n° d’ordre : 4236 these l’universite bordeaux...

N° d’ordre : 4236

THESE

présentée à

L’UNIVERSITE BORDEAUX 1

Ecole Doctorale Sciences de l’Environnement

Par Mlle Thi Ha DANG

Pour obtenir le grade de

DOCTEUR

Spécialité : Biogéochimie et Ecosystèmes

EROSION ET TRANSFERTS DE MATIERES EN SUSPENSION, CARBONE

ET METAUX DANS LE BASSIN VERSANT DU FLEUVE ROUGE DEPUIS

LA FRONTIERE SINO-VIETNAMIENNE JUSQU’A L’ENTREE DU DELTA

Thèse soutenue le 18 Mars 2011

Devant la commission d’examen formée par :

M. Gérard Blanc, Pr, EPOC, Univ. Bordeaux 1 Président du Jury M. Christian France-Lanord, DR, CRPG, Vandoeuvre les Nancy Rapporteur Mme. Josette Garnier, DR, CNRS, UMPC, Paris Rapporteur M. Sylvain Ouillon, DR, IRD, LEGOS, Toulouse Examinateur M. Georges Vachaud, DR Emérite, LTHE Grenoble Examinateur M. Didier Orange, CR, IRD, Hanoi, Vietnam Encadrant Scientifique, Vietnam Mme. Lan Anh Le, Pr, Institut de Chimie, VAST, Hanoi, Vietnam Encadrant Scientifique, Vietnam M. Henri Etcheber, CR, CNRS, EPOC, Univ. Bordeaux 1 Directeur de thèse Mlle Alexandra Coynel, MCU, EPOC, Univ. Bordeaux 1 Co-directrice

Remerciements

C’est un plaisir de rédiger cette page de remerciements. Beaucoup de personnes ont

participé à l’élaboration de ce travail et je tiens à remercier ici l’ensemble des personnes avec

qui j’ai pu travailler au cours de ma thèse, sur le terrain et au laboratoire, tant au Vietnam

qu’en France. Je dois dire que ces trois années de thèse ont largement rempli leurs promesses,

en me donnant l’occasion tout d’abord de participer à des campagnes de terrain, passionnantes

à tous points de vue, humains et scientifiques.

J’aimerais avant tout remercier mes deux directeurs de thèse : Alexandra Coynel et

Henri Etcheber pour leur confiance, leur soutien et la qualité de leur encadrement

scientifique très différent mais complémentaire qui m’ont permis de mener ce travail à son

terme.

- En premier lieu, je voudrais remercier de tout mon cœur Alexandra Coynel pour

tout ce qu’elle a fait pour moi. Cette thèse ne serait pas ce qu’elle est sans son soutien et son

enthousiasme. Sa gentillesse et sa grande compétence m’ont permis de poursuivre ma thèse en

toute sérénité de bout en bout. Elle m’a toujours « sauvée », soit dans le travail, soit dans la

vie quotidienne car la vie est très dure pour Ha. Et c’est elle qui m’a beaucoup « interrogée »

(sur les cahiers de terrain et de laboratoire, les fichiers d’analyses et de calculs, la liste

d’échantillons, les bases de données de MAPINFO…et qui voulait couper mes doigts si elle

repèrait des fautes quelle méchante, pauvre Ha). Merci beaucoup Alex de m’avoir

supportée jusqu’à la fin (je sais que je suis très chiante !!!).

- Je tiens fortement à exprimer tous mes remerciements à Henri Etcheber pour avoir

accepté de m’encadrer depuis mon Master 2. Je le remercie également pour nos rendez-vous

manqués (en dimanche, 14 juillet ou fin de la journée) car il m’a souvent oublié !

Mes remerciements particuliers vont également à mes deux encadrants scientifiques au

Vietnam : Lan Anh pour son large soutien, sa sympathie et la liberté qu’elle m'a accordée

tout au long de ce travail ; Didier Orange pour sa grande confiance depuis 6 ans quand il a

accepté d’encadrer mon stage de Maîtrise et pour m’avoir aidé depuis mon Master 2. Je le

remercie sincèrement pour m’avoir aidé à découvrir la Science et aussi la France.

J’exprime également tous mes remerciements à Gérard Blanc pour m’avoir accueillie

au sein de son équipe, pour ses encouragements tout au long de la thèse et pour avoir accepté

d’être le président de mon jury de thèse.

Je tiens à remercier tous les membres de mon jury :

- Monsieur Christian France – Lanord qui a accepté de rapporter ce travail de

thèse ;

- Madame Josette Garnier, second rapporteur de ce travail. Je la remercie

également pour ses encourgaments au cours de la thèse.

- Monsieur Sylvain Ouillon et Monsieur Georges Vachaud d’avoir accepté de

juger ce travail de thèse. Je les remercie sincèrement pour leurs

encouragements permanents au cours de la thèse et pour tout ce qu’ils font

pour les recherches environnementales et à la formation au Vietnam.

Je dois beaucoup pour la partie analytique aux ingénieurs et techniciens qui m’ont

initiée au travail en salle blanche et aidée dans mes analyses : Gilbert Lavaux, Cécile Bossy,

Lionel Dutruch pour l’ICP-MS, Jean-Pierre Lissalde pour les dosages de mercure, Hervé

Derriennic pour le carbone, et Gérard Chabaud pour la granulométrie. Merci à Antoine

Marache – « chef de notre groupe » pour ses tests statistiques et sa patience lors des attentes

les soirs (bien que quelques fois je n’étais pas contente car il m’a enlevé mon Alex). Merci à

Eric Maneux pour son aide depuis mon Master 2, pour les figures de l’ADCP, pour sa

patience lors de l’impression nocturne des posters (malheureusement je n’ai pas eu le prix du

meilleur poster pour le partager avec lui et pour m’acheter une paire de chaussures). Merci à

Jörg Schafer (même s’il a voulu me couper les cheveux pour faire des dosages). Merci à

Michèle Frayssinet et Marjorie Schmeltz pour leur relecture en français et en anglais.

Un grand merci à Claire Vaguener pour le tamisage des sédiments, à Lauren Grace-

Chenot pour l’accompagnement sur le terrain, à Marine Deschatre– « Capitaine de

mercure » (Je suis Général de rien) pour tes deux excellents stages sur le Fleuve Rouge et

aussi pour notre collaboration dans le futur (il reste à négocier un voyage au Canada avec

Alex !). Je vous souhaite à toutes une bonne continuation !

J’adresse tous mes remerciements à l’Ambassade de France au Vietnam pour

m’avoir attribué une bourse me permettant de financer 15 mois de thèse en France. Je

remercie particulièrement Mlle Fleur et Mme Giang pour la gestion des bourses. Je voudrais

également remercier le service d’accueil des étudiants boursiers du Gouvernement Français -

CROUS Bordeaux pour leur aide et leur sympathie durant mon séjour à Bordeaux.

Ma reconnaissance va également à l’équipe IRD au Vietnam : M. Jacques Boulègue

– représentant de l’IRD au Vietnam, Thierry Henri de Tureau, Pascal Jouquet, Mme Giang

(ancienne secrétaire de Didier) pour leur aide, leur gentillesse durant mon séjour là bas.

Merci beaucoup à Minh pour les bons moments que l’on a passés ensemble sur le terrain

(avec ma moto) mais aussi à laboratoire (à l’IRD et au VAST) ; à anh Duc, anh Loi, anh Huy,

chi Giang, chi Ha, cô Loan, cô Vân, chu Môn, bac Gian de l’Insitut de Chimie pour ses

gentilleses durant mon séjour au VAST.

J’exprime aussi mes remerciements à Philippe Bertrand, directeur de l’UMR 5805

EPOC durant ma thèse, pour son accueil, et à Jacques Giraudeau pour le soutien et les

encouragements concernant les demandes de financements et pour m’avoir assuré les

meilleures conditions de travail possibles. Merci beaucoup à Cathy pour le service

bibliothèque mais aussi pour les bons moments passés tous les matins. Merci à Mimi, Nicole,

Sandrine et Nathalie pour leur gentillesse et pour s’être occupée de mes contrats et mes

voyages entre Bordeaux et Hanoi. Merci à Jean-Michel et à Hubert pour le service

informatique, ainsi qu’à Joël pour les bonbons du matin (quel réconfort en période de stress),

et à Georges pour les blagues (dans le couloir et dans le bureau). Merci beaucoup à Emilie,

Rim, Florent, Benjamin et Camille pour votre amitié et votre sympathie au bureau ainsi

qu’aux autres doctorants de l’équipe, Laurent, Aurélie qui terminent leur thèse, et Nicole-

Victoria qui vient d’arriver (bon courage à toi).

Mes distingués remerciements s’adressent à Patrice Castaing pour sa grande

gentillesse et ses constants encouragements depuis mon Master 2 (et je vous souhaite une

bonne retraite) ; à Cécile Grosbois pour m’avoir initiée à la minéralogie et m’avoir accueillie

à Tours.

Je dois remercier aussi mon ancien professeur, Mme Tran Thi My Linh, qui m’a

suivie à chaque pas, m’a orientée vers la chimie environnementale et sans qui je n’aurais pas

eu l’occasion de découvrir la France.

Je ne peux pas non plus oublier de mentionner mes amis français et vietnamiens en

Europe : Philippe, Amadu, Floriane, Denis, LeAnh, Hoa, Quynh, Thuy, HaiAn, Loi,

Phuong, Binh, Tuan, Toan, Hoi, Anh, Thiet…ainsi que ma famille au Vietnam, qui m’ont

aidée, soutenue et encouragée tout au long de la réalisation de ce travail.

Encore, merci à tous …

Dang Thi Ha

Sommaire

INTRODUCTION GENERALE ........................................................................................... 1

CHAPITRE 1 : ETAT DES CONNAISSANCES SUR L’EROSION CONTINENTALE ET LE

TRANSFERT DE MATIERES A L’ECHELLE DES BASSINS VERSANTS : SPECIFICITES

ASIATIQUES..................................................................................................................... 5

I. Processus d’érosion à l’échelle mondiale .......................................................... 6

I.1. Généralité sur le processus de transfert de matières ................................................ 6 I.1.1. Erosion....................................................................................................................... 6 I.1.2. Transport.................................................................................................................... 7 I.1.3. Sédimentation ............................................................................................................ 7

I.2. Quantification de l’érosion ...................................................................................... 8 I.2.1. Mode de transport des sédiments............................................................................... 8 I.2.2. Mesure des flux sédimentaires .................................................................................. 9

I.2.2.a. Mesure des concentrations en MES ................................................................. 9 I.2.2.b. Répartition dans la colonne d’eau des concentrations en MES....................... 9 I.2.2.c. Variation temporelle des concentrations en MES .......................................... 11

I.3. Contribution des continents aux flux solides et liquides ....................................... 12 I.3.1. Continent américain................................................................................................. 12

I.3.1.a. Amérique du Nord .......................................................................................... 12 I.3.1.b. Amérique du Sud ............................................................................................ 13

I.3.2. Continent européen.................................................................................................. 13 I.3.3. Continent africain .................................................................................................... 14 I.3.4. Continent asiatique .................................................................................................. 14 I.3.5. Continent océanien .................................................................................................. 14

I.4. Variabilité spatiale de taux d’érosion : facteurs de contrôles naturels et anthropiques ......................................................................................................................... 17

I.5. Flux de sédiments à l’échelle globale et problème d’estimation des flux ............. 21

II. Erosion et transfert de carbone dans les systèmes fluviaux ........................ 24

II.1. Introduction .......................................................................................................... 24

II.2. Généralités sur le cycle global du carbone........................................................... 24

II.3. Transferts fluviaux de carbone aux océans et facteurs de contrôle...................... 25 II.3.1. Sources de carbone dans les fleuves et rivières...................................................... 25 II.3.2. Facteurs contrôlant les apports fluviaux de carbone .............................................. 26

II.3.2.a. Carbone inorganique .................................................................................... 26 II.3.2.b. Carbone organique ....................................................................................... 27

II.4. Contribution de l’Asie au flux de carbone mondial ............................................. 30

III. Erosion et transfert des métaux dans les systèmes fluviaux ...................... 32

III.1. Introduction : Transfert de métaux dans le milieu aquatique.............................. 32

III.2. Sources métalliques dans les systèmes aquatiques ............................................. 33

III.3. Toxicité ............................................................................................................... 35

III.4. Caractéristiques physico-chimiques des métaux dans l’environnement............. 36 III.4.1. Vanadium.............................................................................................................. 36 III.4.2. Chrome.................................................................................................................. 36 III.4.3. Cobalt.................................................................................................................... 36 III.4.4. Nickel.................................................................................................................... 37 III.4.5. Cuivre.................................................................................................................... 37 III.4.6. Zinc ....................................................................................................................... 37 III.4.7. Arsenic .................................................................................................................. 38 III.4.8. Cadmium............................................................................................................... 38 III.4.9. Mercure................................................................................................................. 38 III.4.10. Antimoine ........................................................................................................... 39 III.4.11. Plomb.................................................................................................................. 39 III.4.12. Uranium .............................................................................................................. 39 III.4.13. Thorium .............................................................................................................. 39

III.5. Concentrations et flux de métaux à l’échelle globale ......................................... 40 III.5.1. Concentrations moyennes en métaux.................................................................... 40 III.5.2. Contribution de l’Asie aux flux mondiaux des ETM............................................ 43

IV. Spécificités de la zone asiatique..................................................................... 44

IV.1. Apport d’eaux et de matières .............................................................................. 46 IV.1.1. Flux hydriques ...................................................................................................... 46 IV.1.2. Flux sédimentaires ................................................................................................ 47

IV.1.2.a. Impact des réservoirs et de la conservation des sols sur les flux de sédiments

............................................................................................................................................... 48 IV.1.2.b. Activités anthropiques secondaires.............................................................. 50

IV.2. Carbone dans les fleuves et rivières asiatiques................................................... 52

IV.3. Problèmes engendrés par des pollutions métalliques en Asie ............................ 53 IV.3.1. Contamination en mercure.................................................................................... 54 IV.3.2. Contamination en arsenic ..................................................................................... 56

V. Le Fleuve Rouge : un excellent modèle de terrain en zone tropicale.......... 58

CHAPITRE 2 : MATERIEL ET METHODES - PRESENTATION DU SITE D’ETUDE, DE LA

STRATEGIE D’ECHANTILLONNAGE ET DES TECHNIQUES ANALYTIQUES .................. 63

I. Introduction : « le Vietnam, un pays d’eau » ................................................. 65

II. Présentation du bassin versant du Fleuve Rouge ......................................... 68

II.1. Situation géographique du Fleuve Rouge ............................................................ 68

II.2. Contexte géomorphologique du Fleuve Rouge .................................................... 70

II.3. Occupation des sols dans le bassin du Fleuve Rouge .......................................... 74 II.3.1. Hétérogénéité dans la couverture végétale............................................................. 74

II.3.1.a. Evolution de la forêt : de la déforestation aux stratégies de reforestation... 74 II.3.1.b. Répartition actuelle de la couverture végétale : .......................................... 74

II.3.2. Un pays agricole densément peuplé en « reconversion »....................................... 76

II.4. Climatologie et Hydrologie du Fleuve Rouge...................................................... 79 II.4.1. Un climat influencé par la mousson....................................................................... 79 II.4.2. Hydrologie : une saisonnalité marquée .................................................................. 80 II.4.3. Localisation des barrages sur le Fleuve Rouge ...................................................... 80

III. Méthodologie .................................................................................................. 82

III.1. Présentation du réseau d’observation et des spécificités des sites ...................... 82

III.2. Description des bases de données « MES – débits » .......................................... 85 III.2.1. Validation de la base de données de l’IMHE........................................................ 85 III.2.2. Calcul des flux de matières en suspension............................................................ 85

III.3. Présentation des campagnes d’échantillonnage .................................................. 86 III.3.1. Stratégie d’échantillonnage pour le suivi « régulier » .......................................... 86 III.3.2. Présentation des campagnes spécifiques (ponctuelles) ......................................... 88

III.3.2.a. Campagne « couverture spatiale » .............................................................. 88 III.3.2.b. Test de représentativité spatiale dans la colonne d’eau du Fleuve Rouge à

SonTay ................................................................................................................................... 90

III.4. Méthodes de prélèvement et de conditionnement............................................... 92 III.4.1. Préparation du matériel ......................................................................................... 92

III.4.1.a. Préparation du matériel pour les mesures de carbone................................ 92 III.4.1.b. Préparation du matériel pour les mesures de métaux ................................. 93

III.4.2. Prélèvements d’eau ............................................................................................... 93 III.4.2.a. Prélèvements d’échantillons d’eau en surface ............................................ 93 III.4.2.b. Prélèvements d’échantillons d’eau en profondeur ...................................... 93

III.4.3. Prélèvements des laisses de crue........................................................................... 94 III.4.4. Traitement et conditionnement des échantillons................................................... 95

III.4.4.a. MES et carbone particulaire (COP/CIP) .................................................... 95 III.4.4.b. carbone dissous (COD/CID) ....................................................................... 95 III.4.4.c. Majeurs et métaux dissous ........................................................................... 95 III.4.4.d. Métaux particulaires.................................................................................... 96 III.4.4.e. Granulométrie.............................................................................................. 96

IV. Méthodes analytiques..................................................................................... 97

IV.1. Détermination de la taille des particules - granulométrie ................................... 97

IV.2. Détermination des concentrations en carbone .................................................... 98 IV.2.1. Analyses du carbone particulaire.......................................................................... 98 IV.2.2. Analyses du carbone dissous ................................................................................ 98 IV.2.3. Analyses des éléments traces métalliques par ICP-MS ........................................ 99

IV.2.3.a. Mise en solution des métaux particulaires................................................... 99 IV.2.3.b. Dosage des ETM par ICP-MS ..................................................................... 99

IV.2.4. Analyses du mercure particulaire par Spectrométrie d’absorption atomique (AAS, DMA-80).................................................................................................................................. 101

IV.2.5. Analyse des différentes phases porteuses par extractions sélectives : spéciation solide d’Hg............................................................................................................................... 102

IV.2.5.a. Fraction 1 : Ascobate-mercure lié aux oxydes de Fe et Mn ...................... 102 IV.2.5.b. Fraction 2 : H2O2 – Hg associé à la matière organique et les sulfures labiles

............................................................................................................................................. 103 IV.2.5.c. Fraction 3 : KOH – Hg organo-chelaté..................................................... 103 IV.2.5.d. Fraction 4: eau Milli Q.............................................................................. 103

CHAPITRE 3 : VARIABILITE TEMPORELLE ET SPATIALE DES FLUX DE MES DANS LE

BASSIN DU FLEUVE ROUGE........................................................................................ 105

I. Introduction ..................................................................................................... 107

II. Variabilité temporelle des flux à l’exutoire du bassin du Fleuve Rouge : impact des barrages .................................................................................................. 108

II.1. Résumé des principaux résultats ........................................................................ 108

II.2. Article # 1 : Long-term monitoring (1960-2008) of the river-sediment transport in the Red River Watershed (Vietnam): temporal variability and dam-reservoir impact....... 109

II.2.1. Introduction .......................................................................................................... 110 II.2.2. Materials and Methods ......................................................................................... 111

II.2.2.a. Area description.......................................................................................... 111 II.2.2.b. Data and methodology ................................................................................ 112

II.2.3. Results .................................................................................................................. 115 II.2.4. Discussion ............................................................................................................ 118

II.2.4.a. Sampling frequency and the uncertainty of annual SPM flux estimates ..... 118 II.2.4.b. Factors controlling annual SPM transport in the Red River ...................... 119 II.2.4.c. Sediment Discharge relationship ................................................................ 120 II.2.4.d. The impact of the HoaBinh Reservoir on the SPM transport regime in the

Red River.............................................................................................................................. 123 II.2.4.e. Estimation of sediment and metal/metalloid stocks trapped in the HoaBinh

Reservoir .............................................................................................................................. 124 II.2.5. Conclusion............................................................................................................ 131

III. Variabilité spatiale : sources et mécanismes de transfert des flux de MES .

........................................................................................................... 138

III.1. Résumé des principaux résultats ....................................................................... 138

III.2. Article # 2 : River hydrology and recent sediment flux in a large Asian tropical system (Red River, China/Vietnam): implication for assessing soil erosion and sediment transport/deposition processes............................................................................................ 139

III.2.1. Introduction......................................................................................................... 141 III.2.2. Materials and Methods........................................................................................ 142

III.2.2.a. Area descriptions....................................................................................... 142 III.2.2.b. Data and methodology............................................................................... 144

III.2.3. Results................................................................................................................. 147 III.2.3.a. Variability of the water discharges in the Red River System..................... 147 III.2.3.b. Variability of the SPM concentrations in the Red River System................ 150 III.2.3.c. Behaviours of SPM concentrations with water discharges........................ 151

III.2.4. Discussion........................................................................................................... 154 III.2.4.a. Variability of the annual SPM fluxes and specific erosion yields:

localisation of sediment sources .......................................................................................... 154 III.2.4.b. Sediment yield cartography of the Red River by GIS ................................ 155 III.2.4.c. Erosion / Transport Model for the Red River System ................................ 156

III.2.5. Conclusions and perspectives ............................................................................. 161

CHAPITRE 4 : TRANSFERT DE CARBONE DANS LES EAUX DU FLEUVE ROUGE ...... 169

I. Introduction ..................................................................................................... 171

II. Variations temporelles et spatiales des concentrations en carbone dans les

eaux du Fleuve Rouge............................................................................................... 172

II.1. Résumé des principaux résultats ........................................................................ 172

II.2. Distribution, dynamics and delivery of organic and inorganic carbon in a large tropical Asian River............................................................................................................ 173

II.2.1. Introduction .......................................................................................................... 174 II.2.2. Materials and Methods ......................................................................................... 175

II.2.2.a. Sampling area ............................................................................................. 175 II.2.2.b. Data and methodology ................................................................................ 178

II.2.3. Results .................................................................................................................. 182

II.2.3.a. Spatial and temporal variation of water quality at the main five observation

sites during the 2008-2009 period ....................................................................................... 182 II.2.3.b. Spatial carbon contents in the Vietnamese Red River watershed in two

contrasting hydrological conditions .................................................................................... 186 II.2.4. Discussion ............................................................................................................ 187

II.2.4.a. Comparison of carbon contents of the outlet of the Red River System with

other world rivers ................................................................................................................ 187 II.2.4.b. Temporal carbon variability at the SonTay station .................................... 189 II.2.4.c. Relationship between POC contents and SPM concentrations................... 190 II.2.4.d. Spatial distribution of carbon in the Red River Watershed ........................ 192 II.2.4.e. Carbon Budget of the Red River System ..................................................... 194

II.2.5. Conclusions .......................................................................................................... 200

CHAPITRE 5 : TRANSFERT DES ELEMENTS TRACES METALLIQUES DANS LE SYSTEME

DU FLEUVE ROUGE .................................................................................................... 209

I. Introduction générale...................................................................................... 211

II. Caractérisation des concentrations métalliques dans le bassin du Fleuve

Rouge en 2008-2009 .................................................................................................. 212

II.1. Introduction ........................................................................................................ 212

II.2. Observation et comparaison des concentrations en ETM particulaires et dissous au niveau des 5 sites d’observation .................................................................................... 213

II.3. Analyse de la variation temporelle des concentrations en ETM à l’exutoire du bassin versant...................................................................................................................... 224

II.4. Répartition entre phases dissoute et particulaire dans les eaux du Fleuve Rouge à SonTay................................................................................................................................ 230

II.4.1. Contribution de la phase particulaire métallique.................................................. 230 II.4.2. Paramètres contrôlant les valeurs de Kd .............................................................. 233

II.4.2.a. Influence de la charge totale en métaux ..................................................... 233 II.4.2.b. Influence de la Matière Organique............................................................. 234 II.4.2.c. Effet de la concentration en particules (pce) .............................................. 237

II.4.3. Synthèse sur la répartition particulaire / dissous .................................................. 238

III. Distribution spatiale des concentrations en ETM sur la partie vietnamienne du bassin versant............................................................................... 240

III.1. Conditions hydrologiques et physico-chimiques lors des deux campagnes ..... 241

III.2. Eléments majeurs et altération .......................................................................... 242 III.2.1. Variabilité spatiale des teneurs en métaux.......................................................... 245

III.3. Spatialisation de la contamination métallique en ETM .................................... 249 III.3.1. Analyses de la distribution des ETM dissous ..................................................... 249 III.3.2. Analyses de la distribution des ETM dans les MES ........................................... 253 III.3.3. Analyses de la distribution des ETM dans les sédiments ................................... 256

III.4. Identification de signatures géochimiques........................................................ 261

IV. Flux des ETM du Fleuve Rouge.................................................................. 264

IV.1. Flux liquide et solide du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites mesurés en 2008-2009 .................................................................................................................................... 264

IV.2. Méthode de calcul des flux en ETM................................................................. 265

IV.2.1. Bilan annuel des ETM sur les 5 sites du bassin.................................................. 266 IV.2.1.a. Flux des ETM dissous ................................................................................ 266 IV.2.1.b. Flux en ETM particulaire .......................................................................... 268

IV.2.2. Validité des flux estimés pour le bassin du Fleuve Rouge ................................. 271 IV.2.2.a. Homogénéité de la vitesse et des concentrations en MES et en ETM

particulaires dans la colonne d’eau..................................................................................... 271 IV.2.2.b. Validation des flux. .................................................................................... 274 IV.2.2.c. Estimation des flux. .................................................................................... 278

IV.2.3. Positionnement du Fleuve Rouge à l’échelle globale......................................... 280

V. Conclusion ...................................................................................................... 282

CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES ............................................................ 285

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES ............................................................................ 291

Table des illustrations

Figure 1 : Définition des domaines d’érosion, transport et sédimentation en fonction de la taille des particules et de la vitesse des courants (diagramme de Hjulström, d’après Heezen et Hollister, 1964) . 6

Figure 2 : Distribution théorique des champs de vitesse, des concentrations et des flux en MES (d’après Coynel, 2005). ........................................................................................................................... 9

Figure 3 : Utilisation de l’inversion du signal de l’ADCP et comparaison avec des mesures directes de MES et indirectes de turbidité par OBS ; profil vertical dans l’estuaire de la Gironde (Geotransfert et GingerEnvironnement, 2010). ............................................................................................................... 10

