grommaire-Mertz M.C. (1998) La pollution des eaux pluviales urbaines en réseau d'assainissement unitaire, Caractéristiques et origines. Thèse. Ecole nationale de ponts et chaussées, p.

Karr J.R. (1991) Biological integrity: a long-neglected aspect of water resource management. Ecol. Appl. 1:66-84.

Kinnersley D. (1990) Discharge consent and compliance policy: a blueprint for the future. NRA (National Rivers Authority) Water Quality Series, No. 1, Bristol; UK.

MATE (Ministère de l'Aménagement du Territoire et de l'Environnement). Arrêté du 2 février 1998 relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation. J.O (Journal Officiel) n° 52 du 3 mars 1998 page 3247, Paris.

Metcalf & Eddy (1991) Wastewater Engineering. 3rd ed., McGraw-Hill, New York, 1334p.

MTPTC (Ministère des Travaux Publics, Transports, Communication) (1998) Schéma directeur d'assainissement pour la région métropolitaine de Port-au-Prince. Le Groupement SCP-GERSAR/SNC-LAVALIN/LGL S.A, Port-au-Prince.

Nriagu J.O. (1987) Cadmium in the aquatic environment. John Wiley & Sons Inc., New York, 272 p.

Perrodin Y., Babut M., Bedell J.P., Bray M., Clément B., Delolme C., Devaux A., Durrieu C., Garric J. & Vollat B. (2004) Approche méthodologique de l'évaluation des risques écotoxicologiques liés à la
mise en dépôt sur sol des sédiments de dragages. *Déchets, Sciences et Techniques - La Revue Francophone d'Ecologie Industrielle*. 34:4-14.

Pollard S. and Simanowitz A. (1997) Enviromental flow requirements: A social dimension. In. Pickford J. (1997) Water and sanitation for all – Partnerships and innovations. Proceeding of the 23rd WEDC Conference, Durban, South Africa. Loughborough University, Leicestershire, pp 293-295.

Razafindradtandra Y. and Seveque J.L. (1998) Sites pollués et potentiellement pollués. Identification et contrôle juridique et technique. Collection Environnement. Paris, Victoires Editions, 256 p.

Rivière J-L. (1998) Évaluation du risque écologique des sols pollués. Association RE.C.O.R.D., Lavoisier Tec&Doc, Paris, 230p.

Rodier J. (1996) L'analyse de l'eau. DUNOD, Paris, 8ᵉ édition, 1384p.

Sawyer C.N., McCarthy P.L., Parkin G.F. (2002) Chemistry for environmental engineering and science. 5th edition. McGraw-Hill, New York, ISBN: 0072480661.

Seiss M., Gahr A., Niessner R. (2001) Improved AOX degradation in UV oxidative wastewater treatment by dialysis with nanofiltration membrane. Wat. Res., 13:3242-3248.

Sponza D.T. (2003) Application of toxicity tests into discharges of the pulp-paper industry in Turkey. Ecotoxicology and Environmental Safety, 54:74-86.

Streck T. and Richter J. (1997) Heavy metal displacement in a sandy soil at the field sacle : I. Measurements and parametrization of sorption. J. Environ. Qual., 26:49-56.

Union Européenne (1991). Directive 91/271/EEC, du Conseil des Communautés Européennes, du 21 mai 1991 relative au traitement des eaux urbaines résiduaires.

USEPA (United States Environmental Protection Agency) (1986). Ambient water quality for dissolved oxygen. US Environmental Protection Agency. Washington, DC, EPA/PB86-208253.

USEPA (United States Environmental Protection Agency) (1998). Guidelines for ecological risk assessment. Washington DC : Risk Assessment Forum. EPA/630/R-95/002F, 114p.

USEPA (United States Environmental Protection Agency) (1993). Training manual for NPDES permit writers. Washington, DC, EPA/833/B-93/003.

Valiron F. and Tabuchi J.P. (1992) Maîtrise de la pollution urbaine par temps de pluie : Etat de l'Art. Tec et Doc Lavoisier, Paris, 564 p.

Vermande P., Raccurt C. (2001) Haïti : Ecosystème et ressources marines. Audience Magazine, Haïti, p.12-14.

Zimmo O.R.,Van der Steen N.P., Gijzen H.J. (2004) Nitrogen mass balance across pilot-scale algae and duckweed-based wastewater stabilization ponds. Water Research 38:913-920.

2- Ruth Angerville, Evens Emmanuel, Osnick Joseph, Yves Perrodin. Ecological risk assessment of heavy metals in paint manufacturing effluents of Port-au-Prince. SETAC Europe 15th Annual Meeting, 22-26 May 2005, Lille, France. CDROM.

Abstract

Paint manufacturing use in their process pigments, which contain mineral elements such as: mercury (Hg), lead (Pb), cadmium (Cd), copper (Cu) and Zinc (Zn). Some of those elements have been measured in wastewater generated by this industry. Indeed, concentrations of 1670 µg/L of Pb and 105 µg/L of Hg have been found in wastewater coming from paint manufacturing in Port-au-Prince. At high concentration, metallic pollutants could provoke a biological imbalance in the aquatic ecosystems. The lack of threshold values for the discharge of industrial wastewater into the urban sewage network and the absence of wastewater treatment plant put in evidence the existence of an important hazard for the ecosystem of the Port-au-Prince bay. The aim of this study was to evaluate the ecological risk of heavy metals in Port-au-Prince paint manufacturing effluents. The marine ecosystem has been considered as the target to protect. The effects of Pb, Cu and Hg, containing in these wastewater, have been studied on the embryonic development and the growth of two levels of the marine food chain: algae (Asterionella glacialis and Asterionella japonica) and crustacean (Cancer anthonyi). Five wastewater samples have been collected, from 22nd to 29th June 2004, on the collector of a paint manufacturing. A maximal
concentration of 500 µgCu/L has been measured and 700 µgPb/L. An approach based on single action of the considered pollutants has been applied to characterize their effects on the selected organisms by using toxicological information available in the international data bases. A very high risk for the exposed organisms was calculated by using PEC/PNEC method. In the future, it will be interesting to set up on the wastewater collector of paint manufacturing a biosensor system in order to control the emissions of metallic pollutants and consequently to manage the ecological risk of these effluents.

**Keywords:** Industrial wastewater, heavy metals, aquatic organisms, ecological risks.

3- PLANCHER M. J.MOMPOINT M. (2007). *Evaluation ecotoxicologique, granulométrique et physico-chimique sommaire : Cas des canaux de drainage de Port-au-Prince. Master Ecotoxicologie Environnement et Gestion des Eaux (MEEGE), Université Quisqueya.*

Cette étude est étroitement associée aux travaux du LAQUE sur l'impact des polluants vis-à-vis des écosystèmes terrestres et aquatiques. Les résultats de cette double caractérisation devront conduire à une évaluation des risques écologiques de ces sédiments sur les écosystèmes récepteurs. D'autant plus qu'en Haïti, les sédiments dragués sont déposés sur le littoral ou sur des formations alluviales et/ou karstiques.

En regard à la démarche générale d'évaluation écologique des polluants, cette étude s'inscrit plus particulièrement dans les phases de caractérisation de l'exposition et de caractérisation des effets. En effet, Le processus d'évaluation des risques écologiques se base sur deux éléments principaux : la caractérisation des effets et la caractérisation de l'exposition. Ils fournissent les outils théoriques nécessaires à la conduite des trois phases de l'évaluation des risques : la formulation du problème, l'analyse et la caractérisation des risques.

Les travaux expérimentaux consistaient à :

* déterminer des polluants organiques et minéraux dans la matrice complexe que représentent les sédiments. Les paramètres physico-chimiques qui ont été étudiés sont les métaux, les PCBs et les HAPs. Les valeurs disponibles dans la littérature sur les traceurs organiques retenus ont été utilisées pour apprécier, de manière sommaire, l'impact de ces polluants sur les milieux récepteurs des sédiments dragués ;

* estimer leur potentiel toxique. Ainsi, des essais étoxicologiques ont été réalisés sur un décomposeur (Vibrio fischeri) et 2 niveaux d'organisation trophique : les algues et les crustacés.

Les résultats de ces travaux font l'objet d'un projet de publication dans la revue Aqua-lac de l'UNESCO.

**Physicochemical and ecotoxicological characterization of dredged sediments from Port-au-Prince open drainage channel.**

Evens Emmanuel<fnref n="1" />, Michel Junior PLANCHER<fnref n="1" />, Urbain Fifi<fnref n="1" />, Myrline Mompoint<fnref n="1" />, Marie Gisèle P.A. Pierre<fnref n="2" />,

**Abstract**

In Haiti, the urban areas are located in two types of ecosystems: mountains and coastal ecosystems. The vegetal surface destruction of the mountainous ecosystems accelerates the sedimentation process and pollution of the drainage channels. In this environment context, sediments must be dredged in order to prevent floods in the coastal ecosystems. However, when contaminated by metals or synthetic organic

<footnote n="1">¹Laboratoire de Qualité de l’Eau et de l’Environnement (LAQUE), Université Quisqueya, BP 796 Port-au-Prince, Haïti</footnote>

<footnote n="2">²Laboratoire d'Analyse des matériaux (LAM), Université Quisqueya, BP 796 Port-au-Prince, Haïti</footnote>
compounds, dredged sediments may have negative impacts on receiving ecosystems. The study aimed to conduct physicochemical and ecotoxicological characterization of dredged sediments from the drainage channels of Port-Au-Prince, in order to calculate a global hazard quotient by dividing the resulting pollutant concentrations by "probable effect concentrations" and pooled together. Three sediments from the biggest collector of the Port-Au-Prince have collected and studied. Cadmium, chromium, copper, nickel, lead, zinc, arsenic and the Total Organic Carbon were determined on the samples. Algae, *Daphnia* and *Vibrio fishery* bioassays have been used for the ecotoxicological analysis phase. The obtained results for arsenic where lower than the apparatus detection limit. The highest concentrations of Cd (0.9 mg/kg⁻¹), Cr (18 mg/kg⁻¹), Cu (62 mg/kg⁻¹), Ni (30 mg/kg⁻¹), Zn (194 mg/kg⁻¹) are lower than the threshold value proposed by French regulation for dredged sediments. However, the highest concentration of Pb (333 mg/kg⁻¹) is greater than the proposed regulation threshold value. The three sediments were not significant toxic to the three selected organisms. The different results do not put in evidence potential hazard for the ecosystems. In order to valorize these sediments, it will be necessary to pursue these works and validate these first results.

**Keywords:** Sediments, heavy Metals, ecotoxicity, wastewater.

## Travaux en cours

1- La thèse de doctorat de Ruth ANGERVILLE (septembre 2005 – septembre 2008): «Evaluation des risques écotoxicologiques liés au rejet des eaux pluviales urbaines dans les milieux aquatiques: Application à une ville française et à une ville haitienne»

Cette thèse s'inscrit d'abord dans le prolongement du Programme de Coopération Scientifique Interuniversitaire existant entre le Laboratoire des Sciences de l'Environnement de l'ENTPE et le Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement de l'Université Quisqueya. L'évaluation des risques écotoxicologiques liés au rejet des eaux pluviales urbaines dans les milieux aquatiques concerne à la fois les effluents liquides et les aménagements urbains. En Haïti, cette problématique est particulièrement aiguë, compte tenu de la forte pollution des eaux pluviales en milieu urbain.

Sur le plan scientifique, cette thèse visera à optimiser à la fois la phase « mesure des expositions » et la phase « mesure des effets » de la méthodologie cadre établie au cours des travaux précédents. Seront notamment étudiés les mécanismes d'action des polluants en mélange présent dans les eaux pluviales (mécanisme de synergie, d'additivité ou d'antagonisme) sur les organismes cibles concernés ainsi que les effets sur des communautés d'organismes (essais en microcosme).

## Contexte du travail

Pendant longtemps, les eaux pluviales ont été considérées comme « propres » et ont été utilisées pour diluer les eaux usées considérées comme « souillées ». Néanmoins, les progrès réalisés dans le cadre de l'épuration des eaux résiduaires et domestiques ont suscité un questionnement quant à la contribution de la pollution par les eaux pluviales à la détérioration des milieux récepteurs (Parent-Raoult, 2004).

En raison des différents parcours des eaux pluviales pour aboutir à l'exutoire (en tenant compte du bassin versant considéré, de son degré d'urbanisation, du mode d'occupation de l'espace, etc.), il s'ensuit des apports en polluants provenant des lessivages atmosphériques (particules en suspension dans l'air), des sols (particules provenant des surfaces imperméables et de l'érosion des sols) et des réseaux – séparatifs ou unitaires – (remise en suspension des particules déposées antérieurement par sédimentation, les solides) (Parent-Raoult, 2004). Toute cette pollution, dont une partie constituée par des éléments polluants accumulés par temps sec et provenant des diverses activités humaines, est donc transportée par les eaux pluviales. Par conséquent, leur rejet dans les milieux aquatiques, porte atteinte à la qualité physico-chimique des biotopes (Chocat et al., 1993 ; Parent-Raoult, 2004) et affecte les organismes à différents niveaux d'organisation biologique (Mullis et al., 1997; Parent-Raoult, 2004).
Dans les Pays en Développement (PED), les milieux aquatiques sont sujets à de très hauts niveaux de stress dus au fait que les rejets liquides générés par la population sont directement déversés dans le milieu récepteur, le plus souvent sans aucun traitement préalable. La problématique des eaux pluviales n'est généralement abordée en Haïti que d'un point de vue Hydrodynamique. Or, le déversement de ces eaux pluviales, chargées en polluants, dans le milieu récepteur, sans traitement préalable, peut accentuer l'atteinte à la qualité physico-chimique et biologique du milieu de même que les risques de déséquilibre économique.

Dès lors il importe donc de réaliser un suivi de l'évolution du stress exercé par les différents polluants contenus dans les eaux pluviales urbaines (H2S, métaux, HAP, PCB, etc.) de même que les réponses des organismes vivants exposés.

Parent-Raoult (2004) a réalisé au Laboratoire des Sciences de l'Environnement de l'ENTPE une première étude basée sur l'effet des Rejets Urbains par Temps de Pluie (RUTP) sur les communautés périphytiques. Le périphyton désigne l'ensemble des organismes aquatiques se développant sur des substrats immergés, organiques ou inorganiques (Ramade, 1993). Sa position privilégiée au sein des réseaux trophiques, puisqu'il sert de nourriture à certains invertébrés puis, aux organismes supérieurs (Kostel et al., 1999), favorise son utilisation à titre de bio-indicateur. Cette position qu'il occupe permet de dire que tout facteur influençant son développement peut potentiellement avoir des répercussions sur la dynamique de l'écosystème aquatique dans sa totalité (Besser et al., 2000 ; Gold et al., 2002). En vue de mieux appréhender les réponses des organismes aquatiques face à cette forme de pollution, il a été proposé dans le cadre de ce travail de procéder à l'étude de la composition taxonomique des communautés périphytiques.

## Objectif de l'étude

L'objectif principal de cette thèse est d'évaluer les risques écotoxicologiques liés au rejet des eaux pluviales urbaines dans les milieux aquatiques lotiques, en se basant sur l'évaluation en laboratoire de la réponse de communautés périphytiques naturelles à une exposition à ces rejets.

Cette étude sera réalisée sur deux villes, en parallèle : une ville française et une ville haïtienne.

## 2- Contribution méthodologique à l'évaluation et à la gestion des risques écologiques liés aux déchets d'antibiotiques (Intention de recherche)

### Contexte

La pollution des écosystèmes naturels par les déchets solides est devenue un élément de préoccupation majeure dans le domaine des sciences de l'environnement. Dans les pays industrialisés les travaux réalisés, au cours des dernières années, dans le domaine de la gestion des déchets solides, ont conduit les politiciens, les gestionnaires à l'adoption du concept de la double barrière entre les déchets et l'environnement (Choura et al, 2005). Dans ces sociétés, l'élimination des déchets est peu à peu passée d'une gestion en terme de moyens (incinération, stockage ou traitement physico-chimique) à une gestion moderne caractérisée par la réduction des déchets à la source, la réutilisation, le recyclage, la valorisation, la stabilisation/solidification et la vitrification... (Imyim, 2000).

Dans les pays en développement (PED), la mise en décharge (contrôlée ou sauvage) est la méthode utilisée pour l'élimination des déchets solides (Thonart, 1998). Les déficiences économiques et technologiques que connaissent ces pays, retardent la maîtrise des rejets engendrés par le stockage des déchets (Bellenfant, 2000). En effet, l'eau le principal agent migrateur des polluants, favorise leur relargage ou leur dispersion dans l'environnement, par le phénomène de lixiviation (Van der Sloot, 1996). Les lixiviatssus de la biodégradation des déchets constituent des sources de pollution pour les différents compartiments de l'écosystème (Bellenfant, 2000). Des polluants inorganiques fréquemment
identifiés dans les lixiviats, notamment les métaux lourds et organiques incluant les médicaments caractérisés par une importante concentration en demande chimique d'oxygène (DCO), un polluant non conventionnel (EPA, 1993), sont retrouvés dans les eaux souterraines (Emmanuel, 2004).

En effet, les résidus de médicaments sont aujourd'hui considérés comme des micro polluants pour l'environnement (Halling-Sørensen et al., 1998). Des traces de médicaments ont été détectées dans les eaux de surface, les eaux souterraines, et dans l'eau de boisson à des concentrations supérieures à 10 ng/L (Richardson et Bowron, 1985). La figure 1 illustre le circuit suivi par les médicaments utilisés dans la médecine humaine et vétérinaire, pour se retrouver finalement dans l'eau du robinet (Diaz-Cruz et al., 2003).

