Plus au large, les rôles respectifs de la dilution, des remises en suspension et de la mortalité
diffèrent notablement. La comparaison entre les figures 4 et 6 montre l'abattement très
important des bactéries libres qui subissent l'effet d'une lumière très peu atténuée par la
turbidité du milieu. (Pour chacune des figures, c'est l'impact maximum en chaque point qui
est représenté : il ne s'agit donc pas de couverture instantanée de la baie). Ainsi, pour ces
conditions de simulation un peu schématiques (mortalité de "beau temps" pour les bactéries
libres, conditions de survie très bonnes pour celles qui sont fixées aux particules), la
contamination de la baie par les bactéries liées est nettement supérieure à celle induite par
les bactéries libres (fig. 6), alors qu'on observe le contraire en l'absence de phénomènes de
mortalité (fig. 4). La réalité est probablement intermédiaire, mais on ne peut pas vraiment
conclure sans élément plus précis sur le comportement des bactéries liées au matériel
particulaire.
Devenir du rejet de phosphate dans l'estuaire de Morlaix
La deuxième application du modèle hydrosédimentaire de Morlaix aux problèmes de qualité
d'eau concerne le devenir du phosphate (PO4) dissous rejeté à la station d'épuration.
En présence de matières en suspension, le phosphate initialement dissous est susceptible de
s'adsorber sur les particules et de suivre leur cheminement dans le sédiment ou d'être
relargué lors de remises en suspension dans une eau claire : ces mécanismes
d'adsorption/désorption sont relativement bien connus en estuaire et une loi de partage entre
phases dissoute et particulaire a pu être établie, sous la forme :
PO4 particulaire = K . MES . PO4 dissous
Des mesures réalisées in vitro avec des sédiments de la rivière Elom, analogue à celle de
Morlaix, ont permis de déterminer le coefficient de partage K = 1,05 m3.kg-1 (Aminot,
comm. per s.).
Sur la base de cette loi d'équilibre à cinétique très rapide, une simulation du devenir du
phosphate dans l'estuaire de Morlaix a été menée grâce au modèle hydrosédimentaire.
Les conditions de simulation sont les mêmes que pour le rejet de bactéries (débit amont
moyen : 2 m3.s-1, 3 cycles de marée vive-eau/morte-eau) ; le flux de phosphate rejeté est
supposé constamment égal à sa valeur moyenne annuelle, soit 0,014 mole.s-1 (Aminot et
Guillaud, 1990).
Les résultats sont d'abord présentés, dans la figure 7, "au point fixe" au milieu de
l'estuaire (station B).
La courbe en pointillés décrit l'évolution du phosphate si son comportement était conservatif
(i.e. sans adsorption sur les particules) : cette courbe naturellement identique à celle obtenue
pour les bactéries "conservatives", révèle une amplification des variations semi-diurnes en
vive-eau. On note que les temps de renouvellement des eaux, plus longs en morte-eau, se
traduisent par des concentrations maximales plus élevées.
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diffèrent notablement. La comparaison entre les figures 4 et 6 montre l'abattement très
important des bactéries libres qui subissent l'effet d'une lumière très peu atténuée par la
turbidité du milieu. (Pour chacune des figures, c'est l'impact maximum en chaque point qui
est représenté : il ne s'agit donc pas de couverture instantanée de la baie). Ainsi, pour ces
conditions de simulation un peu schématiques (mortalité de "beau temps" pour les bactéries
libres, conditions de survie très bonnes pour celles qui sont fixées aux particules), la
contamination de la baie par les bactéries liées est nettement supérieure à celle induite par
les bactéries libres (fig. 6), alors qu'on observe le contraire en l'absence de phénomènes de
mortalité (fig. 4). La réalité est probablement intermédiaire, mais on ne peut pas vraiment
conclure sans élément plus précis sur le comportement des bactéries liées au matériel
particulaire.
Devenir du rejet de phosphate dans l'estuaire de Morlaix
La deuxième application du modèle hydrosédimentaire de Morlaix aux problèmes de qualité
d'eau concerne le devenir du phosphate (PO4) dissous rejeté à la station d'épuration.
En présence de matières en suspension, le phosphate initialement dissous est susceptible de
s'adsorber sur les particules et de suivre leur cheminement dans le sédiment ou d'être
relargué lors de remises en suspension dans une eau claire : ces mécanismes
d'adsorption/désorption sont relativement bien connus en estuaire et une loi de partage entre
phases dissoute et particulaire a pu être établie, sous la forme :
PO4 particulaire = K . MES . PO4 dissous
Des mesures réalisées in vitro avec des sédiments de la rivière Elom, analogue à celle de
Morlaix, ont permis de déterminer le coefficient de partage K = 1,05 m3.kg-1 (Aminot,
comm. per s.).
Sur la base de cette loi d'équilibre à cinétique très rapide, une simulation du devenir du
phosphate dans l'estuaire de Morlaix a été menée grâce au modèle hydrosédimentaire.
Les conditions de simulation sont les mêmes que pour le rejet de bactéries (débit amont
moyen : 2 m3.s-1, 3 cycles de marée vive-eau/morte-eau) ; le flux de phosphate rejeté est
supposé constamment égal à sa valeur moyenne annuelle, soit 0,014 mole.s-1 (Aminot et
Guillaud, 1990).
Les résultats sont d'abord présentés, dans la figure 7, "au point fixe" au milieu de
l'estuaire (station B).
La courbe en pointillés décrit l'évolution du phosphate si son comportement était conservatif
(i.e. sans adsorption sur les particules) : cette courbe naturellement identique à celle obtenue
pour les bactéries "conservatives", révèle une amplification des variations semi-diurnes en
vive-eau. On note que les temps de renouvellement des eaux, plus longs en morte-eau, se
traduisent par des concentrations maximales plus élevées.
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