Figure 4 : Distribution relative des différents continents en terme de (A) superficies de bassins versants, (B) flux mondiaux liquide et (C) flux mondiaux solide. D’après Milliman et Meade, 1983 ; Syvitski et al., 2005. .............................................................................................................................. 12

Figure 5 : Flux de sédiments transportés par le système Missouri-Mississippi pour deux périodes en 1800 (gauche) et en 1980 (droite), montrant la forte diminution des flux (Meade et Moody, 2010).... 13

Figure 6 : Relation entre le taux d’érosion (mm/an) et le relief moyen (m) des 280 bassins mondiaux (Source : Dadson, et al., 2003) .............................................................................................................. 18

Figure 7 : Conséquence de la déforestation sur l’érosion des sols ferralitiques de Nouvelle Calédonie (Ruellan ®, 1982).................................................................................................................................. 19

Figure 8 : Comparaison entre le flux de sédiments de la période pré-anthropique et le flux moderne en utilisant des données de 217 fleuves mondiaux. La ligne 1:1 représente l’état sans influences humaines. La courbe en haut représente l’augmentation des flux de sédiments due aux activités humaines (e.g. déforestations) et la courbe en bas représente la diminution de flux de sédiments due à la sédimentation dans les réservoirs (Source : Syvitski et al., 2005 en utilisant le modèle QRT (Discharge Relief Temperature sediment delivery model)). ................................................................. 20

Figure 9 : Répartition géographique des taux de piégeage des sédiments retenus dans les barrages étudiés (Source : Vörösmarty et al., 2003). ........................................................................................... 21

Figure 10 : Estimation des flux de sédiments à l’échelle globale depuis 1950 par différents auteurs. (Kuenen, 1950; Lopatin, 1952; Gilluly, 1955 ; Pechinov, 1959 ; Fournier, 1960 ; Schumm, 1963 ; MacKenzie et Garrels, 1966 ; Holeman, 1968 ; USSR national commited for the IHD,1974 ; Jansen et Painter, 1974 ; Goldberg, 1976; Milliman et Meade, 1983; Walling et Webb, 1987; Ludwig et Probst, 1996; Stallard, 1998; Syvitski et al 2003., Syvitski et al., 2005). ............................................ 22

Figure 11 : Schéma général du cycle superficiel du carbone (modifié d’après Amiotte Suchet, 1995). L’unité de réservoirs (encadrés) est GtC, et celle des flux entre ces réservoirs (flèches) est GtC/an. (a) déforestation, (b) production primaire, (c) respiration de la biomasse vivante, (d) production de litière, (e) respiration dans les sols, (f) dissolution dans les océans, (g) dégazage des océans, (h) transport fluvial de carbone issu des sols ou des roches sédimentaires, (i) sédimentation. COS : Carbone organique des sols, CIS : Carbone inorganique des sols......................................................... 25

Figure 12 : Distribution de concentration en COP (mg/l) en fonction de concentration en MES (mg/l) et pourcentage de COP dans les MES des différentes rivières mondiales (Source : Meybeck et al., 2005)...................................................................................................................................................... 29

Figure 13 : Contribution relative aux flux du carbone global (A : COP, B : COD, C : CID) des différents continents mondiaux (d’après Amiotte Suchet, 1995 ; Ludwig, 1998, Meybeck et al., 2005)................................................................................................................................................................ 31

Figure 14 : Carbone organique total vs. Carbone inorganique total des fleuves et rivières mondiaux (d’après Meybeck et al., 2005). ............................................................................................................. 31

Figure 15 : Proportion (en masse) d’éléments transportés par la phase dissoute en fonction de la concentration en matière en suspension, avec les valeurs en Kd. ......................................................... 33

Figure 16 : Concentration moyenne des ETM des différents continents du monde (d’après les données de Viers et al., 2009) ............................................................................................................................. 41

Figure 17 : Composition chimique des particules en suspension des fleuves et rivières des différents continents du monde normalisée par Al et rapportée à la composition moyenne de la croûte continentale (d’après les données de Viers et al., 2009). ...................................................................... 42

Figure 18 : Contribution relative au flux mondial en ETM particulaires des différents continents (d’après Viers et al., 2009). ................................................................................................................... 43

Figure 19 : Changement du débit des fleuves et rivières en Asie du Sud-Est (D’après le modèle de Xu et al., 2007). L’étoile rouge signifie le bassin versant du Fleuve Rouge............................................... 47

Figure 20 : Evolution de flux de sédiments exportés par le Changjiang pendant différentes périodes (source Ming et al., 2009). ................................................................................................................... 48

Figure 21 : Evolution des flux de sédiments du Huanghe pour différentes périodes (D’après Wang et al., 2006)................................................................................................................................................ 49

Figure 22 : Evolution du flux de sédiments du Changjiang à différentes périodes d’observation (D’après Wang et al., 2008). ................................................................................................................. 49

Figure 23 : Evolution des flux de sédiments exportés en fonction des débits spécifiques pour le Hongshuihe (A) et le Yazgulem (B), Chine (D’après Walling et Fang, 2003). .................................... 51

Figure 24 : Distribution de différences sources de contamination mercurique en Asie (Li et al., 2009)............................................................................................................................................................... 55

Figure 25 : Zone de contamination en As en Asie (D’après BGS/FAO, 2006, http://m.futura-sciences.com/). ...................................................................................................................................... 56

Figure 26 : Localisation du Vietnam et de ses deux principaux fleuves. .............................................. 65

Figure 27 : Photographies des différentes utilisations de la ressource en eau ; a-b : agriculture ; c : barrage hydroélectrique ; d : aquaculture ; e-f : vie quotidienne ; g-h : commerce ; i : tourisme. ........ 67

Figure 28 : Carte des sous bassins versants du Fleuve Rouge............................................................... 68

Figure 29 : Origine du Fleuve Rouge et des autres fleuves majeurs dans le Sud-Est asiatique. ........... 69

Figure 30 : Traversée du Fleuve Rouge au Vietnam – Localisation des provinces vietnamiennes. ..... 69

Figure 31 : Carte topographique du Fleuve Rouge, côté vietnamien. ................................................... 70

Figure 32 : Carte géologique du bassin versant du Fleuve Rouge – côté vietnamien (d’après la carte des ressources en minerais, édition 2005 ; Institut Géologique). .......................................................... 71

Figure 33 : Photographie de sols rouges dans la province Yunnan, Chine. ......................................... 72

Figure 34 : Photographies du Nord Vietnam: LaiChau et HaGiang...................................................... 72

Figure 35 : Photographies de différents types de couverture végétale dans le bassin du Fleuve Rouge................................................................................................................................................................ 75

Figure 36 : (A) Carte d’occupation des sols du bassin versant du Fleuve Rouge (basée sur la couverture végétale du monde de DeFries et al., 1998 et Hansen et al., 2000 ; (B) Carte d’occupation des sols du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam (basée sur les données de MONRE, 2004). Source : Le et al., 2010.......................................................................................................................... 75

Figure 37 : Superficie relative des types d’utilisation des sols pour les 3 bassins versants du Fleuve Rouge (Source : Tran et al., 2007). ....................................................................................................... 76

Figure 38 : Carte de la densité de population et localisation des différents groupes ethniques dans le bassin versant du Fleuve Rouge. ........................................................................................................... 77

Figure 39 : Evolution de la population vietnamienne de 1960 en 2005 (données Centre Statistique National du Vietnam). ........................................................................................................................... 78

Figure 40 : Carte des zones industrielles au Nord Vietnam (Atlas Géographique Vietnamien ; 2008).78

Figure 41 : Variation de la température, de la précipitation et de débit du Fleuve Rouge à la station Hydrométéorologique de SonTay (Données1960- 2008, IMHE). ....................................................... 79

Figure 42 : Localisation des réservoirs dans le bassin du Fleuve Rouge. ............................................. 81

Figure 43 : Réseau d’observation du Fleuve Rouge avec la localisation des stations (pastilles rouges) et les variations moyennes mensuelles des débits (entre 2003 et 2009)................................................ 82

Figure 44 : Photographies du Fleuve Rouge à LaoCai et à SonTay. Sur le Fleuve Rouge à LaoCai, nous n’observons pas de navigation, à l’inverse du Fleuve Rouge à SonTay. ...................................... 84

Figure 45 : Evolution des débits annuels du Fleuve Rouge à Sontay de 1960-2008 (données IMHE). 84

Figure 46 : (a) Contribution des apports en eau (basée sur les moyennes annuelles de 1960-2008, données IMHE) et (b) répartition en superficie des 3 tributaires principaux du Fleuve Rouge. ........... 84

Figure 47 : Comparaison des MES mesurées et des MES de référence (mesurées par l’IMHE ; n=30)............................................................................................................................................................... 85

Figure 48 : Position des dates de prélèvements (pastilles colorées) sur la courbe des débits journaliers du Fleuve Rouge en 2008-2009............................................................................................................. 86

Figure 49 : Conditions hydrologiques annuelles des sites étudiés durant la période de prélèvements (comparaison entre les débits annuels Qa et les moyennes interannuelles, données de l’IMHE)......... 87

Figure 50 : Localisation des points de prélèvements des missions STREAM-I et STREAM-II et du trajet effectué (pastilles noires) ; les pastilles noires entourées de blanc correspondent aux sites qui n’ont pas pu être échantillonnés en hautes eaux.................................................................................... 89

Figure 51 : « Conditions » difficiles de terrain...................................................................................... 89

Figure 52 : Véhicule avec des matériels préparés et réalisation des manipulations sur le terrain........ 90

Figure 53 : photographie du bateau de l’IMHE, de son treuil et du dispositif de prélèvement............. 91

Figure 54 : Jaugeage avec l’ADCP : profil et distribution des vitesses dans la section à Sontay, le 18 juillet 2008 et position des points de prélèvements (points noirs). ...................................................... 91

Figure 55 : Photographies des prélèvements d’eau en surface avec une canne, de filtration des MES et de filtration pour les métaux dissous. .................................................................................................... 94

Figure 56 : Schéma du granulomètre MALVERN............................................................................... 97

Figure 57 : Justesse et reproductibilité du dosage des ETM par ICP-MS estimés par l'analyse des standards SLRS-4 et TMRAIN. .......................................................................................................... 101

Figure 58 : Chaîne analytique automatisée de dosage du mercure particulaire. ................................. 102

Figure 59 : photographie du LECO CS 125 (A), du Shimadzu TOC 5000 (B), de l’ICP-MS Thermo X7 (C), de DMA-80 (D) et de MALVERN (E). ................................................................................. 104

Figure 60 : Map of the Red River and its tributaries: location of the permanent observation site and outlet of the Red River System (SonTay ; white circle), the HoaBinh Reservoir and the stream sediment sampling site (BanMon; white star); description of monthly averages of rainfall, temperature and water discharge at SonTay site (data from 1960-2008; IMHE).................................................... 113

Figure 61 : Results of simulated SPM flux estimates for the Red River. The 0% level represents reference SPM fluxes calculated from the daily measurements. The black circles represent median values, error bars denote minimum and maximum values and grey bars represent precision (10-percentile and 90-percentile) of results obtained by different frequency simulations (M1: irregular monthly sampling; M1*: regular monthly sampling; M2: two samples per month; M3: weekly sampling; M4: two samples per week; M5: one sample every 2 days). .............................................. 119

Figure 62 : Double-mass plots of annual suspended particulate matter flux (SPM flux) and annual water flux for the Red River at the SonTay site during the 1960-2008 period. The arrow shows an infection point around 1989-1990. ...................................................................................................... 121

Figure 63 : A- Empirical relations between annual SPM fluxes (FSPMa) and annual water discharges (Qa) in the Red River for the 1960-1989 period (before the HoaBinh Reservoir commissioning) and the 1990-2008 period; B- Scatter plot of the daily SPM concentrations (SPMd) versus daily water discharges (Qd) in the Red River for the 1969 and 1991 years (two years with similar hydrological conditions, see Table 1)....................................................................................................................... 121

Figure 64 : Annual rating parameters for the 1960-1989 period (white circles) and the 1990-2008 (black circles) and the long term rating parameters (1960-2008: black diamond; 1960-1989: grey square and 1990-2008: white square).................................................................................................. 122

Figure 65 : Analysis of the water and SPM transport regime: Cumulative SPM flux curves - Flow duration curve and sediment transport rate as a function of discharge classes expressed by the sums of SPM fluxes for the 1960-1978 (A) and 1990-2008 periods (B). The difference “σ "between the schematic curves corresponding to the cumulative SPM fluxes for the 1960-1978 and the 1990-2008 periods illustrates the significant reduction of SPM load after the commissioning of the HoaBinh dam (C)........................................................................................................................................................ 125

Figure 66 : Annual variation of SPM fluxes measured at the SonTay site (daily measurements) and SPM fluxes estimated using rating curves in the Red River during the 1960-2008 period................. 127

Figure 67 : Map of the Red River and its tributaries: location of the permanent observation sites (black circle) and description of monthly averages of rainfall and water discharge corresponding (data from 2003-2008; IMHE). ............................................................................................................................. 143

Figure 68 : Relationship between SPM measured and SPMIMHE during 2006-2008.......................... 146

Figure 69 : Evolution of daily Suspended Particulate Matter (SPM, mg/l) and daily Water Discharge (Q, m3/s) of the Red River at LaoCai (A), PhuTho (B), SonTay (C) gauging stations, and at the outlet of the Da (D) and Lo (C) Rivers during the 2003-2008 period. .......................................................... 148

Figure 70 : Variation of daily SPM concentration (mg/l) with daily water discharge (m3/s) during selected flood event with respective well defined typical hysteresis of the Red River at LaoCai (A, B, C), PhuTho (D, E, F) and SonTay sites (G, H, I). ............................................................................... 152

Figure 71 : Behaviours of monthly SPM concentration with monthly water discharge of the Red River at LaoCai (A), PhuTho (B) and SonTay (B) sites, of the Da (D) and Lo Rivers (E) during 2003 – 2008 period................................................................................................................................................... 153

Figure 72 : Model of Water discharge (Q in m3/s) and SPM flux transported by the Red River between LaoCai and SonTay, showing (A) the deposition case during 2003-2004 ( ) or (B) the erosion case during 2005-2006 ( ). (*Dang et al., 2010)................................................................................... 158

Figure 73 : (A) Cumulative Water flux vs. time and (B) Cumulative Suspended particulate matter flux of the sum (Red River at PhuTho, Da and Lo Rivers) and of the Red River at the SonTay site vs. time.............................................................................................................................................................. 159

Figure 74 : (A) : Relationship between the annual deposition SPM flux and the annual water discharge of the Red River at the SonTay gauging station for the 2003-2008 period; (B) : Floodplain map of the Red River Delta (Source: Gilard, 2006); and (C) Flooding photo in the SonTay province (10/11/2008; Source: http://www.Vietbao.vn).......................................................................................................... 160

Figure 75 : (A) Map showing the Red River system and its major tributaries. Locations of the permanent sites are marked by grey stars. The punctual sites are shown as solid black circles; (B): Description of monthly averages of rainfall, temperature and water dischargeat SonTay (ST) and (C): coordinates of the sampling location................................................................................................... 176

Figure 76 : Land use map for the Vietnamese part of the Red River basin, based on data from MONRE 2004, (Le et al., 2010) ......................................................................................................................... 177

Figure 77 : Evolution of water discharges and SPM concentrations of the Red River during 2008-2009. (* indication of our sampling for carbon measurements).................................................................... 181

Figure 78 : Box plots of carbon concentrations of the Red River at the LC, PT and ST sites, of the Da and Lo Rivers during 2008-2009, and two specific campaigns during low and high waters (LW and HW) in 2008........................................................................................................................................ 183

Figure 79 : Correlation between carbon concentrations (mg/l) with water discharges (m3/s) in the Red River at the Sontay site........................................................................................................................ 184

Figure 80 : Distribution of mean annual POC contents in SPM of the world’s rivers clustered by climate type (Source: Meybeck, 1993; Meybeck and Vörösmarty, 1999; Coynel et al., 2005b; Wu et al., 2007; Dianjun et al., 2009; Sun et al., 2010). ................................................................................ 187

Figure 81 : DOC/TOC ratio vs. the Yield erosion of the world’s rivers ............................................. 188

Figure 82 : Mean monthly distribution of carbon concentrations in the Red River at the SonTay site during the 2006-2009 period. .............................................................................................................. 189

Figure 83 : Relationship between %POC and SPM concentrations (in logarithmic scale) of the Red River during the 2006-2009 period. .................................................................................................... 191

Figure 84 : Spatial distribution of carbon contents of the Red River basin in Vietnam...................... 192

Figure 85 : Proportions of C fluxes per classes of water discharges (A) and duration curves of water discharge (B) of the Red River at SonTay station during 2006-2009; non fossil = litter/riparian and autochtonous pools)............................................................................................................................. 195

Figure 86 : Carbon fluxes in the Red River System during 2008-2009 years. .................................... 196

Figure 87 : Comparison of specific carbon fluxes in the Red River System with some other world rivers, cited in Table 3......................................................................................................................... 198

Figure 88 : Carbon budget in the Red River System during the 2008-2009 period. ........................... 199

Figure 89 : Photographies illustrant l’utilisation des eaux à la campagne dans le Nord du Vietnam : directement dans l’eau de rivière (A) ou après filtration sur couches de sables et graviers (B)........ 212

Figure 90 : Répartition statistique (moyenne arithmétique, maximum, minimum, 1er et 3ème quartiles) des concentrations en ETM dissous (en µg/l) du Fleuve Rouge à LaoCai (LC), à PhuTho (PT) et à SonTay (ST) et des rivières Da et Lo en 2008-2009. .......................................................................... 216

Figure 91 : Répartition statistique (moyenne arithmétique, maximum, minimum, 1er et 3ème quartiles) des concentrations en ETM particulaires (en mg/kg) du Fleuve Rouge à LaoCai (LC), à PhuTho (PT) et à SonTay (ST) et des rivières Da et Lo en 2008-2009. ................................................................... 217

Figure 92 : Variation de la proportion de taille des particules dans les eaux du Fleuve Rouge à LaoCai (LC), à PhuTho(PT) et à SonTay (ST) en Hautes Eaux (HE) et à SonTay en Bassess Eaux (BE) durant 2007..................................................................................................................................................... 219

Figure 93 : Degré de contaminations métalliques en ETM particulaires et dissous dans le Fleuve Rouge à LaoCai, PhuTho et à SonTay et dans les rivières Da et Lo en comparant avec la moyenne mondiale (Bleu :<moyenne mondiale (Bn); Jaune : 1-2Bn ; Rouge : >2Bn) et les critères toxicologiques (Tox) (Bleu :<TEC ; jaune : TEC-PEC ; Rouge : >PEC). .......................................... 222

Figure 94 : Facteurs d’enrichissement du Fleuve Rouge à SonTay .................................................... 223

Figure 95 : Evolution des concentrations en ETM dissous (µg/l) du Fleuve Rouge à SonTay en 2008-2009..................................................................................................................................................... 225

Figure 96 : Evolution des concentrations en ETM particulaires (mg/kg) du Fleuve Rouge à SonTay en 2008-2009............................................................................................................................................ 226

Figure 97 : Dendrogramme des concentrations en ETM dissous et particulaires dans les eaux du Fleuve Rouge à SonTay en 2008-2009 ; G1 = groupe 1 ; G2 = groupe 2........................................... 228

Figure 98 : Exemple de relations entre les concentrations en ETM particulaires(A) et dissous (B) et les débits et concentrations en MES du Fleuve Rouge à SonTay durant 2008-2009. ......................... 229

Figure 99 : Diagramme montrant la proportion des ETM particulaires par rapport aux ETM totaux en fonction du débit du Fleuve Rouge à SonTay au cours des années 2008-2009. ................................. 231

Figure 100 : Valeurs moyennes, min, max du coefficient de répartition (Kd) des ETM pour tous les sites étudiés durant 2008-2009 ............................................................................................................ 232

Figure 101 : Relations entre log Kd et la concentration métallique totale (µg/l = la somme des concentrations dissoute et particulaire pour un élément donné).......................................................... 234

Figure 102 : Relations entre les concentrations en COD et le log Kd................................................. 235

Figure 103 : Relations entre les teneurs en COP% et les valeurs de log Kd pour les ETM à SonTay.............................................................................................................................................................. 236

Figure 104 : Coefficient de répartition Kd en fonction de la concentration en MES pour différents métaux du Fleuve Rouge à SonTay..................................................................................................... 238

Figure 105 : Localisation des sites de prélèvement............................................................................. 240

Figure 106 : Positionnement des campagnes sur les hydrogrammes à LaoCai et à SonTay en 2008. 241

Figure 107 : Normalisation des teneurs en éléments majeurs mesurées sur des laisses de crue (<63µm) prélevées en différents sites du bassin du Fleuve Rouge par rapport à l’abondance dans l’UCC (composition UCC ; Taylor et McLennan, 1985). .............................................................................. 243

Figure 108 : Photographies d’oxyhydroxydes de fer dans le Fleuve Rouge (® C. Grosbois) ............ 244

Figure 109 : Distributions statistiques des concentrations en ETM dissous durant les 2 campagnes ; comparaison avec celles obtenues lors du suivi (toutes stations confondues) en 2008 et 2009. ......... 246

Figure 110 : Distributions statistiques des concentrations en ETM particulaires durant les deux campagnes ; comparaison avec celles obtenues lors du suivi (toutes stations confondues) en 2008 et 2009..................................................................................................................................................... 247

Figure 111 : Relations inter-éléments dissous lors des deux campagnes. ........................................... 250

Figure 112 : Cartographies des concentrations en ETM dissous du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam lors des deux campagnes. Bn = moyenne mondiale (Viers et al., 2009). ............................. 251

Figure 113 : Comparaison des concentrations en ETM dissous lors des deux campagnes basses eaux et hautes eaux. ......................................................................................................................................... 252

Figure 114 : Relations inter-éléments particulaires lors des deux campagnes .................................... 253

Figure 115 : Cartographies des concentrations en ETM particulaires (dans les MES) lors des deux campagnes en hautes eaux et en basses eaux 2008. ............................................................................ 254

Figure 116 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires (dans les MES) lors des deux campagnes basses eaux et hautes eaux................................................................................................ 255

Figure 117 : Cartographie des concentrations en ETM particulaires dans les laisses de crues <63µm du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam lors des deux campagnes en hautes eaux et en basses eaux 2008. Bn = moyenne mondiale (Viers et al., 2009)............................................................................. 258

Figure 118 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires (dans les sed. <63µm) lors des deux campagnes basses eaux et hautes eaux. ...................................................................................... 259

Figure 119 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires dans les MES et dans la fraction <63µm de laisses de crues lors des deux campagnes basses eaux et hautes eaux............................... 260

Figure 120 : Relations entre les concentrations en As et Cu particulaires (A) et entre les concentrations en Zn et Cu particulaires (B) dans les trois sous-bassins versants du Fleuve Rouge : le bassin du Fleuve Rouge, les bassins du Da et du Lo. A droite : zoom pour les plus faibles concentrations. ..... 262

Figure 121 : Transfert de flux hydrique et de MES du Fleuve Rouge en 2008 (A) et en 2009 (B). ... 264

Figure 124 : Flux moyens annuels des ETM dissous du Fleuve Rouge en 2008-2009 au niveau des 5 sites mesurés........................................................................................................................................ 267

Figure 125: Comparaison des flux en ETM dissous en 2008 et 2009 au niveau des 5 sites (flèche bleue : apport majoritaire du Da ; flèche rose : apport majoritaire de PhuTho).................................. 268

Figure 122 : Flux moyens annuels des ETM particulaires du Fleuve Rouge en 2008-2009 au niveau des 5 sites mesurés .............................................................................................................................. 269

Figure 123 : Comparaison des flux en ETM particulaires en 2008 et 2009 du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites mesurés.Les traits roses matérialisent la diminution des flux de l’amont vers l’aval ; les deux segments bleus témoignent d’un apport supplémentaire à PhuTho............................................ 270

Figure 126 : Jaugeage ADCP : profil et distribution des vitesses (échelle compriss entre 0 et 3 m/s) dans la section à Sontay, le 18 juillet 2008 et position des points de prélèvements : en rouge pour la campagne spécifique et en noir pour le suivi régulier. ........................................................................ 271

Figure 127 : Evolution de la vitesse du courant avec la profondeur (à gauche) ; Profil des teneurs en MES. Les données de vitesses sont extraites des profils ADCP réalisés conjointement à la collecte des MES (à droite). .................................................................................................................................... 272

Figure 128 : A - Profils théoriques des vitesses de courant, des concentrations en MES et des flux solides (dans Filizola, 2003); B - profils du Fleuve Rouge obtenus à partir des résultats de la campagne spécifique. ........................................................................................................................................... 275

Figure 129 : Concentration en As particulaire (en mg/kg) en fonction de la proportion de sable (%).............................................................................................................................................................. 276

Figure 130 : Modèle conceptuel montrant la répartition granulométrique de deux verticales représentatives (V2 et V5)................................................................................................................... 277

Figure 131: Comparaison entre le flux de référence et le flux réel (en t/j) pour les MES et les métaux (4 éléments : Cu, As, Zn, Cd) à Sontay. .............................................................................................. 278

Figure 132 : Flux moyens annuels des ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge à SonTay tenant compte de l’incertitude liée à la méthode de prélèvement. ................................................................. 279

Figure 133 : Comparaison des flux spécifiques annuels en ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge (à SonTay) avec des autres fleuves du monde. ........................................................................ 281

Tableau 1 : Tableau des surfaces, des flux liquides et des flux solides de différents continents du monde et de ses fleuves majeurs. Source : Milliman et Meade, 1983; Walling et Fang, 2003, Syvitski et al., 2005 ; Meade et Moody, 2010..................................................................................................... 15

Tableau 2 Principales estimations des flux de carbone exportés par les fleuves mondiaux vers les océans (GtC/an)..................................................................................................................................... 30

Tableau 3 : Concentrations en ETM (en mg/kg) dans la croûte continentale (UCC), dans des particules en suspension et dans l’eau des fleuves et rivières du monde............................................... 40

Tableau 4 : Flux des ETM particulaires et dissous transportés par les fleuves mondiaux vers l’océan (d’après Viers et al., 2009). ................................................................................................................... 44