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 3 : Circuit emprunté par les médicaments utilisés en médecine humaine et vétérinaire pour aboutir dans l'eau du robinet (Diaz-Cruz et al, 2003).</figcaption></figure>

A Port-au-Prince, les résidus médicamenteux dont les antibiotiques sont éliminés soit par l'incinération à faible température, soit par le rejet dans le réseau d'assainissement urbain après dilution avec l'eau du robinet, soit par l'entreposage dans des décharges sauvages. Des études ont révélé que ces formes d'élimination ne sont pas exemptées de risques pour les espèces vivantes des écosystèmes naturels (Emmanuel, 2004). En effet, les antibiotiques sont soupçonnés d'être l'agent causal du développement des formes de résistance chez les bactéries dans l'environnement (Halling-Sørensen et al., 1998). Ce qui pose de sérieuses menaces pour la santé publique en ce qui concerne notamment le contrôle et le traitement de certaines maladies infectieuses, vu que les infections bactériennes ne peuvent plus être traitées par les antimicrobiens actuellement connus (Halling-Sørensen et al., 1998).

Le devenir des antibiotiques ainsi que l'évaluation des risques écologiques liés à leur présence dans les écosystèmes aquatiques ont été étudiés (Kümmerer, 2001). Cependant, très peu d'études traitent de la gestion des risques générés par les méthodes d'élimination particulièrement observées en Haïti. Il semblerait donc que l'inertage de ces déchets dans des matériaux à des pH élevés pourrait fournir au
contact de l'eau, un lixiviat ne facilitant pas l'émergence d'aucune forme de vie et par voie de conséquence, diminuerait le développement de la multirésistance bactérienne.

## Objectif de l'étude

Elaborer une démarche permettant une meilleure gestion (ou diminution) des risques environnementaux liés à la multirésistance bactérienne générée par la mise en décharge des déchets solides d'antibiotiques.

## Aspects théoriques de la gestion des risques environnementaux liés aux déchets d'antibiotique

Le contact des déchets d'antibiotiques avec les éléments des écosystèmes naturels met en évidence un problème qui est lié à l'existence de substances dangereuses, c'est-à-dire des molécules qui ont la potentialité d'exercer des effets négatifs (danger ou risque) sur l'équilibre biologique des milieux naturels (Rivière, 1998).

Selon Razafindraandra et Sévèque (1998), le danger est lié à la possibilité pour une substance, du fait de ses caractéristiques ou de ses propriétés intrinsèques, de provoquer des dommages aux personnes, aux biens, à l'environnement, dans des conditions déterminées d'exposition. Pour Rivière (1998), le risque est la probabilité d'apparition d'effets toxiques après l'exposition des organismes à un objet dangereux. L'exposition des espèces vivantes aux substances dangereuses ou toxiques a conduit les scientifiques à donner naissance à une nouvelle discipline scientifique dénommée « Evaluation des risques environnementaux (écologiques et sanitaires) ».

Les dangers et risques écologiques liés aux déchets de médicaments peuvent être dûs au fait que ces molécules ont été développées dans l'intention de produire un effet biologique sur l'organisme (Halling-Sørensen, 1998). Les travaux d'EDR liés à la présence de certains médicaments différents dans les milieux aquatiques ont prouvé : (i) la potentialité de perturbateurs endocriniens des hormones sexuelles en provoquant des altérations chez certains organismes (Raloff, 1998), (ii) Les caractères mutagène, cancérogène et tératogène des antitumoraux ou agents cytostatiques (Skov et al., 1990), (iii) la contribution des antibiotiques au développement et au transfert horizontal de la multirésistance bactérienne (Ayscough et al., 2000).

Les médicaments dans les écosystèmes aquatiques peuvent prendre, en terme de devenir, l'un des 3 trois principaux états possibles :

1. Une substance totalement oxydée et de ce fait aboutit au dioxyde de carbone et à l'eau (Halling-Sørensen et al., 1998). Cet état peut être assimilé à l'écocompatibilité de la substance (Navarro et al., 1994).

2. La substance est lipophile, difficilement dégradable, mais une partie de la substance est adsorbée par les boues de la STEP (Halling-Sørensen et al., 1998).

3. Sous l'action de la métabolisation, la substance donne naissance à des métabolites ayant une structure hydrophile différente de celle des molécules mères (lipophiles).

Cependant les deux molécules mères et filles sont rémanentes et passent au travers des mécanismes épuratoires de la STEP pour se retrouver finalement dans les milieux récepteurs, ce qui peut donner naissance à un risque pour les organismes aquatiques au cas où les métabolites sont actifs (Halling-Sørensen et al., 1998). Le fameux exemple de cet état est Clofibrate et son métabolite l'acide clofibrique (Hignite et Azarnoff, 1977 ; Richardson et Bowron, 1985).
# Norme Européenne ENV 12-920 : Méthodologie de gestion des risques environnementaux

La norme ENV 12-920, intitulée « méthodologie pour la détermination du comportement à la lixiviation d'un déchet en conditions spécifiées», a été élaborée en vue de l'étude du comportement à la lixiviation des déchets placés dans divers scénarios de stockage ou de valorisation en BTP.

Basée sur la description préalable détaillée du scénario dans lequel les déchets sont stockés ou valorisés, elle comprend 7 étapes :

* définition du problème,

* description du scénario,

* description du déchet,

* détermination de l'influence des paramètres prépondérants sur le comportement à la lixiviation des déchets en scénario,

* modélisation du comportement à la lixiviation,

* validation du modèle de comportement à la lixiviation,

* conclusion

En fonction du scénario étudié, la procédure recommande la mise en œuvre de divers tests dits « paramétriques » puis de « simulation », qui font eux mêmes l'objet d'une normalisation (exemples : test de sensibilité des polluants aux variations de pH, test de diffusion des polluants, test de percolation en colonne pour les déchets granulaires, ...).

<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>**Figure 3 : Etapes de la norme ENV 12-920 et tests pratiqués**</figcaption></figure>
A noter que cette norme concerne uniquement l'évaluation du terme « source » de la pollution, c'est-à-dire l'évaluation de l'émission de polluants à partir d'un massif de déchets ou d'un ouvrage à base de déchets, et qu'elle n'aborde pas la problématique du devenir des polluants dans l'environnement, ni celle de leur impact sur les écosystèmes cibles.

Par ailleurs, son domaine d'application est aujourd'hui limité aux déchets minéraux, compte tenu notamment des tests paramétriques disponibles. Des réflexions sont en cours pour élargir son champ d'application aux déchets organiques (Perrodin et Bazin, 2002).

## Elaboration de la méthodologie de gestion des risques écologiques- Etude d'un scénario rencontré à Port-au-Prince (Haïti)

### Problématique de la gestion des déchets solides d'antibiotiques en Haïti

Une description synthétique d'un scénario de mise en décharge sauvage des résidus de médicaments observée à Port-au-Prince est présentée dans la figure (3).

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 4: Représentation graphique du scénario observé</figcaption></figure>

Le scénario présente tous les écosystèmes naturels exposés aux résidus de médicaments. Il met également en évidence toutes les voies de transfert, et donc de pollution de ces molécules. La grande question serait de savoir, compte tenu du faible pouvoir d'achat des habitants, la quantité de médicaments périmés qui pourrait représenter un vrai danger, et par voie de conséquence, un réel risque écologique et sanitaire pour les sources chaudes (exploitées dans le domaine de la santé traditionnelle) et les eaux de la nappe captées pour la consommation humaine.

Haïti reçoit, dans le cadre de l'assistance humanitaire, des dons importants en produits pharmaceutiques (OMS, 1999). Le plus souvent, les produits reçus ne correspondent pas aux besoins exprimés et sont dans la plupart des cas proches de la péremption. Le mode d'élimination de médicaments périmés, le plus fréquemment utilisé, est la mise en décharge sauvage ; et à un degré moindre, l'incinération à basse température. Dès lors, il convient, dans le cadre même du développement durable, en considérant le caractère rémanent de certaines substances organiques, d'approcher ce scénario sur la base d'une mise
en décharge qui permettrait une gestion, ne serait-ce, moyenne des risques liés au mode d'élimination observé.

Haïti fait face à de graves problèmes d'énergie, l'empêchant dans une certaine mesure d'adopter l'incinération des résidus de médicaments à haute température. De plus, les résultats des deux dernières enquêtes nationales (EMMUS I, 1997; EMMUS II 1994-1995) attestent de l'importance des infections respiratoires aiguës (IRA) dans la pathologie infantile en Haïti. En 1994, les IRA représentaient 25% des cas de mortalité chez les enfants de moins de 5 ans. En 1996, elles représentaient 21.3% et 27.4% des cas de mortalité tous âges confondus respectivement dans les départements de l'Artibonite et du Sud Est. Au cours de la même période, 34.4% de tous les cas de pneumonie ont été diagnostiqués chez les moins d'un an. En 1997, la pneumonie a été responsable de 14.5% des hospitalisations dans le service de Pédiatrie de l'HUEH, les enfants de moins de 5 ans représentaient 78% des cas de pneumonie hospitalisés au cours de cette même période (MSPP-OMS/OPS, 1998).

Hens et al. (2000) notent que les rejets d'incinération dans l'air, dans l'eau et dans le sol constituent une dilution et une dispersion de polluants dans l'espace et dans le temps. Cela provoque, lentement mais sûrement une accumulation de polluants dans la chaîne alimentaire et dans le corps humain de sorte que bien souvent, les effets sanitaires ne deviennent perceptibles et mesurables qu'à l'issue d'une longue période de latence. La mise en décharge contrôlée des résidus d'antibiotique, en prenant appui, bien entendu, sur le concept de la double barrière, semblerait l'alternative idéale pour la gestion de ces types de déchets en Haïti. Dans ce contexte, le choix des antibiotiques serait justifié par le fait qu'Haïti est un pays tropical (environnement très favorable au développement des bactéries pathogènes), ayant des conditions socio-économiques difficiles et où le problème de la multirésistance bactérienne constitue déjà une entrave au contrôle de certaines pathologies infectieuses. L'objectif d'une telle démarche est d'expérimenter d'abord au laboratoire le comportement à la lixiviation des molécules d'antibiotiques, notamment la tétracycline, présentation d'un nouveau scénario de mise en décharge des résidus de médicaments figure (4).

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>**Figure 5 : Scénario à expérimenter**</figcaption></figure>
## Présentation des différentes étapes de la méthodologie de gestion des risques pour le scénario proposé

La démarche que nous avons élaborée pour la gestion des risques écologiques liés à la multirésistance bactérienne générée par les déchets solides d'antibiotiques comporte deux (2) étapes principales figure (5) :

La 1ère étape est basée sur l'étude des mécanismes de relargage de la tétracycline (polluants organiques) par les tests de comportement à la lixiviation sur éprouvettes monolithiques selon la norme ENV 12920 (CEN, 1997).

La 2ème étape est basée sur le développement de formes de vie et de transfert horizontal de plasmide dans les lixiviats de la première étape à partir de la mise en culture de souches bactériennes (non résistantes et multi résistantes).

La norme ENV 12920 fournit une méthodologie permettant d'étudier le comportement d'un déchet dans des conditions spécifiées. Dans le cadre de cette étude, qui consiste à confiner des résidus d'antibiotique dans une matrice cimentaire en vue d'éviter sa dispersion dans l'environnement, le test de lixiviation dynamique doit être inévitablement mis en oeuvre. Ce test se réalise sous agitation magnétique sur une durée totale définie au départ. Dans ce contexte, sa mise en œuvre est conditionnée à la disponibilité du courant électrique. L'impossibilité pour les laboratoires universitaires d'Haïti de disposer d'une alimentation sans interruption du courant électrique, oblige l'adoption d'une démarche permettant de vérifier, plus particulièrement pour les PED, l'effet de l'agitation sur la lixiviation des polluants.

Le logigramme élaboré pose dans un premier temps la conditionnalité de l'énergie électrique. Dans le cas d'une alimentation continue, la démarche propose (i) la mise en œuvre des tests de lixiviation, (ii) la collecte de lixiviats pour les analyses physico-chimiques et (iii) la mise en culture de bactéries dans les lixiviats. Au cas où il y aurait un développement bactérien, la méthodologie recommande une stabilisation du soluté par un ajustement du pH ≥ 9.

Dans les PED, et plus particulièrement en Haïti, où le problème d'interruption du courant électrique persiste, la démarche propose de mener conjointement des tests de lixiviation dynamiques et statiques. Pour cette conditionnalité, il s'agira de réaliser les tests sur des durées cumulées. Pour un essai de 5 heures par exemple, avec des périodes d'alimentation inférieures au temps retenu par exemple, il faudra alors garder les blocs de béton dans la solution jusqu'à un total de 5 heures sans tenir compte des périodes de coupure d'énergie. Ensuite, la démarche propose la collecte de lixiviats à la fois dans les récipients sous agitation et dans ceux placés à l'abri de la lumière et sans agitation pour les analyses physico-chimiques.

Pour vérifier les effets de l'agitation sur la lixiviation, la démarche pose comme hypothèse Rld>Rls (Rld : Relargage lixiviation dynamique, donc sous agitation ; et Rls : Relargage lixiviation statique). Si cette hypothèse se justifie la démarche propose de passer à la mise en culture de bactéries dans les lixiviats. Dans le cas où l'hypothèse n'est pas confirmée la démarche recommande la reprise de l'analyse comparative entre les tests de lixiviation dynamiques et statiques en fonction du temps réel de disponibilité en énergie. Dans ce contexte, les renouvellements de solvant se feront à chaque coupure d'électricité, en ayant soin bien entendu de suivre les sous-étapes suivantes : (i) la collecte de lixiviats pour les analyses physico-chimiques et (ii) la mise en culture de bactéries dans les lixiviats. Au cas où il y aurait un développement bactérien, la méthodologie recommande une stabilisation du soluté par un ajustement du pH ≥ 9.
<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 6 : Logigramme de la démarche élaborée pour la gestion des risques écologiques liés à la mise en décharge des résidus de tétracycline.</figcaption></figure>
# Matériels et méthodes

## La mise en œuvre des tests de lixiviation

Des tests de lixiviation seront sélectionnés pour fournir un maximum de renseignements sur les caractéristiques physico-chimiques des matériaux au contact de l'eau (test de Lixiviation sur Monolithe (TLM) - Norme ENV12920).

## Formulation de base de la matrice cimentaire

Les liants hydrauliques sont des matériaux qui ont la propriété d'acquérir une structure solide lorsqu'ils sont hydratés (Choura et al., 2005). Dans leur formulation, le ratio eau/ciment (E/C) ou ciment/eau (C/E) des mélanges est très important, même s'il ne peut pas être toujours optimisé lors de la mise en œuvre du procédé de solidification. Il conditionne la qualité du mortier et la porosité ouverte du matériau (volume poreux, taille et géométrie des pores, distribution poreuse...) ainsi que le taux d'hydratation (Papadakis et al., 1966).

Par ailleurs, un ratio E/C minimal d'environ 0,32 (soit C/E = 3,13) est requis pour une hydration complète (Conner et al., 1992). Quand le ratio augmente, le pourcentage des pores macroscopiques augmente et la porosité ouverte du matériau est plus importante. Ainsi, la perméabilité d'un matériau obtenu par simple mélange d'eau et de ciment est nulle lorsque le rapport E/C vaut 0,32 mais augmente de façon exponentielle des que le rapport E/C atteint 0,6-0,7. Dans le cadre de cette étude nous choisisons de travailler avec des rapports E/C = 0.30.

## Paramètres retenus pour les caractérisations physico-chimiques et bactériologiques

Le COT et la DCO pour la mesure de la charge organique totale ; le dosage de la tétracycline dans les lixiviats collectés ; la détermination du Ca, K, Na ; la mise en culture des souches de Vibrio Cholera non O1 et non O139, Escherichia coli et Pseudomonas aeruginosa et des souches de sporosarcines.

## Dosage des paramètres

Le COT facilite l'estimation de la demande en oxygène liés au rejet. Il est indépendant de l'état d'oxydation de la matière organique.

La DCO, un polluant non conventionnel, est parfois utilisée pour caractériser de manière globale la concentration des polluants organiques. Sa mesure correspond à une estimation des matières oxydables présentes dans les effluents liquides, quelque soit leur origine organique ou minérale (Rodier et al., 1996). La DCO peut fournir des informations sur la présence de substances organiques qui ne peuvent pas être oxydées que par les processus biologiques par aérobie (U.S. EPA, 1993). Des indices de biodégradation seront développés à partir du ratio de DCO/COT prédisant la biodégradabilité des polluants présents dans un effluent (U.S. EPA, 1998b; Seiss et al., 2001).

Les effluents liquides générés par les médicaments ou les industries pharmaceutiques ont des concentrations importantes en DCO (U.S. EPA, 1998b). La DCO peut diminuer le niveau d'oxygène dissout des milieux aquatiques et provoquer des effets sur la diversité biologique des écosystèmes et en particulier sur la survie et la reproduction des poissons (U.S. EPA, 1998b).

## Dosage de la tétracycline dans les lixiviats collectés

Mis à part la méthode développée par Ternes et al., 2002, basée sur la technique de GC / MS / MS, l'analyse de produits pharmaceutiques dans les extraits obtenus a toujours été réalisée par HPLC. L'HPLC est préféré au GC parce que plusieurs produits pharmaceutiques, tels que les TCs, sont thermolabiles.
L'analyse de la tetracycline en solution sera effectuée par HPLC, phase inverse, en condition isocratique. L'appareillage est composé d'une monopompe LC-6A Shimadzu et d'un détecteur UV-Visible SPD-6A Shimadzu, équipé d'une lampe à deutérium. La cellule optique du détecteur a un volume de 8µL. L'injection de l'échantillon à l'aide d'une micro seringue, se fait par l'intermédiaire d'une vanne Rhéodyne mode 7010 possédant une boucle d'injection de 20 µL. L'appareil est muni d'une précolonne du type kromasil C18, de 3cm de long.

Il est important de préciser qu'avant l'analyse, les échantillons devront être centrifugés (si nécessaire) afin que les particules en suspension n'obturent pas la colonne. Le pH des lixiviats devra par ailleurs être ajusté entre 6 et 8 pour ne pas détériorer la colonne. Le tableau ci-dessous présente les caractéristiques de l' HPLC Shimadzu.