Tableau 5 : Flux de carbone dans les principaux fleuves asiatiques (en 103t/an).................................. 53

Tableau 6 Synthèse bibliographique (non exhaustive) des principales études (biochimie, géochimie, hydrologie et sédimentologie) réalisées dans le bassin versant du Fleuve Rouge. ............................... 61

Tableau 7 : Rivières majeures du Vietnam, (Source : Nguyen, 1984 ; Nguyen et Nguyen, 2001 ; Tran, 2004 ; Tran et al., 2007). ....................................................................................................................... 66

Tableau 8 : Caractéristiques des fleuves majeurs en Asie du Sud-Est.Sources (Zhang, 1996 ; Meybeck, 1989 ; Amiotte-Suchet, 1995 ; Ludwig, 1997 ; Lu et Chen, 2008 ; Lu et Jiang, 2009) ...................... 69

Tableau 9 : Synthèse des caractéristiques du bassin du Fleuve Rouge et de ses sous-bassins.............. 76

Tableau 10 : Tableau des caractéristiques des réservoirs dans le bassin versant du Fleuve Rouge. ..... 81

Tableau 11 : Limites de détection (3σ) des ETM par dosages ICP-MS X7. ....................................... 100

Tableau 12 : Flow and SPM transport regime characteristics for the Red River: annual discharges (Qa), annual SPM fluxes (FSPM), annual discharge-weighted SPM concentrations (SPM*), hydrological condition (Hyd.), minimum and maximum values of daily discharges (Qi (min-max)), minimum and maximum values of daily SPM concentrations (SPMi (min-max)), the annual rating coefficients a (a) and the annual rating exponent b (b), annual correlation coefficient (R); Annual SPM flux estimates based on annual rating curve and error correspond (Est.FaSPM; Era); Annual SPM flux estimates based on cumulative rating curve 1960-1989 period and error correspond (Est.FcSPM; Erc)............................................................................................................................................................. 117

Tableau 13 : Inventory of Cu, Zn, As, Cd, Sb, Pb and U in the stream sediments (<63 µm) at the BanMon station and corresponding metal/metalloid stocks in the HoaBinh Reservoir; ACC (mg/kg): Average Chemical Composition of SPM in World Rivers; ACC flux (103 t/yr): global flux carried by fluvial suspended sediments to the oceans (1 Viers et al., 2009). ....................................................... 130

Tableau 14 : Some general characteristics of the three sub-basins of the Red River.......................... 144

Tableau 15 : Flow and SPM transport regime characteristics for the Red River System at five stations measured.............................................................................................................................................. 149

Tableau 16 : (A) : Pearson correlation coefficients between sediment yield and potential controlling variables; (B) : Relationship between the sediment yield and the mean slope; (C) : Relationship between the sediment yield and the maximum elevation for the Red River system ........................... 157

Tableau 17 : Quartiles (Q1=25% ; Q2=median ; Q3=75%) for SPM and carbon concentrations. ..... 180

Table 18 : Mean monthly carbon concentrations of the Red River at the SonTay site during the 2006-2009 period. n: number of samples. .................................................................................................... 185

Table 19 : Water, SPM and carbon species fluxes at the five permanent sites during the 2008-2009 years. ................................................................................................................................................... 194

Table 20 : Comparison of carbon fluxes from the Red River (2008-2009) and some other world rivers.............................................................................................................................................................. 198

Tableau 21 : Tableau de comparaison de la qualité des eaux classées par l’aptitude aux usages entre QCVN 08 (2008, Vietnam) et SEQ-Eau, 2003 (France)..................................................................... 213

Tableau 22 : Synthèse des concentrations (en µg/l) pour 13 ETM dissous mesurées en 2008-2009 au niveau des 5 sites mesuré ; Min=valeur minimale ; Max=valeur maximale ; Q1= quartile 25% ; Q3= quartile 75% ; <LD= valeur inférieure à la limite de détection........................................................... 214

Tableau 23 : Synthèse des concentrations (en mg/kg) pour 13 ETM particulaires mesurées en 2008-2009 au niveau des 5 sites mesuré ; Min=valeur minimale ; Max=valeur maximale ; Q1= quartile 25% ; Q3= quartile 75%...................................................................................................................... 215

Tableau 24 : Synthèse des concentrations minimales et maximales en ETM particulaires et dissous dans l’ensemble des données mesurées en 2008-2009 dans le bassin versant du Fleuve Rouge. ....... 221

Tableau 25 : Tableau de coefficients de corrélation entre les concentrations en ETM (particulaires et dissous) et les concentrations en carbone (COP en %, CIP en %, COD en mg/l et CID en mg/l), les concentrations en MES (en mg/l) et les débits (m3/s) du Fleuve Rouge à SonTay durant 2008-2009 227

Tableau 26 : Concentrations en éléments majeurs sur 25 échantillons de laisses de crue collectés en HE et indices élémentaires d’altération (αMg et αCa – CIA=Chemical Index of alteration) ; (* : en amont de PhuTho ; UCC :Taylor et McLennan, 1985) ....................................................................... 242

Tableau 27 : Synthèse des concentrations de 13 ETM déterminées lors des deux campagnes en basses eaux (BE) et en hautes eaux (HE) et comparaison avec le suivi des 5 sites permanents en 2008-2009 (« Suivi ») ; CV% = moyenne / écart-type ; Sed = laisses de crue inférieures à 63 µm. .................... 248

Tableau 28 : Tableau de corrélation entre les éléments dissous.......................................................... 249

Tableau 29 : Tableau de corrélation entre les éléments particulaires dans les MES........................... 253

Tableau 30 : Flux annuels des ETM particulaires du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites calculés à partir des méthodes «moyenne arithmétique» et « pondérée » .......................................................... 266

Tableau 31 : Flux annuels des ETM dissous du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites calculés à partir des méthodes «moyenne arithmétique» et « pondérée » .................................................................... 266

Tableau 32 : Tableau présentant les résultats de débits, de [MES], des teneurs en ETM et la granulométrie (médiane et proportion d’argiles, de silts ou de sables) obtenus pour les prélèvements.............................................................................................................................................................. 273

Tableau 33 : Comparaison des flux annuels en ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge (à SonTay) avec d’autres fleuves mondiaux. References : 1 : Zhang et al., 1995 ; 2 : Zhang, 1995 ; 3 : Cenci et Martin, 2004 ; 4 : Osman et Maha, 2005 ; 5 : Seyler et Boaventura, 2003 ; 6 : Horowitz et al., 2001 ; 7 : Masson, 2007 ; 8 : Viers et al., 2009................................................................................... 280

1

Introduction générale

A l’échelle globale, les fleuves et rivières jouent un rôle prépondérant au sein du

système Terre en reliant les continents à l’océan par de multiples interactions physiques,

chimiques et biologiques et par des flux d’eau et de matériaux libérés par les processus

d’altération physique et chimique des roches primaires et des sols. Erosion et transferts de

matières sont contrôlés par des facteurs naturels (ex. géologie, climat) et peuvent être

significativement modifiés par les pressions anthropiques et/ou changement climatique. La

composition chimique des eaux et particules, transportées par les fleuves et les rivières, reflète

donc le développement naturel et anthropique produit à l’intérieur des bassins versants.

Ces flux d’eau contribuent aux transferts de matières en suspension (MES), de carbone

organique et inorganique et de métaux entre le continent et l’océan, participant ainsi aux

grands cycles biogéochimiques. Pour évaluer les transports de matières fluviatiles et identifier

leur forçage, l’observation est nécessaire mais reste contrainte par la complexité des systèmes

étudiés : en effet, la difficulté de la mesure in situ et les limites de l’échantillonnage

correspondent souvent à des mesures partielles, non représentatives de l’ensemble des

hétérogénéités temporelles et spatiales. Plus on résout ces problèmes, plus l’étude des

transports de matières par les fleuves permet de répondre à des questions aux enjeux majeurs.

Tout d’abord, l’estimation des flux de matières transportées constitue, d’une part, une

validation à la modélisation de l’intensité d’érosion continentale moyenne des régions

traversées et, d’autre part, une compréhension de l’évolution des grands écosystèmes pour une

gestion environnementale durable. Or, il est aujourd’hui, par exemple, très important de gérer

les problèmes d’érosion mécanique car la tendance évolutive serait à l’augmentation, du fait,

non seulement de la pression anthropique induisant des taux croissants d’occupation des sols

fragilisés par les pratiques agricoles, mais également du changement climatique augmentant la

fréquence des évènements climatiques exceptionnels (crues-éclairs en zones tempérées ou

zones tropicales). Il apparaît donc important de documenter et caractériser la nature et

l’origine (en termes de localisation et de sources naturelles ou anthropiques) des

particules fluviatiles.

La caractérisation fine des variations spatio-temporelles des transferts de matières

fluviatiles dans les bassins versants permet de i) déterminer de manière fiable les exports de

matières dissoutes et particulaires du continent vers l’océan ; ii) identifier les facteurs de

contrôle naturels et anthropiques influençant ces flux ; iii) appréhender les mécanismes (e.g.

érosion-transport-sédimentation ; adsorption-désorption) s’opérant sur le continuum du réseau

2

hydrographique. La mise en évidence de ces processus doit permettre d’améliorer les

connaissances sur le fonctionnement physique, hydrologique et biogéochimique des bassins

versants.

L’Asie du Sud-Est est une zone naturellement très érosive du fait de la présence de

hauts reliefs associés à un climat tropical très prononcé. Par ailleurs, depuis le milieu du 20ème

siècle, ce secteur subit de fortes pressions anthropiques avec l’extension de l’agriculture et de

la déforestation et l’essor de l’urbanisation et de l’industrialisation. Ces pressions engendrent,

dans cette région, une accélération de l’érosion des sols et des problèmes de pollution des

eaux à l’heure où la ressource en eau est un problème majeur du fait de l’augmentation de la

population asiatique.

Connaître, quantitativement et qualitativement, les flux transportés par les

grands fleuves mondiaux relève donc d’une nécessité absolue, surtout dans les zones

naturellement érosives, spécialement en Asie où le Panel Intergouvernemental sur le

Changement Climatique annonce au cours de ce siècle, surtout au Vietnam, des précipitations

moins prévisibles et plus extrêmes, alternant périodes de sécheresse et inondations.

Le Fleuve Rouge, situé dans l’Asie du Sud-Est, en partie sur la Chine et sur le

Vietnam, joue un rôle très important dans la vie quotidienne, économique et culturelle des

vietnamiens. Le fleuve Rouge et son bassin versant (superficie = 155 000 km² et débit moyen

annuel = 3900 m3/s) présente par ailleurs des spécificités qui en font une zone d’un intérêt

majeur pour ce genre d’étude (existence d’une zone naturelle très érosive, pression agricole

importante, essor de l’industrialisation, …). Or, il existe peu de données sur la caractérisation

biogéochimique des eaux et des particules du Fleuve Rouge.

L’objectif de ce travail est d’apporter des éléments de réponses aux questions

suivantes :

1) Quelle est la distribution spatiale et temporelle de la qualité des eaux (MES,

carbone organique et inorganique, métaux) dans le bassin versant ? Quels sont les

mécanismes et processus de transferts de matières ?

2) Existe-t-il des anomalies géochimiques ? Sont-elles d’origines naturelles ou

anthropiques ? Peuvent-elles avoir un impact sur l’environnement ?

3) Quelle est la contribution actuelle du Fleuve Rouge aux apports mondiaux ?

Ces recherches se sont appuyées sur le programme national RIVER-SÔNG (2009-

2010) « Controlling geological, hydrological and anthropogenic processes on river-deltaic

water quality and reactive transport modelling in a highly erosive watershed in SE Asia (Red-

River, Vietnam) », financé par la section Science de la Terre de l’INSU (responsable A.

3

Coynel ; Univ. Bordeaux 1), et sur un soutien financier de l’Université Bordeaux 1 dans le

cadre d’un BQR (Bonus Qualité Recherche ; 2010). Ces recherches ont également été

financées par l’Ambassade de France au Vietnam (programme Evariste Galois ; bourse de

doctorat).

Pour répondre à ces questions, nous nous sommes appuyés sur des banques de données

journalières existantes en MES et en débit (données fournies par l’Institut de Météorologie et

Hydrologie, Environnement - IMHE, Vietnam), sur la période 1960-2008 à l’exutoire du

bassin du Fleuve Rouge, ainsi que sur l’ensemble du bassin versant du Fleuve Rouge pour la

période 2003-2008. Pour ces dernières mesures, cinq stations principales situées entre l’amont

(entrée du Fleuve Rouge au Vietnam) et l’aval (entrée dans le delta) et à l’exutoire des trois

tributaires principaux (Fleuve Rouge, Da et Lo). De plus, dans le cadre de ma thèse, un

important travail de terrain et analytique a également été réalisé sur la période 2008-2009 ;

nous avons effectués des suivis de MES, carbone et métaux à différentes fréquences

d’échantillonnage au niveau des 5 stations ainsi que deux campagnes spécifiques portant sur

40 points répartis sur l’ensemble du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam pour des

conditions hydrologiques contrastées : en hautes eaux et en basses eaux.

L’ensemble des recherches menées durant cette thèse est présenté dans 5 chapitres

suivant l’agencement exposé ci-après.

Le premier chapitre présente l’état des connaissances sur l’érosion continentale et sur

le transfert de matières à l’échelle des bassins versants. Dans un premier de temps, les

processus d’érosion à l’échelle mondiale et le transfert géochimique (MES, carbone et

métaux) dans les systèmes fluviaux ont été décrits. Les facteurs (naturels et anthropiques)

contrôlant la variation spatiale des flux de matières transportées par les fleuves vers l’océan à

l’échelle mondiale ont ensuite été démontrés. La contribution des fleuves de chaque continent

aux apports globaux en eau, MES, carbone et métaux (dissous et particulaire) a été également

évaluée. Les spécificités de la zone asiatique ont été mises en évidence. La fin de ce chapitre

resitue la spécificité de l’étude géochimique menée dans le bassin versant du Fleuve Rouge.

Les études préalablement réalisées sur la qualité géochimique des eaux du Fleuve Rouge y

sont recensées.

Le second chapitre est consacré au descriptif détaillé de la zone d’étude et du réseau

d’observation géochimique mis en place dans le cadre de cette thèse. La géomorphologie,

l’occupation des sols, la climatologie et l’hydrologie du bassin versant Fleuve Rouge ont été

4

spécifiés. Enfin, la stratégie d’échantillonnage, les méthodes de prélèvement et les techniques

analytiques de mesures pour le carbone et les métaux ont été précisées.

Le troisième chapitre traite de la variabilité spatio-temporelle des flux de MES

transportés par le Fleuve Rouge vers l’océan. La première partie de ce chapitre analyse la

variabilité temporelle des flux de MES à l’exutoire du bassin versant du Fleuve Rouge sur le

long terme (1960-2008) et l’impact d’un barrage sur le transfert de MES du Fleuve Rouge ;

cette partie a fait l’objet d’un article publié dans Sciences of the Total Environment (Dang et

al., 2010). Dans une deuxième partie, la variabilité spatiale des flux de MES du Fleuve Rouge

est mise en évidence à partir de l’analyse des flux journaliers en 5 sites stratégiques durant la

période 2003-2008. Les objectifs visent à réaliser une carte d’érosion pour la partie

vietnamienne du Fleuve Rouge et établir les processus et facteurs de contrôle des transferts.

Les résultats et conclusions acquis dans cette partie sont en cours d’évaluation dans la revue

Journal of Asian Earth Sciences (Dang et al., soumis).

L’analyse du carbone organique et inorganique dans les eaux (phase dissoute) et dans

les MES (phase particulaire) du Fleuve Rouge durant la période 2008-2009 fait l’objet du

quatrième chapitre. Le comportement des quatre formes du carbone (COP, CIP, COD et

CID) en fonction des conditions hydrologiques est identifié ainsi que la forme dominante, la

qualité et les sources principales du carbone transporté par le Fleuve Rouge. La dernière partie

de ce chapitre est consacrée aux variabilités spatiales des flux du carbone au niveau des 5 sites

stratégiques étudiés et aux bilans de carbone du système du Fleuve Rouge.

Enfin, le cinquième chapitre de notre étude concerne la variabilité spatio-temporelle

des éléments traces métalliques (ETM) dans les eaux du Fleuve Rouge en phase dissoutes et

particulaires (dans les MES et dans les laisses de crues). Dans la première partie de ce

chapitre, la qualité des eaux du Fleuve Rouge est évaluée en terme de concentrations en ETM

en comparant les valeurs obtenues pour le Fleuve Rouge à des références mondiales et

écotoxicologiques couramment utilisées dans la littérature. Cette comparaison permet de

mettre en évidence des anomalies géochimiques pour certains éléments et de les localiser

précisément à partir de cartographies métalliques. Le suivi sur 2 ans permet d’évaluer la

variabilité temporelle et d’identifier des facteurs de contrôle. La représentativité des

concentrations en MES et en ETM particulaires dans la colonne d’eau du Fleuve Rouge à

SonTay est également discutée en définissant les incertitudes dans l’estimation des flux

particulaires liées à un échantillonnage ponctuel en comparaison d’un échantillonnage intégré

sur la section. Ce chapitre se termine par la quantification des flux en métaux exportés par le

Fleuve Rouge et par une comparaison avec ceux définis pour d’autres systèmes.

Chapitre 1 : Etat des connaissances

sur l’érosion continentale et le transfert

de matières à l’échelle des bassins

versants : spécificités asiatiques

Le Fleuve Rouge (Chine/Vietnam), Date : 03 août 2008, Lieu : LaoCai, Vietnam

6

I. Processus d’érosion à l’échelle mondiale

I.1. Généralité sur le processus de transfert de matières

Les matières transférées depuis le continent vers l’océan sont essentiellement le

résultat du transport par les fleuves et reflètent les processus d’érosion affectant les bassins

versants. Les trois principaux processus gouvernant le transfert de matières à l’échelle des

bassins sont : l’érosion, le transport et le dépôt (e.g. Viani, 1986 ; Diallo, 1992 ; Malavoi et

Souchon, 1996 ; Graf et Altinakar, 2000). La Figure 1 représente les domaines de

comportement des matières en fonction de leur taille et de la vitesse du courant.

Taille des grains (mm)

Vit

esse d

u c

ou

ran

t (c

m/s

ec

)

Figure 1 : Définition des domaines d’érosion, transport et sédimentation en fonction de la taille des

particules et de la vitesse des courants (diagramme de Hjulström, d’après Heezen et Hollister, 1964)

I.1.1. Erosion

On distingue deux principaux mécanismes d’érosion : l’érosion physique (ou érosion

mécanique) et l’érosion chimique (ou altération chimique). L’érosion physique est un

processus d’attaque mécanique permettant de détacher des débris par une force physique (e.g.

sous l’effet du changement de température, tel que le gel ou le dégel, l’impact de gouttes de

pluies et/ou l’entraînement par le ruissellement). L’érosion physique a pour résultat la

production et le transfert de matières particulaires. L’altération chimique est un processus de

dissociation des liens chimiques entre les minéraux ou entre les ions par dissolution directe ou

hydrolyse. Les gaz dans l’air (CO2, SO2) ou dans le sol, suite à la dégradation de la matière

organique (CO2) peuvent se combiner avec l’eau et produire des ions H+. L’acidification de

cette solution va extraire les éléments les plus solubles (e.g. cations solubles : Ca2+, Na+, K+)

7

qui pourront migrer sous forme dissoute avec les eaux de ruissellement, conduisant à la

destruction progressive du réseau cristallin.

L’Homme modifie de manière importante les surfaces de la terre par de nombreuses

activités (comme l’agriculture, la construction des routes, la déforestation) amplifiant ainsi

l’érosion mécanique. Par ailleurs, les activités industrielles ont généré des pluies acides

(pollution atmosphérique), suite à l’émission atmosphérique de dioxyde de soufre (SO2)

accentuant l’altération chimique (e.g. Dean et Rhea, 1982 ; Amiotte Suchet, 1995 ; Boehm,

1999 ; Aswathenaragana, 2001).

I.1.2. Transport

Le transport particulaire s’effectue selon des modalités variées où interviennent la

densité, la viscosité, le type d’écoulement, sa vitesse et sa force, la taille, la forme et les

propriétés de surface des grains (Gibbs, 1974 ; Leeder, 1982). La vitesse du courant et la taille

des particules conditionnent la mise en mouvement et le transport engendrés par les

phénomènes d’érosion et de sédimentation (Figure 1) : plus la vitesse est importante (pour des

rivières torrentielles ou lors de crues), plus elle peut transporter des sédiments grossiers

générant un tri sélectif dans la granulométrie.

Il est nécessaire de caractériser la capacité de transport (i.e. la capacité de

ruissellement de transport des sédiments) en définissant soit la masse totale de sédiments

transportée par le ruissellement (en g/l ou kg/m3), soit la taille maximale des sédiments

pouvant être transportés pour un débit et une vitesse d’écoulement donnés. Au-delà de cette

capacité de transport, une rivière ne peut transporter plus de sédiments malgré un stock

disponible. On parle alors d’érosion limitée par le transport (i.e. l’écoulement ne peut pas

transporter plus de sédiments). A l’inverse, dans certains cas, la capacité de transport n’est pas

atteinte par manque de stock sédimentaire disponible. On parle alors d’érosion limitée par le

détachement (i.e. la capacité de transport n’est pas atteinte et l’écoulement pourrait transporter

plus de sédiments).

En ce qui concerne la charge dissoute, elle peut être transférée jusqu’aux bassins

océaniques ou lacustres si les conditions environnementales le permettent (pH, température,

bactéries…) et si elle n’est pas confinée dans des cuvettes fermées.

I.1.3. Sédimentation

Lorsque l’énergie cinétique du transport diminue, les particules se déposent dans le

cours d’eau. Le dépôt se fait en fonction de la vitesse d’écoulement : les sédiments sont

8

déposés en fonction de leur granulométrie et de la vitesse d’écoulement. Plus les particules

sont fines, plus elles sont transportées loin.

Ainsi, les flux de matières sont gouvernés par les trois principaux processus : érosion,

transport et dépôt. La plupart des suivis des transferts de matières est réalisée à l’exutoire des

bassins versants et intègre ces trois processus sans pouvoir totalement les discriminer. Il est

nécessaire pour cela de réaliser des suivis en différents sites dans le bassin versant. Ce

constat sera développé pour le Fleuve Rouge dans le chapitre 3 (article 2).

I.2. Quantification de l’érosion

I.2.1. Mode de transport des sédiments

Le transport de sédiments dans les cours d’eau s’effectue selon deux modes (e.g. Graf

et Altinakar, 2000 ; Villaret et Machet, 2002) : le transport de fond ou charriage par traction-

saltation (bedload) et le transport en suspension dans la colonne d’eau (suspended load). Si le

charriage regroupe la masse de sédiments, essentiellement des fractions grossières (sable,

graviers, galets et blocs), transportée près du fond du cours d’eau par roulement ou glissement

des grains les uns sur les autres ou par petits sauts (saltation), le transport en suspension quant

à lui s’effectue dans la colonne d’eau sans contact avec le fond. La présence des particules en

suspension dans la colonne d’eau résulte d’un équilibre entre leur poids et l’agitation

turbulente dont l’hétérogénéité peut créer une distribution différente des MES en

profondeur et latéralement dans le cours d’eau.

Le transport de fond est rarement mesuré en raison des difficultés de mise en place de

dispositifs adaptés pour le quantifier. De plus, dans de nombreuses études, le transport par

charriage est rarement pris en compte car il est admis que ce type de transport ne

représenterait que 10% du transport total, voire moins (e.g. Meade et Stevens, 1990 ;

Asselman, 2000, Syvitski, 2003). Par exemple, Syvitski (2003) a estimé que le flux total

(charriage et en suspension) de sédiments exporté vers l’océan par les fleuves et les rivières

est de 18 milliards de tonnes/an avec un flux de transport par charriage représentant 2

milliards de tonnes/an. L’estimation du flux de sédiments transportés par les fleuves du

continent vers l’océan à l’échelle globale est donc basée sur les flux des particules en

suspension (e.g. Syvitski, 2003 ; Syvitski et al., 2005 ; Walling, 2006).

9

I.2.2. Mesure des flux sédimentaires

I.2.2.a. Mesure des concentrations en MES

Il existe plusieurs méthodes directes ou indirectes qui permettent d’estimer la turbidité

d’une rivière (e.g. filtration, sonde de turbidité – ADCP : Acoustic Doppler Current Profiler)

ou OBS : Optical BackScatter Sensor). La méthode la plus courante est de mesurer

directement la quantité des matières en suspension après la filtration d’un échantillon d’eau

sur un filtre (de porosité 0.45-0.70µm). La concentration en MES est exprimée en mg/l ou g/l.

I.2.2.b. Répartition dans la colonne d’eau des concentrations en MES

Dans la nature, la distribution des MES dans la colonne d’eau dépend fortement de la

forme des rivières et des conditions hydrologiques. Cette distribution peut être homogène ou,

au contraire, montrer un fort gradient vertical et/ou horizontal (e.g. Chikita et al., 2002 ;

Filizola, 2003 ; Deschatre, 2008). Par exemple, la vitesse du courant la plus importante est

toujours observée en surface ou subsurface d’une rivière tandis que la concentration en MES

peut augmenter de la surface vers le fond (Figure 2). Afin de s’assurer de la représentativité

spatiale des flux de MES transportés par une rivière, il faut analyser la répartition des

concentrations en suspension dans la colonne d’eau. La méthode la plus rigoureuse

consisterait en l’intégration de différentes concentrations sur plusieurs verticales en tenant

compte de la variation spatiale de la vitesse du courant.

Figure 2 : Distribution théorique des champs de vitesse, des concentrations et des flux en MES

(d’après Coynel, 2005).

10

Pour cela, des prélèvements pourraient être réalisés, soit ponctuellement

(manuellement ou de façon automatique) avec des récipients s’ouvrant à une profondeur

donnée par déclenchement, soit à l’aide d’échantillonneurs intégrateurs. Dans ce dernier cas,

un seul d’échantillon peut être effectué sur une verticale lors de la descente ou de la remontée

de l’équipement qui se fait à vitesse constante. L’échantillon recueilli permet alors de mesurer

la concentration moyenne pondérée par les débits sur toute une verticale.