<table><caption>Tableau 1.-Caractéristiques importantes de l' HPLC Shimadzu</caption><thead><tr><td></td><td></td><td>Caractéristiques</td></tr></thead><tbody><tr><td>Type de colonne</td><td>Kromasil C18</td><td>Longueur : 25cm, 5mm d'épaisseur de film, 100 Å de diamètre de particules</td></tr><tr><td>Phase éluante</td><td>Acétonitril/eau</td><td>80/20% en volume</td></tr><tr><td>Débit</td><td>1mL/min,</td><td>-</td></tr><tr><td>Détection</td><td>-</td><td></td></tr></tbody></table>

### Détermination du Ca, K, Na

La méthode de dosage par spectrométrie d'absorption atomique avec flamme dans ce cas pour limiter les cas de contamination le lixiviat sera recueilli dans des bouteilles en polyéthylène traitées à de l'acide chlorhydrique et rincées soigneusement à l'eau permutée. Le principe de la méthode sera développé ultérieurement

### Mise en culture des souches bactériennes

Protocole : Sporosarcina ureae et Pseudomonas aeruginosa

Les souches à étudier arriveront sous forme lyophilisée

Laisser le lyophilisat à température ambiante pendant une heure

Reconstituer avec un tampon

Enrichir dans un milieu liquide comme le TSB (tryptic soy broth)

Incuber à 30oC en aérobiose

Tester la susceptibilité microbienne face à la tetracycline par la technique Kirby-Bauer

Préparer du TSB avec ajout du produit à tester préalablement stérilisé
Ajuster le pH à la valeur désirée et le maintenir à l'aide d'un tampon

Inoculer la souche de S. ureae dans le nouveau TSB préparé, incuber à 30oC, pendant 24-48h en
aérobiose

Observer

Même protocole pour Pseudomonas aeruginosa, à la seule différence que la température d'incubation doit être de 37oC.

Méthode d'antibiogramme Kirby-Bauer

C'est l'une des méthodes recommandées par le Comité National des Standards pour les Laboratoires Cliniques (NCCLS) pour la détermination de la sensibilité bactérienne face à divers antibiotiques.

L'antibiogramme consiste à placer, à la surface du gélose d'une boîte de Pétri, initialement inoculée avec la bactérie à étudier, des disques de papiers imprégnés de différents antibiotiques. Le disque se met en contact avec la surface humide du milieu et le filtre absorbe de l'eau et l'antibiotique se diffuse dans le milieu.

L'antibiotique se diffuse radialement à partir du disque dans le milieu en formant un gradient de concentration. Après 18-24 heures, les disques apparaissent entourés d'une zone d'inhibition plus ou moins grande, mesurée en mm si la bactérie est sensible à l'antibiotique testée.

Protocole : Vibrio Cholera non O1 et non O139

Les souches arriveront sûrement sous forme lyophilisée

Tester la sensibilité de la couche face à la tetracycline par la méthode Kirby Bauer

Laisser le lyophilisat a température ambiante pendant 1h

Reconstituer avec un tampon

Enrichir dans un lieu spécifique comme le TCBS

Préparer un milieu liquide avec ajout du produit attester

Ajuster le pH a la valeur désirée et le déterminer a l'aide d'un tampon

Inoculer la souche de V cholerae non O1 et non O139 et incuber a 37 C pendant 24 a 48 heures

Observer

Possibles résultats

Pas de croissance : souches sensibles a la tetracycline (généralement les souches de V. cholerae sont sensibles aux sulfamides et a la tetracycline) mais une possible mutation est toute fois a considérer

Croissance : souches résistantes a l'antibiotique teste, ou concentration insuffisante de l'antibiotique dissout dans le milieu.

A noter que d'autres espèces de bactéries peuvent croître a un pH alcalin > 9, exemple les sporosarcines.

Elles ont pour habitat naturel le sol et seraient un candidat idéal pour la recherche :

V. cholerae a pour habitat l'eau des étangs, des fleuves, la mer, les eaux saumâtres, alors que l'élimination de ces déchets d'ATB concernerait plutôt le sol.
S. ureae se retrouve dans le sol, donc en contact avec les déchets d'ATB et l'apparition de souches résistantes et la transmission de cette résistance aux bactéries du microbiote intestinale par voie alimentaire serait beaucoup plus probable.

Les sporosarcines croissent a un pH compris entre 9 et 11, elles représentent l'agent principal de dégradation de l'urée dans la nature ce qui explique leur alcalinotolérance, car en dégradant l'urée elles libèrent du CO2 et du NH3 ce qui augmente considérablement le pH du milieu.

Exemple de milieu liquide pour Vibrio :

Dissoudre dans 100 ml d'eau distillée :

2 g de NaCl

1 g bactotryptone

0,5 g bacto-yeast extract

Autoclaver pendant 20 mn a 270oC et 15 psi

Distribuer dans des tubes stériles 20 ml de milieu.

## Protocole : Escherichia coli

On peut facilement l'isoler d' une coproculture sur milieu Mac Conkey ou Ketoen à 37oC

Tester la sensibilité de la couche face à la tétracycline par la méthode Kirby Bauer

Préparer du TSB à partir du produit à tester

Ajuster le pH à la valeur désirée et le maintenir à l'aide d'un tampon

Inoculer la souche E Coli et incuber à 37oC pendant 24 heures

Observer

## Possibles résultats

Pas de croissance : souches sensibles à la tétracycline, ou incapable de croître à cet valeur de pH.

Croissance : souches résistantes à l'antibiotique teste, ou concentration insuffisante de l'antibiotique dissout dans le milieu et souche alcalinophile

# 3- Évaluation des risques sanitaires et écotoxicologiques des habitats de la « Cité l'Eternel » (Intention de rexcherche)

## Contexte

Dans la deuxième moitié de la décennie des années 1970-1980, l'Etat haïtien a introduit le pays dans un processus de libéralisation économique. Cette stratégie de «développement économique» a eu pour objectif d'attirer les capitaux étrangers et de favoriser l'implantation des industries de sous-traitance (Etienne, 1999). Centralisées en grande partie dans la Région Métropolitaine de Port-au-Prince (RMPP), les activités économiques résultant de cette politique vont provoquer d'une part un déplacement de la population du pays vers l'espace urbain de Port-au-Prince, et d'autre part la manifestation, dans le processus d'urbanisation de la capitale, d'un phénomène de «prolifération de bidonvilles».

La littérature sur le développement des espaces urbains du monde moderne montre que le développement économique des grandes villes est toujours accompagné d'une forte urbanisation (Polèse,
1994 ; Gouvernement du Québec, 1999). Cependant, dans les espaces où les activités économiques n'arrivent pas à réduire considérablement le taux de chômage et à produire de la richesse, cette urbanisation peut provoquer d'énormes pressions sur les faibles services urbains disponibles (Rousseau et al., 1998; Emmanuel et al., 2000).

En reprenant le classement très détaillé des quartiers de la RMPP présenté dans l'étude du Plan Directeur de 1988-20, TRACTEBEL DEVELOPMENT (1998) a caractérisé les bidonvilles ou quartiers défavorisés de la RMPP comme des zones d'habitat spontané extrêmement dense (1800 hab/ha), généralement précaires, localisées plutôt dans les bas-fonds, de très bas standing. Dans ces quartiers, le logement est constitué le plus souvent d'une seule pièce, dans laquelle peut vivre une famille entière. Ces zones renferment manifestement les premiers déciles de la population : «les familles aux plus bas revenus» (TRACTEBEL DEVELOPMENT, 1998). Dans ce contexte on peut avancer, sous la base d'hypothèses à vérifier, que les conditions d'habitat des quartiers défavorisés de la RMPP, non seulement ne protègent leurs occupants contre les risques qui menacent leur santé mais augmentent leur exposition aux dangers liés à l'environnement.

L'analyse des résultats de la photo-interprétation a permis d'estimer la population de la RMPP à 2 000 000 d'habitants en 1997, dont un peu plus de 900,000 en habitat spontané. Le périmètre dans lequel s'inscrit la RMPP est à peu près de 10 000 ha (y compris aéroports, vides industriels, etc.) : la densité brute serait donc de 200 hab/ha, ce qui est très élevé, en comparaison des métropoles du même groupe de pays. La densité moyenne des quartiers serait de 360 hab/ha : 230 dans les quartiers d'habitat régulier, 905 dans les quartiers d'habitat irrégulier (TRACTEBEL DEVELOPMENT, 1998). Cette analyse pousse à comprendre que 45% de la population de la RMPP vivent dans un environnement insalubre et que la promiscuité attachée à ces conditions de vie peut constituer une entrave à l'application de certaines politiques de santé publique, particulièrement le contrôle des maladies transmissibles par voie respiratoire et, dans une certaine mesure, les maladies sexuellement transmissibles (MST). L'OMS (1989) définit l'habitat salubre comme un logement qui favorise la santé physique et mentale à ses occupants en leur procurant un sentiment de sécurité psychologique. Ce logement idéal doit pouvoir servir, pour les occupants, de lien physique avec leur communauté et leur culture, et doit leur permettre d'exprimer leur identité (OMS, 1989). Dans le contexte de l'urbanisation incontrôlée de la RMPP où 45% des habitats humains de cet espace urbain sont constitués de logements précaires, il s'avère nécessaire de procéder à la caractérisation du danger que sont exposés les occupants de ces logements. Des différents quartiers constituant l'ensemble des bidonvilles de la RMPP, celui de la Cité l'Eternel de part sa localisation par rapport à la baie de Port-au-Prince offre la possibilité d'évaluer le danger lié à l'inondation des logements en période de pluie.

## La problématique environnementale de la Cité l'Eternel

Le bidonville Cité L'Éternel s'est érigé à partir des années 1987-88. Il connaît une expansion rapide. Avant 1987, le site était une décharge sauvage d'ordures ménagères et d'autres types de déchets de la commune de Port-au-Prince. Actuellement plus de 40 000 personnes vivent à la cité. La proximité de la mer contribue à exposer le site aux inondations lors des grandes pluies et des crues des ravines. Des travaux de rehaussement de parquets se font en permanence dans la cité. Par manque de drainage naturel, des remontées d'eau sont observées partout à l'intérieur même des maisons. La faiblesse de la capacité portante des sols fait que les maisons subissent un tassement différentiel permanent. Sur le plan de la disposition des excréta, bon nombre de maisons ne possèdent pas des latrines. La possibilité d'avoir des latrines n'est certaine fois pas envisagée par manque d'espace disponible ou parce qu'il n'est pas facile de creuser des fosses à cause de l'instabilité géotechnique de la zone, des remontées d'eau par capillarité, du niveau du terrain naturel par rapport au niveau de la mer (Léger et Désinor, 1998). Le site d'implantation de Cité L'Eternel est très exposé aux polluants chimiques et biologiques contenus dans les ordures ménagères et les autres types déchets industriels de la RMPP qui y sont déposés. Il est

<footnote n="20">20 Voir : LAVALIN "Plan directeur de Port-au-Prince (évaluation de la population)". MTPTC, PNUD, Port-au-Prince, 1988.</footnote>
également exposé aux débits et aux charges organiques et inorganiques des eaux usées des canaux de drainage urbain qui le traversent à ciel ouvert.

La mise en décharge est une méthode qui est très utilisée pour traiter les ordures ménagères. Néanmoins, l'enfouissement des déchets provoque de nombreuses nuisances dans l'environnement : pollution de l'eau par production de lixiviats, dégagement d'odeurs, risques d'incendies, création d'un biotope favorable à l'accroissement des populations d'insectes et de rongeurs, contribution à l'aggravation de l'effet de serre... La principale source de pollution est néanmoins constituée par les percolats de décharges (sauvages ou mal exploitées) qui sont à l'origine de la contamination des sols, des eaux de surfaces et des eaux souterraines (Ragle et al., 1995 ; Howard et al., 1996 ; Jensen et al., 1999 ; Ban et al., 2000 ; Sillet et al., 2001 ; Khattabi et al., 2001). Par ailleurs, les études ayant trait à l'impact des lixiviats de décharges sauvages des ordures ménagères sur les écosystèmes aquatiques et du sol sont rares (Khattabi et al., 2001). Elles sont le plus souvent limitées à l'évaluation de la toxicité des acides organiques présents en grande quantité dans les lixiviats pouvant aboutir à la formation de complexes toxiques avec les éléments métalliques (Fraser et al, 2000). De plus à notre connaissance, il n'existe pas encore d'études sur l'utilisation des sols pollués à des fins d'habitats humains, ni sur le transfert des polluants contenus dans les lixiviats d'OM à travers une matrice de sol par une dynamique vertical de flux ascendant tel que se présente la remontée d'eau dans les maisons et d'une manière générale dans le site de Cité l'Eternel. Dans le cas de l'inondation des maisons par flux ascendant (ou remontée capillaire), il se produit, sous la base d'hypothèse à vérifier au moment de la réalisation du projet, un relargage des polluants contenus dans les sols initialement pollués par les ordures ménagères et leur processus d'évolution physique, chimique et biologique. Le contact de ces polluants avec les éléments des habitats humains met en évidence un danger qui est lié à l'existence de substances dangereuses, c'est-à-dire qui ont la potentialité d'exercer des effets négatifs sur l'habitat et les espèces vivantes (Rivière, 1998). Dans le cas où les conditions environnementales permettant la dégradation de ces substances ne sont pas réunies, les polluants relargués par le sol contaminé par les OM risquent d'avoir une grande pérennité dans le milieu naturel ce qui représenterait alors un risque21 à court, moyen et long terme pour les espèces vivantes des écosystèmes (Rousseaux, 1993; Emmanuel, 2001).

Le risque est la probabilité d'apparition d'effets toxiques après l'exposition des organismes à un objet dangereux (Rivière, 1998). Dans le cas des habitats humains de Cité l'Éternel l'existence d'une possible exposition aux substances chimiques dangereuses, en particulier les métaux lourds et les organochlorés, et aux micro-organismes pathogènes conduit à prendre en compte l'éventualité de risques : chimique et microbiologique pour les milieux abiotiques et les éléments vivants qui les peuplent.

Rivière (1998) distingue les produits dangereux des autres par leur capacité de provoquer des effets toxiques à court terme (mortalité) ou à long terme (apparition de cancers, troubles de la reproduction, etc.). A partir de cette définition, la réalisation des essais d'écotoxicité (aiguë et chronique) peuvent confirmer aisément la présence de substances dangereuses dans l'espace périurbain que constitue le quartier défavorisé de Cité l'Éternel.

## 2- Objectif du projet

Dans le but de modéliser l'impact de la dynamique des polluants contenus dans ces sols sur la santé des populations vivantes occupant cet espace, le Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement (LAQUE) de l'Université Quisqueya a décidé d'entreprendre l'évaluation des risques sanitaires et écotoxicologiques des habitats du bidonville « Cité de l'Eternel ».

<footnote n="21">21 COVELLO et MERKFOFER [16] considèrent le risque comme un concept au minimum bi-dimensionnel, impliquant (a) la possibilité d'une issue négative et (b) une incertitude sur l'apparition, la chronologie et la gravité de cet effet négatif. Si l'une de ces caractéristiques n'existe pas il n'y a pas de risque... Plus formellement le risque est la caractéristique d'une situation ou d'une action où il y a deux issues possibles, on ne sait pas laquelle doit se produire, et l'une d'elles représente un événement indésirable.</footnote>
## Objectifs spécifiques

* Renforcer les capacités et rendre opérationnel le LAQUE pour les analyses et essais prévus dans ce programme de ce recherche;

* Créer une unité d'écotoxicologie au sein du LAQUE ;

* Créer un observatoire d'indicateurs bio-climatiques à la Cité de l'Eternel ;

* Mettre en place un programme de recherche pluri-annuel et assurer le suivi des expérimentations épidémiologiques, microbiologiques, physico-chimiques, écotoxicologiques et sédimentologiques ;

* Caractériser du point de vue physico-chimique les effluents des canaux de drainage de Port-au-Prince avoisinant la Cité de l'Eternel ;

* Effectuer des tests de lixiviation sur le sol de la zone ;

* Evaluer les risques écotoxicologiques liés aux déchets solides et aux rejets liquides par la mise en œuvre de tests d'écotoxicité judicieusement choisis (étude de type coût/qualité de l'information obtenue) ;

* Evaluer les risques sanitaires liés aux déchets solides et aux rejets liquides par la réalisation d'analyses microbiologiques (coliformes fécaux, streptocoques fécaux, entérovirus) et par des études épidémiologiques ;

* Monter une base de données sur les indicateurs environnementaux de base;

* Modéliser les principaux transferts de polluants caractérisés.
# Plan sommaire du travail à réaliser

## 1- Synthèses bibliographiques

- Sols pollués par les ordures ménagères et les déchets industriels : contexte, caractérisation et aspects réglementaires.

- Sols pollués par les OM et les habitats humains

- Rémédiations et nouvelles utilisations des sols pollués.

- Interactions : sol/eau; eau/air; sol/air; et dynamique des polluants à travers ces interactions

- Transfert-matières (modélisation des polluants) dans les milieux poreux

- Action de la chaleur sur la dynamique des polluants

- Analyses bio-climatiques des habitats humains

- Urbanisme et densité de la population

- Habitat humain et dotation en m² par habitant

- Habitat précaire et impact sur les structures urbaines

- Synthèse des normes utilisées pour l'évaluation des risques écotoxicologiques et sanitaires (EPA, ASTM, OMS, CEN, ISO, etc).

- Synthèse des normes utilisées pour les analyses bio-climatiques des habitats humains (EPA, ASTM, OMS, CEN, ISO, etc).

- Synthèse des normes utilisées pour l'évaluation de la dotation en m² par habitant dans les habitats humains (EPA, ASTM, OMS, CEN, ISO, etc.).

- Synthèse des normes utilisées pour l'étude des impacts de l'habitat précaire sur les structures urbaines (EPA, ASTM, OMS, CEN, ISO, etc.).