Une autre méthode, utilisée plus récemment pour quantifier les flux en MES, se base

sur l’utilisation des sondes ADCP. L’ADCP qui permet couramment d’obtenir la vitesse

d’écoulement et le débit liquide sur une section peut être également utilisé pour déterminer la

distribution de la concentration en MES à partir du signal rétrodiffusé et en calculant un

indice de rétrodiffusion par une inversion du signal (Tessier et al., 2008 ; Parisot et al.,

2010). Le principe se base sur la variation de fréquence entre le signal émis par un

transducteur et le signal renvoyé par les particules en suspension en utilisant une calibration

préalable reliant les concentrations aux intensités. L’indice de retrodiffusion est obtenu suite à

une calibration empirique à partir de mesures directes de concentrations en MES ou indirectes

avec l’utilisation d’OBS (Figure 3).

Figure 3 : Utilisation de l’inversion du signal de l’ADCP et comparaison avec des mesures directes de

MES et indirectes de turbidité par OBS ; profil vertical dans l’estuaire de la Gironde (Geotransfert et

GingerEnvironnement, 2010).

L’intégration des débits obtenus sur les différentes verticales donne le débit de la

section mouillée. Le flux en MES est calculé à partir de la relation liant la concentration en

MES du point i aux valeurs des intensités (backscatter de l'ADCP) enregistrées autour de ce

point : [MES]i = f(intensité i)

· [MES]i : concentration en MES au point i, en mg/l

· intensité i : intensité au point i, d'après le fichier ADCP, en dB (décibels)

11

Dans la littérature, la plupart des flux de matières est estimée à partir de mesures faites

uniquement en surface et attribuées à toute la section mouillée. Des études ont comparé la

méthode de mesure de la quantité de sédiments transportés par le couplage avec l’ADCP avec

la méthode classique pour valider des protocoles d’échantillonnage de mesures. Par exemple,

le travail de Filizola (2003) a démontré que les calculs du transport solide à partir des seules

MES de surface sur l’Amazone sont très peu différents de ceux effectués à partir des MES

moyennées sur la section totale. Le prélèvement en surface semble donc valide pour

estimer le transport en suspension pour une majorité de systèmes. Un travail similaire

sera réalisé sur le Fleuve Rouge dans le cadre de cette étude pour valider cette

hypothèse.

I.2.2.c. Variation temporelle des concentrations en MES

Un autre problème dans la fiabilité des flux de MES est lié à la variabilité temporelle

des concentrations et donc à la fréquence d’observation choisie qui peut se régler par une

stratégie d’échantillonnage adaptée (e.g. Coynel et al., 2004 ; Moatar et al., 2006). Par

exemple, pour définir les fréquences d’échantillonnage adaptées, une étude de Coynel et al.

(2004) a été menée sur deux systèmes constatés dans le Sud-ouest de la France (Garonne et

Nivelle) : des flux annuels ont été recalculés à partir de jeux de données sous-échantillonnés,

reflétant des fréquences d’échantillonnages plus faibles (mensuelle, hebdomadaire,

journalière, …, toutes les quatre heures). Ces nouveaux flux ont été comparés avec les valeurs

des flux de référence issues de la fréquence d’échantillonnage la plus élevée. Si une erreur de

±20% semble raisonnable par rapport aux flux de référence, une rivière similaire à la Nivelle

doit être échantillonnée toutes les 7 heures (~100 échantillons/mois) ; pour une large rivière

ou fleuve de plaine comparable à la Garonne, les prélèvements doivent être effectués tous les

trois jours, soit environ 10 échantillons/mois (Coynel et al., 2004). Dans cette étude, nous

avons réalisé un travail similaire afin de définir la fréquence d’échantillonnage adaptée

à l’estimation correcte des flux exportés par le Fleuve Rouge (Article 1, Chapitre 3).

Dans l’étude de Coynel et al. (2004), la variabilité interannuelle des flux annuels de

MES de la Garonne couvrait une large gamme de taux d’érosion nets (11-74 t/km²/an),

s’étendant même à ceux des petites rivières pyrénéennes estimés en année sèche

(69 t/km²/an). Des études sur les flux en MES doivent donc s’inscrire dans des suivis à

long terme.

12

I.3. Contribution des continents aux flux solides et liquides

I.3.1. Continent américain

I.3.1.a. Amérique du Nord

Les flux de sédiments exportés par les grands fleuves de l’Amérique du Nord ont

commencé à être mesurés à partir des années 1930-1940, mais n’ont vraiment été étudiés qu’à

partir des années 1970 (Milliman et Meade, 1983). Le flux solide transporté vers l’océan par

les fleuves de ce continent est de 1910 Mt/an avec un flux liquide de 5820 km3/an, ce qui

présente respectivement 16% et 14% du flux global solide et liquide (Figure 4).

A

BC

Amérique du Sud

Amérique du Nord

Asie

Afrique

Europe

Océanie

Figure 4 : Distribution relative des différents continents en terme de (A) superficies de bassins

versants, (B) flux mondiaux liquide et (C) flux mondiaux solide. D’après Milliman et Meade, 1983 ;

Syvitski et al., 2005.

Le Mississippi est le plus grand fleuve de cette région en terme de superficie (3.27x106

km²), de flux solide (500×106 t/an) et de flux liquide (580 km3/an; Strakhov, 1961 ; Lisitzin,

1972). Cependant, des études récentes ont montré que le flux sédimentaire de ce fleuve a

diminué à ~210×106 t/an suite à certaines activités humaines (e.g. construction de réservoirs,

stabilisation des berges ou conservation des sols ; Tableau 1, Figure 5, Walling et Fang, 2003,

Meade et Moody, 2010). Le deuxième grand fleuve en Amérique du Nord est le MacKenzie,

au Canada, avec une superficie de 1.81×106 km². Le flux de sédiments exportés par ce fleuve

est de 100×106 t/an. Le Saint-Laurent est le 3ème plus grand fleuve en terme de superficie du

bassin versant (1.03×106 km²) mais le flux de sédiments exportés par ce fleuve est très faible

par rapport aux autres fleuves (~4x106t/an ; e.g. Milliman et Meade, 1983).

13

Gulf of Mexico Gulf of Mexico0 200 400

Flux de sédiment (106t/an)

0 200 400

Flux de sédiment (106t/an) Figure 5 : Flux de sédiments transportés par le système Missouri-Mississippi pour deux périodes en

1800 (gauche) et en 1980 (droite), montrant la forte diminution des flux (Meade et Moody, 2010).

I.3.1.b. Amérique du Sud

Plusieurs grands fleuves sont situés en Amérique du Sud (e.g. l’Amazone, l’Orénoque

et le Parana-Plata, le Magdalena, le Chira, le Sao Francisco) dont les 3 plus grands mondiaux

sont : l’Amazone, l’Orénoque et le Parana-Plata en terme de superficie et de flux liquide

(Tableau 1). Avec une superficie totale des bassins versants de 17×106 km², les fleuves en

Amérique du Sud exportent 2450×106 t/an de flux de sédiments vers l’océan et 11540 km3/an

de flux liquide, représentant 21% pour le flux global de sédiments et 30% pour le flux liquide

global (Figure 4). L’Amazone avec une surface de bassin versant de 6.15×106 km² est le plus

grand fleuve du monde. Le flux solide de ce fleuve a été estimé à 900×106t/an (Milliman et

Syvitski, 1983) pour un flux liquide de 6300 km3, ce qui contribuait, respectivement à 30% et

55% pour le flux total solide et liquide dans cette région. Plus récemment, une étude utilisant

l’ADCP et un suivi sur plusieurs années (réseau Hybam) a montré que le flux de MES de

l’Amazone serait de 1150×106 t/an (Filizola et Guyot, 2009).

I.3.2. Continent européen

Les fleuves en Europe sont relativement petits et contribuent faiblement au flux de

sédiments transportés à l’échelle mondiale. Les plus grands systèmes dans cette région sont le

Rhône, le Po et le Danube qui transportent individuellement plus de 10×106 t/an de sédiments

(Milliman et Syvitski, 1983 ; Tableau 1). Le flux solide total exporté par les fleuves européens

est estimé à 680×106 t/an pour un flux liquide total de 2680 km3/an (Syvitski et al., 2005).

14

I.3.3. Continent africain

Les systèmes fluviaux africains les plus importants sont le Nil, le Niger, le Congo-

Zaire, le Sénégal, le Zambèze, le Limpopo et le Rufiji (Tableau 1). Le faible relief, le

ruissellement modéré et l’intense couverture végétale forestière dans la partie équatoriale sont

responsables du faible transport solide des systèmes africains (Milliman et Meade, 1983). Le

flux solide total exporté par les fleuves africains vers l’océan est de 800×106 t/an pour un

débit liquide de 3800 km3/an et une surface totale de drainage de 20×106 km², ce qui

représente respectivement 6% et 10% du flux de sédiments et de l’eau (Figure 4).

I.3.4. Continent asiatique

De nombreux grands fleuves drainent ce continent comme le Huanghe (Fleuve Jaune),

le Yangtze, le Mékong, l’Irrawaddy, le Gange-Brahmapoutre, l’Indus, l’Amour, le Pearl ou le

Fleuve Rouge (Tableau 1). Avec une superficie totale de 31×106 km², le flux solide exporté

par les fleuves asiatiques est de 4740×106 t/an pour un débit liquide total de 9810 km3/an

(Syvitski et al., 2005), ce qui représente, respectivement 37% et 27% des flux globaux solide

et liquide (Figure 4).

I.3.5. Continent océanien

Ce continent est caractérisé par de petits fleuves montagneux, drainant la Nouvelle

Zélande, Taiwan, l’Indonésie, la Malaisie, la Papouasie Nouvelle-Guinée et les Philippines.

L’importance des petits bassins montagneux a été mise en évidence à l’échelle globale quand

Milliman et Syvitski (1992) ont montré que ces systèmes peuvent avoir des taux d’érosion

excessivement importants comme dans le cas des rivières en Nouvelle Zélande et à Taiwan

(Milliman et Syvitski, 1992 ; Lyons et al., 2002). La superficie totale des fleuves et rivières

d’Océanie est de seulement 7×106 km². Cependant, le flux de sédiments exportés par ces

systèmes est de 2000×106t/an (Syvitski et al., 2005), représentant 17% du flux global solide,

soit 3 fois plus grand que pour l’Europe (Tableau 1, Figure 4).

Il ressort de cette synthèse que (i) il existe une forte variabilité spatiale des flux

sédimentaires et des taux d’érosion à l’échelle mondiale, (ii) le continent transportant le

plus de matières particulaires issues de l’érosion mécanique est l’Asie.

15

Tableau 1 : Tableau des surfaces, des flux liquides et des flux solides de différents continents du

monde et de ses fleuves majeurs. Source : Milliman et Meade, 1983; Walling et Fang, 2003, Syvitski et

al., 2005 ; Meade et Moody, 2010

Nom Surface (106 km²) Flux liquide (km

3/an) Flux sédimentaire ( 10

6 t/an)

Amerique du Nord 21 5820 1910

St. Laurent 1.03 447 4.0

Hudson 0.02 12 1.0

Mississippi 3.27 580 210

Brazos 0.11 7.0 16

Colorado 0.64 20 0.10

Columbia 0.67 251 8.0

Fraser 0.22 112 20

Yokon 0.84 195 60

Copper 0.06 39 70

Susitna 0.05 40 25

MacKenzie 1.81 306 100

Amerique du Sud 17 11540 2450

Chira 0.02 5.0 4.0

Magdalena 0.24 237 220

Orénoque 0.99 1100 210

Amazon 6.15 6300 900

Sao Francisco 0.64 97 6.0

Colorado 0.637 13 0.1

La Plata 2.83 470 83

Europe 10 2680 680

Rhone 0.09 49.0 10.0

Po 0.07 46 15

Danube 0.81 206 67

Dordogne 0.015 21.9 0.9

Seine 0.065 12.9 0.58

Rhine 0.19 72.5 3.14

Loire 0.12 27.4 0.96

Afrique 20 3800 800

Nil 2.9 83 120

Niger 1.2 192 40

Zaire-Congo 3.7 1325 32

Sénégal 0.42 22 -

Zambèse 1.4 108 48

Orange 0.94 9.4 5.1

Océanie 7 4860 2000

Murray-Darling 1.06 23.6 30

Lanyang Hsi 0.0008 1.8 8.2

Asie 31 9810 4740

Amur 1.85 325 52

Liaohe 0.17 6 41

Daling 0.02 1 36

Haiho 0.05 2 81

Huanghe 0.77 49 1080

Yangtze 1.94 900 478

Huaihe 0.26 - 14

Pearl 0.44 302 69

Fleuve Rouge 0.15 123 130

Mekong 0.79 470 160

Irrawaddy 0.43 428 265

Gange/Brahmapoutre 1.48 971 1670

Mehandi 0.13 67 2

Damodar 0.02 10 -

Godavari 0.31 84 96

Indus 0.97 238 100

Tigre-Euphrates 1.02 46 -

16

Yangtze

Le Mississippi

L’Amazone

Le Huanghe

L’Yangtze

Le Colorado

Le Rhin

Le Niger

Le Gange

L’Irrawaddy

La Loire

Photographies de quelques grands fleuves mondiaux (Sources : Amazone -

http://www.treehuger.com ; Yangtze - http://chinaodysseytours.com ; Mississippi –

http://mshistory.k12.ms.us ; Huanghe – http://ecommons.cornell.edu ; Colorado –

http://aquafornia.com ; Niger – http://oxfam.org.uk ; Rhin –http://ryanhellyer.net ; Gange –

http://spanishschoolcr.com ; Loire – http://vnthuquan.net ; Irrawaddy – http://traval-myamar-all.com)

17

I.4. Variabilité spatiale de taux d’érosion : facteurs de

contrôles naturels et anthropiques

Dans la littérature, plusieurs études, à l’échelle globale et régionale, ont tenté d’établir

des corrélations entre les taux d’érosion des fleuves et rivières à l’état naturel « pristine », i.e.

avant l’impact des activités humaines et les variables environnementales afin de déterminer

les facteurs naturels contrôlant les taux d’érosion. Les 7 principaux facteurs non-anthropiques,

classiquement cités dans la littérature, contrôlant les flux de sédiments exportés par les

fleuves vers l’océan sont :

- la topographie - le relief (e.g. Hay et Southam, 1977 ; Pinet et Souriau, 1977 ;

Milliman et Syvitski, 1992 ; Harrison, 1994) ;

- le climat (e.g. Fournier, 1960 ; Hay et al., 1987) ;

- le ruissellement (e.g. Walling, 1987 ; Milliman et Syvitski, 1992), qui est dépendant

des deux paramètres cités au-dessus ;

- la surface du bassin drainé (e.g. Schumm et Hadley, 1961 ; Wilson, 1973 ; Milliman

et Syvitski, 1992). Les taux spécifiques de MES sont négativement corrélés à la taille des

bassins versants. Ce phénomène s’explique par la présence plus importante de plaines

d’inondation dans les grands bassins qui piègent les sédiments ;

- la lithologie du bassin drainé (e.g. Milliman et Syvitski, 1992 ; Inman et Jenkins,

1999). Des lithologies comme les argilites, les marnes et les schistes seraient vulnérables à

l’érosion, comme observé pour le Fleuve Jaune (le Huanghe, e.g. Zhang et al., 1992 ; Xu et

al., 2009) ou en France dans les Alpes de Haute Provence, générant des charges solides

importantes pendant les crues (Mathys et al., 2003) ;

- la végétation (Douglas, 1967). L’importance du type de couvert végétal favoriserait

l’infiltration des eaux au travers de la production de biomasse et de litière, ce qui limiterait

l’érosion mécanique. Cette protection ne serait efficace que jusqu’à un certain seuil de

précipitation ;

- la présence des lacs dans le bassin (Milliman, 1980) qui joue le rôle de piégeage de

sédiments au même titre que les plaines inondations.

Il semble que le relief soit le principal facteur contrôlant les taux d’érosion des

continents (Figure 6, Milliman et Syvitski, 1992). Le relief d’un bassin est un «substitut» du

gradient de la pente qui est le paramètre essentiel caractérisant la topographie (Gunnell,

1998). Plusieurs études ont tenté d’établir des relations mathématiques entre les facteurs

18

topographiques et le flux de sédiments exporté par les fleuves et rivières. Par exemple, Ahnert

(1970) propose que le taux de dénudation (D) pourrait être prédit par la relation : D=0.1535h,

où h est le relief local, i.e. la différence d’élévation entre le point le plus haut et le point le

plus bas dans un endroit défini. Pinet et Souriau (1988), en analysant des données provenant

de grands bassins versants mondiaux, ont proposé deux équations afin de décrire le

mécanisme de dénudation globale :

Ds = 419×10-6 Ref – 0.245 (pour les bassins < 250 Ma)

Et Ds = 61×10-6 Ref (pour les bassins > 250 Ma)

Où Ds est le taux de dénudation (m/an) et Ref est le moyen de relief du bassin versant.

Relief moyen (m)

Ta

ux d

’éro

sio

n (

mm

/an

)

Brahmapoutre

Ganges Gange

Brahmapoutre

Rivières mondiales

Figure 6 : Relation entre le taux d’érosion (mm/an) et le relief moyen (m) des 280 bassins mondiaux

(Source : Dadson, et al., 2003)

Cependant, des fleuves comme le Gange et le Brahmapoutre, dont les sources sont

situées au Tibet, s’écartent de la régression «relief moyen – taux d’érosion» démontrant l’effet

d’autres paramètres significatifs (Figure 6). Le climat (caractérisé par exemple par les

précipitations) peut influencer fortement les taux d’érosion. Par exemple, l’effet conjoint du

relief et des précipitations expliquerait 62% de la variance des taux d’érosion à l’échelle

globale. Harrison (1994) a établi une équation qui permet de prédire le taux de dénudation

(dYD/dt) en fonction de l’altitude moyenne des bassins (h en m) et des précipitations (p, en

mm/an) :

dYD/dt = (0.157 ± 0.028)h + (0.0747 ± 0.00222)p – 114.3 ± 61.0

A partir de cette équation, le taux de dénudation le plus important des bassins étudiés

est estimé à 0.67 mm/an, soit celui observé pour le Brahmapoutre (Figure 6).

19

L’érosion n’est pas seulement un phénomène naturel. L’Homme peut créer des

conditions pour amplifier l’érosion ou, au contraire, réduire ou réguler ses effets par des

aménagements sur les versants et les cours d’eau. De nombreuses études ont montré l’impact

des activités humaines sur les transferts des sédiments (e.g. Meybeck, 2002 ; Syvitski et al.,

2005 ; Nilsson et al., 2005 ; Syvitski et Milliman, 2007), dont l’essor a eu lieu dès les années

1950 avec la forte augmentation des changements d’usage de terres, la déforestation (Figure

7), la construction de barrages et le développement urbain (Meybeck et al., 2001).

Figure 7 : Conséquence de la déforestation sur l’érosion des sols ferralitiques de Nouvelle Calédonie

(Ruellan ®, 1982)

Par exemple, Farnsworth et Milliman (2003) ont montré que les changements dans les

méthodes agricoles et les reforestations depuis les années 1950 ont permis de diminuer les

flux de sédiments en Europe et en Amérique du Nord tandis que d’autres auteurs (e.g. Kao et

Liu, 1997 ; Kao et Liu, 2002) ont démontré que la construction de routes et les activités liées à

l’agriculture intensive dans un bassin taiwanais ont provoqué une augmentation des flux de

sédiments de 18 à 40 fois. Les activités anthropiques pourraient être, directement ou

indirectement, responsables de 80% à 90% des flux délivrés aux zones côtières (Milliman et

al., 1987 ; Douglas, 1996). Syvitski et al. (2005), en se basant sur des données de bonne

qualité sur 217 fleuves mondiaux, pour les périodes avant et après la construction de

réservoirs, ont mis en évidence deux tendances opposées d’évolution des flux de sédiments à

l’échelle globale : d’une part, le flux de sédiments global augmente, résultant des activités de

déforestation, construction de routes, urbanisation, expansion agricole, etc. ; d’autre part, le

flux de sédiments diminue en raison de la sédimentation dans les réservoirs (Figure 8).

20

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Flux de sédiment Pré-anthropique (Gt/an)

Flu

x d

e s

éd

ime

nt

mo

de

rne

(G

t/a

n)

Figure 8 : Comparaison entre le flux de sédiments de la période pré-anthropique et le flux moderne en

utilisant des données de 217 fleuves mondiaux. La ligne 1:1 représente l’état sans influences

humaines. La courbe en haut représente l’augmentation des flux de sédiments due aux activités

humaines (e.g. déforestations) et la courbe en bas représente la diminution de flux de sédiments due à

la sédimentation dans les réservoirs (Source : Syvitski et al., 2005 en utilisant le modèle QRT

(Discharge Relief Temperature sediment delivery model)).

En 1950, il y avait environ 5000 grands barrages dans le monde dont la hauteur

dépassait 15 m alors que l’on en compte plus de 40 000 en 1995 (Avakyan et Iakovleva,

1998). Actuellement, le nombre total de moyens et grands réservoirs est probablement de

plusieurs centaines de milliers sachant qu’il existe 800 000 barrages aux Etat Unis (McCully,

2001) et que de nombreux barrages sont en construction en Chine, au Brésil, en Inde et en

Afrique (Meybeck et al., 2003b). La construction des barrages a pour but de générer de la

ressource en eau, de l’énergie hydraulique et de contrôler d’éventuelles inondations.

Cependant, le phénomène de sédimentation dans les réservoirs a fait diminuer

substantiellement les flux en MES transportés par les fleuves vers la zone côtière et l’océan.

Deux exemples extrêmes de l’impact des réservoirs sur les flux de sédiments exportés sont

celui du réservoir d’Assouan sur le Nil qui a réduit le flux annuel de sédiment de 100×106

t/an à presque zéro (Walling et Fang, 2003) et celui du Colorado dans le Grand Canyon dont

les flux ont diminué de 135×106 t/an à 0.1×106t/an de sédiments exportés vers le Golfe de

Californie (Holeman, 1968, Lisitzin, 1972 ; Milliman et Meade, 1983). A l’échelle globale,

Vörösmarty et al. (2003), en étudiant 45 000 barrages mondiaux, dont 633 barrages avec un

volume > 0.5 km3, ont estimé que plus de 40% du flux liquide et 50% du flux solide étaient

piégés dans les barrages (Figure 9).

Dans le cadre de cette étude, nous étudierons l’impact des barrages sur les

transferts en MES du Fleuve Rouge (Chapitre 3, Article 1).

21

Figure 9 : Répartition géographique des taux de piégeage des sédiments retenus dans les barrages

étudiés (Source : Vörösmarty et al., 2003).

I.5. Flux de sédiments à l’échelle globale et problème

d’estimation des flux

L’estimation des flux hydriques des fleuves mondiaux semble «aisée» par des mesures

directes des débits (Meybeck, 1993 ; Amiotte Suchet, 1995 ; Milliman et al., 2008). Ainsi, les

estimations du flux liquide à l’échelle globale, retrouvées dans la littérature, sont relativement

comparables (~38 510 km3/an, Fournier, 1960 ; MacKenzie et Garrels, 1966 ; Holeman,

1968 ; Ludwig et Probst, 1996 ; Syvitski, 2003 ; Syvitski et al., 2005). A l’inverse,

l’estimation des quantités de sédiments exportés par les fleuves vers les océans varie entre 8

Gt/yr (MacKenzie et Garrels, 1966) et 51 Gt/an soit un facteur 6 (Fournier, 1960, Figure 10).

Ces estimations sont, soit calculées à partir des estimations des taux de dénudation (e.g.

Goldberg, 1976), soit extrapolées à partir des flux de MES de quelques systèmes arrivant à

l’Océan (e.g. Lopatin, 1952, Holeman, 1968). La large gamme des valeurs obtenues peut être

expliquée par la méthode de calcul utilisée :

- la méthode se basant sur les taux de dénudation (convertis en flux en prenant comme

densité moyenne des roches 2.7, Summerfield et Hulton, 1994) ne tient pas compte des

phénomènes de sédimentation dans les lacs et plaines d’inondation ou piégés dans les

réservoirs de barrages. Cette méthode tend à surestimer les flux.

22

- la méthode d’extrapolation se base sur des jeux de données, souvent issus de l’étude

de quelques grands bassins versants (bassin drainé > 100 000 km²). Or, il a été démontré que

les petits bassins montagneux contribuent à une part importante du flux total de sédiments

(Milliman et Syvitski, 1992, Lyons et al., 2002 ; Walling, 2006). De plus, la qualité des

données n’est pas toujours convenable en raison des faibles fréquences d’échantillonnage

utilisées ou de la période d’étude trop courte ne tenant pas compte de la variabilité

interannuelle (période inférieure à 10 ans ; Milliman et Meade, 1983 ; Syvitski et al., 2005).

Ce constat peut expliquer les fortes différences dans les flux proposés dans la littérature. Par

exemple, Milliman et Meade (1983) ont estimé le flux total de sédiments, par la méthode

extrapolée sur les 21 plus importants fleuves mondiaux, à 13.5 Gt, et ce, bien que seuls 5 des

21 fleuves aient été convenablement échantillonnés. Syvitski et al. (2005) ont souligné que

seulement 10% des fleuves et rivières mondiaux bénéficient de stations de mesures avec des

données convenables de débits et de MES pour l’estimation des flux transportés.

0

10

20

30

40

50

60

1950

1952

1955

1959

1960

1963

1966

1968

1974

1974

1976

1983

1983

1996

1998

2003

2005

FM

ES (

Gt/

an

)

Figure 10 : Estimation des flux de sédiments à l’échelle globale depuis 1950 par différents auteurs.

(Kuenen, 1950; Lopatin, 1952; Gilluly, 1955 ; Pechinov, 1959 ; Fournier, 1960 ; Schumm, 1963 ;

MacKenzie et Garrels, 1966 ; Holeman, 1968 ; USSR national commited for the IHD,1974 ; Jansen et

Painter, 1974 ; Goldberg, 1976; Milliman et Meade, 1983; Walling et Webb, 1987; Ludwig et

Probst, 1996; Stallard, 1998; Syvitski et al 2003., Syvitski et al., 2005).