## 2- Mise au point d'un cadre expérimental pour l'évaluation des risques sanitaires et écotoxicologiques

- Précision sur la terminologie

- Elaboration d'hypothèses

- Mise au point d'un protocole expérimental (matériels et méthodes)

- Méthodes expérimentales

- Élaboration d'un support théorique centré sur la démarche analytique pour l'évaluation de la dotation en m² par habitants dans les habitats humains

## 3- Mise en œuvre de la méthodologie élaborée (matériels et méthodes)

- Sélection des tests microbiologistes, physico-chimiques, écotoxicologiques, bioclimatiques à partir de la revue de littérature existant sur l'évaluation des risques écotoxicologiques et sanitaires;

- Choix des techniques d'observation pour l'évaluation de la dotation

- Adaptation de ces tests à la problématique des habitats de la Cité de l'Eternel.

- Calcul des différents risques et modélisations statistiques et mathématiques
# Axe 6 : Procédés de traitement des effluents liquides

## Contexte

En raison de son développement économique et technologique précaire, Haïti accuse un retard considérable en matière de lutte contre la pollution. En effet, parmi les principaux problèmes environnementaux enregistrés dans le pays, figurent la gestion inefficace des déchets urbains, les méthodes inadéquates d'élimination des résidus de médicaments, notamment le brûlage à ciel ouvert et la dissolution de ces produits dans l'eau, avant de les rejeter dans le milieu naturel. La présence de ces produits dans les écosystèmes constitue une grande préoccupation. En effet, le rejet continu de ces substances chimiques dans les écosystèmes aquatiques peut causer des changements sur la structure et le fonctionnement de la communauté biotique.

Par ailleurs, le rejet sur le sol, dans des cours d'eau et/ou dans le réseau de drainage de cations métalliques, tels que Pb²⁺, Hg²⁺ et Cd²⁺, présents dans les effluents de certaines usines et installations artisanales de ferronnerie et de réparation de batteries, peut avoir de graves conséquences sur la santé des écosystèmes et celle des humains. En raison des difficultés socio-économiques, Haïti est contraint d'élaborer des procédés efficaces, mettant en œuvre des matériaux moins chers et disponibles localement. D'où la nécessité de recourir au Génie des Procédés qui consiste en une fédération de sciences et de techniques nécessaires à la conception, la mise en œuvre et l'amélioration des opérations industrielles/artsanales de transformation de la matière. Notre objectif est de mettre au point des procédés visant à valoriser certaines ressources locales, assimilées généralement à des déchets, en vue de créer de la valeur ajoutée, tout en réduisant l'impact de la pollution de l'environnement dans le pays.

En conséquence, le Génie des Procédés couvre les domaines d'application, tels que la production d'énergie, le développement durable, la gestion et la valorisation des déchets, la mise au point de matériaux innovants pour le traitement des effluents liquides.

Les thèmes de cet axe de recherche sont :

1. Mise au point de matériaux innovants pour le traitement des effluents liquides

2. Application de procédés physicochimiques dans la gestion et la stabilisation des déchets dangereux.

## Thème 1 : Mise au point de matériaux innovants pour le traitement des effluents liquides

### Contexte général

En Haïti, le taux de couverture de l'approvisionnement en eau potable (AEP) est évalué autour de 48% dans la capitale, de 43% dans les villes secondaires et de 41% en milieu rural. Plus d'un milliard d'individus n'ont pas accès à une eau potable et près de deux milliards d'entre eux sont privés de système d'assainissement. Chaque année plusieurs millions de personnes meurent, victimes de maladies causées par la mauvaise qualité de l'eau. Les substances rejetées dans l'environnement lors des activités humaines constituent une source majeure de pollution qui est difficilement dégradable lors du cycle naturel de l'eau, compte tenu de leurs concentrations et de leur nature. Par ailleurs, les eaux usées collectées sont le plus souvent rejetées dans la nature sans aucun traitement au préalable.

Sur le plan expérimental la potentialité de certains matériaux naturels dans le traitement de l'eau et l'épuration des effluents liquides a été étudiée. Des roches naturelles, notamment la zéolithe, et différents sous-produits de l'agriculture et des industries agro-alimentaires de la zone tropicale tels que, noix de coco, écorces d'amande, graines de goyave, coques de palmier à huile, racines de vétiver et
bagasse de cannes sont utilisés pour l'adsorption des métaux lourds et l'élimination des polluants organiques contenus dans les eaux. Nos objectifs sont : (i) faire un inventaire de la disponibilité de ces matériaux susceptibles d'être utilisés dans le traitement des eaux, et (ii) les expérimenter dans le traitement des effluents liquides générés en Haïti.

## Travaux réalisés

1- FANFAN P.N., BARTHELEMY J.P., MABON N. Elimination de métaux lourds dans les eaux par les roches haïtiennes riches en zéolithes. In: EMMANUEL E. et VERMANDE P. Actes du Colloque International Gestion Intégrée de l'Eau en Haïti. Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement, Université Quisqueya, Port-au-Prince, 2002.

## Résumé

Cette étude se propose de comparer des échantillons de roches à zéolithes provenant d'Haïti. La méthodologie appliquée est la détermination de leur capacité d'échange du plomb par FBCET (Fixed Bed Column Elution Technique). La percolation au travers du lit de matériau d'une solution de $10^{-3}$ mol/l en $Pb^{2+}$ permet d'obtenir des résultats sous forme de courbes de percée. Sur la base de celles-ci, ont été calculés les paramètres de caractérisation du matériau comme la capacité d'échange cationique (Cationic Exchange Capacity - CEC), la capacité d'échange de travail (Work Exchange Capacity - WEC), l'efficience de la colonne (E) et la longueur de la zone de transfert de masse (Mass Transfer Zone - MTZ). Un des matériaux étudiés, prélevé d'un affleurement en place à Saint Etienne (7 km de Carrefour Dufort) a affiché une capacité totale CEC de 25g de $Pb^{2+}$ par kg de matériau. Les 95% du $Pb^{2+}$ retenus sont facilement récupérés dans un volume de 3.5 litres de $NaNO_3$ à 1 mol/l, marquant ainsi une concentration du plomb de plus de 7g/l.

## Contexte de l'étude

Pour faire face aux multiples et importants problèmes de pollution des eaux auxquels la capitale haïtienne est confrontée, le Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement de l'Université Quisqueya, l'Unité de Chimie Analytique et Phytopharmacie de la Faculté universitaire des Sciences agronomiques de Gembloux (FUSAGx) et le Centre Wallon de Biologie Industrielle (CWBI) ont lancé un programme de recherches de matériaux alternatifs locaux pouvant apporter des solutions économiques et durables à ces problèmes de pollution. Un matériau contenant des zéolithes a été identifié sur le terrain. Deux échantillons de roches à zéolithes et un échantillon de roches argileuses ont été ramenés au service de Chimie analytique et Phytopharmacie de la Faculté des Sciences agronomiques de Gembloux (Belgique) pour caractérisation.

L'objectif général de cette étude est la détermination des potentialités en épuration des eaux des échantillons de roches à zéolithes haïtiennes. Cet objectif peut être divisé en trois sous objectifs;

* la caractérisation minéralogique des échantillons, c'est à dire la détermination du ou des types de zéolithes composant ces derniers ainsi que leurs teneurs respectives;

* la détermination de leur capacité d'échange cationique;

* une inter comparaison des échantillons à zéolithes puis une comparaison avec une roche argileuse haïtienne et une résine synthétique, le Dowex 50 W x 8.
## Méthodologie

La méthodologie retenue pour la détermination de la capacité d'échange des échantillons de roches, est celle de la FBCET (fixed bed column elution technique). Il s'agit d'une opération dynamique consistant en l'élution d'un lit fixe du matériau à l'étude par la solution contenant le polluant à éliminer (Pansini, 1996).

Les données expérimentales sont obtenues sous forme de courbes de percées dans lesquelles les concentrations à la sortie de la colonne (absolues ou normalisées à la concentration initiale) du polluant à éliminer sont reportées en fonction du volume de l'effluent (exprimé en ml ou normalisé au volume du lit; "bed volume", BV). Les paramètres expérimentaux tels la capacité d'échange cationique (CEC), la capacité d'échange de travail ou work exchange capacity (WEC), l'efficience de la colonne (E), la sélectivité du matériau (S) et la longueur de la zone de transfert de masse ou mass transfer zone (MTZ) sont directement calculés à partir des courbes de percée.

Cette méthode a pour avantage de permettre la transposition des résultats de laboratoire à l'échelle industrielle, en tenant compte des paramètres comme le temps de contact en lit vide, empty bed contact time (EBCT= V/Q avec V: volume du lit et Q: débit au travers du lit), les dimensions du lit et les caractéristiques du matériau.

### a) Les matériaux sorbants

Les échantillons de roche utilisés dans cette étude proviennent de deux séries de prélèvements (I) et (II). La zéolithe contenue dans l'échantillon I(I), prélevé du côté de Petit-Goave près de l'étang de Miragôane, a été caractérisée en 2000. Il est composé de thompsonite, de laumontite et de mésolite. L'échantillon I(II) représente la roche argileuse, prélevé à 7km de Carrefour Dufort dans la localité de Saint-Etienne, il fait partie de la campagne de prélèvements de 2001. Les analyses de diffraction aux rayons X ont montré que l'argile en question est de la montmorillonite. L'échantillon II(II), constitue le deuxième échantillon de cette même série, prélevé à 14km de l'échantillon I(II), soit 450m avant la localité de Poste-Bernard. La caractérisation minéralogique a révélé la présence de faujasite K comme zéolithe dans cet échantillon. L'analyse quantitative des échantillons est en cours, pour la suite de cette étude on se permettra de désigner les échantillons en fonction du minéral échangeur de cations qu'ils contiennent. La résine échangeuse de cations Dowex 50 W x 8 a été retenue comme élément de comparaison.

### b) Les solutions

Les solutions utilisées sont: comme solution nourricière pour la détermination de la capacité d'échange, une solution de Pb(NO₃)₂ de concentration 10⁻³ mol/l, soit 207,2 mg/l en Pb²⁺. Une solution composée d'un mélange équimolaire de Pb(NO₃)₂ et de Zn(NO₃)₂ 5.10⁻⁴ mol/l. L'élément également utilisé pour le conditionnement des matériaux, est une solution de NaNO₃ de concentration 1mol/l. Toutes les solutions ainsi que l'eau distillée utilisée pour le rinçage du lit sont dégazées par barbotage d'azote pendant 15 minutes.

### c) Préparation des matériaux sorbants

Les échantillons de roche, à l'exception de l'échantillon I(I) dont on rappelle qu'il avait nécessité une étape complémentaire de séparation des particules blanchâtres de zéolithes des impuretés qui le composent, ont subi trois opérations avant d'être placés dans une colonne chromatographique. Le broyage suivi d'un tamisage a permis d'obtenir des particules de diamètres compris entre 150 et 250 µm. La seconde opération consiste au séchage de l'échantillon à l'étuve pendant une nuit (16h) à la température de 103°C ± 2°C.

Après refroidissement dans un dessiccateur (2h), 3.00g d'échantillon sont prélevés. La dernière opération consiste à l'imprégnation de l'échantillon par de l'eau distillée sous vide pendant 1 heure, à l'aide d'une trompe à vide. La résine Dowex 50 W x 8 étant de granulométrie proche de celle des échantillons, il ne
lui est appliqué que les opérations 2 et 3 c'est à dire le séchage à l'étuve pour obtenir une masse donnée de résine sèche, et le dégazage sous vide pour libérer les pores des molécules de gaz.

## d) Dispositif expérimental

Le dispositif expérimental, volontairement simplifié dans sa conception, est composé: d'une ampoule à décanter d'une capacité de 300ml assurant le rôle de réservoir et un système de Boyle-Mariotte constitué d'un bouchon traversé par un tube en verre, qui assure une pression constante sur le matériau à étudier. L'ampoule est reliée à la colonne par un tube en caoutchouc. La colonne est constituée par un cylindre en verre creux dont l'extrémité a été étirée à la flamme et dans laquelle est placée une bourre d'ouate de verre afin de soutenir le lit de matériau. La colonne est reliée à un collecteur de fractions par l'intermédiaire d'un tube en téflon de 1 mm de diamètre intérieur. Le dispositif expérimental est représenté dans la figure suivante.

<figure><img src="image_28.png" /></figure>

### Dispositif expérimental

## e) Conditionnement des matériaux échangeurs de cations.

Le conditionnement des matériaux consiste à mettre ces derniers, sous la forme $Na^+$. Cette opération est effectuée par la percolation de 300ml de la solution de $NaNO_3$ 1mol/l.
### f) Rinçage du lit de matériaux

Le rinçage du lit intervient toujours entre le passage de deux solutions différentes au travers de la colonne. Il a pour but de laver le lit des molécules ou ions non sorbés et situés dans le volume mort. Cette précaution expérimentale permet de déterminer avec précision la quantité d'ions élués ou retenus effectivement par le matériau sorbant. Le rinçage s'effectue par un volume de 200ml d'eau distillée.

### g) Fixation du polluant

La solution du polluant à l'étude, ici le $Pb(NO_3)_2$ percole au travers du lit de matériaux. Les ions $Na^+$ sont remplacés par les ions $Pb^{2+}$ selon la réaction stoichiométrique réversible 1 (Eq.1):

$$ \text{Zéol-}(\text{Na}^+)_{2} + \text{Pb}^{2+} \leftrightarrow \text{Zéol-}(\text{Pb}^{2+}) + 2 \text{Na}^+ \quad (\text{Eq. 1}) $$

Dans ce cas les matériaux jouent le rôle d'échangeurs de cations.

La teneur en $Pb^{2+}$ est mesurée dans les fractions (10ml) d'effluent, jusqu'à saturation du matériau. La concentration en $Pb^{2+}$ de l'effluent atteint alors celle de la solution initiale. Les valeurs obtenues sont reportées en fonction du volume d'effluent donnant ainsi une courbe de percée.

### h) Récupération du polluant

L'étude de l'élution de la colonne a pour objectif de suivre la désorption de l'ion préalablement retenu par le matériau. Le passage au travers du lit d'une solution de sel, ici le $NaNO_3$ 1mol/l échange les ions $Pb^{2+}$ contre les ions $Na^+$, déplaçant de ce fait la réaction précédente vers la gauche. Les fractions d'effluent recueillies sont analysées pour déterminer leur teneur en $Pb^{2+}$. Les concentrations obtenues sont reportées comme précédemment en fonction du volume d'effluent donnant l'expression de la courbe d'élution, ou de la désorption, du polluant.

### i) Les techniques analytiques

La polarographie en mode impulsionelle différentielle à l'aide d'un polarographe Metrohm Herissau E 650 et la polarographie avec redissolution anodique (ASV) par un polarographe Metrohm 746 VA Trace analyzer sont utilisées pour la détermination du plomb et du zinc.

La première intervenant pour les concentrations supérieures à $10^{-6}$ mol/l et la seconde pour la mesure des concentrations inférieures. La détermination des ions sodium est réalisée par émission atomique dans la flamme au moyen d'un photomètre Eppendorf (Hamburg).

### j) L'interprétation des résultats

Les données dynamiques obtenues des expérimentations sont interprétées en accord avec la méthode proposée par Nastro et Colella (1983). L'opération sur colonne est caractérisée par les paramètres suivants, calculés à partir des données expérimentales.

La capacité d'échange cationique (cationic exchange capacity - CEC), exprime la masse totale de cations retenus par gramme de matériau. Elle est représentée sur le graphique par l'aire délimitée par les deux axes de coordonnées, la valeur de la concentration initiale $Co$ et la courbe de percée proprement dite. Elle est donnée par la formule:
$$CEC = \frac{\int_{0}^{Vt} (Co - C) dV}{Me}$$

Avec:

Vt: volume d'effluent à la saturation

Co: concentration de l'influent

C: concentration dans l'effluent

Me: masse de matériau échangeur de cations

- La capacité d'échange de travail (work exchange capacity - WEC) correspond à la masse de cations retenus par gramme de matériau jusqu'à leur percée. C'est la surface délimitée par les deux axes de coordonnées, la concentration initiale Co et le volume d'effluent à la percée c'est à dire le volume à partir duquel la concentration est différente de zéro.

$$WEC = \frac{\int_{0}^{Vb} (Co - C) dV}{Me}$$

Avec:

Vb, volume d'effluent à la percée

- L'efficience de la colonne (E) est traduite par le rapport entre la WEC et la CEC.

$$E = \frac{WEC}{CEC}$$

- La zone de transfert de masse (mass transfer zone - MTZ) correspond à la hauteur du lit pour laquelle les deux ions ($Na^+$ et $Pb^{2+}$) coexistent sur le matériau. Cette hauteur est une fonction inverse de la constante d'équilibre de l'équation 1. En première approximation elle est représentée par la formule suivante:

$$MTZ = 2Lb \frac{Vt - Vb}{Vt + Vb}$$

Avec:

L_b: la hauteur totale du lit

- La sélectivité du matériau (S) pour un cation donné s'exprime par le rapport entre la capacité totale du matériau pour le cation seul et sa capacité pour le même cation en présence d'un cation compétiteur.

# Résultats et discussions

## a) Etude de la capacité d'échange cationique des matériaux.

Les courbes de percée obtenues pour les trois matériaux à l'étude sont reportées dans la figure suivante. Ce graphe montre le comportement des échantillons dans la rétention du plomb. La zéolithe I(I) a accusé
une capacité d'échange totale (CEC) de 22g de Pb²⁺ par kg de zéolithe. Sa capacité à la percée (WEC) est de 16g ce qui conduit à une efficience de colonne de 73%. L'expérimentation répétée dans les mêmes conditions avec la montmorillonite I(II) conduit à la courbe de percée reprise dans l'autre graphe. Sa CEC s'élève à 24g de Pb²⁺/kg et sa WEC est de 22g de Pb²⁺/kg. L'efficience de la colonne atteint 93%. Cette colonne présente une zone de transfert de masse de 5 cm, contre une zone de 6,5 cm obtenue pour la zéolithe I(I). La zéolithe II(II) a réagi presque de la même façon que la montmorillonite I(II). Elle affiche une capacité totale (CEC) de 25g/kg, pour 23,1g/kg de capacité (WEC) à la percée, avec une plus courte zone de transfert de masse (4,2 cm). La sélectivité de cette zéolithe à l'égard du Pb²⁺ par rapport au Zn²⁺ a été étudiée à partir d'une solution contenant un mélange 5.10⁻⁴ mol/l de Pb²⁺ et 5.10⁻⁴ mol/l de Zn²⁺. Les courbes de percée de ces deux métaux sont reprises dans la figure suivante.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Courbes de percées des échantillons de roches haïtiennes</figcaption></figure>

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Percée du zinc et du plomb en mélange sur la zéolithe II(II)</figcaption></figure>
La compétition au niveau des sites de la zéolithe entre les deux cations entraîne une augmentation considérable de la zone de transfert de masse réduisant de ce fait la capacité d'échange. La rétention en Pb²⁺ s'abaisse à 16g/kg et celle du Zn²⁺ ne dépasse pas 1g/kg. A la percée du zinc, le plomb est présent à une concentration équivalente à 0,3% de sa concentration initiale. La concentration du zinc augmente jusqu'à atteindre le double de sa concentration initiale. Cette situation suggère que le matériau étant plus sélectif pour le Pb²⁺ que pour le Zn²⁺, le Pb²⁺ déloge une quantité équivalente de zinc des sites de la zéolithe vers l'effluent, qui, ajouté à la concentration initiale de la solution nourricière non retenue, a pour effet de doubler la concentration de l'effluent en Zn²⁺. Un deuxième pallier, correspondant à la saturation de la colonne, se marque par l'apparition des concentrations de la solution initiale en Zn²⁺ et en Pb²⁺.

## b) Etude de la capacité d'échange de la résine Dowex 50 W x 8

L'expérience effectuée avec le Dowex 50 W x 8, dans les mêmes conditions opératoires, a permis d'une part de valider la méthode expérimentale, mais aussi d'établir une comparaison des matériaux mis en œuvre. Néanmoins pour être complète elle devrait prendre en considération les aspects économiques et la disponibilité de ces mêmes matériaux. La courbe de percée obtenue pour la résine Dowex 50 x 8, est illustrée par la figure suivante.

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Courbe de percée de la résine Dowex 50 W x 8</figcaption></figure>

La résine Dowex 50 W x 8 affiche une CEC de 357 g/kg, soit une capacité totale de 3,5 meq/g et une capacité à la percée de 323 g/kg soit 3 meq de Pb²⁺/g.

Si l'on tient compte que l'accès aux différents sites d'échange dépend de la grosseur des ions hydratés, cette valeur est tout à fait compatible avec la valeur annoncée par le fabricant à l'égard des ions H⁺(Inczedy, 1966).
### c) Etude de l'élution après chargement des matériaux

L'un des avantages que présentent souvent les zéolithes est qu'elles peuvent être débarrassées des polluants sorbés. Lorsque les polluants qui s'y trouvaient ont été récupérés cette zéolithe peut être réutilisée. Cette opération est d'autant plus intéressante qu'elle est économiquement rentable, rapide et permet de concentrer les polluants dans un faible volume. En portant les variations de la concentration de plomb sur la phase solide en fonction du volume cumulé d'effluent, on obtient, la courbe de chargement. Cette dernière est la complémentaire de la courbe de percée. La surface sous-jacente représente alors la quantité de polluant se trouvant sorbée sur le matériau. Dans le cas d'une élution complète la surface comprise entre la courbe d'élution et les axes de coordonnées doit posséder une aire identique. Le premier essai est effectué avec la zéolithe I(I) préalablement purifiée. La courbe de chargement et d'élution est reprise dans la figure suivante.

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Chargement et élution de la zéolithe I(I)</figcaption></figure>

Le pallier de la courbe de chargement (100%) traduit une rétention importante et constante du plomb par la zéolithe jusqu'à un volume de 300ml. Ce comportement permet une épuration efficace d'un grand volume d'eau potabilisable. Cependant, la courbe d'élution montre que la solution de NaNO₃ 1mol/l ne permet de désorber qu'un très faible pourcentage du Pb²⁺ (0,1%) retenu par la zéolithe. Ce résultat suggère donc une réaction irréversible au sein de la zéolithe, ce qui est en opposition avec l'équation 1. Il y a donc lieu d'admettre des phénomènes de rétention autres que le seul échange cationique au niveau de cette zéolithe. En conséquence son utilisation dans un processus de dépollution semble, sur base de ces résultats peu adaptée.

Un autre échantillon contenant de la montmorillonite a été étudié afin de le caractériser et d'évaluer ses potentialités dans le cadre de l'élimination du plomb en comparaison aux échantillons de zéolithes. Les résultats sont illustrés dans la figure suivante.
<figure><img src="image_33.png" /></figure>

## Chargement et élution de la montmorillonite I(II)

La courbe de chargement de l'échantillon contenant de la montmorillonite est semblable à celle de la zéolithe I(I) mais indique une CEC supérieure comme décrit précédemment. Cependant, la courbe d'élution diffère totalement de celle de la zéolithe I(I). On peut noter que la montmorillonite est capable de restituer la totalité de la quantité de plomb fixée lors du chargement. Le plomb retenu sur la roche peut être récupéré par un faible volume de solution de $NaNO_3$ de 1mol/l. Dans le cadre d'une application pratique il est possible de se limiter à 95% de récupération.

Cette opération ne nécessite qu'un volume de 10ml de $NaNO_3$ et fournit un effluent dont le coefficient de concentration est de 40. Cet échantillon de montmorillonite, hormis son comportement physique, a tendance à se gonfler et empêcher l'écoulement, présente des caractéristiques favorables à son utilisation dans un processus d'épuration. Une autre zéolithe prélevée à 14km de l'échantillon de montmorillonite a été caractérisée. Les résultats sont illustrés dans la figure suivante.

<figure><img src="image_34.png" /></figure>

## Chargement et élution de la zéolithe II(II)
La zéolithe II(II) a un comportement presque identique à la montmorillonite. A l'élution on obtient ce même effet de concentration d'un coefficient de l'ordre de 40. L'élution de la zéolithe II(II), préalablement chargée par la solution équimolaire de 5.10⁻⁴ mol/l en Zn²⁺ et Pb²⁺ est illustrée par les prochaines figures. Le chargement et l'élution du plomb représentés sur la première figure sont considérés séparément du chargement et de l'élution du zinc montrés par la seconde.

<figure><img src="image_35.png" /></figure>

### Chargement et élution de la zéolithe II(II), cas du plomb

<figure><img src="image_36.png" /></figure>

### Chargement et élution de la zéolithe II(II), cas du zinc

L'élution, dans le cas du mélange Pb²⁺-Zn²⁺ s'est révélée aussi efficace que pour le plomb seul. Les deux cations préalablement retenus se retrouvent concentrés sur un faible volume d'effluent, pour un pic de concentration atteignant 20.000% pour le Zn²⁺ et 25.000% pour le Pb²⁺.

L'allure obtenue pour les courbes de chargement et d'élution de la résine Dowex 50 W x 8, représentées par la figure suivante, est exactement la même que celle obtenue dans le cas des échantillons I(II) et II(II). Une récupération du Pb²⁺ sur un très faible volume par rapport à celui du chargement, avec un pic de concentration de l'ordre de 25.000%.
<figure><img src="image_37.png" /></figure>

## Chargement et élution de la résine Dowex 50 W x 8

### d) Tableau récapitulatif des résultats

<table><thead><tr><td>Echantillon</td><td>CEC (g/kg)</td><td>WEC (g/kg)</td><td>E (%)</td><td>MTZ (cm)</td></tr></thead><tbody><tr><td>I(I)</td><td>22,00</td><td>16,10</td><td>73,20</td><td>7,56</td></tr><tr><td>I(II)</td><td>24,00</td><td>22,00</td><td>91,70</td><td>5,12</td></tr><tr><td>II(II)</td><td>25,00</td><td>23,10</td><td>92,4</td><td>4,27</td></tr><tr><td>Dowex 50 W x 8</td><td>357,00</td><td>323,40</td><td>90,5</td><td>1,84</td></tr></tbody></table>

CEC: Capacité d'échange cationique; WEC: Capacité d'échange de travail; E: Efficience;

MTZ: Zone de transfert de masse.

2- Le PFE de Elmyre CLERVIL (2007). Synthèse de littérature sur l'utilisation des biosorbants pour l'épuration des effluents liquides chargés en polluants organiques et inorganiques. Projets de fin d'Etudes Faculté des sciences de Génie et d'architecture, Université Quisqueya, 55P

## Résumé

L'adsorption est reconnue comme l'une des meilleures techniques de traitement des eaux. En dépit de leur efficacité, les charbons actifs commerciaux (CAC), matériaux généralement utilisés sont relativement coûteux. De plus en plus de travaux sont donc orientés vers la recherche de nouveaux matériaux, moins chers et possédant un bon potentiel adsorbant. Les biosorbants, matériaux constitués en majorité de sous produits agricoles, ont ainsi fait l'objet d'étude, en tant que substituant ou compléments aux CAC. L'objectif de ce travail était de réaliser une synthèse de littérature sur le potentiel des bio-sorbants pour
l'épuration des effluents liquides chargés en polluants organiques et minéraux. L'étude présente 1) une étude de la potentialité des biosorbants pour l'adsorption des polluants en phase aqueuse 2) une étude comparative de la capacité d'adsorption des biosorbants à l'état natif et modifiés vis-à-vis des polluants inorganiques et organiques et, 3) une analyse technico-économique en rapport avec une éventuelle utilisation des biosorbants à l'échelle industrielle. A l'issue de ces démarches, il est apparu possible de substituer les biosorbants aux charbons actifs, moyennant certaines modifications peu onéreuses.

## Contexte

La pollution aux activités anthropiques représente une menace de plus en plus inquiétante pour les écosystèmes et pour l'homme. L'utilisation intensive de fertilisants, de pesticides, de produits sanitaires, agricoles, pharmaceutiques..., et particulièrement le rejet des effluents industriels constituent les causes majeures de pollution de l'environnement. En vue de réduire le pouvoir toxique des polluants par le développement de techniques de dépollution efficaces, de nombreux travaux ont été réalisés. Parmi les nombreux procédés mis au point, l'adsorption sur charbon actif, rapporte Derbyshire et al., (2001), est reconnue comme l'une des meilleures techniques de traitement des eaux. Elle permet en effet, d'éliminer les goûts, les odeurs, les pesticides, les phénols, les crésols, ainsi que plusieurs substances toxiques non biodégradables, tels que les métaux (Desjardins, 1988). Cependant, l'utilisation des charbons actifs présente de nombreux inconvénients généralement liés à leurs coûts relativement élevés (Gabaldón et al., 1996; López et al., 1995) et de plus, le rapport coût/dépollution obtenu, est injustifié dans la plupart des cas (Streat et al., 1995). Ainsi, la recherche de sorbants bon marché aussi performants que les charbons actifs commerciaux, constitue l'un des principaux thèmes retenant l'attention des chercheurs. Parmi les matériaux étudiés figurent pour la plupart, des déchets d'origine aquatique et/ou agro-industrielle tels que : l'écorce de pin (Al-Asheh et al., 1997), les biomasses (Chandra Sekhar et al., 1998, le coton (McKay et al., 1999), la pulpe de betterave (Reddad, 2002), les sciures de pin (Özacar et al., 2004), la bagasse de canne à sucre (Joseph, 2005), les algues marines (Lodeiro et al., 2005), les fibres de jute (Banerjee et al., 2005), le noyau d'olive (Fiol et al., 2005), le noix de coco (Phan et al., 2006), les cosses de riz (Kumar et al., 2006). Les résultats de ces études et, bien d'autres encore, ont montré que les biosorbants pourraient constituer une alternative aux charbons actifs dans les processus de traitement des eaux. Cette étude consiste donc, en une synthèse de littérature sur le pouvoir sorbant des biosorbants. Elle met particulièrement l'accent sur la capacité et la cinétique d'adsorption de ces matériaux vis-à-vis des polluants organiques et inorganiques. L'objectif de cette étude est de réaliser une synthèse de littérature sur l'utilisation des bio-sorbants pour l'adsorption en phase aqueuse des polluants organiques et inorganiques.

## Méthodologie

La méthodologie utilisée consiste en une recherche des données suivie d'une analyse des résultats obtenus.

## Collecte des données

Les données nécessaires à la réalisation de ce travail ont été collectées au moyen de :

1. **Prise de contact par courriels électroniques** : une demande d'information a été adressée à certaines personnes ayant travaillé et publié sur le sujet. La liste des personnes contactées est présentée dans la rubrique des résultats (Tableau 1).

2. **Recherche sur Internet** : Plusieurs moteurs de recherche scientifique ont été consultés. Des équations de recherche ont été formulées à partir des mots clés du sujet d'étude.
## Formulation des équations de recherches

Cette étape consistait en :

* Formulation d'équations de recherches à partir des variables du sujet d'étude

* Formulation de nouvelles équations de recherches découlant des résultats trouvés à partir des équations précédentes

Les différents mots clés définis pour l'élaboration des équations de recherche, furent :

Bio-sorbants, déchets organiques, épuration, effluents liquides, eau, polluants, effluents industriels, dépollution, métaux, polluants inorganiques (As /Cd /Cr /Cu /Hg /Ni /Pb /Zn), polluants organiques (PCB/ HAP/ solvants chlorés/ phénols/ benzène/ pesticides), colorants métalliques/organiques, écorces végétaux, ...

Plusieurs équations de recherche ont été formulées à partir des mots clés précités, dont :

* Bio-sorbants polluants inorganiques (As /Cd /Cr /Cu /Hg /Ni /Pb /Zn) effluents dépollution

* Bagasse/ coton/ riz/ maïs/ pin/ betterave/ vétiver/ acajou/ cocotier/ adsorption polluants/ métaux/ matière organiques/

* Bio-sorbants polluants organiques (PCB/ HAP/ Solvants chlorés/ Phénols/ Benzène/ Pesticides) effluents dépollution

* Biosorbent pollutants / heavy metals/ organics pollutants/ dyes.

## Conclusion

Les biosorbants sont des matériaux qui par leurs caractéristiques physico-chimiques possèdent une capacité de rétention des polluants considérable. Leur capacité d'adsorption maximale est tout à fait compétitive aux CAC, leur cinétique d'adsorption permet une fixation rapide des polluants surtout des ions métalliques. Les sous produits du bois, les biomasses fixent les ions métalliques particulièrement le plomb à des proportions satisfaisantes. Le chitosane particulièrement, démontre une capacité d'adsorption des colorants extrêmement élevée, plus de cinq fois celle des CAC. Cependant, eu égard à certaines difficultés rencontrées lors de la mise en œuvre des procédés, telles la coloration des effluents à traiter, le gonflement important des matériaux, ..., un ensemble de prétraitements des biosorbants s'avère nécessaires pour optimiser leur capacité de dépollution des eaux usées. Certains modifient fortement la nature du matériau, formation de charbons actifs, modifications chimiques, d'autres agissent moins radicalement, modifications physiques, modifications biologiques. Ainsi, de par les résultats obtenus, il est apparu possible d'utiliser les biosorbants légèrement modifiés dans l'épuration des effluents industriels. Par exemple, avec une capacité de rétention de plus de deux fois inférieure au CAC, la bagasse stabilisée accuse une diminution d'à peu près 159 fois du coût de dépollution généré par le CAC. De plus le rapport coût/dépollution obtenu avec le CAC est très élevé, 0.153 $USD par mmol de plomb retenu contre 0.003 $USD sur la bagasse. Cette information revêt une importance capitale dans la mesure où, l'objectif même de l'utilisation des déchets organiques dans le traitement des eaux vise la réduction du coût des procédés. Par conséquent, ce renseignement permet non seulement, de réviser les procédés de traitements des eaux, mais aussi de valoriser un secteur très problématique, celui des déchets.

La présente étude a permis d'une part, d'approfondir par une meilleure compréhension les phénomènes régissant les processus d'adsorption ; mais d'autre part, la mise en évidence de la faisabilité et de l'intérêt de substituer les CAC aux biosorbants, pour le traitement des eaux chargées en polluants organiques et inorganiques. Cependant, au delà de sa portée et de sa rigueur scientifique, cette revue de littérature sur les biosorbants ne prétend pas avoir épluché tous les secrets de la matière. Ainsi, Il serait très judicieux qu'à l'avenir, l'accent soit mis sur :
1- Le potentiel des biosorbants pour l'adsorption des polluants dans des effluents réels.

2- La perspective d'utilisation des biosorbants à l'échelle industrielle.

Ceci, dans la perspective d'associer la réduction des coûts des procédés de traitement des eaux et la valorisation des déchets.

## Travaux en cours et résultats

1- Thèse de Osnick JOSEPH (2005-2008). Etude du potentiel d'utilisation des résidus agricoles solides non carbonisés pour le traitement d'eaux polluées. Ecole Doctorale « Chimie de Lyon » (Chimie, Procédés et Environnement). Thèse de l'Institut National des Sciences Appliquées de Lyon.