Plus récemment, Syvitski et al. (2005), en se basant sur 217 fleuves mondiaux,

considérés de bonne qualité, ont estimé le flux de sédiments à l’échelle globale à 16.2 Gt/an

pour les années pré-anthropiques et à 12.6 Gt/an actuellement. Cependant, le flux global

pourrait être revu à la baisse dans un avenir proche en raison de nouveaux barrages en

construction (Vörösmarty et al., 2003), ou inversement à la hausse si le changement

climatique engendrait une augmentation des événements de crues ou de l’intensité des

moussons. En conclusion, la poursuite des suivis des transferts sédimentaires est

23

nécessaire en s’assurant d’une bonne stratégie d’échantillonnage (fréquences

d’échantillonnage adaptées, suivi à long terme (e.g. Farnsworth et Milliman, 2003 ;

Coynel et al., 2004), représentativité spatiale des prélèvements), surtout dans les zones

fortement érosives comme l’Asie.

24

II. Erosion et transfert de carbone dans les systèmes fluviaux

II.1. Introduction

Sur le long terme, l’érosion des continents contrôle la teneur en CO2 de l’atmosphère

via (1) l’altération des silicates et la précipitation de carbonates marins et, (2) l’enfouissement

de carbone organique dans les sédiments océaniques (e.g. Berner, 1990). L’efficacité du

second processus est cependant limitée par les processus qui contrôlent la charge en carbone

organique des sédiments des fleuves et rivières ainsi que par l’oxydation, au niveau des

marges actives, d’environ 70% du carbone organique délivré par les fleuves (Amiotte Suchet,

1995 ; Hedges et al., 1997 ; Ludwig, 1998 ; Schlünz and Schneider, 2000 ; Meybeck et al.,

2005). Les fleuves, qui sont les principaux agents de transfert, jouent donc un rôle crucial

dans ces processus. L’érosion du carbone organique et inorganique continental représente un

phénomène majeur dans le cycle du carbone. Comme les flux de MES constituent un

paramètre clé pour le transport fluvial de carbone particulaire vers l’océan (e.g. Ludwig et al.,

1996 ; Scott et al., 2004), les systèmes fortement érosifs doivent avoir une contribution

importante au flux mondial de carbone. Ces environnements revêtent une seconde importance

puisque l’enfouissement des flux exportés y est rapide, permettant le stockage de carbone

dans les sédiments océaniques comme pour l’Himalaya (e.g. France-Lanord et Derry, 1997 ;

Galy et al., 2007).

II.2. Généralités sur le cycle global du carbone

Les cinq principaux réservoirs superficiels de carbone sont : l’océan (~39000 GtC,

Waste et al., 1990 ; Sarmiento et Sundquist, 1992), dont plus de 95% sous forme inorganique

(Olson et al., 1985 ; Bolin et al., 2000) ; la lithosphère (~5000 GtC dont 4000 Gt de charbon,

500 Gt de pétrole et 500 Gt de gaz) ; les sols (~2300 Gt dans le premier mètre, dont 1550 Gt

de carbone organique ; Sundquist, 1985 ; Eswaran et al., 1993 ; Batjes, 1996) ; la végétation

(~580 GtC) et l’atmosphère (~750 GtC ; Figure 11). De nombreux processus physico-

chimiques, biologiques, géologiques participent aux transferts permanents de carbone entre

ces réservoirs (Figure 11). A côté des flux naturels, les rejets anthropiques de CO2 dans

l’atmosphère (combustion d’énergies fossiles, production de ciment, déforestation..)

perturbent fortement l’équilibre naturel du cycle du carbone. Avant les années 1980-1990,

l’activité industrielle était en majeure partie le fait des nations de l’hémisphère Nord,

25

expliquant que plus de 80% des émissions de CO2 dans l’atmosphère étaient observées entre

30° et 60° de latitude Nord (Rotty, 1983). Cette répartition pourrait changer avec l’essor

industriel de l’Hémisphère Sud (e.g. Brésil).

Atmosphère750

Lithosphère

Océans1020 (Surface)

Végétation580

Sols (0-1m)COS:1550; CIS: 750

Volcanisme Roches sédimentaires

Energies fossiles

5,5

90g92f

0,5i1h

54,5e0,1

105b 50c1,5a

55d

Atmosphère750

Lithosphère

Océans1020 (Surface)

Végétation580

Sols (0-1m)COS:1550; CIS: 750

Volcanisme Roches sédimentaires

Energies fossiles

5,5

90g92f

0,5i1h

54,5e0,1

105b 50c1,5a

55d

Figure 11 : Schéma général du cycle superficiel du carbone (modifié d’après Amiotte Suchet, 1995).

L’unité de réservoirs (encadrés) est GtC, et celle des flux entre ces réservoirs (flèches) est GtC/an. (a)

déforestation, (b) production primaire, (c) respiration de la biomasse vivante, (d) production de

litière, (e) respiration dans les sols, (f) dissolution dans les océans, (g) dégazage des océans, (h)

transport fluvial de carbone issu des sols ou des roches sédimentaires, (i) sédimentation. COS :

Carbone organique des sols, CIS : Carbone inorganique des sols.

II.3. Transferts fluviaux de carbone aux océans et facteurs de

contrôle

II.3.1. Sources de carbone dans les fleuves et rivières

On distingue quatre formes différentes du carbone dans les systèmes fluviaux (Garrels

et Mackenzie, 1971 ; Al Droubi et al., 1976 ; Meybeck, 1993 ; Amiotte Suchet, 1995 ;

Meybeck et al., 2005) : le carbone inorganique dissous (CID), le carbone organique dissous

(COD), le carbone inorganique particulaire (CIP) et le carbone organique particulaire (COP).

Le CID provient de 4 processus principaux (Amiotte Suchet, 1995 ; Ludwig, 1998)

(1) dissolution de CO2 atmosphérique : CO2 + H2O ↔ H2CO3

(2) dégradation des matières organiques par l’activité des micro-organismes :

CH2O + O2 ↔ CO2 + H2O ↔ H2CO3

(3) dissolution des minéraux carbonatés comme la calcite :

CaCO3 + CO2g + H2O ↔ Ca2+ + HCO3-

26

(4) altération des roches non carbonatées comme l’albite par l’acide carbonique

2NaAlSi3O8 + 2CO2 + 11H2O Al2Si2O5(OH)4 + 2Na+ + 2HCO3- + 4H4SiO4

Le CID peut être décomposé en 2 formes principales de carbone issu de la dissolution du CO2

du système atmosphère/biosphère (CIDatm) et du carbone inorganique dissous issu de la

dissolution des minéraux carbonatés (CIDcarb ; Holland, 1978 ; Berner et al., 1983 ; Meybeck,

1993 ; Probst, 1992 ; Meybeck et al., 2005).

Le CIP provient principalement de l’érosion de roches sédimentaires (Kempe, 1979,

Meybeck, 1993 ; Meybeck et al., 2005).

Pour le COD et COP, ils proviennent principalement de trois sources (Meybeck, 1983,

Meybeck et al., 2005) : (i) le carbone organique allochtone « naturel », sous les formes

particulaire ou dissoute, telle que la matière humique provenant du lessivage des sols du

bassin versant ; (ii) le carbone organique autochtone qui provient de la production primaire du

milieu aquatique telle que les végétaux supérieurs (macrophytes), algues benthiques et

phytoplancton ; (iii) le carbone organique allochtone d’origine anthropique (rejets

domestiques, industriels et agricoles traités ou non-traités), un phénomène qualifié de

«pollution organique». On distingue également deux sources dans le COP : le carbone

organique provenant de l’érosion mécanique des sols (COP sols) et le carbone organique

provenant de l’érosion mécanique des roches (COP litho) ; (Meybeck, 1993 ; Ludwig, 1998,

Meybeck et al., 2005).

II.3.2. Facteurs contrôlant les apports fluviaux de carbone

II.3.2.a. Carbone inorganique

Probst (1992) et Probst et al. (1992) ont montré que les paramètres environnementaux

tels que, par ordre d’importance, l’intensité du drainage, l’intensité culturale et la pente des

terrains sont des facteurs majeurs contrôlant les flux de bicarbonates transportés en solution

par les grands fleuves mondiaux. Cependant, les facteurs intervenant potentiellement dans les

flux de CO2 consommé par érosion chimique sont nombreux (Amiotte Suchet, 1995) : les

facteurs hydro-climatiques tels que la température, le drainage et les facteurs biologiques,

sous l’influence des facteurs hydro-climatiques, contrôlent la pression de CO2 dans les sols et

dans les fleuves, de même que les facteurs lithologiques (types de minéraux) susceptibles

d’être altérés. En effet, dans certains cas, même si un bassin versant est soumis à une forte

intensité de drainage, l’érosion chimique des carbonates peut-être limitée par la disponibilité

des carbonates (France-Lanord et al., 2003). Amiotte Suchet (1995) a proposé une équation

27

qui permet de calculer le flux spécifique de bicarbonates (FHCO3-) en fonction de 5 variables

principales : le drainage (D), la pente des terrains (Pt), le coefficient d’intensité culturale (Ic),

les coefficients de drainage des roches carbonatées (Icarb) et détritiques argileuses (Ishal), selon

l’équation suivante :

Ln(FHCO3-) = 0.615 ln(D) + 0.039Pt + 0.017Ic + 0.012 Icarb + 0.008Ishal + 1.156

Les résultats obtenus montrent que les flux théoriques calculés pour chacun fleuve à

l’aide de ce modèle sont relativement bien ajustés aux flux observés (R = 0.93, p <0,01).

Les facteurs contrôlant la variabilité de flux de CIP sont encore mal connus. A

l’échelle régionale, Némery et al. (soumis) ont démontré que les teneurs en CIP exprimées en

pourcentage de carbone inorganique contenu dans les MES (CIP%) dans l’Isère sont

relativement stables durant un cycle hydrologique (crue ou annuelle) et que la contribution du

CIP au carbone total augmente avec le débit. A l’échelle globale, Meybeck et al. (2005) ont

mis en évidence que la concentration en CIP augmente avec le débit. Cependant, cette relation

n’est pas nette, ce qui laisse penser que d’autres paramètres comme le type de roches et/ou la

température moyenne de l’air sont à prendre en compte (Meybeck et al., 2005).

II.3.2.b. Carbone organique

Carbone organique dissous

Ludwig (1998) a noté une bonne corrélation entre les débits spécifiques et les

concentrations en COD à partir des 29 fleuves mondiaux. De même, il a été observé que plus

l’altitude (i.e. sous-entendue la pente) était faible et plus les concentrations en COD étaient

fortes, par exemple au niveau de zones d’accumulation de carbone comme les tourbières

(Heikinen, 1994). Ce phénomène s’explique par le fait qu’avec des pentes importantes

l’infiltration dans le sol, plus ou moins enrichi en carbone, est faible. La teneur du carbone

dans les sols est aussi un autre paramètre clé comme l’atteste la corrélation significative

observée avec la concentration en COD. L’enrichissement des sols en carbone organique est

fonction de la couverture végétale. Plusieurs études démontrent que la couverture végétale

joue un rôle très important dans le transfert de COD des rivières (e.g. Meybeck, 1982 ; Richey

et al., 1990 ; Moreira-Turcq et al., 2003 ; Coynel et al., 2005a). Par exemple, Coynel et al.

(2005a) ont démontré que les eaux s’enrichissent davantage en carbone organique en

traversant les forêts denses marécageuses qu’en drainant la savane. Ainsi, Ludwig (1998) a

proposé une équation permettant de calculer le flux en COD à partir du débit (Q en mm), de la

pente des bassins (S en radians) et la quantité de carbone contenu dans les sols (SolC en

kg/m3) :

28

FCOD = 0.0044Q – 8.49S +0.0581SolC

Les flux de COD obtenus à partir de cette équation sont comparables aux flux de

références comme l’atteste le coefficient de corrélation R = 0.98 (p<0.0001), ce qui démontre

que le débit, la morphologie et l’abondance de carbone organique dans les sols sont les

facteurs majeurs contrôlant le flux global en COD. Néanmoins, certains fleuves (e.g. Indus,

Changjiang) ont des concentrations en COD très importantes alors que la teneur en carbone

organique dans les sols est faible (e.g. Ittekkot et Arain, 1986 ; Ittekkot et Arain, 2003) et que

la pente des bassins versants est très importante (e.g. Chen et al., 2007). L’impact des activités

humaines serait responsable des flux importants en COD transporté par ces deux fleuves (e.g.

Ittekkot et Arain, 1986 ; Zhang et al., 1992 ; Ramesh, 1995 ; Zhang et al., 2009).

Carbone organique particulaire

Plusieurs paramètres comme le climat, la biologie, la géomorphologie ou la lithologie

ont été analysés afin de déterminer les facteurs de contrôle des flux de COP transportés dans

les fleuves mondiaux (Esser et Kohlmaier, 1991 ; Ludwig, 1998). De bonnes corrélations ont

été observées entre les flux en COP et les taux d’érosion, ainsi que de moins bonnes mais

significatives corrélations entre les flux en COP et les débits (Meybeck, 1993 ; Ludwig,

1998 ; Meybeck et al., 2005). Les concentrations en COP (en mg/l) augmentent

significativement avec les débits et les concentrations en MES, le maximum de COP pouvant

précéder le pic des débits (Meybeck, 1993 ; Meybeck et al., 2005). Cependant, il semble que

seule la concentration en MES permette d’estimer la teneur en COP, comme illustré par

l’équation de Ludwig (1998) à l’échelle globale :

COP% = -0.160 × log(MES3) + 2.83 × log(MES2) – 13.6 × log(MES) + 20.3

Cette relation prouve que les teneurs en COP exprimées en pourcentage de carbone

organique contenu dans les MES (COP%) sont négativement corrélées aux concentrations en

MES, à la fois à l’échelle mondiale, régionale, annuelle ou saisonnière (e.g. Meybeck, 1982 ;

Ittekkot, 1988 ; Ludwig, 1998 ; Coynel et al., 2005a et b ; Meybeck et al., 2005). Cette

relation inverse démontre que, plus les eaux sont turbides, moins les MES sont riches en

matières organiques. En général, les teneurs en COP sont de l’ordre de 1% à 5% et elles

peuvent atteindre 20% dans les rivières moins turbides, résultant de l’importance de la

production phytoplanctonique (e.g. Coynel et al., 2005a et b). A l’inverse, elles sont très

faibles (< 1%) pour les rivières très turbides comme dans le cas du Huanghe (Figure 12).

Dans ce dernier exemple, le faible COP% peut être expliqué par la dilution de la matière

organique par de la matière minérale présentant des faibles teneurs en CO ou par une

29

photosynthèse aquatique limitée voire inexistante par manque de lumière en raison de la

turbidité des eaux (Ittekkot, 1988). Le rapport C/N est souvent utilisé pour identifier les

sources de COP (e.g. Meybeck, 1982 ; Etcheber, 1986 ; Meybeck et Ragu, 1996 ; Meybeck,

2003a). Par exemple, des valeurs de rapport élevées suggéreraient une origine terrigène de

MO, tandis que les valeurs de rapport faibles indiqueraient plutôt une source planctonique. De

même, l’analyse du radiocarbone a permis de déterminer le pourcentage de carbone moderne.

L’étude par Kao et Liu (1997) sur le Lanyang-Hsi à Taiwan a montré que la majorité du COP

associé à des forts taux d’érosion était riche en carbone fossile (~70%). A l’inverse, dans

l’ensemble des bassins en Europe, le carbone fossile ne représenterait que quelques pourcents,

ce qui est négligeable dans le calcul des flux du carbone (Meybeck et al., 2005) sauf pour les

systèmes très turbides comme les systèmes montagneux dans les Pyrénées (Coynel et al.,

2005a) ou les Alpes (Nemery et al., soumis).

Des activités anthropiques peuvent avoir un impact sur les flux en COP fluvial puisque

ces dernières influencent les flux de MES présentant une part plus ou moins importante de

carbone.

MES (mg/l)

CO

P (

mg

/l)

Figure 12 : Distribution de concentration en COP (mg/l) en fonction de concentration en MES (mg/l)

et pourcentage de COP dans les MES des différentes rivières mondiales (Source : Meybeck et al.,

2005).

30

II.4. Contribution de l’Asie au flux de carbone mondial

Les flux de carbone total actuellement transporté par les fleuves vers les océans ont été

estimés, à partir de différentes approches, à 1 GtC/an, dont 40% sous forme de CID, 21% de

COP, 22% de COD et 18% de CIP (Kempe, 1979 ; Meybeck, 1993; Meybeck et al., 2005,

Probst, 2005). Les flux en COP et en CIP sont généralement estimés en extrapolant les flux

moyens calculés à l’exutoire des principaux fleuves (produit de la concentration par le débit) à

l’ensemble des surfaces continentales exoréiques. Les flux en carbone dissous (COD et CID)

sont calculés à partir de la concentration dissoute dans les eaux et du débit correspondant

(Amiotte Suchet, 1995). La proportion de flux de carbone inorganique dissous pour chacun

des deux flux (CIDatm et CIDcarb) a été déterminée en se basant sur des pourcentages de roches

carbonatées affleurant à la surface des continents (Meybeck, 1987) ou à partir des flux de

cations qui équilibrent les ions bicarbonates dans les eaux de drainage (Holland, 1978 ;

Berner, 1983). Les différentes estimations des flux de carbone sont présentées dans le Tableau

2. Nous notons que le CIDatm représente environ 70% du flux en CID (Holland, 1978 ;

Berner et al., 1983 ; Meybeck, 1993 ; Probst, 1992, Meybeck et al., 2005) et le COP d’origine

géologique représente environ 45% de flux COP à l’océan (Meybeck, 1993 ; Meybeck et

Vörösmarty, 1999 ; Meybeck et al., 2005).

Tableau 2 Principales estimations des flux de carbone exportés par les fleuves mondiaux vers les

océans (GtC/an)

GtC/an COP COD CID CIP Total

Kempe, 1979 0.07 0.12 0.45 0.20 0.83

Holland, 1978 - - 0.61 - -

Berner et al., 1983 - - 0.42 - -

Meybeck, 1993 0.17 0.20 0.38 0.17 0.92

Probst, 1992 - - 0.39 - -

Degens et al., 1991 - - 0.41 - -

Ludwig, 1998 0.17 0.24 - - -

Meybeck et al., 2005 0.20 0.22 0.39 0.17 0.97

La Figure 13 représente la distribution relative des continents mondiaux au flux global

de carbone. L’Asie contribue entre 36% et 46% au flux de carbone total. Les forts taux

d’érosion associés à une mousson très prononcée, à une couverture végétale dense et à une

forte pression de l’agriculture peuvent expliquer l’important flux de carbone organique (COP

et COD) dans cette région (e.g. Meybeck, 1982 ; Ludwig, 1998 ; Meybeck, 2005). Pour le

flux de CID, la proportion importante de roches carbonatées associée à des facteurs favorisant

31

l’altération des roches (e.g. température, ruissellement, précipitations) en Asie entraînent de

forts flux en CID (Amiotte Suchet, 1995). En ce qui concerne le flux de CIP exporté par les

fleuves, la distribution spatiale reste encore mal connue. Cependant, un diagramme entre le

carbone organique total et le carbone inorganique total en fonction des concentrations en MES

a été établi pour les fleuves et rivières mondiaux (Figure 14, Meybeck et al., 2005). Il semble

que les rivières en Asie contribuent majoritairement au flux mondial de CIP.

A

B C

Amérique du Sud

Amérique du Nord

Asia

Afrique

Europe

Amérique du Sud

Amérique du Nord

Asie

Afrique

Europe

Océanie

Figure 13 : Contribution relative aux flux du carbone global (A : COP, B : COD, C : CID) des

différents continents mondiaux (d’après Amiotte Suchet, 1995 ; Ludwig, 1998, Meybeck et al., 2005).

Figure 14 : Carbone organique total vs. Carbone inorganique total des fleuves et rivières mondiaux

(d’après Meybeck et al., 2005).

32

III. Erosion et transfert des métaux dans les systèmes fluviaux

III.1. Introduction : Transfert de métaux dans le milieu

aquatique

Les fleuves et rivières sont majoritairement responsables de l’apport des éléments

traces métalliques (ETM) du continent vers l’océan, sous formes particulaire et dissoute. Par

convention, le matériel dit « particulaire » est celui qui est physiquement retenu par une

membrane filtrante dont le diamètre des pores est fixé à 0.45 µm. Le matériel « dissous » est

le complément du particulaire ; il regroupe les matériaux et espèces aqueuses qui ne sont pas

retenus lors de la filtration. Cette limite dissous-particulaire est restée pendant longtemps

figée. Depuis une quinzaine d'années, un intérêt grandissant a été porté sur le continuum liant

l’élément dissous (i.e. ion libre) et le matériel particulaire (e.g. bactéries, microalgues, argiles)

qui est appelé « fraction colloïdale » et qui intervient fortement dans la réactivité des ETM

(e.g. Muller, 1996 ; Stordal et al., 1996 ; Ross et Sherrell, 1999 ; Guo et al., 2000). Le

diamètre de filtration a été récemment réduit de 0.45 µm à 0.2 µm par la communauté

scientifique (e.g. Dupré et al., 1999 ; Elbaz-Poulichet et al., 1999 ; Olivié-Lauquet et al.,

1999 ; Aucour et al., 2003 ; Heyes et al., 2004 ; Schäfer et al., 2009 ; Viers et al., 2009) afin

de séparer les bactéries de la fraction dissoute, ce qui rendrait les échantillons stériles.

Plusieurs études ont démontré que l’essentiel transfert de métaux se faisait sous forme

particulaire lors des événements hydrologiques majeurs (e.g. crue, mousson, e.g. Dai et al.,

1995 ; Eyrolle et al., 1996 ; Porcelli et al., 1997 ; Olivié-Lauquet et al., 1999; Aucour et al.,

2003; Heyes et al., 2004 ; Coynel et al., 2007). De plus, comme reporté par Gaillardet et al.

(2003), si la concentration totale en matière en suspension est TSS, Kdi est le rapport de

concentration à l’équilibre entre la phase particulaire (>0.20 ou 0.45 µm) et dissoute (<0.20

ou 0.45 µm) pour un élément i donné, alors la proportion Di de cet élément dans la phase

dissoute peut s’exprimer sous la forme :

Di = 1 / (1 + Kdi*TSS)

Les valeurs des coefficients de partage Kdi des grands fleuves mondiaux sont réparties

entre 10 et 40 000 (Roy and Dzombak, 1996 ; 1997). Gaillardet et al. (2003) montrent que,

même pour les éléments les plus mobiles (Kdi=10), le transport se fait majoritairement sous

forme particulaire (Figure 15). Ceci implique que (i) les matières en suspension et les

sédiments issus de l’érosion mécanique sont des vecteurs préférentiels de polluants (e.g.

Horowitz, 1995 ; Foster et Charlesworth, 1996 ; Dawson et Macklin, 1998) et participent à

33

la pollution des sédiments dans les zones de dépôts fluviaux, estuariens et marins et que

(ii) l’estimation des flux d’éléments transportés des continents vers les océans nécessite

une bonne estimation des flux de matières particulaires.

Figure 15 : Proportion (en masse) d’éléments transportés par la phase dissoute en fonction de la

concentration en matière en suspension, avec les valeurs en Kd (D’après Gaillardet et al., 2003).

Néanmoins, ces particules transportées par les fleuves et les rivières ont de fortes

capacités à adsorber les éléments chimiques présents dans la phase aqueuse grâce à leur

surface spécifique. Des réactions d’adsorption et désorption à la surface des particules jouent

un rôle déterminant dans la répartition métallique entre les phases particulaire et dissoute.

Ainsi, la composition des MES peut être influencée au contact de la phase dissoute par des

mécanismes géochimiques se produisant au sein même de la rivière (e.g. Stumm, 1992 ;

Korfali et Davies, 2004). Ceci justifie pourquoi nous nous sommes également intéressés dans

cette étude à la fraction dissoute.

Dans le cadre de ce travail, nous avons étudié les éléments suivants: V, Cr, Co, Ni, Cu,

Zn, As, Cd, Hg, Sb, Pb, Mo, Th et U.

III.2. Sources métalliques dans les systèmes aquatiques

Les métaux et métalloïdes présents dans les eaux naturelles résultent de processus

naturels tels que l’érosion et l’altération des sols et des roches, la diffusion d’aérosols et les

émissions volcaniques. Les éléments traces dans les sédiments et dans les eaux naturelles

proviendraient à 80% de l’altération physique et chimique de roches sédimentaires et à 20%

de l’altération des roches primaires (Martin et Meybeck, 1979). Cette part de métaux

provenant des processus naturels d’altération et d’érosion est appelée « bruit de fond

34

géochimique ». Ainsi, la composition naturelle des MES et sédiments en métaux dépend de la

nature des sols drainés et érodés conduisant à des bruits de fonds géochimiques qui peuvent

varier à l’échelle régionale et mondiale. Par exemple, des formations métamorphiques ou

magmatiques, où peuvent s’associer des filons, vont présenter des bruits de fonds supérieurs

pour certains métaux.

Les facteurs contrôlant l’altération et l’érosion, et par conséquent la composition

dissoute et particulaire des eaux de rivières, sont essentiellement d’ordre climatique (e.g.

température, précipitations) et géologique. Le transport fluvial des MES permet la

dissémination des ETM qui sont associés aux particules. L’atmosphère peut être une source

d’ETM pour les systèmes aquatiques (Buat-Ménard, 1984) sous la forme de précipitations, de

dépôts humides, et/ou de particules, de dépôts secs (Nriagu, 1989). Au niveau du bassin

versant du Maryland, Scudlark et al. (2005) ont montré que seulement ~10% de ces apports

arrivaient jusqu’aux rivières, la majorité des apports atmosphériques d’ETM étant retenus par

les sols. A l’exception de quelques cas où les apports atmosphériques peuvent être dominants

(e.g. Berner et Berner, 1987), les ETM issus du lessivage des sols et de l’érosion sont

généralement majoritaires dans les apports aux rivières (e.g. Stallard et Edmond, 1981 ;

Meybeck, 1987 ; Berner et Berner, 1987).

De plus, des apports d’origines industrielles (e.g. Horowitz, 1991 ; Horowitz et al.,

2001 ; Owens et al., 2001 ; Audry et al., 2004; Coynel et al., 2009), agricoles (e.g. Pietrzak et

McPhail, 2004 ; Ramos et Lopez-Acevedo, 2004 ; Masson et al., 2006) et urbaines (Nriagu

and Pacyna 1988 ; Förstner et al. 2004 ; Horowitz et Stephens, 2008; Schäfer et al., 2009)

peuvent modifier la composition des MES et des sédiments. Les apports anthropiques sont de

plus en plus considérés comme une des principales sources de contamination des eaux par les

ETM (e.g. Masson, 2007). L’introduction de polluants métalliques par les activités humaines

intervient par de multiples vecteurs et sous différentes formes (e.g. particulaire ou dissous).

Les sources anthropiques des contaminations en ETM peuvent être divisées en 5 catégories (i)

les mines métallifères et les fonderies (As, Cd, Pb et Hg) ; (ii) l’industrie (As, Cd, Cr, Co, Cu,

Pb, Hg et U); (iii) les dépôts atmosphériques (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg et U) ; (iv) l’agriculture

(As, Cd, Cu, Pb, Se, U et Zn) ; et (v) les dépôts de déchets (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg et Zn) ;

(Ross, 1994). L’ensemble des activités anthropiques perturbent de manière importante

les cycles métalliques globaux. La détermination et la quantification des sources métalliques

jouent donc un rôle fondamental dans le management de la qualité de l’eau.

L’analyse de la composition minéralogique des sédiments peut permettre d’identifier

leur origine (Martin et Meybeck, 1979 ; Stallard et Edmond, 1983 ; Manickam et al., 1985;

35

Probst et Bazerbachi, 1986 ; Gaillardet et al., 1995 ; Meybeck et Ragu, 1996 ; Meybeck,

1998 ; Négrel, 1997 ; Grosbois, 1999 ; Roy et al., 1999 ; Négrel et al., 2000; Audry et al.,

2010). Par exemple, la nature des minéraux argileux, directement issus de l’érosion des sols,

reflète surtout le type d’altération qui peut être relié à la nature du climat. Par exemple, les

kaolinites sont prédominantes en région tropicale, les illites et les micas se trouvent

généralement sous des latitudes moyennes, les chlorites sont caractéristiques des régions de

haute latitude.

III.3. Toxicité

Les ETM peuvent être classés en deux catégories selon leur toxicité :

- les oligo-éléments sont nécessaires à la vie d'un organisme, mais en des quantités

tout de même très faibles. Pour l’homme, les principaux oligo-éléments sont Al, Br, Cr, Co,

Cu, Fe, F, I, Mn, Mo, Se, V, Zn (e.g. Xia, 1996 ; Becking, 1998 ; He et al., 2005).

- certains éléments sont des poisons, même à très faibles doses comme Hg, Pb ou Cd

(e.g. Satoh et al., 2002 ; Tchounwou et al., 2003 ; He et al., 2005 ; Papanikolaou et al., 2005).

Les ETM peuvent être à l’origine de maladies graves et variées telles que des troubles et/ou

infections cutanées, respiratoires, digestives ou neurologiques et certains éléments sont

considérés comme fortement cancérigènes (e.g. Cd, Cr, Ni ; Kasprzak et al., 2003 ; Waalkes,

2003).

MacDonald et al. (2000), en se basant sur des données empiriques des concentrations

en métaux dans des systèmes aquatiques, ont défini des critères toxicologiques afin d’évaluer

la qualité des sédiments et de définir s’il existait un risque d’effet nocif sur les organismes

vivants : le TEC (Threshold Effect Concentration - niveau en dessous duquel il est peu

probable d’avoir un effet toxique sur les organismes vivants (risque inférieur à 10%)) et le

PEC (Probable Effect Concentration - niveau en dessus duquel le risque d’avoir un effet

toxique sur les organismes vivants est plus probable que non (risque supérieur à 50%)). Les

concentrations des métaux obtenues dans ce travail seront comparées aux valeurs TEC et PEC

afin d’évaluer la qualité des eaux du Fleuve Rouge (Voir chapitre 5).

Néanmoins, la toxicité d’un ETM ne dépend pas uniquement de sa concentration totale

mais aussi de sa spéciation (i.e. différentes formes chimiques ; e.g. Pickering, 1986 ; Tessier

et Campbell, 1987 ; Templeton et al., 2000). Par exemple, les formes inorganiques d’As sont

plus toxiques que les formes organiques et les formes réduites d’As sont plus toxiques que les

formes oxydées (e.g. Maeda, 1994). Généralement, les formes les plus toxiques des ETM sont

36

les formes dissoutes, et en particulier l’ion libre qui est souvent considéré comme la forme la

plus biodisponible (e.g. Zn, Cu et Cd ; Xue et Sigg, 1990 ; Campbell, 1995). Déterminer et

étudier la spéciation des ETM dans l’environnement sont donc nécessaires et importants

afin d’estimer leur toxicité.

III.4. Caractéristiques physico-chimiques des métaux dans

l’environnement

III.4.1. Vanadium

Le vanadium se rencontre dans la nature sous forme de composés chimiques présents

dans plusieurs minerais comme la patronite [VS4], la carnotite [K(UO2)(VO4)1.5H2O], la

vanadinite [Pb3(VO4)2PbCl2], la mottramite [(Pb,Cu)3(VO4)2], les roches schisteuses

phosphato-vanado-ferreuses ou la magnétite titano-ferreuse. La concentration moyenne en

vanadium dans la croûte terrestre est de 53 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3),

mais dans le charbon et les huiles brutes, la concentration naturelle en vanadium peut varier

entre 1 à 1500 mg/kg (Voluer, 2000). Dans l’environnement, le vanadium existe sous divers

degrés d’oxydation : -1, 0, +2, +3, +4 et +5. Toutes les espèces ioniques du vanadium ont une

forte tendance à se complexer et à s’adsorber sur les minéraux, les oxydes et les matières

organiques (van Vlaardingen et al., 2005).

III.4.2. Chrome

Le chrome se trouve souvent dans les roches magmatiques (ou ignées) où il se

substitue facilement au fer, qui possède un rayon ionique proche de celui du Cr(III) (e.g.

Davis et Leckie, 1980, Zachara et al.,1987). Les roches ultrabasiques (dunites, serpentinites,

péridotites) sont les plus riches en chrome où cet élément provient principalement de la

chromite (FeCr2O4(s)) et partiellement de la crocoite (PbCrO4 ; e.g. Zachara et al., 1988). La

teneur moyenne du chrome dans la croûte terrestre serait de 35 mg/kg (e.g. Taylor et

McLennan, 1985 ; Zachara et al., 1988 ; Tableau 3).

III.4.3. Cobalt

Le cobalt est présent dans la croûte terrestre avec une concentration de 12 mg/kg

(Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3), souvent associé au nickel, à l'argent, au plomb et au

cuivre. Les minerais sulfurés ou sulfuro-arsénics représentent les sources principales de cobalt

dans l’environnement (e.g. Pichard et al., 2006). Dans des sols et des sédiments, le cobalt est

37

fortement et rapidement adsorbé sur les oxydes de fer et de manganèse ainsi que sur les

argiles et la matière organique (Adriano, 1986 ; Juste, 1995).

III.4.4. Nickel

Le Nickel possède un comportement chalcophile et, en présence d’ions HS-, forme des

sulfures, soit en se substituant au Fe2+ dans la pyrite (FeS2), soit en co-précipitant avec Fe2+

dans la pentlandite (Fe, Ni9S8) et avec Fe2+ et Cu2+ dans la chalcopyrite (CuFeS2) ou sous

forme de vaesite (NiS2) ou de millerite (NiS). La concentration en nickel des roches

sédimentaires serait de l’ordre de 20 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3) et elle

dépasserait 100 mg/kg dans les roches volcaniques (e.g. Kerrich et al., 1981 ;

Andriambololona, 1999). Dans les sols, le nickel s’adsorbe sur les argiles, les oxydes de fer et

de manganèse ainsi que sur la matière organique. Dans le milieu aqueux, le nickel existe

seulement au degré d’oxydation divalent Ni(II). La solubilité des minéraux de nickel est

considérablement moins élevée que celle d’autres métaux (Golightly, 1981).

III.4.5. Cuivre

Le cuivre est un élément chalcophile qui se trouve associé à des sulfures avec le

plomb, le cadmium et le zinc. La composition moyenne de la croûte terrestre en cuivre serait

d’environ 14 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3). Dans les sols et dans les milieux

aquatiques, le Cu peut exister sous différentes formes (0, +1, +2), selon les conditions

environnementales. Le cuivre est retenu dans les sols et les sédiments par des mécanismes

d’échanges et d’adsorption. Cavallaro et McBride (1978) ont suggéré qu’une phase minérale

argileuse pouvait servir de stock au Cu dans des sols non calcaires. Dans des sols calcaires,

l’adsorption spécifique du cuivre sur des surfaces de CaCO3 peut contrôler les concentrations

en cuivre en solution (Cavallaro et McBride, 1978 ; Dudley et al., 1988, 1991).

III.4.6. Zinc

Le zinc est rencontré habituellement en association avec le plomb, le cuivre, l’or et

l’argent et il se présente sous forme de sphalérite (sulfure), smithsonite (carbonate), calamine

(silicate), et franklinite (zinc, manganèse, oxyde de fer). La concentration en Zn dans la

lithosphère est approximativement de 50 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3),

mais dans certaines zones industrielles, des concentrations de quelques milliers à des dizaines

de milliers de mg/kg ont été rencontrées dans les sols et des sédiments (e.g. MEEO, 1995 ;

38

Audry et al., 2004 ; Jacquat, 2008). Le Zn possède 2 états de valence (+I, +II), mais n’est

présent dans les eaux naturelles que sous sa forme divalente. Le zinc est facilement adsorbé

par les minéraux argileux, les carbonates ou hydroxydes. Hickey et Kittrick (1984), Kuo et al.

(1983) et Tessier et al. (1996) ont montré que la plus grande proportion de zinc dans des sols

et sédiments contaminés était associée aux oxydes de fer et de manganèse.

III.4.7. Arsenic

L’arsenic est un métalloïde, chalcophile (i.e. forte affinité pour le soufre) et analogue

chimique du phosphore. Dans la partie superficielle de l’écorce terrestre, sa concentration

moyenne est évaluée à 2 mg/kg (e.g. Taylor et McLennan, 1985, Tableau 3), mais localement

le bruit de fond géochimique peut atteindre des valeurs beaucoup plus élevées (200 mg/kg

dans des dépôts calcaires, phosphatés ou dans des schistes ; e.g. Gustafsson et Jacks, 1995 ;

Smith et al., 1998 ; Matschullat, 2000 ; Dictor et al., 2004 ; Goh et Lim, 2004 ;

Mukhopadhyay et Sanyal, 2004 ; Sracek et al., 2004 ; Coynel et al., 2009). Dans les eaux et

dans les sols, l’arsenic existe sous plusieurs formes et à différents degrés d’oxydation (0, III et

V). La distribution entre les formes d’As(III) et d’As(V) est fortement dépendante du

potentiel d’oxydo-réduction, respectivement en milieu réducteur et oxydant.

III.4.8. Cadmium

Le cadmium est un élément chalcophile, ce qui favorise son association avec Zn et Hg,

dans une moindre mesure avec Pb et Cu (e.g. Bolton et Evans, 1996 ; Turner, 1996 ; Deneux-

Mustin, 2003). L’abondance naturelle de Cd dans l’écorce terrestre est de 0.11 mg/kg (Taylor

et McLennan, 1985 ; Kabata-Pendias et Pendias, 2001 ; Deneux-Mustin, 2003, Tableau 3). Le

Cd possède 2 états de valence (0, +II), mais n’est présent dans les eaux naturelles que sous sa

forme divalente. Près de 95 % du Cd transporté par les rivières serait sous forme particulaire

et associé à des molécules d’hydratation et des carbonates (e.g. Bourg, 1987 ; Turner, 1996 ;

Gonzalez, 2001).

III.4.9. Mercure

Le mercure est un élément chalcophile de la troisième série de transition. Le Hg

possède trois degrés d’oxydation : 0, +I et +II et dans l’environnement, il est présent sous

forme dissoute dans les eaux, sous forme minérale, mais aussi sous forme gazeuse. Dans la

croûte terrestre, la concentration en Hg est de l’ordre de 50-150 µg/kg (Wedepohl, 1995),

39

principalement sous forme de minerai de sulfure de mercure HgS (cinabre). Il est souvent

rencontré dans les zones supérieures des gisements de soufre, où il est le plus souvent associé

à la marcassite (FeS2). Dans les sols et les sédiments, le Hg se concentre principalement dans

la fraction fine en se liant avec les argiles, les hydroxydes de Fe ou la matière organique (e.g.

Thomassin et Touze, 2003 ; Loredo et al., 2006).

III.4.10. Antimoine

L’antimoine est présent dans la lithosphère sous forme de sulfures d’antimoine,

d’antimonides métalliques ou d’oxydes d’antimoine (Edwards et al., 1995) avec une

concentration moyenne de 0.30 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3). Dans

l’environnement, l’antimoine est présent principalement sous forme particulaire et son

comportement géochimique se rapproche de celui de l’arsenic (e.g. Kabata-Pendias et

Pendias, 1992 ; Edwards et al., 1995 ; Bisson et al., 2007).

III.4.11. Plomb

C’est l’ETM le plus répandu à la surface de la terre. Le plomb est concentré dans les

gisements de sulfures où il est communément rencontré sous forme de galène (PbS). Il peut

être également rencontré sous la forme d’anglésite (PbSO4) et de cérusite (PbCO3). La

concentration en Pb dans la croûte terrestre est d’environ 17 mg/kg (Taylor et McLennan,

1985 ; Tableau 3), mais dans les zones urbaines et industrielles, elle se situe à des teneurs

comprises entre 100 et 500 mg/kg (e.g. MEEO, 1995 ; Pichard, 2006). Le Pb est généralement

considéré comme étant fortement retenu dans les sols et donc peu mobile, en particulier en

conditions réductrices (Blanc et al., 2004).

III.4.12. Uranium

L'uranium est un métal radioactif qui est très réactif. Il est relativement répandu dans

l'écorce terrestre, que ce soit dans les terrains granitiques ou sédimentaires. La concentration

d'uranium dans la croûte terrestre est de 2.5 mg/kg (Taylor et McLennan, 1985 ; Tableau 3).

III.4.13. Thorium

Le thorium est présent dans les granites, dans les basaltes, dans les schistes, dans les

roches sédimentaires et plus particulièrement dans les carbonates, les phosphates, les silicates

et les oxydes (e.g. Choppin et Wong, 1998). Dans l’environnement, Th est majoritairement lié

40

à la phase solide (sédiments, matières en suspension) et concentré dans les fractions les plus

fines (e.g. Frindik et Vollmer, 1999). Dans la croûte terrestre, le thorium est 3 à 4 fois plus

abondant que l’uranium (~10mg/kg ; Taylor et McLennan, 1985).

III.5. Concentrations et flux de métaux à l’échelle globale

III.5.1. Concentrations moyennes en métaux

Afin de fournir des éléments de comparaison aux valeurs obtenues dans les systèmes

étudiés, nous nous référerons à l’abondance des éléments traces dans les rivières, à la fois

sous forme dissoute et particulaire correspondant à des moyennes mondiales (Tableau 3).

Tableau 3 : Concentrations en ETM (en mg/kg) dans la croûte continentale (UCC), dans des

particules en suspension et dans l’eau des fleuves et rivières du monde.

ElementETM dans le

UCC

ETM

particulaires

ETM

particulairesETM Dissous

Ref.Taylor et McLennan,

1985

Martin et Meybeck,

1979Viers et al., 2009

Martin et Meybeck, 1979; Gaillardet et

al., 2003; Viers et al., 2009

V 53 170 129 0.71

Cr 35 100 130 0.70

Co 12 20 22.5 0.15

Ni 19 90 74.5 0.80

Cu 14 100 75.9 1.48

Zn 52 250 208 0.60

As 2.0 5.0 36.3 0.62

Cd 0.10 1.0 1.55 0.08

Sb 0.30 2.5 2.19 0.07

Pb 17 100 61.1 0.08

Mo 1.4 3.0 2.98 0.42

Th 10 14 12.1 0.04

U 2.5 3.0 3.3 0.37

Martin et Meybeck (1979) ont estimé les moyennes mondiales des concentrations en

ETM, en phases dissoute et particulaire, à partir de données collectées sur une vingtaine de

grands fleuves mondiaux à l’état non pollué comme l’Amazone, le Congo, le Gange, le

Magdalena, le Mékong, le Parana ou l’Orénoque (Tableau 3). Plus récemment, Viers et al.

(2009) ont proposé de nouvelles moyennes basées sur une soixantaine de fleuves et rivières

mondiaux (Tableau 3). Nous pouvons constater que les concentrations proposées par Viers et

al. (2009) sont relativement comparables à celles données par Martin et Meybeck (1979), sauf

pour As qui montre une concentration 5 fois plus forte (Tableau 3). Concernant les ETM

41

dissous, les estimations des moyennes mondiales sont encore recyclées (e.g. Martin et

Meybeck, 1979 ; Gaillardet et al., 2003 ; Viers et al., 2009).

La Figure 16 reportant les concentrations moyennes en ETM, définies pour les

différents continents (Viers et al., 2009), montre que l’Asie et l’Europe présentent des

concentrations relativement plus fortes que celles des autres continents pour Cr, Cu, Zn. Si les

rivières du Nord de l’Europe (e.g. Kalix, Suède) sont encore à l’état naturel (Viers et al.,

2009), les fleuves et rivières du Sud-Est de l’Europe sont fortement influencés par des

activités humaines (e.g. Meybeck et Ragu, 1996 ; Meybeck, 2003 ; Audry et al., 2004 ;

Masson et al., 2006 ; Coynel et al., 2007). Dans le cas des fleuves asiatiques, les facteurs

naturels (e.g. la géologie ; Das et al., 1996 ; Nickson et al., 2000 ; McArthur et al., 2001 ;

Berg et al., 2001, 2006 ; 2007 ; Chakraborti et al., 2010) et les facteurs anthropiques (e.g. la

pression de l’agriculture, l’expansion de l’urbanisation, la population très dense ou le

développement d’exploitation des minerais, e.g. Quiao et al., 2007 ; Krishna et al., 2009 ; Li

et Zhang, 2009 ; Wu et al., 2009 ; Huang et al., 2010) sont responsables des fortes

concentrations en ETM.

0

100

200

300

400

V Cr Co Ni Cu Zn Pb Th U x10

Co

nc

en

tra

tio

n (

mg

/kg

)

Amérique du Sud

Amérique du Nord

Asie

Afrique

Europe

Figure 16 : Concentration moyenne des ETM des différents continents du monde (d’après les données

de Viers et al., 2009)

Des facteurs d’enrichissement (EF), pour chaque élément trace métallique peuvent être

définis en comparant leur concentration normalisée par un élément « immobile » dont la

compatibilité magmatique est proche de l’élément considéré (Gaillardet et al., 1999), à une

concentration de référence (bruit de fond géochimique, ex : composition de la croûte

42

continentale UCC), elle-même normalisée. Le principal avantage de normaliser est de

s’affranchir de l’incertitude existant sur la composition de la croûte continentale (UCC) d’où

sont issues les MES. Des éléments normalisateurs sont utilisés comme Fe (e.g. Tam et Yao,

1998), Rb (e.g. Grant et Middleton, 1990), Li (e.g. Loring, 1990), Cs (e.g. Ackermann, 1980)

mais Al et plus récemment Th sont les plus souvent utilisés (e.g. Tam et Yao, 1998 ; Loring,

1991 ; Zhang et al., 1999 ; Coynel et al., 2007 ; Masson et al., 2007 ; Viers et al., 2009). Les

EF se calculent ainsi :

EF = [X]/[Norm.]échantillon/[X]/[Norm.]UCC

Où [X] est la concentration d’élément X et [Norm.] correspond à la concentration de

l’élément normalisant. Le ratio EF >1 signifie un enrichissement par rapport à l’UCC et EF<1

signifie un appauvrissement.

En normalisant avec Al, des compositions chimiques des MES des fleuves et rivières

du monde et en les rapportant à la composition chimique moyenne de la croûte continentale

(Taylor and McLennan, 1985), on constate de forts enrichissements pour certains ETM (Viers

et al., 2009 ; Figure 17) : les facteurs d’enrichissement moyens varient entre 2 et 15, selon

l’ordre suivant : Pb (2) >Co (2.3) > Cr (2.5) >Zn (2.8 )> Cu (4) > V (4.1) > Ni (5.2) >Sb (10)

> Cd (15). Les fleuves et rivières d’Europe et plus modérément ceux d’Asie présentent les

plus fortes valeurs de EF (Figure 17), reflétant les importantes influences des activités

anthropiques sur les concentrations en ETM dans ces régions.

0

2

4

6

8

10

12

V Cr Co Ni Cu Zn Pb Th U

[X]/

[Al]

co

nti

ne

nt/

[X

]/[A

l]U

CC

Amérique du Sud

Amérique du Nord

Asie

Afrique

Europe

Figure 17 : Composition chimique des particules en suspension des fleuves et rivières des différents

continents du monde normalisée par Al et rapportée à la composition moyenne de la croûte

continentale (d’après les données de Viers et al., 2009).

43

III.5.2. Contribution de l’Asie aux flux mondiaux des ETM

Les flux des ETM à l’échelle mondiale peuvent être estimés à partir des moyennes en

métaux dissous (Viers et al., 2009, Tableau 4) et du débit liquide global (38 500km3/an ;

Syvitski et al., 2005) pour les flux en métaux dissous (Tableau 4) et à partir des

concentrations moyennes particulaires (Viers et al., 2009, Tableau 4) et du flux de MES

exporté à l’échelle globale (12.6 Gt/an, Syvitski et al., 2005) pour les flux en métaux

particulaires (Tableau 4 ). De plus, en se basant sur les concentrations moyennes en ETM des

différents continents (Figure 16) et sur les flux de sédiments exportés (Tableau 1), la

contribution relative de chaque continent aux flux globaux en ETM particulaires peut être

calculée (Figure 18). Cette répartition montre que l’Asie contribue entre 43% (U) et 62%

(Cr) aux flux d’ETM particulaires (Figure 18), probablement en raison de forts taux

d’érosion mécanique. Les moyennes en ETM dissous pour chaque continent ne sont pas

encore disponibles, ce qui ne permet pas d’évaluer la contribution en ETM dissous par

continent.

V Cr Co

Ni Cu Zn

Pb U Th

Amérique du Sud Amérique du Nord Asie Afrique Europe

Figure 18 : Contribution relative au flux mondial en ETM particulaires des différents continents

(d’après Viers et al., 2009).

44

Tableau 4 : Flux des ETM particulaires et dissous transportés par les fleuves mondiaux vers l’océan

(d’après Viers et al., 2009).

ElementFlux des ETM

particulaires (103 t/an)

Flux des ETM dissous

(103 t/an)

V 1941 27

Cr 1960 26

Co 338 5.5

Ni 1118 30

Cu 1140 55

Zn 3123 23

As 544 23

Cd 23 3.0

Sb 33 2.6

Pb 916 3.0

Mo 45 16

Th 182 1.5

U 50 14

IV. Spécificités de la zone asiatique

Les fleuves asiatiques contribuent, à l’échelle globale, à 39% du flux mondial de

sédiments et à 25% du flux liquide (Figure 4), dont la majorité est attribuée au Sud-Est. Dans

cette région, les fleuves et rivières prennent leurs sources dans le Tibet et drainent le Toit du

monde et ses hautes montagnes. L’altitude moyenne du Tibet est de 4 222 m avec un

maximum pour le sommet de l’Everest (8 848 m). La chaîne himalayenne est le résultat de la

collision continentale entre la plaque indienne et de la plaque asiatique, initiée il y a environ

55 Ma par le déplacement vers le Nord de la plaque indienne. La tectonique dans cette région

est très active et instable du point de vue sismique. Des séismes historiques, de magnitude 8 et

plus, sont documentés sur le front sud de l'Himalaya (e.g Avouac, 2009 ; Singh, 2010).

L’Asie du Sud-Est est dominée par un climat tropical chaud et humide avec une forte

mousson en été (où se concentre l’essentiel des précipitations de juin à septembre générant

des inondations pouvant être catastrophiques). Les précipitations dans cette région sont très

abondantes, avec une moyenne de plus de 2000 mm/an (Milliman et al., 2008). Très

récemment, des pluies torrentielles s’abattant durant une dizaine de jours, en juillet 2010, ont

frappé le Pakistan, provoquant une catastrophe "pire que le tsunami dans l'Océan Indien en

2004, le tremblement de terre au Cachemire au Pakistan en 2005, le cyclone au Nargis

Myanmar (Birmanie) en 2008 et le récent tremblement de terre à Haïti en janvier 2010"

(d’après Catherine Vincent, le journal Le Monde, 09/09/2010).

45

Les bassins asiatiques présentent les plus fortes densités de population au monde. Le

bassin du Gange-Brahmapoutre est connu comme le plus densément peuplé de la terre avec

650 millions d’habitants (données en 2006), soit 10% de la population mondiale pour

seulement 0.5% de la surface continentale (Badie et Didot, 2007). Les principales

conséquences de l’activité anthropique sur le milieu naturel sont, d’une part, la modification

des cours naturels des fleuves et rivières et de leur débit et, d’autre part, la modification de la

répartition naturelle de la végétation dans le bassin.

Malgré la forte contribution en terme de flux (en apport d’eau et en matières) des

fleuves et rivières asiatiques, l’étude sur le transfert de matières par ces systèmes n’ont

vraiment été pris en compte qu’à partir de 2006 avec la première conférence internationale

organisée en Décembre 2006 à Nanjing (Chine), qui a eu pour but de (1) quantifier les flux

liquides et solides transportés par les grands systèmes fluviaux en Asie vers les zones

d’interactions estuariennes et (2) envisager la pollution des eaux dans les zones estuariennes

et côtières (Lu et Chen, 2008). Le volume spécial « Larger Asian rivers and their interactions

with estuaries and coasts » a été publié en 2008 dans le journal de Quaternary International.