## Contexte de la thèse

L'utilisation de l'eau par les industries constitue une source majeure de pollution. En effet, la pollution due aux métaux lourds résulte particulièrement de l'évacuation d'effluents générés par de nombreuses industries, notamment le traitement de surface des métaux, l'exploitation minière et les manufactures de peintures. En dépit de leur faible niveau d'industrialisation et en raison de leur croissance, les pays en développement sont confrontés à de nombreux problèmes de pollution, dont la prévention et le traitement sont généralement entravés par l'absence de normes et la faiblesse de leur économie. En Haïti, les effluents chargés en métaux lourds, générés par des manufactures de peintures, des installations artisanales de ferronnerie et de réparation de batteries, sont déversés sur le sol ou rejetés dans des cours d'eau et/ou le réseau de drainage. De par leur toxicité, les métaux lourds sont considérés comme l'une des principales sources de pollution des eaux de surface et souterraines. L'élimination de ces polluants fait l'objet de recherches, en raison de leur caractère non dégradable et biocumulatif. Ils sont en effet responsables de sévères pathologies, de troubles comportementaux chez les êtres vivants, de la migration ou de la disparition de certaines espèces animales et/ou végétales. Divers procédés sont mis au point, en particulier dans les pays développés, en vue de supprimer les polluants métalliques dans les eaux naturelles et dans les eaux usées. Il s'agit généralement de traitements physicochimiques, tels que l'adsorption et la coagulation-floculation, ou chimiques, tels que la précipitation et les procédés d'oxydation. L'adsorption est l'un des procédés les plus utilisés en vue d'éliminer les polluants métalliques dans les eaux usées et les réseaux d'eau potable. Cependant, le charbon actif, principal sorbant utilisé en traitement des eaux, est relativement coûteux et par conséquent ce matériau est très peu accessible aux pays en développement. En effet, les investissements liés à la mise en œuvre d'un procédé de traitement d'eau par charbons actifs sont respectivement trente et cinq fois plus importants que ceux entraînés par la précipitation et l'échange d'ions. En raison de leur développement économique et technologique précaires, les pays en développement sont contraints d'élaborer des procédés de traitement des eaux mettant en œuvre des matériaux moins chers, disponibles localement et possédant de bonnes propriétés adsorbantes. Ainsi l'étude de l'adsorption de polluants métalliques et de substances organiques sur divers supports biologiques, en particulier des déchets agricoles et/ou sous-produits industriels, tels que les racines de vétiver, les pulpes de betterave, l'écorce de pin, les graines de tamarin, le tronc de fougère, le hyacinthe aquatique, l'enveloppe de riz, les cellules bactériennes, les algues marines, la bagasse de canne à sucre fait l'objet de recherches approfondies. La bagasse de canne à sucre est un sous-produit agricole de l'industrie sucrière, largement et gratuitement disponible en Haïti. A l'instar d'autres polysaccharides, la bagasse de canne à sucre possède des propriétés intrinsèques qui lui confèrent une capacité d'échange cationique. Le contact entre le sorbant et les effluents chargés en cations métalliques a, au terme de 24 h d'agitation, permis de réaliser les isothermes d'adsorption de ces cations, en système monocomposé. Les isothermes d'adsorption de ces polluants ont été modélisées au moyen des modèles de Langmuir et de Freundlich. La séquence de fixation des polluants métalliques sur le biosorbant suit la séquence Pb²⁺ > Cd²⁺ > Zn²⁺, correspondant à l'ordre décroissant du rayon ionique, de la masse moléculaire et de l'électronégativité des cations. Tandis que le mécanisme d'adsorption semble être gouverné par la complexation de surface et l'échange d'ions. Les capacités d'adsorption obtenues avec la
bagasse brute étant sensiblement moins élevées que celles reportées dans la littérature pour d'autres adsorbants (charbons actifs ou biosorbants), un prétraitement biologique du matériau a été envisagé, en vue d'améliorer ses potentialités en tant qu'adsorbant mais également à faciliter sa mise en œuvre dans un procédé de traitement. La bagasse native présente une fraction organique soluble (COD) importante qui, en l'absence de prétraitement, rend indispensable un lavage préalable à son utilisation et pose le problème du traitement des effluents de lavage générés.

## Objectif général de l'étude

L'objectif de cette étude est de déterminer l'efficacité de la bagasse de canne à sucre et des racines de vétiver, à l'état natif ou stabilisés biologiquement, comme support d'adsorption, pour l'élimination des métaux, des substances organiques et des colorants présents dans des effluents synthétiques et réels.

## Objectifs spécifiques

* détermination de la capacité maximale d'adsorption de la bagasse, en faisant varier les paramètres expérimentaux, tels que le pH, la force ionique, la granulométrie, en vue de mieux comprendre le mécanisme d'adsorption et de déterminer les conditions optimales de fixation des polluants sur ce matériau.

* poursuite de la caractérisation du matériau et réalisation de nouveaux essais d'adsorption, en utilisant des effluents à base de polluants organiques ou de colorants, ce qui permettra d'apprécier le pouvoir sorbant du matériau pour le traitement de pollutions mixtes.

* étant donné la faible performance du matériau natif pour l'élimination des polluants métalliques et l'important relargage de COD, la stabilisation biologique du matériau a été envisagée. Le nouveau matériau obtenu est baptisé du nom de Bagasse stabilisée et son pouvoir sorbant a déjà été évalué au moyen d'essais d'adsorption en batch et sera à nouveau évalué dans le cadre de la mise au point d'un procédé de traitement d'effluents en continu ou semi continu.

* évaluation du biogaz produit lors de la stabilisation biologique du matériau

* un second matériau, la racine de vétiver, a été testé avec succès et les résultats obtenus pour l'adsorption du nickel avoisinent ceux obtenus pour le zinc et le cadmium avec la bagasse stabilisée. La racine de vétiver ou la bagasse stabilisée sera utilisée comme support d'adsorption pour la mise en œuvre d'un procédé de traitement d'effluents, dépendamment du matériau qui aura affiché la meilleure performance, en terme de production de biogaz, ainsi que lors des essais en batch

* évaluation de la bagasse produite à l'échelle d'une commune proche de la Communauté Urbaine de Port-au-Prince et procéder à l'évaluation des coûts liés à l'utilisation d'une partie de ce matériau dans le cadre d'un scénario de traitement des effluents d'une usine de peintures de la CUPP.
Résultats : amélioration du pouvoir de la bagasse

(Code couleur : Isotherme bagasse stabilisée en rouge et bagasse native en bleu)

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Isotherme d'adsorption du Cd²+ sur la bagasse</figcaption></figure>

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Isotherme d'adsorption du Pb²+ sur la bagasse</figcaption></figure>
<figure><img src="image_40.png" /></figure>

Isotherme d'adsorption du Zn²⁺ sur la bagasse

Ces courbes établissent la relation entre la concentration en solution (Ce) et la quantité de soluté adsorbée à l'équilibre (qe). Ces trois figures présentent les isothermes expérimentales décrivant l'adsorption des cations Pb²⁺, Cd²⁺, Zn²⁺ sur la bagasse native (en bleu) et la bagasse stabilisée (en rouge). Pour une même gamme de concentration initiale, le matériau stabilisé présente une capacité d'adsorption maximale en moyenne 4 fois supérieure à celle de la bagasse native. Le taux d'élimination du carbone organique relargué atteint plus de 90%.

2- Programme de Coopération Scientifique Interuniversitaire entre le LAQUE de l'Université Quisqueya et le COVACHIMM de l'Université des Antilles et de la Guyane (2005-2009) ; « Production de charbons actifs à partir de déchets lignocellulosiques d'Haiti et étude de leurs potentialités pour le traitement des effluents liquides ».

Introduction

Compte tenu de la dégradation généralisée de la qualité des eaux douces, constatée au niveau mondial, la mise en place de procédés de traitement efficaces et spécifiques pour la production d'eau potable respectant les normes préconisées par l'OMS s'avère nécessaire. Dans ce contexte, de tous les adsorbants industriels, le charbon actif (CA) est le plus largement utilisé pour le traitement des eaux compte tenu de ses propriétés d'adsorption remarquables. Aux Etats-Unis par exemple, des 76700 tonnes de CA produits annuellement, 24% sont utilisés pour produire de l'eau potable et 21% pour le traitement
des eaux usées [1]. Le CA est utilisé, en particulier, pour éliminer les matières organiques dissoutes ainsi que les micro polluants tels que les pesticides ou les hydrocarbures. Actuellement, il est largement utilisé dans la purification de produits agroalimentaires et pharmaceutiques et dans le contrôle de pollution de l'air due aux molécules organiques volatiles provenant des effluents gazeux des industries et des transports automobiles. L'industrie du CA a connu à travers le monde un essor remarquable, puisque la production mondiale de CA est passée de 375000 tonnes métriques en 1990 à 400000 tonnes métriques en 1995 avec une augmentation de l'utilisation annuelle d'environ 7% [2].

Le charbon actif est depuis très longtemps préparé à partir de matériaux assez divers. On utilisait le bois, la paille, la coque de noix de coco, la houille et les résidus de pétrole. Au cours des dernières décennies, l'utilisation de précurseurs végétaux particulièrement, les sous-produits de l'agriculture et des industries agro-alimentaires pour la production de CA est de plus en plus importante. Ainsi dans les zones tropicales une large gamme de sous-produits agricoles a fait l'objet de nombreuses études : écorces d'amande [3, 4], graines de goyave et coques de Dendé [4], coques de palmier à huile [5], noyaux d'abricot [6,3], noyaux de cerise [3,7], noyaux d'olive [8], bagasse de canne à sucre [9], pour ne citer que ceux là. L'utilisation de nouveaux sous-produits agricoles s'accroît pour différentes raisons. D'une part, ils présentent l'avantage de fournir un produit libre de substances toxiques, d'autre part, la production de CA à partir de précurseurs végétaux peut être réalisée à moindre coût dans le cadre de la valorisation des sous-produits de diverses industries. Enfin, les CA obtenus à partir des sous-produits agricoles possèdent de bonnes propriétés adsorbantes (surfaces spécifiques, porosité) ce qui permet de les comparer favorablement avec d'autres CA utilisés dans les industries.

En Haïti, l'industrie du vétiver, dont on extrait l'huile essentielle représente, depuis les années 40 l'un des secteurs économiques les plus importants Par exemple, la société Agrisupply, localisé aux Cailles, à Haïti, produit de l'essence de vétiver et constitue un important producteur de fragrance à Haïti. Cependant, les rendements de la distillation des racines de vétiver sont cependant assez faibles, entre 0.8% à 1.9% quand on considère la quantité d'essence obtenue en fin d'opération part rapport à la quantité de racines distillées. Ce qui signifie que la quasi-totalité de la matière première est retrouvée en bout de chaîne sous forme de déchets. Ces déchets qui peuvent représenter actuellement entre 4000 à 10000 tonnes par an sont généralement évacués de l'usine et malheureusement transportés et déposés ça et là dans la nature (au bord des rivières, des routes,...) sans aucune tentative de valorisation. Plus rarement, elles sont épandues sur les parcelles cultivées en banane. Cependant ces résidus se décomposent difficilement. Compte tenu de leur abondance, ils pourraient constituer, dans le cadre d'un programme de valorisation de déchets solides, une matière première importante pour la production de CA en plus de l'industrie des huiles essentielles. Un premier travail de recherche réalisé par Sandro Altenor, étudiant à la FAMV de l'Université d'Etat d'Haïti et qui s'est déroulé du 1er septembre au 30 novembre 2000 et poursuivi du 1er mai au 30 juin 2002 a permis d'obtenir des résultats intéressants sur la préparation de nouveaux charbons actifs à base de racines de vétiver et de graines de flamboyant. Ces résultats ont fait l'objet d'une communication présentée sous le titre : « Preparation of activated carbon from Vetiver roots and Flamboyant seeds » (Auteurs : Sarra Gaspard, Sandro Altenor, and Alex Ouensanga) lors de la Conférence Carbon 2001 [11] organisée par l'American Carbon Society à Lexington (Kentucky). Ce travail a permis d'obtenir en laboratoire, des charbons actifs de qualité à partir des racines de vétiver. Notre objectif sera d'obtenir des informations sur les potentialités des charbons actifs de vétiver réalisés dans un four d'activation pilote pour l'adsorption de molécules polluantes et aussi d'identifier d'autres précurseurs pouvant être utilisés pour la préparation de charbons actifs dans le cadre d'essais pilotes. Par ailleurs, nous évaluerons la disponibilité de différents précurseurs pour la production de charbons actifs à grande échelle en haïti. Une installation pilote de fabrication de charbons actifs sera réalisée dans le cadre d'un partenariat avec une entreprise locale qui produit de l'essence de vétiver en Haïti.

Une unité pilote de fabrication selon un procédé par activation chimique sera en effet mise à disposition de la société Agrisupply qui produit de l'essence de vétiver à Haïti afin de fabriquer sur place, en Haïti, les charbons actifs. Une unité de fabrication de charbons actifs selon un procédé d'activation physique sera réalisée en Guadeloupe. Les charbons actifs obtenus seront caractérisés par l'étude de leur structure poreuse, de leur surface spécifique, au laboratoire COVACHIMM de l'UAG qui possède un porosimètre au mercure et un appareil de mesure de la surface BET à l'azote. Les potentialités des charbons actifs
obtenus en Haïti, pour le traitement de l'eau seront testées au laboratoire LAQUE, de l'Université de Quisqueya, à Port au Prince.

Nous évaluerons ensuite la faisabilité technico-économique à grande échelle d'un tel projet. Il s'agira également de mettre au point à moyen terme un dispositif de régénération des charbons actifs pollués par les molécules adsorbées par un procédé physico-chimique, ou biologique. Selon la nature des molécules adsorbées, le procédé de régénération sera un procédé thermique, qui pourra être réalisé dans le dispositif pilote ou il s'agira d'un procédé de désorption des molécules polluantes par solubilisation à chaud à l'éthanol ou par bioadsorption.

## Objectif général

L'objectif général de ce projet est de trouver en Haïti de nouveaux précurseurs susceptibles d'être transformés en charbons actifs de qualité. Si la qualité des produits obtenus est jugée satisfaisante, une unité pilote de production de charbon actif sera réalisée à Haïti.

## Objectifs spécifiques

Ce projet vise spécifiquement à :

* Démontrer la faisabilité de la transformation des sous-produits agricoles d'origine haïtienne en charbons actifs de qualité.

* Augmenter la valeur ajoutée des sous-produits agricoles d'origine haïtienne.

* Participer à la résolution de problèmes de pollution par les molécules polluantes et par les déchets des industries agro-alimentaires.

* Stimuler la recherche appliquée en Haïti.

* Faire bénéficier Haïti qui se trouve dans le même environnement tropical que la Guadeloupe de l'expérience d'une collaboration entre la l'Université des Antilles et de la Guyane et l'Université de Liège

* Stimuler la participation du secteur privé dans le développement du pays.

* Réaliser une codirection de thèse d'un jeune chercheur haïtien.

3- Thèse de doctorat de M. Sandro ALTENOR : Etudes physico-chimiques d'algues et de charbons actifs issus de déchets lignocellulosiques de la caraïbe et faisabilité de leur application pour le traitement des eaux. Ecole Doctorale de l'Université des Antilles et de la Guyane. Thèse de l'Université des Antilles et de la Guyane

## Contexte du travail

Depuis plusieurs années, la qualité des eaux douces à travers le monde ne cesse de se dégrader. La mise en place de techniques d'épuration s'avère donc nécessaire pour améliorer la qualité de ces eaux, et depuis, l'utilisation de matériaux ayant la propriété de retenir à leur surface les molécules polluantes ne cesse de s'accroître. Ce sont les matériaux adsorbants. Pour certains matériaux cette propriété est naturelle, c'est le cas par exemple des macroalgues, pour d'autres, elle est induite par des procédés dits d'activation, c'est le cas des charbons actifs. Ces derniers sont depuis quelques années préparés à partir de produits et sous-produits issus des activités agricoles et agroalimentaires. Dans les régions tropicales, une large gamme de sous-produits agricoles a fait l'objet de nombreuses études : noyaux de cerise, d'abricot et d'olive, coques de noix de coco, de dendés et de palmiers à huile, écorces d'amande, racines de vétiver, bagasse de canne à sucre...
Ainsi, ce travail s'inscrit dans le cadre de la valorisation de produits et de sous-produits naturels en les
utilisant directement comme adsorbant ou comme précurseurs pour les charbons actifs et du traitement
des eaux de la caraïbe, en particulier en Haïti où ces problèmes sont cruciaux. Il consistera en l'étude des
propriétés physico-chimiques des adsorbants et des mécanismes de l'adsorption de polluants sur des
absorbants d'origine tropicale (caribéenne) en particulier les macroalgues et des charbons actifs issus de
déchets lignocellulosiques comme les racines de vétiver et la bagasse de canne à sucre, en vue de leur
utilisation pour le traitement des eaux potables et usées. En effet, ces produits et/ou sous-produits
(algues, racines de vétiver, bagasse) existent en quantités importantes en milieu tropical, en particulier
en Haïti où ils posent souvent des problèmes environnementaux. Dans ce travail, on tentera d'obtenir des
informations non seulement sur les potentialités des algues et des charbons actifs pour l'adsorption des
molécules polluantes, mais aussi, on essayera d'identifier d'autres matériaux pouvant être directement
utilisés comme adsorbants ou comme précurseurs de charbons actifs. Par ailleurs, on évaluera la
disponibilité de ces différents matériaux pour une utilisation à grande échelle puis, on étudiera la
faisabilité technico-économique d'une telle étude.

## Objectif général

L'objectif général de cette étude est de trouver dans la caraïbe, en particulier en Haïti, de nouveaux supports naturels peu coûteux susceptibles d'être utilisés directement comme adsorbants ou de nouveaux précurseurs susceptibles d'être transformés en charbons actifs de qualité pour le traitement des eaux potables et usées.

# Thème 2 : Application de procédés physicochimiques dans la gestion et la stabilisation des déchets dangereux.

## Contexte général

Dans le cadre de son programme de coopération scientifique interuniversitaire avec les laboratoires des Grandes Ecoles française de Lyon, le Laque de l'Université Quisqueya, en collaboration avec le Laboratoire des Sciences de l'Environnement de l'Ecole Nationale des Travaux Publics de l'Etat, et le LGCEI site Carnot (Ci-devant LAEPSI), a développé une compétence dans l'évaluation et la gestion des impacts lés aux rejets dangereux du milieu hospitalier. Nos travaux touchent à la fois la problématique environnementale des effluents liquides hospitaliers et les médicaments périmés.

En effet, plusieurs chercheurs considèrent que la toxicité élevée des effluents provenant des établissements de santé, est due à la présence des micropolluants que sont les médicaments dans l'eau. Les hormones sexuelles qui sont des pertubateurs endocriniens, les antibiotiques parce qu'ils contribuent au développement de la multirésistance des bactéries ont fait l'objet de plusieurs études écotoxicologiques.

En effet, les œstrogènes (hormones sexuelles) ont été détectés dans les écosystèmes aquatiques par différents auteurs à des concentrations de l'ordre du ng/L (TABAK et BUNCH, 1970; RURAINSKI et al., 1977; TABAK et al., 1981; TERNES, 1998; AHERNE et BRIGGS, 1989; SHORE et al., 1993; STUMPF et al., 1996). Les résidus de nombreux médicaments sont rejetés dans la nature par le biais des urines. Certaines molécules, étant peu biodégradables, arrivent dans le milieu récepteur et agissent sur le fonctionnement biologique des espèces aquatiques. Les études réalisées sur le devenir des médicaments dans l'eau montrent que certaines hormones sexuelles ont des effets sur les organismes aquatiques à des concentrations inférieures à 1 µg/L. L'estradiol par exemple, l'hormone sexuelle féminine (et un marqueur hormonal de pollution aquatique), peut modifier les caractéristiques sexuelles de certains poissons à des concentrations de 20 ng/L (RALOFF, 1998).

Par ailleurs, les antibiotiques constituent un important groupe de médicaments pour la médecine. A côté de leurs propriétés de lutter contre les infections humaines dues aux bactéries pathogènes, ils sont également utilisés en médecine vétérinaire. HOEVERSTADT et al. (1986), en travaillant sur la recherche
d'antibiotiques dans les selles humaines durant la période d'administration de ces médicaments, ont trouvé des concentrations de l'ordre de 3 à 40 mg/kg poids de selles pour la trimethoprim et la doxycycline, et des concentrations de 200 à 300 mg/kg pour l'erythromycine. Les résidus des antibiotiques dans l'environnement sont soupçonnés d'être l'agent causal du développement des formes de résistance chez les bactéries. Ainsi, ces substances posent de sérieuses menaces à la santé publique pour le traitement et pour le contrôle de certaines maladies infectieuses, vu que les infections dues aux bactéries ne peuvent plus être traitées par les antimicrobiens actuellement connus.

En Haïti, les médicaments périmés sont le plus souvent déposés dans des décharges sauvages à ciel ouvert, ou bien rejetés dans les réseaux de drainage des eaux pluviales. Dans un pays tropical, ou la sensibilité aux maladies infectieuses est très importante, ce mode de gestion des déchets médicamenteux, et plus particulièrement d'antibiotiques, peut non seulement avoir des effets indésirables sur la santé de la population, mais également constituer une condition critique au contrôle des maladies infectieuse, et contribuer à une augmentation des coûts de santé. Dans ce contexte, le LAQUE a initié en 2005, un programme de recherche sur la stabilisation et la solidification des antibiotique dans des matrices cimentaires.

## Travaux réalisés

1. **Ketty BALTHAZARD-ACCOU (2006). Gestion des risques liés à la multiresistance bactérienne générée par les déchets solides d'antibiotiques : Utilisation de liant hydraulique dans la stabilisation/solidification des résidus de Tétracycline. Master Ecotoxicologie Environnement et Gestion des Eaux (MEEGE), Université Quisqueya, 53p.**

## Résumé

Depuis les récentes décennies, la présence et le devenir des médicaments dans les écosystèmes sont devenus un élément de préoccupation majeure dans le domaine des sciences de l'environnement. En effet, des molécules de médicaments ont été détectées dans les eaux de surface, les eaux souterraines et dans l'eau de boisson. Il semble alors important d'optimiser par de nouveaux procédés les formes courantes d'élimination des déchets de médicaments. L'objectif de ce travail était d'étudier le comportement de la tétracycline dans une matrice cimentaire au moyen des techniques d'immobilisation de déchets solides par la solidification/stabilisation. Le pH et la conductivité ont été retenus comme paramètres d'évaluation et un ratio L/S=10 a été choisi en conformité avec la norme European ENV 12920. Les tests de lixiviation dynamiques sur éprouvettes monolithiques ont été mis en œuvre pour évaluer de manière qualitative le relargage de la tétracycline. Quatre blocs de mortier, répartis en deux contenant de la tétracycline et deux témoins ont été étudiés. Dans le bloc A, 6,33% de tétracycline en poudre comme ajout de granulat a été utilisé pour un rapport ciment/eau (C/E)= 0,92. Dans le bloc B, 0,14% de tétracycline sous forme de capsule avec un ratio C/E=2. Un pH de 3,5 et une conductivité de 0,764mS/cm ont été trouvés pour la tétracycline. Le pH de A et B hors témoins a varié entre 10,5 et 12,5. La conductivité des lixiviat s était comprise entre 1,8 mS/cm et 12,675 mS/cm, pour la tétracycline. Il sera nécessaire de mener des études complémentaires sur cette technique notamment pour mieux comprendre l'évolution des paramètres physico-chimiques et de mesurer la quantité de polluant relargué en fonction du temps.

Mots-clés : tétracycline, stabilisation/solidification, liant hydraulique

N.B. Dans le cadre de la gestion du master recherche « Ecotoxicologie, environnement et gestion des eaux », la direction scientifique et la coordination académique du programme ont jugé utile de soumettre les mémoires des étudiants à l'appréciation de deux rapporteurs.

L'un des rapporteurs a fait la remarque suivante sur la partie expérimentale du travail : « Il est évident que la seule mesure du pH et de la conductivité ne peut suffire à caractériser la mobilité de la molécule
test (tétracycline) dans l'environnement. Il faut au minimum pour chaque lixiviat disposer de mesures de bilan ionique (caractérisation des sels dissous), de DCO ou COT (caractérisation de la charge organique) et de mesure d'activité bactérienne incluant à la fois l'influence du pH et de la tétracycline éventuellement solubilisée.

Faisant suite à ces recommandations, nous avons premièrement préparé le document de projet intutlé « Contribution méthodologique à l'évaluation et à la gestion des risques écologiques liés aux déchets d'antibiotiques » qui relève de l'axe 5 du LAQUE, ensuite nous avons établi des contacts avec l'Université Henri Poincaré, Nancy-I, et plus particulièrement le laboratoire de chimie physique et microbiologie de l'environnement (LCPME) UMR 7564 UHP CNRS dirigé par Monsieur le Professeur Jean-Claude BLOCK, pour la réalisation d'un stage de master dans l'équipe chimie et spectrochimie des interfaces dirigée par Monsieur le Professeur Bernard HUMBERT.

2- Edwine TANIS E. Étude de l'adsorption de la Tétracycline sur des oxydes mixtes de silice et de fer. Master Ecotoxicologie Environnement et Gestion des Eaux (MEEGE), Université Quisqueya.

Résumé

Ce travail se situe dans le cadre d'un programme de recherche sur une méthode de gestion des rejets de médicaments périmés et résidus de médicaments en Haïti. En effet une étude a été initiée sur le confinement de la tétracycline, dans une matrice cimentaire. La caractérisation du relargage de la tétracycline à partir de variation de paramètres d'évaluation choisis, pH et conductivité a été réalisée. Les mécanismes et interactions entre la matrice et l'antibiotique n'ont pas fait l'objet de l'étude. Dans la perspective d'évaluer ces mécanismes, une étude de l'adsorption de la tétracycline sur des oxydes mixtes à base de silice a été réalisée avec comme objectif de :

❖ Comprendre les interactions entre la Tétracycline et certains minéraux de la matrice cimentaire

❖ Evaluer les paramètres physico-chimiques et les facteurs contrôlant la mobilité de la TET à l'interface minéral/solution

❖ Optimiser la stabilisation de la Tétracycline dans le système.

Les interactions entre la Tétracycline (TET), le quartz pur Q et deux oxydes mixtes de fer quartz/ferrihydrite Q₁, quartz/goethite Q₂ ont été étudiées. Les oxydes de fer ont été synthétisés par la méthode de précipitation/suspension et sont caractérisés par DRX, FTIR, BET et par analyses chimiques. L'adsorption de TET a été réalisé sous plusieurs conditions (temps, concentration en adsorbat, pH, force ionique, concentration en cation divalent (Ca²⁺, Pb²⁺) et température). Au terme de l'équilibre, atteint après 14 h, les données sur la cinétique ont été traitées à partir du modèle de pseudo-second-ordre. Les isothermes d'adsorption de TET ont été ajustées au moyen du modèle de Langmuir. Le pH et la charge de surface se sont avérés des facteurs importants dans l'étude de l'adsorption de TET, tandis que l'effet de la force ionique est moins important. L'adsorption de TET sur les minéraux est maximum à pH (6-8).

Les paramètres thermodynamiques tels l'énergie libre de Gibbs (ΔG°), l'enthalpie (ΔH°), et l'entropie (ΔS°) ont été déterminé à partir de l'équation de Van't Hoff. Les réactions d'adsorption sont spontanées et endothermiques pour les deux oxydes mixtes. Une variation de la température de 20 à 60° C, fait varier ΔG° de -7 à -12 kJ/mol. La variation de l'énergie libre indique que l'adsorption de TET pourrait être gouvernée par la physisorption. Les résultats de cette étude suggèrent que les paramètres tels: le pH, la température, l'effet de la minéralogie des matériaux mixtes utilisés et le temps de contact doivent être pris en compte lors de l'étude de l'adsorption de TET sur des oxydes mixtes de fer et du quartz, et dans l'étude de leur devenir dans les sols et l'environnement. Pour compléter cette recherche il serait intéressant de réaliser des études sur les mécanismes de fixation de la molécule de TET sur les solides et l'adsorption de TET sur la matrice initiale (ciment).
Effet du pH

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Isotherme d'adsorption de TET sur Q, Q1 et Q2</figcaption></figure>

<figure><img src="image_42.png" /></figure>
## 3. Perspectives générales
# 3. Perspectives générales

## 3.1. Structuration générale et développement des thèmes de recherche

La direction et le développement des axes de recherche du LAQUE, s'inscrivent dans les stratégies de coopération élaborées par l'Université Quisqueya et ses partenaires pour l'implantation et le renforcement d'une véritable politique de recherche dans le domaine des sciences pour l'ingénieur. Dans cet esprit, le LAQUE développe avec ses partenaires une démarche basée sous la formation à un haut niveau scientifique de jeunes chercheurs haïtiens. L'organisation actuelle des axes et thèmes de recherche du laboratoire est en quelque sorte fonction de cette démarche.

La Direction du LAQUE aimerait avoir l'avis de la commission d'évaluation sur un recentrage de la thématique générale « Evaluation de l'impact des pollutions liées aux activités industrielles et urbaines sur les écosystèmes aquatiques et terrestres de la République d'Haïti ». Le champ d'investigation est immense, et il n'est pas possible, dans l'état actuel des connaissances de l'équipe du LAQUE, pour les jeunes chercheurs de traiter en profondeur tous les aspects des 6 axes de recherche retenus. Dans ces conditions, le premier choix sera de voir comment regrouper plusieurs axes dans un seul dans la perspective d'augmenter l'effectif de chercheurs dans le nouvel axe.

Cette orientation correspondra à la mise en place d'une véritable recherche interdisciplinaire au sein du laboratoire et un renforcement des capacités des différentes équipes. Dans un souci de stabiliser/renforcer les actions entreprises de 1998 à 2007, le LAQUE va se concentrer au cours des années à venir sur les points suivants :

1. la poursuite du développement des travaux au sein des thèmes existants,

2. une modification de la structuration générale des axes et thèmes.

### Axe 1 - approche méthodologique de l'évaluation des risques sanitaires (biologiques et chimiques) générés par la pollution des eaux destinées à la consommation humaine

Au sein de cet axe, il importe de poursuivre parallèlement des travaux visant une caractérisation plus approfondie des microorganismes pathogènes et des polluants minéraux (en particulier les métaux lourds) et des organiques dans les ressources en eau utilisée pour la consommation humaine, ainsi que des travaux portant sur l'évaluation des risques sanitaires (biologique et chimique) liés à la présence de ces contaminants et polluants dans l'eau de boisson. Notre objectif pour les années à venir est d'introduire dans nos méthodologies des études épidémiologiques pour mieux estimer les risques sanitaires. Nous contribuerons également à l'élaboration des normes nationales haïtiennes pour l'eau de boisson.

### Axe 2 - gestion intégrée des ressources en eau

Au sein de cet axe, les principaux enjeux pour les années à venir sont de:

- contribuer à la remise en place des stations de mesure hydrologiques. Notre démarche sera basée sur deux ou trois basins versants du pays où nous entreprendrons des activités pouvant couvrir l'ensemble des thèmes de cet axe,

- poursuivre le développement simultané des approches de laboratoire et de terrain, à la fois apporter des éléments de réponse scientifique sur les relations polluants/milieu poreux, et fournir des informations sur les paramètres qui influent majoritairement sur la mobilité des polluants dans les différents contextes ou scénarii rencontrés,

- mettre en place un observatoire sur les aspects qualitatifs et quantitatifs des aquifères de la plaine du Cul-de-sac et de la rivière Massacre, touchés par la contamination saline. Notre objectif est de (i) comprendre le comportement hydrodynamique de ces aquifères, (ii) mettre en place
une base de données sur la problématique de la salinisation des aquifères côtiers du pays, et (iii) informer les pouvoirs publics de l'évolution de ces aquifères.

### Axe 3 - déchets, pollution et environnement

Pour les années à venir, nous comptons au sein de cet axe, poursuivre avec les travaux et études sur : (i) le comportement des ménages vis-à-vis des déchets, (ii) le compostage des ordures ménagères, et (iii) la compréhension du fonctionnement des décharges en Haïti.

### Axe 4 - écotoxicité et impacts des polluants vis-à-vis des écosystèmes aquatiques

Au sein de cet axe, le principal enjeu est de poursuivre la recherche et l'élevage des organismes indigènes. Nous tacherons d'étudier avec nos partenaires de la France, la procédure à mettre en place pour envoyer ces organismes au Musée de l'histoire des sciences naturelles pour des étude taxonomiques.

### Axe 5 - approche méthodologique de l'évaluation des risques écotoxicologiques liés aux effluents liquides, aux aménagements urbains et aux installations industrielles

Au cours des prochaines années, nous comptons entreprendre des travaux visant une compréhension des mécanismes d'action des polluants sur les organismes indigènes (voir Axe 4). Dans la perspective de bien asseoir nos méthodologies d'évaluation des risques écotoxicologiques, nous comptons approcher les scénarii à étudier sous une base mécanistique et intégrée (comprenant les études à l'échelle de terrain).

### Axe 6 - procédés de traitement des effluents liquides

Notre objectif pour les années à venir est de poursuivre l'étude et le développement de matériaux innovants. Nous allons mettre l'emphase sur la mise en place d'un partenariat « Université – Industrie » dans la perspective de développer des pilotes pour l'épuration des effluents industriels.

## 3.2. Personnel

Cinq (5) nouveaux assistants à l'enseignement et à la recherche seront recrutés en septembre 2007 après l'évaluation du LAQUE. La Direction du laboratoire compte initier une réflexion avec le Bureau Caraïbe de l'Agence universitaire de la Francophonie, et le Service de Coopération et d'Actions Culturelles de l'Ambassade de France en Haïti, sur la possibilité de faire venir des volontaires seniors (professeurs des universités et Directeur de recherche) et de jeunes docteurs. Ces recrutements définitifs et les missions de recherche pour une période déterminée visent à renforcer l'équipe dans le développement des différents thèmes de recherche.

Dans le cadre du partenariat entre l'Université Quisqueya et l'INSA de Lyon, l'HDR de l'actuel directeur du LAQUE est l'une des principales actions retenue pour l'année universitaire 2007-2008. Par ailleurs, et la formation de nouveaux docteurs permettront à ce laboratoire d'avoir des permanents capables d'assurer la direction ou la coordination des axes de recherche.

L'une des grandes perspectives du LAQUE est le renforcement de ses capacités analytiques et l'offre d'expertises aux institutions évoluant dans le domaine de l'eau et de l'environnement en Haïti. Cet objectif permettra au laboratoire de fidéliser ses cadres et de mieux contribuer au développement des activités de recherche en Haïti.
Annexes
# Annexe 1. Principales publications du LAQUE pour la période « 1999 – 2007 »

## Publications dans des revues avec comité de lecture

1. **Anie BRAS, Evens EMMANUEL, Obicson LILITTE, Philippe BRASSEUR, Jean William PAPE, Christian RACCURT.** Evaluation du risque dû à Cryptosporidium sp présent dans l'eau de boisson à Port-au-Prince, Haïti. Environnement, Risques et Santé, 2007, 6 (5) sous presse.

2. **Ruth ANGERVILLE, Clotilde BOILLOT, Yves PERRODIN.** Evaluation of Combined Effects of Binary Mixtures of Sodium Hypochlorite and Surfactants against Daphnia magna Strauss. (International Journal of Environmental Technology and Management, 2007, on press).

3. **Evens EMMANUEL, Ruth ANGERVILLE, Osnick JOSEPH, Yves PERRODIN.** Human health risk assessment of lead in drinking water: A case study from Port-au-Prince Haiti. (International Journal of Environment and Pollution, 2007, on press).

4. **Evens EMMANUEL, Kettly THELEYS, Myrline MOMPOINT, Jean-Marie BLANCHARD, Yves PERRODIN.** Evaluation des dangers environnementaux liés au rejet des eaux urbaines dans la baie de Port-au-Prince en Haïti. (Submitted RED, mars 2007).

5. **Ketty BALTHAZARD-ACCOU, Edwine TANIS, Osnick JOSEPH, Khalil HANNA, Frantz METELLUS, Evens EMMANUEL.** Etude sommaire du comportement physicochimique de la tétracycline dans une matrice solidifiée au moyen de liant hydraulique. RED, 2006, 2 (3): 24-28

6. **Evens EMMANUEL, Osnick JOSEPH, Thierry WINIARSKI, Paul VERMANDE.** Analyse de l'évolution de la salinité des ressources en eau souterraine de la zone « Sud-ouest » de l'aquifère de la plaine du Cul-de-sac en Haïti. (Submitted RED, December 2006).

7. **Clotilde BOILLOT, Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN.** Etude des effets combines du glutaraldéhyde et des surfactants contenus dans les effluents hospitaliers vis-a-vis de Daphnia magna. DECHETS : Sciences & Techniques, revue francophone d'écologie industrielle, 2006, 42 : 22-28.