Suite à cette première conférence, une deuxième conférence internationale a été organisée à

Nanchang (Chine), en Septembre 2007, concernant l’influence du changement climatique sur

les débits et les matières transportées par les grands fleuves en Asie. Elle a eu trois objectifs :

- le changement climatique actuel et futur dans les grands bassins asiatiques ;

- l’impact du changement climatique sur les apports fluviaux liquides et solides ;

- l’interaction du changement climatique avec les activités humaines et ses impacts sur

les processus fluviaux-estuariens-côtiers.

Les principaux résultats sont publiés dans le deuxième volume « Larger Asian rivers

climate change, river flux and sediment flux » en 2009 dans le journal Quaternary

International (Lu et Jiang, 2009).

En conclusion, les fleuves en Asie du Sud-Est font l’objet d’un intérêt croissant en

raison de l’impact du changement climatique sur plusieurs millions d’habitants dans cette

région, de son rôle clé pour comprendre l’érosion de ce continent et le cycle global de

matières (i.e. cycle de l’eau, cycle du carbone, cycle de métaux...) et aussi des problèmes de

pollutions (i.e. pollution métallique ou pollution nutritive…). Dans la partie suivante, nous

avons résumé les études récentes menées sur des bassins asiatiques concernant le transfert de

matières.

46

IV.1. Apport d’eaux et de matières

IV.1.1. Flux hydriques

Les débits des fleuves et des rivières en Asie du Sud-est sont dominés par la

mousson en été durant laquelle 90% du flux d’eau sont transportés au cours des quatre mois

(e.g. Le et al., 2005, Lu et Chen, 2008, Lu et Jiang, 2009).

La première mesure de débit a été effectuée dès la fin du XVIIIème siècle sur le grand

système himalayen (Rennell, 1781). Le débit liquide du Gange a été estimé entre 15 000 m3/s

et 18 300 m3/s pendant la mousson (Rennell, 1781, Everest, 1832). A partir du milieu du

XXème siècle, les différents états et la communauté scientifique internationale ont finalement

mis en œuvre un suivi temporel des débits sur l’ensemble des fleuves et rivières du bassin

himalayen. Le flux liquide annuel du système Gange-Brahmapoutre (plus grand fleuve

asiatique en apport en eau) est ~1070 km3/an pour la période 1969-1992 (GRDC, 1996), i.e.

11% du flux liquide total exporté par les fleuves asiatiques vers l’océan ; nous rappelons que

l’Amazone contribue à 6300 km3/an (Tableau 1). Le fleuve Bleu (Yangtze) exporte environ

900 km3/an et est le second fleuve asiatique en apport d’eau (Tableau 1).

Certains facteurs climatiques peuvent influencer l’activité d’une saison cyclonique

(e.g. des événements AMO (Atlantic Multidecadal Oscillation) ; NAO (North Atlantic

Oscillation), ENSO (El Niño/Southern Oscillation)). Le changement climatique pourrait

avoir des impacts importants sur le cycle de l’eau à l’échelle globale et en particulier en Asie

(Figure 19, Milliman et al., 2008). Par exemple, Chen et al. (2007), en analysant la variation

spatiale du changement climatique durant la période 1958-2004 dans la partie amont du fleuve

Tarim, dans le Sud du Xinjiang en Chine, ont montré que les températures et les précipitations

ont augmenté significativement depuis les années 1980, ce qui a fait croître de plus de 10% le

débit liquide du fleuve. A l’inverse, Wang et al. (2006) ont démontré que le phénomène

ENSO a fait diminuer de 51% le flux liquide exporté par le Huanghe vers l’océan. Xu et al.

(2009), en utilisant le modèle climatique global (GCM) pour le bassin du Huanghe, ont

suggéré que le débit liquide du fleuve avait diminué en raison de la baisse des températures et

des précipitations dans ce bassin. Le problème de la ressource en eau va, dans l’avenir,

devenir vital car la demande en eau pour l’industrie, l’agriculture et la vie domestique

augmente de plus en plus (Xu et al., 2009).

47

Changement du flux liquide (en %)

Figure 19 : Changement du débit des fleuves et rivières en Asie du Sud-Est (D’après le modèle de Xu

et al., 2007). L’étoile rouge signifie le bassin versant du Fleuve Rouge

La mesure du débit des fleuves et rivières est donc prioritaire afin d’évaluer et prévenir

des risques d’inondations, mais aussi pour connaître les volumes disponibles pour

l’alimentation en eau potable, surtout dans les bassins peuplés où les inondations sont très

fréquentes, comme dans le bassin versant du Fleuve Rouge.

IV.1.2. Flux sédimentaires

En terme de flux sédimentaires, les cinq plus grands fleuves en Asie, par ordre

décroissant, sont : le Gange/Brahmapoutre, le Huanghe (Fleuve Jaune), le Yangtze

(Changjiang, fleuve Bleu), l’Irrawady et le Mékong (Tableau 1). Les deux systèmes, le

Gange/Brahmapoutre et le Huanghe, contribuent jusqu’à 22% du flux global de sédiments

(Tableau 1). Les facteurs naturels (e.g. jeune tectonique, loess, pentes importantes ou

mousson) et anthropiques (e.g. déforestation, agriculture très intensive et urbanisation)

peuvent expliquer ces forts taux d’érosion dans cette région (e.g. Gupta et Krishnan, 1994, Lu

et Chen, 2008 ; Lu et Jiang, 2009).

Depuis le milieu du 20ème siècle, avec les activités humaines (e.g. déforestation,

agriculture très intensive, urbanisation, construction de réservoirs et barrages) et le

changement climatique (modification de la balance en eau), les flux de matières ont fortement

changé. Par exemple, Ming et al. (2009) ont montré que de multiples facteurs anthropiques

sont venus modifier les flux de sédiments transportés par le Changjiang vers l’océan (Figure

48

20). Il y a 3000 ans, les flux auraient augmenté avec la déforestation du plateau de Loess,

avant de diminuer : la baisse des flux est attribuée pour 30% à la diminution des

précipitations, pour 30% à la mise en place des réservoirs dans le bassin et pour 40% à la

conservation des sols.

Pour d’autres systèmes, nous observons, à l’inverse, des augmentations des flux de

sédiments, résultant de la construction des routes ou d’exploitation des mines. Xu (2009), en

examinant les concentrations en MES et l’impact des précipitations et des activités humaines

dans le Yangtze et ses tributaires majeurs, a démontré que les précipitations peuvent expliquer

16-37% de la variabilité des concentrations en MES, tandis que le reste est lié à des activités

humaines comme l’exploitation minière, la construction de routes, de zones urbaines et des

réservoirs, la conservation des sols et de l’eau.

Figure 20 : Evolution de flux de sédiments exportés par le Changjiang pendant différentes périodes

(source : Ming et al., 2009).

IV.1.2.a. Impact des réservoirs et de la conservation des sols sur les

flux de sédiments

Plus de la moitié des grands réservoirs du monde se situe en Asie, et particulièrement

en Chine. Ils sont construits, depuis les années 1950 avec pour but de générer de l’énergie

hydraulique (Zhang et al., 1999 ; Fuggle et Smith, 2000). L’attention sur les impacts des

réservoirs sur les flux de sédiments en Asie a débuté à partir de l’année 2000 lorsque Zhang et

al. (2000) ont démontré que, depuis les 25 dernières années, les flux de sédiments exportés

par les fleuves chinois ont diminué suite à la sédimentation dans les réservoirs d’une part

importante de ce flux. Plus spécifiquement, les flux de sédiments transportés par le Huanghe

49

ont diminué de 1.3 Gt/an pour la période 1950-1968 à 1Gt/an durant la période 1969-1985

quand le Réservoir Liujiaxia a été mis en fonctionnement (Figure 21, Wang et al., 2006) ; les

flux ont continué à diminuer à 0.5 Gt/an pour la période 1986-1999 quand un second barrage,

le Xiaolangdi, a été mis en place à partir de 1987. Actuellement, le flux de sédiments

transportés par le Huanghe est de 0.15 Gt/an (Figure 21).

Wang et al. (2008) ont identifié deux comportements pour les flux de sédiments liés au

passage de ce fleuve de l’état naturel (où les flux sont dominés par la mousson) à l’état

anthropique (où les flux sont influencés par les réservoirs et par une politique de conservation

des sols ; Figure 22). L’état anthropique du Changjiang a commencé à partir de 1950 lorsque

le réservoir Danjiangkou a été construit. Les flux sont fortement influencés par la présence

récente du barrage de Trois Gorges en 2003. Les flux de sédiments à l’état naturel étaient de

488 Mt/an ; ils sont maintenant d’environ 250 Mt/an, i.e. diminution de 50% du flux à l’état

naturel.

Période

Flu

x d

e s

éd

imen

ts (

Gt/

an

)

Période

Flu

x d

e s

éd

imen

ts (

Gt/

an

)

Figure 21 : Evolution des flux de sédiments du Huanghe pour différentes périodes (D’après Wang et

al., 2006).

Flu

x d

e s

éd

imen

ts (

Mt/

an

)

1: 1968 (mise en fonctionnement du réservoir Danjiangkou)

2: 1980 (conservation des sols)

3: 2003 (construction du barrage Trois Gorges)

Période naturelle (dominée par la mousson) Période anthropique

Figure 22 : Evolution du flux de sédiments du Changjiang à différentes périodes d’observation

(D’après Wang et al., 2008).

50

IV.1.2.b. Activités anthropiques secondaires

Si la construction des barrages a fait diminuer les flux de sédiments transportés par les

fleuves et les rivières vers l’océan, d’autres activités humaines ont favorisé l’augmentation

des flux en Asie. Par exemple, la rivière Hongshuihe, le tributaire majeur du Pearl, située dans

la province de Guangxi (Chine), montre une augmentation importante du flux de sédiments

(~75%), suite à l’expansion des surfaces agricoles pour répondre à l’intensification de

l’agriculture, dans cette région, depuis les années 1960 (Walling et Fang, 2003). Un tel

phénomène peut être observé sur le Yazgulem où le flux de sédiments a augmenté de 80%

depuis 1970, en raison de l’expansion de l’irrigation pour l’agriculture (Walling et Fang,

2003). Ces phénomènes sont plus clairement visibles si l’on établit les courbes des flux de

sédiments cumulés en fonction des débits spécifiques « double mass curve » pour ces deux

rivières (Figure 23). Nous pouvons voir clairement des points d’inflexions en 1960 pour la

rivière Hongshuihe et en 1970 pour la rivière Yazgulem, tandis que les débits spécifiques

restent relativement stables durant les périodes étudiées (Figure 23).

Ces résultats montrent l’intérêt d’analyser des données à long terme pour évaluer

l’impact des facteurs naturels et anthropiques. Nous avons réalisé une étude similaire à

partir d’un suivi des flux de MES réalisé sur le Fleuve Rouge entre 1960 et 2008 (Article

1, Dang et al., 2010).

51

Figure 23 : Evolution des flux de sédiments exportés en fonction des débits spécifiques pour le

Hongshuihe (A) et le Yazgulem (B), Chine (D’après Walling et Fang, 2003).

52

IV.2. Carbone dans les fleuves et rivières asiatiques

Nous avons montré précédemment le lien étroit entre le flux d’eau et de sédiments et

les flux de carbone, à l’échelle globale. Cette observation, combinée à celle montrant que

l’Asie est un continent exportant de grandes quantités d’eau et de sédiments, nous a conduit à

nous intéresser au carbone dans ces systèmes.

Le modèle établi par Ludwig (1998) a permis de calculer les concentrations en COP

et en COD pour chaque continent ou pour différents climats. Pour le continent asiatique,

dominé par un climat tropical humide, les concentrations en COP seraient de l’ordre de 3.1 à

4.7 mg/l et de 4.5 à 4.8 mg/l pour le COD, soit un rapport COP/COD de ~0.7-1 (Ludwig,

1998). Les études menées sur différents fleuves et rivières dans les Sud-Est asiatique montrent

pourtant une large gamme de valeurs du rapport COP/COD. Par exemple, les concentrations

en COP et en COD dans l’Irrawaddy sont, respectivement, de 5 et de 1.2 mg/l, soit un facteur

~4 (Bird et al., 2008). Une valeur extrême du rapport COP/COD a été observée dans le

Huanghe, où les concentrations moyennes sont de 132 mg/l en COP et de 2.8 mg/l en COD,

soit un facteur 47 (Zhang et al., 1992, Gu et al., 2009). Ces résultats prouvent que le COP

serait la forme principale du carbone organique transporté par les systèmes asiatiques vers

l’océan, ce qui peut s’expliquer par les forts taux d’érosion dans cette région. En effet,

l’analyse des isotopes de carbone et d’azote dans ces systèmes rivières suggère que la matière

organique particulaire viendrait principalement de l’érosion des sols et que la contribution

des sources autochtones serait faible (e.g. Ittekkot et al., 1985 ; Ittekkot et Arain, 1986, Zhang

et al., 1992 ; Galy et al., 2007, Galy et al., 2008 ; Wu et al., 2007 ; Bird et al., 2008 ; Zhang et

al., 2009).

Pour le carbone inorganique, les processus d’altération chimique de roches

carbonatées et silicatées contribuent entre 80-90% au flux de CID (e.g. Hu et al., 1982 ; Wu et

al., 2007 ; Gu et al., 2009 ; Sun et al., 2010). De plus, le CID serait la forme principale de

carbone dissous dans ces fleuves et rivières. Par exemple, dans les eaux du Changjiang, les

concentrations en carbone varient entre 14.4 et 34 mg/l pour le CID et entre 1.2 et 1.3 mg/l

pour le COD (Wu et al., 2007). Pour le cas du Xijiang, la concentration moyenne en CID est

de 91 mg/l alors qu’elle n’est de seulement 1.36 mg/l pour le COD (Sun et al., 2010). Nous

avons référencé peu d’études portant sur le CIP en Asie. Par exemple, Wu et al (2007) ont

reporté que la concentration en CIP dans le Yangtze est de 1.59 mg/l. Elle est de 3.6 mg/l pour

le Huanghe (Gu et al., 2009).

53

Finalement, en terme de flux de carbone total exporté par les fleuves asiatiques vers

l’océan, il semblerait que le flux en carbone inorganique sous sa forme dissoute domine

(Tableau 5).

Ces flux sont, comme pour les sédiments, influencés par les activités humaines. Sun et

al. (2010) ont démontré que le flux de COP dans la rivière Xijiang a fortement diminué suite

au stockage de sédiments dans les réservoirs. A l’inverse, le flux de COD mesuré en aval du

réservoir montre une augmentation suite aux processus de dégradation de matières organiques

stockées dans le réservoir. Balakrishna et al. (2006) ont démontré que l’augmentation des flux

de COD à l’aval du Godavari en Inde, serait liée à une contribution importante des eaux usées

rejetées directement dans ce fleuve.

Tableau 5 : Flux de carbone dans les principaux fleuves asiatiques (en 103t/an)

River COP COD COP/COD PIC DIC Ref.

Xijiang River 583 155 3.8 - 4 500 Sun et al., 2010

Huanghe River 6 100 200 30.5 7 900 645 Gu et al., 2009

Chanjiang River 6 000 2 700 2.2 900 14 600 Wu et al., 2007

Brahmaputra 1 300 1 600 0.81 - 4 246 Meybeck and Ragu, 1996

Irrawaddy 3.4 1 3.4 Bird et al., 2008

Salween 3.0 0.23 13.0 Bird et al., 2009

Godavari 756 130 5.8 2520 Balakrishna et al., 2006

Gange 1700 1400 1.2 4845 Bird et al., 2008

IV.3. Problèmes engendrés par des pollutions métalliques en

Asie

Depuis les deux derniers siècles, l'industrialisation rapide de nos sociétés, associée à

l'exploitation accrue de minerais, a conduit à une forte augmentation des émissions

anthropiques en métaux, ainsi que leur accumulation dans les formations superficielles (e.g.

Horowitz, 1991 ; Horowitz et al., 2001 ; Audry et al., 2005 ; Meybeck et al., 2007 ; Horowitz

et al., 2008 ; Coynel et al., 2009 ; Grosbois et al., 2009). Des millions de tonnes de métaux

sont extraits chaque année des mines pour être ensuite dispersés dans l’environnement

(Nriagu et Pacyna, 1988). Ce phénomène risque de s’amplifier avec l’émergence économique

de pays tels que les pays asiatiques, en particulier les pays du Sud-Est (e.g. Li et Zhang,

2009 ; Wu et al., 2009 ; Huang et al., 2010). Avec des taux de croissance économique

avoisinant les 10% par an (9.3% pour la Chine en 2005), leur demande en matières premières

est telle que les cours de Cu, de Fe et de Zn ont « littéralement flambé ». Ces demandes

croissantes en minerais métalliques et en hydrocarbures ne font qu’accroître la circulation des

métaux toxiques à travers l’atmosphère, les sols et l’eau. Une partie de ces métaux, en excès

54

dans l’environnement, est intégrée dans la chaîne alimentaire humaine et présente de

nombreux risques sanitaires. C’est pourquoi, les états sont devenus de plus en plus vigilants

et mettent en place des législations de plus en plus strictes qui prennent en compte les effets

délétères des métaux traces dans les différents compartiments de nos écosystèmes (loi sur

l’eau, l’air, les déchets, les sols, sur les installations classées, directives nationales portant sur

les matériaux de construction et les revêtements, sur la sécurité sanitaire des aliments, etc.).

La pollution des eaux par les métaux est un problème majeur à l’échelle globale et

surtout dans les pays où la demande de l’eau est de plus en plus importante. Les études

géochimiques commencent à se développer sur les systèmes asiatiques et il ressort que

deux éléments (Hg et As) semblent montrer des risques majeurs pour de nombreux

systèmes.

IV.3.1. Contamination en mercure

L’émission de Hg atmosphérique est estimée à 2190 t/an dont 1179 t viendraient de

l’Asie, soit 54% (Pacyna et al., 2006). La pollution mercurique de l’environnement est connue

dans plusieurs pays en Asie, particulièrement dans les pays du Sud-Est (e.g. Japon, Irak,

Chine, Inde, Corée, Li et al., 2009). Les sources de contamination en Hg en Asie sont

nombreuses (Figure 24). L’extraction et le traitement des minerais et métaux (Hg et Au),

l’industrie (i.e. combustion des énergies fossiles, industrie électrique et électronique) sont les

émetteurs potentiels en Hg dans l’environnement. Or, il a été démontré que la moitié de Hg

émis d’une source anthropique est redéposée à proximité de cette source (Grigal, 2002) et

s’accumule sur le sol. Une part importante de Hg peut alors être lessivée par les eaux

continentales, par érosion mécanique, et exportée vers l’océan par les fleuves. Ces derniers

exporteraient ainsi vers l’océan 200 à 1000 t/an de Hg particulaire (Maia et al., 2009). Ce

phénomène doit être particulièrement important pour les fleuves asiatiques qui

présentent des taux d’érosion excessivement élevés à l’échelle globale (Voir les parties

I.3.4 et IV.1.2).

Un des premiers documents officiels faisant état de troubles de la santé publique liés à

la contamination en Hg des eaux naturelles par les métaux lourds rejetés par les usines

chimiques, concerne la ville de la Baie Minimata au Japon en 1953. La mortalité animale

(poissons, chats, chiens, porcs) s’est vue augmenter ; les habitants ont été touchés par des

troubles divers et surtout par la diminution de leurs fonctions cérébrales. Quelques années

plus tard, en 1971, les travaux de « Gold-water » ont mis en évidence que l’ingestion d’une

grande quantité de mercure accumulée dans les chairs et les tissus des poissons, des

55

coquillages et autres gastéropodes a provoqué des effets désastreux dans la chaîne

nutritionnelle. La concentration moyenne en Hg dans les sédiments de surface de la Baie

Minimata est de 3520 µg/kg, soit 35 fois plus que le bruit de fond géochimique (~100 µg/kg,

Tomiyasu et al., 2006) montrant un fort enrichissement en Hg dans les sédiments. La remise

en suspension des sédiments contaminés dans la baie Minimata peut devenir une source

importante de Hg dans les eaux (Li et al., 2009).

Plusieurs études prouvent que l’exploitation de minerais et l’activité industrielle sont

responsables des fortes concentrations mercuriques dans certaines fleuves et rivières chinois

(e.g. Horvat et al., 2003 ; Feng et al., 2003 ; Qiu et al., 2006a ; Qiu et al., 2006b, Li et al.,

2008 ; Li et al., 2009). Par exemple, Feng et al. (2003) ont observé que les concentrations en

Hg dissous mesurées dans la rivière de Wujiang, après le drainage des zones de minerais,

peuvent atteindre 10 µg/l, soit 10 fois plus que la limite autorisée pour l’eau en surface

(1µg/l ; WHO, 2004). Li et al. (2009), en mesurant les concentrations en Hg dissous et

particulaires dans les rivières chinoises, ont montré également que le flux de Hg venant des

usines est directement transporté vers le milieu aquatique, engendrant une pollution des cours

d’eau et des sédiments.

Figure 24 : Distribution de différences sources de contamination mercurique en Asie (Li et al., 2009)

Une étude a été menée sur la pollution mercurique des particules du Fleuve Rouge

dans le cadre du Master 2 de Marine Deschatre pour lequel j’ai partipé. Notre travail de

recherche a fait l’objet d’un rapport et d’une présentation au colloque RST organisé à

Bordeaux en octobre 2010 (Deschatre, Dang et al., 2010). Un article est en préparation. Notre

poster synthétisant les résultats de Hg et sa spéciation est consigné en Annexe.

56

IV.3.2. Contamination en arsenic

La contamination en arsenic des eaux de nappe a été mise en évidence dans de

nombreux pays asiatiques comme l’Inde, le Népal, le Cambodge, la Chine, la Thaïlande, le

Vietnam et le Bangladesh. Dans ces pays, les eaux de nappe sont exploitées avec pour but

principal l’utilisation de l’eau dans la vie quotidienne (Figure 25, OMS, 2000, Berg et al.,

2001, 2006, 2007; Johnson et al., 2008). Si la limite de concentration en As pour l’eau potable

est de 10 µg/l, la concentration moyenne mesurée dans ces pays est supérieure à 50 µg/l (Berg

et al., 2001, 2006, 2007) et peut attendre jusqu’à 2500 µg/l au Bangladesh (OMS, 2000) ou

3500 µg/l au Vietnam (Berg et al., 2007). La contamination par l’arsenic des nappes

phréatiques met en péril la vie de près de 75 millions de personnes au Bangladesh (enquête

par le British Geological Survey) et plus de 30 millions d’habitants au Vietnam (Berg et al.,

2007), en majorité localisés dans les deltas. Dans ces régions, des fortes concentrations en As

ont également été retrouvées dans du riz et des légumes. En effet, les niveaux d'arsenic dans

les grains de différentes variétés de riz au Bangladesh atteignaient 1.8 µg/kg contre des

niveaux de seulement 0.05 µg/kg en Europe et aux Etats-Unis (e.g. FAO, 2006 ; Vicky-Singh

et al., 2010). La contamination était encore plus flagrante dans les légumes à feuilles, comme

dans l'amarante et les épinards, où la teneur en As pouvait atteindre deux à trois fois celle du

riz (Heikens et al, 2007). Cette contamination peut provoquer plusieurs maladies comme le

cancer du sein, des maladies des reins et du foie, des problèmes respiratoires jusqu’à la mort

(Johnson, 2008).

Aquifères avec concentrations élevées d'arsenic

Aquifères avec forte présence d'arsenic dans certaines sources Figure 25 : Zone de contamination en As en Asie (D’après BGS/FAO, 2006, http://m.futura-

sciences.com/).

57

Si les sources anthropiques sont responsables des phénomènes de pollution mercurique

en Asie, la pollution en As dans cette région serait principalement d’origine naturelle

(formation géologique riche en As, e.g. Das et al., 1996 ; Nickson et al., 2000 ; Berg et al.,

2001 ; Bergh et al., 2007). Les roches dans la région himalayenne et tibétaine contiennent

naturellement de fortes concentrations en métaux lourds, surtout en As (e.g. Welch et al.,

1988 ; Rodwell, 1994). La concentration en As dans les sols de ces régions est de plus de

4000 mg/kg (nous rappelons que la concentration en As dans la croûte continentale UCC est

de 2 mg/kg) ; les plus fortes concentrations sont observées dans les roches carbonifères

(Smith, 2010). Dans les deltas, les sédiments et sols riches en As sont issus des processus

d’érosion et d’altération de formations géologiques situées en amont et de transport par les

fleuves avant d’être déposés dans les plaines. Le lessivage des formations géologiques a

conduit également aux transferts en As dissous puis à son adsorption sur des sédiments riches

en oxy-hydroxide de fer. Plusieurs études ont montré que les fortes concentrations en As dans

les eaux souterraines sont le résultat des processus de réduction de As, initialement fixé sur

les oxy-hydroxides de fer dans des conditions anoxiques (e.g. Korte et Fernando, 1991 ;

McArthur et al., 2001 ; Nickson et al., 2000 ; Berg et al., 2001 ; Berg et al., 2007).

Néanmoins, des activités anthropiques peuvent amplifier la contamination en As ; par

exemple, Boreysza et al. (2006) ont suggéré que l’augmentation de la quantité de phosphates

fertilisés, utilisés pour l’agriculture au Bangladesh, de 2x103 t/an en 1961 à 250x103 t/an en

2000 est la seconde source de pollution en As dans l’environnement pour ce pays.

58

V. Le Fleuve Rouge : un excellent modèle de terrain en zone tropicale

L’Asie se révèle être une zone clé pour étudier les transferts de matières incluant le

carbone et les métaux. Au niveau de ce continent, le Fleuve Rouge (Chine/Vietnam) est classé

au 13ème rang pour la superficie de son bassin versant, 8ème pour son flux liquide et 6ème pour

son flux solide (Tableau 1). Le bassin versant du Fleuve Rouge présente des spécificités qui

en font une zone d’un intérêt majeur pour des études géochimiques. En effet, il prend sa

source dans la chaîne himalayenne où il existe une zone très naturellement érosive (e.g. Galy,

2007). Le Fleuve Rouge draine des zones à fort développement économique où il existe

encore une pression agricole importante dans le bassin central (e.g. Fontenelle, 2004 ; Le et

al., 2005). En ce qui concerne le bassin versant du Fleuve Rouge dans sa partie vietnamienne,

la population augmente de manière importante et on observe un essor sans précédent de

l’industrialisation et de l’urbanisation (e.g. Le et al., 2005, Luu, 2010). Le bassin est dominé

par un climat tropical humide où il existe une mousson annuelle très forte avec la présence

d’une alternance prononcée entre période sèche et période humide (e.g. Gillet et al., 2003 ;

van Maren, 2004 ; Wysocka et Swierczewska, 2010), cette dernière connaissant des épisodes

pluvieux de plus en plus violents probablement sous l’effet du changement climatique. Des

planifications de constructions de plusieurs barrages majeurs en amont du bassin (zone

chinoise) et sur de nombreux affluents majeurs du fleuve (au Vietnam) sont envisagées (e.g.