8. **Joaneson LACOUR, Osnick JOSEPH, Michel Junior PLANCHER, Ketty BALTAHZARD-ACCOU, Annie PIERRE, Evens EMMANUEL.** Evaluation des dangers environnementaux liés aux substances azotées et phosphatées contenus dans les effluents urbains. RED, 2006, 1 (3): 6-13

9. **Evens EMMANUEL, Pierre Naïder FANFAN, Régine LOUIS, Alain-Gérard MICHEL.** Estimation de la concentration optimale de fluor dans l'eau potable de la région hydrographique Centre-Sud d'Haïti. Cahiers de Santé 2002; 12: 241-245.

10. **Evens EMMANUEL, Jean-Marie BLANCHARD, Gérard KECK, Yves PERRODIN.** Caractérisation chimique, biologique et écotoxicologique des effluents hospitaliers. Déchets Sciences et Techniques, revue francophone d'écologie industrielle, 2001, 22:31-33.

## Editions des actes de congrès, colloques et conférences internationales

1. **Evens EMMANUEL, Paul VERMANDE (eds.).** Actes du Colloque International Gestion Intégrée de l'Eau en Haïti. Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement, Université Quisqueya, Port-au-Prince, 27-29 juin 2002.

2. **Evens EMMANUEL (ed.).** Pré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

## Contribution à la rédaction d'ouvrages scientifiques
1. **Evens EMMANUEL, Kettly THÉLÉYS, Joaneson LACOUR, Michel Junior PLANCHER, Ketty BALTHAZARD-ACCOU, Ruth ANGERVILLE, Osnick JOSEPH.** Pollution et altération des eaux terrestres et maritimes. Conséquences de la dégradation quantitative et qualitative de la ressource en termes de perte de biodiversité. In.: **BRETON J.-M. (ed.)**. Valorisation durable des ressources en eau et développement local durable. Agence Universitaire de la Francophonie, Réseau Droit de l'Environnement, 2005 (en rédaction).

## Communications orales dans des conférences internationales

1. **Ruth ANGERVILLE, Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN.** Impact écotoxique potentiel sur les milieux recepteurs aquatiques des metaux en melange dans les eaux pluviales urbaines. NOVATECH 2007, Lyon, juin 2007. CDROM.

2. **Michel Junior PLANCHER, Evens EMMANUEL, Myrline MOMPOINT, Joaneson LACOUR, Kettly THELEYS, Marie Gisèle P.A. PIERRE.** Evaluation du potentiel écotoxiques des sédiments dragués du canal Bois de chêne Port-au-Prince, Haïti. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

3. **Anie BRAS, Chantal BERDIER, Evens EMMANUEL, Monique ZIMMERMANN.** Le concept de « stress hydrique » dans la Communauté Urbaine de Port-au-Prince (CUPP) : incidences de la gestion des déchets sur la qualité l'eau. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Pré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

4. **Farah DORVAL, Gislain LIPEME KOUYI, Evens EMMANUEL, Bernard CHOCAT.** Identification des sources et quantification des débits produits sur un bassin versant urbain. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

5. **Myrline MOMPOINT, Joaneson LACOUR, Kettly THELEYS, Osnick JOSEPH, Evens EMMANUEL.** Evaluation des dangers écologiques générés par les métaux lourds et nutriments contenus dans les eaux usées urbaines rejetées dans la baie de Port-au-Prince. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

6. **Evens EMMANUEL, Ruth ANGERVILLE, Ketty BALTHAZARD ACCOU, Osnick JOSEPH, Yves PERRODIN.** Evaluation préliminaire des risques sanitaires au plomb contenu dans l'eau de boisson distribuée dans certains quartiers de Port-au-Prince. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

7. **Urbain FIFI, Thierry WINIARSKI, Evens EMMANUEL.** Vulnérabilité des eaux souterraines à la contamination dans les Pays en Voie de Développement – Un regard sur l’aquifère de la Plaine du Cul-de-Sac. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l’eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

8. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, Gérard KECK, Paul VERMANDE.** Impacts des effluents hospitaliers sur la qualité des eaux souterraines de Port-au-Prince : Evaluation sommaire des risques pour la santé humaine. In.: **Evens EMMANUEL (ed.)**. Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

9. **Joaneson LACOUR, Osnick JOSEPH, Obicson LILITE, Evens EMMANUEL.** Evaluation sommaire de la salinité des ressources en eau de l’aquifère côtier massacre d’Haïti. In.: **Evens**
**EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

10. **Osnick JOSEPH, Hélène METIVIER-PIGNON, Rémy GOURDON, Evens EMMANUEL.** Utilisation de la bagasse de canne à sucre pour le traitement d'effluents chargés en métaux lourds. Accepted: 11<sup>th</sup> Congress of French Society of Engineering Process. No 96 – 2007, ISBN 2-910239-70-5, ed. SFGP, PARIS.

11. **Anie BRAS, Jacques BLAISE, Christian RACCURT, Evens EMMANUEL.** Évaluation des risques sanitaires des ookystes de *Cryptosporidium* dans l'eau destinée à la consommation humaine distribuée dans la zone métropolitaine de Port-au-Prince (Haïti). Atelier International « Eau Source de Vie) Programme Hydrologique International de l'UNESCO, 15-16 septembre 2005, Port-au-Prince, Haïti. CDROM.

12. **Joaneson LACOUR, Anie PIERRE, Evens EMMANUEL.** Evaluation du danger de dystrophisation de la baie de Port-au-Prince. Atelier International « Eau Source de Vie) Programme Hydrologique International de l'UNESCO, 15-16 septembre 2005, Port-au-Prince, Haïti. CDROM.

13. **Evens EMMANUEL, Luc BRETOUS, Edgard PREVILON, Paul SAINT-HILAIRE.** Research in environmental sciences: the experiences of the Université Quisqueya. Primera Conferencia International del Centro Internacional de Estudios Medioambientales y Desarrollo Sostenible (CIEMADES), 10 y 11 de agosto, 2005, Santo Domingo, República Dominicana. CDROM.

14. **Ruth ANGERVILLE, Evens EMMANUEL, Osnick JOSEPH, Yves PERRODIN.** Ecological risk assessment of heavy metals in paint manufacturing effluents of Port-au-Prince. SETAC Europe 15<sup>th</sup> Annual Meeting, 22-26 May 2005, Lille, France. CDROM.

15. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, Kettly THÉLEYS, Myrline MOMPOINT, Jean-Marie BLANCHARD.** Environmental hazard assessment of untreated urban wastewater on the ecosystem of Port-au-Prince bay. Proceedings of the XXIX Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental. San Juan, Puerto Rico, 22-28 de agosto, 2004. CDROM.

16. **Evens EMMANUEL, Osnick JOSEPH, Pierre Naider FANFAN, Paul VERMANDE, Thierry WINIARSKI.** Trend analysis of the groundwater salinity of the Cul-de-sac aquifer in Haiti. Proceedings of the XXIX Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental. San Juan, Puerto Rico, 22-28 de agosto, 2004. CDROM.

17. **Ruth ANGERVILLE, Félix Junior RONY, Ketty BALTHAZARD, Evens EMMANUEL.** Assessment of human exposures to lead in drinking water. Proceedings of the XXIX Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental. San Juan, Puerto Rico, 22-28 de agosto, 2004. CDROM.

18. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, GERARD KECK, Jean-Marie BLANCHARD, Paul VERMANDE.** Effects of hospital wastewater on aquatic ecosystem. Proceedings of the XXVIII Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental. Cancun, México, 27-31 de octubre, 2002. CDROM.

19. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, Gérard KECK, Jean-Marie BLANCHARD, Paul VERMANDE.** Ecotoxicity of hospital wastewater: use of chlorides as tracers of the polluted substances on Daphnia. Proceedings of the Water Environment Federation 75<sup>th</sup> annual conference and exposition. Chicago, September 28 - October 2, 2002. CDROM.

20. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, GERARD KECK, JEAN-MARIE BLANCHARD, PAUL VERMANDE.** Analyse statistique des données obtenues pour quatre paramètres de suivi des effluents hospitaliers – Utilisation des chlorures comme indicateurs de leur écotoxicité aiguë. In: **EMMANUEL E. ET VERMANDE P.** *Actes du Colloque International Gestion Intégrée de l'Eau en Haïti*. Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement, Université Quisqueya, Port-au-Prince, 2002.
21. **Evens EMMANUEL, Per LINDSKOG.** Regards sur la situation actuelle des ressources en eau de la République d'Haïti. In: **EMMANUEL E. ET VERMANDE P. Actes du Colloque International Gestion Intégrée de l'Eau en Haïti**. Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement, Université Quisqueya, Port-au-Prince, 2002.

22. **Pierre Naider FANFAN, Evens EMMANUEL.** *Determination of optimal fluorine dose for drinking water in the Central South Region of Haiti*, V Congreso Región I AIDIS y III Congreso Nacional ADIS, República Dominicana, Octubre 2001.

23. **Pierre Naider FANFAN.** *Etude des potentialités des zéolithes haïtiennes dans l'épuration des eaux, 9ème Journée Interaméricaine de l'Eau, Port-au-Prince, Haïti, Octobre 2001.*

24. **Evens EMMANUEL. & Eddy ABRAHAM.** Problems of the informal carwash industry in the metropolitan area of Port-au-Prince. Proceedings of 8th annual CWWA and 4th AIDIS region 1 conference. Kingston, Jamaica, October 4 to 8, 1999. CDROM.

25. **Evens EMMANUEL, Hugo A. EMMANUEL, Robenson J. LÉGER, Eddy ABRAHAM.** El programa de abastecimiento en agua potable (AEP) en los barrios marginales de Puerto Principe: *Una alternativa de desarrollo local*. Proceedings of 8th annual CWWA and 4th AIDIS region 1 conference. Kingston, Jamaica, October 4 to 8, 1999. CDROM.

26. **Merh BOIS, Evens EMMANUEL, Edgard PRÉVILON, Ernst LARAQUE.** Water salinity evaluation from the principal wells of Cul-de-Sac groundwater supplying tank trucks. Proceedings of 8th annual CWWA and 4th AIDIS region 1 conference. Kingston, Jamaica, October 4 to 8, 1999. CDROM.

27. **Ruth ANGERVILLE, Evens EMMANUEL, John NELSON, Paul SAINT-HILAIRE.** Evaluation of the fluorine concentration in the water resources of hydrographic area "Centre-Sud" of Haïti. Proceedings of 8th annual CWWA and 4th AIDIS region 1 conference. Kingston, Jamaica, October 4 to 8, 1999. CDROM.

28. **Pierre Naider FANFAN, Evens EMMANUEL, Frantz METELLUS, Paul SAINT-HILAIRE.** Water supply by rain water tanks: An alternative for enhancing the quality of life within the Haitian Rural Environment. 8th Annual CWWA and 4th AIDIS Region 1 Conference, Jamaica, October 4 to 8, 1999. CDROM.

## Présentation de posters dans des conférences internationales

1. **Elmyre CLERVIL, Edwine TANIS.** Synthèse de la littérature sur l'Ecohydrologie. Application de cette nouvelle discipline dans la gestion intégrée des bassins versants. In.: **Evens EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

2. **Jean Antoine MARSEILLE, Evens EMMANUEL.** Evaluation des Risques écologiques des effluents d'une usine de peinture de la zone métropolitaine de Port-au-Prince. In.: **Evens EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

3. **Osnick JOSEPH, Hélène METIVIER-PIGNON, Evens EMMANUEL, Rémy GOURDON.** Adsorption de Pb2+, Cd2+, Zn2+ sur la bagasse de canne à sucre en système monocomposé: étude expérimentale et modélisation. In.: **Evens EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

4. **Martine Elisabeth MATHIEU, Evens EMMANUEL.** Développement du Zea mays L. sur des sédiments de dragage riche en nutriments (N, P) : Approche écohydrologique et phytotechnologique. In.: **Evens EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire
face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

5. Fred Alix COUTIN, Anaël HYPPOLITE. Evaluation des dangers écologiques des déchets solides sur les ressources en eau douce et risques sanitaires pour les consommateurs : Etude de cas des déchets du Quartier de Jalousie à Pétion-Ville sur les sources de la CAMEP. In. : **Evens EMMANUEL** (ed.). Peré-Actes du Colloque International « Faire face à la pénurie de l'eau » Port-au-Prince : Université Quisqueya, 22 et 23 mars 2007, Port-au-Prince. CDROM.

6. Edwine TANIS, Ketty BALTHAZARD-ACCOU, Frantz METELLUS, Osnick JOSEPH, Evens EMMANUEL. Utilization of stabilization/solidification techniques by portland cement in antibiotic waste management. XXX Congreso de la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS). Punta del Este, Uruguay, 26 - 30 de Noviembre de 2006. CDROM.

7. Joaneson LACOUR, Ketty BALTHAZARD-ACCOU, Michel Junior PLANCHER, Jean Antoine MARSEILLE, Evens EMMANUEL. Ecological hazard assessment of nitrogen and phosphorous substances in urban effluents of port-au-prince (haiti). XXX Congreso de la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS). Punta del Este, Uruguay, 26 - 30 de Noviembre de 2006. CDROM.

8. Michel Junior PLANCHER, Joaneson LACOUR, Emmanuel MOLIERE, Marie Gisèle P.A. PIERRE, Evens EMMANUEL. Physicochemical and ecotoxicological characterization of sediments: case study from Port-au-Prince drainage channels. International Center for Environmental Studies and sustainable Development (CIEMADES). Second International Conference. Universidad del Turabo, Gurabo, Puerto Rico, November 3-5, 2006. CDROM.

9. Jean Antoine MARSEILLE1, Osnick JOSEPH1, Hélène METIVIER, Evens EMMANUEL. Summary study of sugar cane bagasse efficiency in the adsorption of lead from paint manufacturing effluents. International Center for Environmental Studies and sustainable Development (CIEMADES). Second International Conference. Universidad del Turabo, Gurabo, Puerto Rico, November 3-5, 2006. CDROM.

10. Elmyre CLERVILE, Joëlle FONTILUS, Edwine TANIS, Joaneson LACOUR, Evens EMMANUEL, Christine BAZIN. Methodological contribution to the creation of a tropical ecotoxicology laboratory in Haiti. International Center for Environmental Studies and sustainable Development (CIEMADES). Second International Conference. Universidad del Turabo, Gurabo, Puerto Rico, November 3-5, 2006. CDROM.

11. Clotilde BOILLOT, Evens EMMANUEL et Yves PERRODIN. Evaluation des risques écotoxicologiques des effluents hospitaliers vis-à-vis de l'écosystème aquatique récepteur. ADEME, MEDD, Journée d'information et d'échanges – évaluation des risques pour les écosystèmes – expériences françaises et québécoises sur la mise en œuvre des méthodes et des outils, Paris, 17 mars 2005.

12. Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, Gérard KECK, Jean-Marie BLANCHARD, PAUL VERMANDE Analyse statistique des données obtenues pour quatre paramètres de suivi des effluents hospitaliers – Utilisation des chlorures comme indicateurs de leur écotoxicité aiguë. Poster No. 16. In: **Ecole Nationale de Chimie et de Biologie de Paris** *Actes du Colloque Biologie et Hygiène Hospitalière*. Paris, 14 mars 2002, p.16

13. Régine LOUIS, Evens EMMANUEL, Pierre Naider FANFAN, Alain-Gérard MICHEL. Utilisation de la température ambiante comme indicateur de la dose optimale de fluor dans l'eau de boisson de la Région Centre-Sud d'Haiïti. Poster No. 3, In: **EMMANUEL E. ET VERMANDE P.** *Actes du Colloque International Gestion Intégrée de l'Eau en Haïti*. Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement, Université Quisqueya, Port-au-Prince, 2002.

14. Evens EMMANUEL, Jean-Marie BLANCHARD, Gérard KECK, Yves PERRODIN Chemical Biological and Ecotoxicological of Hospital Wastewater. Poster PH014, In: Society of Environmental
Toxicology and Chemistry "SETAC 22nd Annual Meeting Abstract book - Changing Environmental Awareness: Societal Concerns and Scientific Responses", Baltimore, 2001, p.323.

Autres publications (vulgarisation scientifique)

1. **Evens EMMANUEL, Yves PERRODIN, Gérard KECK, Jean-Marie BLANCHARD, Paul VERMANDE**
Effects of hospital wastewater on urban wastewater systems and on aquatic ecosystem: a
review. 2002. Available on: www.recy.net, 16/01/2003.

Rapports d'études et recherche

1. **Evens EMMANUEL, Osnick, JOSEPH, Edwine TANIS, Michel PLANCHER Junior, Jean Antoine MARSEILLE, Ketty BALTHAZARD-ACCOU, Joëlle FONTILUS, Joaneson LACOUR.** *Utilisation stratégique et durable des eaux souterraines transfrontalières de l'île d'Hispaniola : l'aquifère inter-montagneux de l'Artibonite et l'aquifère côtier de Massacre – République d'Haïti, République Dominicaine.* LAQUE-UniQ – GEF-PNUE-OEA-UNESCO, Port-au-Prince (Haïti), Octobre 2006.

2. **Evens EMMANUEL, Osnick, JOSEPH, Michel PLANCHER Junior, Jean Antoine MARSEILLE, Joaneson LACOUR.** *Diagnostic du milieu en matière d'hygiène et d'assainissement - Analyse de la qualité de l'eau des sources au niveau de la commune de Camp-Perrin.* LAQUE-UniQ – Comité PROTOS Haïti, Port-au-Prince (Haïti), février 2006.

3. **Pierre Naider FANFAN, Evens EMMANUEL.** *Détermination de la dose optimale de fluor dans l'eau de boisson de la Région Centre-Sud d'Haïti.* LAQUE-UniQ – OPS/OMS, Port-au-Prince (Haïti), 2000.

4. **Evens EMMANUEL, Kareen THERMIL, Jean-Robert PHILIPPE-AUGUSTE, Ernst METELLUS, Paul SAINT-HILAIRE, Frantz METELLUS.** *Analyse de la situation de l'habitat en Haïti.* Éditions du LAQUE, Presses de l'Université Quisqueya, Port-au-Prince (Haïti), 2000. 40p.