Le et al., 2007). Il serait intéressant de caractériser les transferts de matières avant la mise en

place de ces barrages afin d’évaluer les impacts environnementaux économiques et sociaux

qu’auront ces barrages dans un avenir proche.

Cependant, les études sur le Fleuve Rouge n’ont vraiment commencé qu’à partir des

années 2000 et se sont concentrées dans la partie aval du fleuve (i.e. dans le delta et l’estuaire,

Tableau 6). Les principales études visaient à :

- établir des bilans actuels en MES, en phosphore et azote à l’exutoire des 3 principaux

sous-bassins du Fleuve Rouge et à l’entrée de sa zone deltaïque (e.g. Le et al., 2005 ; Duong

et al., 2006 ; Le et al., 2007 ; Le et al., 2010). Elles ont permis de mettre en évidence des

phénomènes d’eutrophisation, de pollution organique et d’efflorescences algales (e.g. Duong

et al., 2006, Trinh et al., 2009). Les transferts de MES, de polluants, de nutriments et matières

organiques du Fleuve Rouge seraient dus à différentes activités humaines liées à

l’urbanisation dans le delta (e.g. papeteries, usine des produits chimiques, e.g. Le et al., 2005,

Trinh et al., 2006 ; Duong et al., 2006 , Trinh et al., 2009, Luu et al., 2010).

59

- étudier l’influence des contraintes anthropiques et hydrologiques sur la diversité et le

fonctionnement du réseau microbien planctonique dans les zones estuariennes (e.g. Minh et

al., 2002 ; Wörsten et al., 2003).

- déterminer l’impact du changement climatique sur le régime des flux liquides

exportés par le Fleuve Rouge et l’impact de la remontée du niveau marin sur le delta (e.g.

MONRE, 2003 ; Hori et al., 2004 ; Li et al., 2006a, van Maren, 2007 ; Pham et Masahide,

2007). Par exemple, MONRE (2003) a reporté que le cycle annuel d’eau pourrait être décalé :

la saison des pluies arriverait entre juin et novembre (avec un maximum entre septembre et

novembre) au lieu de mai-octobre. Pham et Masahide (2007) ont démontré que le niveau

marin augmenterait de 1.75 à 2.56 mm/an, ce qui risque d’endommager les terres cultivées

côtières et les ressources en eau douce dans le delta du Fleuve Rouge.

- analyser la contamination en métaux lourds dans des sols et des sédiments,

essentiellement agricoles, situés dans le delta du Fleuve Rouge (e.g. Hankan et Lan, 2008 ;

Chu Ngoc et al., 2009 ; Nguyen Ngoc et al., 2009 ; Phuong et al., 2010). Nguyen Ngoc et al.

(2009) ont reporté que les teneurs en métaux lourds (As, Cu, Pb) dans les sols de rizière du

delta du Fleuve Rouge sont de 2 à 5 fois plus élevées que la limite pour les sols agricoles

(TCVN 5942-1995). La contamination en As des sédiments et des eaux souterraines dans le

delta du Fleuve Rouge pose des problèmes pour la santé de millions d’habitants dans cette

zone (e.g. Berg et al., 2001 ; Berg et al., 2006 ; Berg et al., 2007 ; Hankan et Lan,

2008 ; Agusa et al., 2010). La concentration moyenne en As dans les eaux souterraines dans le

delta du Fleuve Rouge est de 157 µg/l (Berg et al., 2007), soit 16 fois plus de la limite pour

l’eau potable (~10 µg/l). Les sources de ces contaminations seraient naturelles (e.g. érosion et

altération d’une zone en amont riche en As, Berg et al., 2006, Berg et al., 2007) et

anthropiques (activités d’exploitation de mines, e.g. Chu Ngoc et al., 2009 ; Nguyen Ngoc et

al., 2009 ; Phuong et al., 2010 ; Kien et al., 2010). Par exemple, Chu Ngoc et al. (2009) ont

démontré que les concentrations en As dans les eaux de rivière, situées avant et après la zone

d’exploitation d’étain (DaiTu, ThaiNguyen), sont respectivement de <10 et 153 µg/l.

A notre connaissance, il n’y a que deux études géochimiques qui se sont intéressées à

la partie amont (en Chine) et centrale (au Vietnam) du bassin versant du Fleuve Rouge

(Borges et Huh, 1997 ; Moon et al., 2007). L’objectif de ces deux travaux était d’établir les

bilans d’altération du Fleuve Rouge à partir de l’analyse d’éléments majeurs (Si, Na, K, Mg,

Ca, Cl…) et de carbone (organique et inorganique). Borges et Huh (2007), en se basant sur 21

échantillons de sédiments du Fleuve Rouge et de ses tributaires, collectés en hautes eaux et en

basses eaux, ont calculé l’indice de l’altération chimique (CIA) pour le bassin versant du

60

fleuve. Les résultats prouvent que le CIA (valeur=66) du Fleuve Rouge est en adéquation

avec la lithologie drainée et est comparable à celui d’autres fleuves himalayens comme le

Gange (CIA=68) ou le Brahmapoutre (CIA=73 ; Borges et Huh, 2007). Moon et al. (2007), à

partir de 43 échantillons d’eaux prélevés en hautes eaux et en basses eaux dans tout le bassin

versant du Fleuve Rouge, ont montré que le CO2 est le principal agent responsable des

processus d’altération et que les carbonates représentent 55-97% des cations dissous totaux.

Ainsi, le taux d’altération de silicate dans le bassin versant du Fleuve Rouge est estimé à

170x103 mol/km²/an en été et à 51x103 mol/km²/an en hiver (Moon et al., 2007), ce qui est

supérieur à ce que l’on a observé dans l’Amazone (au Brésil, 58x103 mol/km²/an ; Gaillardet

et al., 1997), l’Orénoque (en Colombie et au Vénézuela, 102x103 mol/km²/an ; Edmond et al.,

1995) ou le Mackenzie (au Canada, 5-11x103 mol/km²/an ; Millot et al., 2003).

En conclusion, à notre connaissance, aucune étude sur le Fleuve Rouge n’a permis de

caractériser les transferts géochimiques des matières dissoutes et particulaires (MES, carbone,

métaux/métalloïdes) depuis leur sortie de la zone très montagneuse et fortement érosive

(Chine) jusqu’à leur entrée dans le delta. Les recherches menées dans cette thèse visent à

remédier à ces lacunes et se base sur un suivi à haute résolution temporelle et spatiale sur

l’ensemble du bassin versant du Fleuve Rouge dans la partie vietnamienne. Elles permettront

d’apporter des éléments de réponse aux processus s’effectuant dans le delta en caractérisant

les forçages d’entrée.

61

Tableau 6 Synthèse bibliographique (non exhaustive) des principales études (biochimie, géochimie,

hydrologie et sédimentologie) réalisées dans le bassin versant du Fleuve Rouge. Domaine Référence

Duong et al., 2006

Duong et al., 2007

Duong et al., 2008

Duong et al., 2010

Khai et al., 2007

Trinh et al., 2007

Trinh et al., 2009

Trinh et al., 2006a

Trinh et al., 2006b

Vu et al., 2006

Kurosawa et al., 2005

Vu et al., 2005

Nguyen et al., 2005

Lan et al., 2000

Berg et al., 2001

Agusa et al., 2006

Berg et al., 2006

Kurosawa et al., 2006

Berg et al., 2007

Borges and Huh., 2007

Van Hoang et al., 2009

Le et al., 2007

Moon et al., 2007

Postma et al., 2007

Eiche et al., 2008

Jessen et al., 2008

Marcusen et al., 2008

Larsen et al., 2008

Phuong et al., 2008

van Geen et al., 2008

Agusa et al., 2009a

Agusa et al., 2009b

Nguyen et al., 2009

Chu Ngoc et al., 2009

Nguyen Ngoc et al., 2009

Agusa et al., 2010

Nishina et al., 2009

Ho et al., 2010

Kien et al., 2010

Le et al., 2010

Mai et al., 2010

Phuong et al., 2010

Postma et al., 2010

Le et al., 2005

Luu et al., 2010

Tanabe et al., 2003

Wysocka et Swierczewska, 2003

Doan Dinh et Boyd, 2003

Hori et al., 2004

van Maren et Hoekstra, 2004

Tran et al., 2004

van Maren ., 2005

Pruszak et al., 2005

Andersen et al., 2005

van Maren et Hoekstra, 2005a

van Maren et Hoekstra, 2005b

Gilley et al., 2003

Li et al., 2006a

Li et al., 2006b

Tanabe et al., 2006

Duc et al., 2007

Funabiki et al., 2007

van Maren ., 2007

Ngo et al., 2007

Van den Berg et al., 2007a

Van den Berg et al., 2007b

Zhang et al., 2009

Yeh et al., 2008

Ritzema et al., 2008

Fyhn et al., 2009

Wysocka, 2009

Wysocka et Świerczewska, 2010

Delta du Fleuve Rouge (rivière Nhue)

Delta du Fleuve Rouge (rivières Nhue et Tolich)

Delta du Fleuve Rouge (Hanoi)


Delta du Fleuve Rouge (rivières Nhue et Tolich)

Delta du Fleuve Rouge




Bassin du Fleuve Rouge (Chine/Vietnam)


Bassin du Fleuve Rouge (Vietnam)



Bassin du Fleuve Rouge (Vietnam-province CaoBang)

Zone intertidal dans le delta Fleuve Rouge

Réservoir de HoaBinh













Zone estuarienne (HaiPhong)


Zone estuarienne (Balat, HaiPhong)


Zone côtière du Fleuve Rouge (Balat)

Delta du Fleuve Rouge (Rivière Day)

Delta du Fleuve Rouge (Province NamDinh)




Bassin versant du Fleuve Rouge

Delta du Fleuve Rouge (district TamDuong)




Delta du Fleuve Rouge (Province HaiDuong)

Bassin du Fleuve Rouge (Vietnam-province DaiTu)

Biochimie

Géochimie


Delta du Fleuve Rouge (ThaiNguyen)


Hydrologie -

Sédimentologie







Fleuve Rouge (Vietnam)







Bassin du Fleuve Rouge (Vietnam-province ThaiNguyen)



Zone d'étude







Fleuve Rouge (Vietnam)

62

Il y a un autre Fleuve Rouge en France …Auteur : Alain Ruellan, Date : 18 septembre 1989, Lieu :

France, Languedoc.

Chapitre 2 : Matériel et méthodes -

Présentation du site d’étude, de la

stratégie d’échantillonnage et des

techniques analytiques

65

I. Introduction : « le Vietnam, un pays d’eau »

Situé en Asie du Sud-Est, à l’est de la péninsule indochinoise, le Vietnam (superficie :

331 000 km²) s’étend sur 1700 km, entre le 23° et le 8° parallèle (Figure 26 ). C’est un pays

où les réseaux hydrographiques sont très abondants avec 8 « grands » bassins versants dont

les superficies sont supérieures à 10 000 km² et environ 2 250 bassins versants de tailles plus

petites (Nguyen, 1984 ; Tran, 2007, Vu, 2007). Beaucoup de fleuves et rivières prennent leur

source à l’étranger, dont les deux principaux fleuves du pays : le Mékong (ou LanCang) qui

traverse 5 pays (Chine, Thaïlande, Myanmar/Birmanie, Laos, Cambodge) avant d’entrer au

Vietnam dans sa partie Sud et le Fleuve Rouge (ou Hong Song) qui draine la Chine, le Laos et

le Nord du Vietnam avant de rejoindre le delta puis la mer du Tonkin (Tableau 7 ; Figure 26).

Fleuve Rouge ou Song HongMékong

Figure 26 : Localisation du Vietnam (source : http://taysonnhan.fr) et de ses deux principaux

fleuves : le Mékong (source : htp://piscasa.google.com) et le Fleuve Rouge.

Le caractère transfrontalier (international) de ces fleuves et rivières pose des

problèmes dans la lutte contre les inondations, l’exploitation des ressources hydriques et le

traitement des eaux (Tran et al., 2007 ; Vu, 2007) en raison des politiques de gestion de la

quantité et de la qualité des eaux pouvant être différentes suivant les pays, voire les provinces.

66

Tableau 7 : Rivières majeures du Vietnam, (Source : Nguyen, 1984 ; Nguyen et Nguyen, 2001 ; Tran,

2004 ; Tran et al., 2007).

Mékong Chine 5224

Red-ThaiBinh Chine 3000

DongNai Vietnam 1770

Ma Chine 762

Ca Laos 294

Ba Vietnam 1550

KiCung Vietnam 1166

ThuBon Vietnam 2598

Total Au Vietnam

Superficie (km²)

169 000 86 660 4 300

795 000 72 000 16 500

28 490 17 810 630

38 600 38 600 980

13 900 13 900 320

27 200 17 730 670

10 496 10 496 600

12 880 11 200 285

RivièreDébit annual

(m3/s)

Source H source (m)

Les réseaux de canaux, lacs et réservoirs sont également très développés au Vietnam :

il y a environ 3600 réservoirs avec des capacités très variées, dont 15% sont supérieurs à

1.106 m3 (Tran et al., 2007). L’intérêt de construire des réservoirs y est multiple : gestion des

inondations et des étiages, irrigation, réserve d’eau pour la vie quotidienne et hydroélectricité

(Figure 27; Nguyen, 1997 ; Le, 1999 ; Ngo et al., 2007 ; Figure 27). En effet,

l’hydroélectricité est la source principale (~98%) d’électricité. Ainsi, les rivières jouent un

rôle très important dans l’agriculture, l’aquaculture, l’industrie et dans la vie quotidienne

vietnamienne, particulièrement dans les zones montagneuses où le manque d’eau potable est

important et où l’eau fluviale y est utilisée comme source d’eau principale (~90%). Les

rivières alimentent ~80% de la demande en eau pour l’agriculture, 6,5% pour l’industrie et

3% pour l’utilisation domestique (MONRE, 2003, Duong et al., 2007).

La ressource d’eau en nappe au Vietnam est aussi très abondante. Chaque année, il y a

environ 60 km3 d’eau souterraine exploitée dont 40% dans le nord, 50% dans le centre et 10%

dans le sud (MONRE, 2003). Depuis les années 1990, l’exploitation des eaux souterraines

dans la ville de Hanoi est en augmentation (Berg et al., 2001). Or, il a été démontré que les

eaux souterraines dans les deltas du Fleuve Rouge et du Mékong sont fortement contaminées

en As en liaison avec de fortes teneurs en oxydes de fer et de manganèse (Duong et al., 2003 ;

Berg et al., 2007). Avec l’augmentation de la population, le manque d’eau potable devient le

problème majeur du Vietnam.

67

Aquaculture

A B C

D E F

G H I

Figure 27 : Photographies des différentes utilisations de la ressource en eau ; a-b : agriculture ; c :

barrage hydroélectrique (source : http://dtv.vn); d : aquaculture (source :

http://thingsthatfizz.blogspot.com); e-f : vie quotidienne ; g-h : commerce (source :

http://www.enjoytravelvietnam.com); i : tourisme (source : http://www.vnitravel.coo.vn).

68

II. Présentation du bassin versant du Fleuve Rouge

II.1. Situation géographique du Fleuve Rouge

Le Fleuve Rouge est situé dans une zone tropicale du Sud-Est asiatique, de latitude

20°00 à 25°30 au nord et de longitude 100° à 107° à l’est (Figure 26). Après le Mékong, le

Fleuve Rouge est le deuxième plus grand fleuve du Vietnam. Il mesure environ 1 150 km dont

510 km au Vietnam (To, 2000; Tran et al., 2007). La partie du Fleuve Rouge située en Chine

est appelée Yuan Giang ou Le Xa Giang. La partie au Vietnam a des noms différents comme

le Hong Ha (en chinois : Hunghe), Song Cai « rivière Mère » (les Français ont fait une

transcription phonétique en Song-Koï !!!) ou le Thao. L’axe principal du Fleuve Rouge reçoit

deux affluents majeurs dans la partie vietnamienne, le Da (« Rivière Noire ; longueur ~1010

km dont 560 km au Vietnam) en rive droite et le Lo (« Rivière Claire » ; longueur ~470 km

dont 275 km au Vietnam) en rive gauche (Figure 28).

Fleuve Rouge

Rivière Da

Rivière Lo

Delta

Figure 28 : Carte des sous bassins versants du Fleuve Rouge.

Il est encadré par les bassins des Fleuves Yangtze et Zhujang (en Chine) au nord, par

le bassin du Mékong à l’ouest, par le Fleuve Ma (au Vietnam) dans le sud et par la baie de

Tonkin à l’est (Figure 29). Le Fleuve Rouge prend naissance dans la région montagneuse de

Yiang Jiang au sud de la Chine, plus précisément dans la ville Dali, province de Yunnan à une

altitude moyenne de 3000 m (sommet à 6740 m). Sa source se situe à proximité des autres

grands fleuves du Sud-Est asiatique, comme le Mékong (Lancang), l’Irrawaddy (Dulong), le

Salween (Nujiang ; Figure 29 ; Tableau 8).

69

TIBET

Himalaya

Brahmapoutre

Irra

wa

dd

y

Salw

een

Yangtze

Zhujang

Golfe de Tonkin

Mé

ko

ng

Ma

Fleuve Rouge

Figure 29 : Origine du Fleuve Rouge et des autres fleuves majeurs dans le Sud-Est asiatique (Source :

http://www.asiafinest.com).

Sa direction générale est du nord-ouest au sud-est. Il traverse les provinces de

Sanjiachang et Gejiu, en Chine, avant d’entrer au Vietnam à LaoCai où il draine les provinces

de YenBai, PhuTho, Hanoï, HungYen et ThaiBinh puis de se jeter dans le Golfe du Tonkin à

la station de BaLat, dans la province de NamDinh (Figure 30).

Golfe de Tonkin

LaoCai

YenBai

PhuTho

Hanoi

HungYen

ThaiBinh

NamDinh

BaLat

HaKhau

Fleuve RougeCHINE

LAOS

LaiChau

SonLa

HoaBinh

Rivière Da

Rivière Lo

Golfe de Tonkin

LaoCai

YenBai

PhuTho

Hanoi

HungYen

ThaiBinh

NamDinh

BaLat

HaKhau

Fleuve RougeCHINE

LAOS

LaiChau

SonLa

HoaBinh

Rivière Da

Rivière Lo

Figure 30 : Traversée du Fleuve Rouge au Vietnam – Localisation des provinces vietnamiennes.

Tableau 8 : Caractéristiques des fleuves majeurs en Asie du Sud-Est.Sources (Zhang, 1996 ; Meybeck,

1989 ; Amiotte-Suchet, 1995 ; Ludwig, 1997 ; Lu et Chen, 2008 ; Lu et Jiang, 2009)

Rivière

Chanjiang

(Yangtze)

Ganges

Brahmaputre

Mekong

(Lancang)

Pearl

(Zhujiang)

Irrawaddy

Fleuve Rouge

Chine 442 600 10 000

Chine, Vietnam 155 000 4 300

Inde 1 047 000 19 000

Bangladesh 924 000 20 000

1 920 000Chine 22 000

Pays Superficie (km²) Débit annuel (m3/s)

Chine, Myanmar, Thailande,

Cambodge, Laos,Vietnam803 000 11 000

Birmanie 425 000 13 600

70

II.2. Contexte géomorphologique du Fleuve Rouge

Le bassin versant du Fleuve Rouge a une superficie totale de 155 000 km², dont 47,8%

sont situés en Chine, 0.9% au Laos et 51.3% au Vietnam (Nguyen, 1994 ; Tran, 2004 ; Tran et

al., 2007). La pente du bassin versant est très importante dans la partie amont, puis elle

diminue fortement vers l’aval ; la pente moyenne de l’ensemble du bassin versant a été

estimée à ~ 29.9‰ (Rapport de l’IMHE, 1985 ; Nguyen et Nguyen, 2001). Le bassin du

Fleuve Rouge peut être divisé en trois parties : i) la partie montagneuse du Yunnan en Chine ;

ii) la partie montagneuse au Vietnam et iii) le delta du Fleuve Rouge. Topographie et géologie

de ces trois parties sont très différenciées (Figure 31 ; Figure 32):

Figure 31 : Carte topographique du Fleuve Rouge, côté vietnamien.

i) La partie montagneuse à l’est du Yunnan : 20% de la superficie du bassin versant du

Fleuve Rouge sont localisés dans cette région (Chinadata, 2000). Le Yunnan est la quatrième

plus grande province chinoise (S=394 000 km²). Avec une altitude moyenne de 2000 m,

variant entre 75 et 6740 m, il correspond aux contreforts de la chaîne himalayenne. Il est

encadré par les régions du Tibet au nord-ouest et du Sichuan au nord, par la région de

Guizhou et la province Guangxi à l’est. Plusieurs grands fleuves sont également situés dans

cette région comme le Mékong, le Changjiang et le Salween. Le Yunnan compte 84% de

zones montagneuses abruptes, 10% de collines et 6% de plaines et vallées.

Cette première zone est dominée par des roches sédimentaires silicatées et

carbonatées. En effet, la vallée du Fleuve Rouge qui est située dans l'est du Yunnan est

entourée par un plateau karstique où l’on retrouve des strates rouges (« Central Yunnan Red

Soil Plateau », classification chinoise), composées de grès et argilites, riches en hématite, sur

lesquelles se développent des sols (Figure 33).

71

Figure 32 : Carte géologique du bassin versant du Fleuve Rouge – côté vietnamien (d’après la carte

des ressources en minerais, édition 2005 ; Institut Géologique).

120

km

72

Du point de vue tectonique, cette zone est encore jeune, avec des failles toujours

actives et instables (Dupré et al., 2002). Ainsi, l’érosion de ces niveaux génère des apports

conséquents de matières dans le Fleuve Rouge, colorant ses eaux ; ce qui est à l’origine de son

nom.

Figure 33 : Photographie de sols rouges dans la province Yunnan, Chine (Source :

http://www.cloudgun.com).

ii) La partie montagneuse au Vietnam (entre Laocai et VietTri ; Figure 34) : 50% du

bassin du Fleuve Rouge occupent cette seconde zone. Le plus haut sommet est le Phanxipan

(altitude : 3143 m) qui est situé dans la ville de Sapa, province de Laocai (Tran et al., 2007).

Cette zone est composée par différents types de roches, magmatiques, métamorphiques et

sédimentaires (Figure 32).

Figure 34 : Photographies du Nord Vietnam: LaiChau et HaGiang.

iii) le Delta du Fleuve Rouge est dominé par les dépôts alluviaux (Nguyen et al., 1995;

Dang, 2001; Tran et al., 2007 ; (Figure 32)). Il correspond à un vaste triangle (15 000 km²) qui

est largement ouvert sur la mer et dont l’altitude est comprise entre 0 et 10 mètres (Figure 7).

Il est limité par les villes de Viet Tri au nord-ouest (150 km de la mer), de Hon Gai au nord-

est et de Ninh Binh au sud. Le fleuve apporte des matériaux qui s'accumulent au niveau du

delta du Fleuve Rouge au point de prograder ~80-100 m vers la mer (Nguyen, 1992 ; Dang,

2000). Alimenté par un fleuve très abondant en alluvions, le delta est très fertile, ce qui est

73

favorable à l’agriculture et explique la forte densité de population dans cette zone. Le delta du

Fleuve Rouge est un des trois grands systèmes de plaines du Vietnam. Les deux autres plaines

sont situées au niveau du cordon littoral au centre (12 000 km² sur 1.000 km de longueur) et

du delta du Mekong et DongNai au sud (61 000 km² ; Figure 7).

Au niveau des deux affluents, le Da et le Lo : La source de la rivière Da est située

également dans la province du Yunnan, à proximité de celle du Fleuve Rouge (Figure 28). La

rivière Da descend de la région montagneuse dont l’altitude moyenne est d’environ 2000 m,

puis traverse les régions de Lai Chau, Son La, Hoa Binh avant de rejoindre le Fleuve Rouge à

la station de Viet Tri dans la province de PhuTho (Figure 30). Pour la rivière Lo, sa source est

située à ~1100 m dans la zone montagneuse chinoise (Figure 28).

74

II.3. Occupation des sols dans le bassin du Fleuve Rouge

II.3.1. Hétérogénéité dans la couverture végétale

II.3.1.a. Evolution de la forêt : de la déforestation aux stratégies de

reforestation

Depuis les années 1940 jusqu’en 1980, la déforestation a été très importante dans les

pays asiatiques, surtout au Cambodge, en Chine, au Laos, au Myanmar, en Mongolie et au

Vietnam ; dans certains pays, la couverture forestière a été réduite du tiers de la superficie

totale (Rodolphe, 1997 ; FAO, 2004). Les causes de cette diminution étaient multiples : la

forte augmentation de population, l’expansion de l’urbanisme, les exploitations forestières et

minières, les projets hydroélectriques. Par exemple, dans la région du Yunnan (Chine), la

surface occupée par la forêt a diminué fortement de 65% en 1950 à 27,5 % en 2006

(Agricultural Division Committee of China, 2006). Dans cette région, avec la réduction de la

forêt, les cultures de plantes industrielles (tabac, caoutchouc, café et thé) et les activités de

pâturage ont été de plus en plus intenses au niveau des zones de pente (Hu et al., 2008). A

toutes les causes décrites, il faut rajouter, pour le Vietnam, les conséquences de la guerre qui

ont fortement amoindri les forêts. Il a été estimé que 22 000 km² de forêts (~7% du territoire

national vietnamien) ont été affectés par les bombardements de 1945 à 1975 (Vietnam

Forestry Sector Review, 1991).

Dans le nord du Vietnam, les processus de déforestation ont été très intenses,

essentiellement dans les zones montagneuses au nord-est. En 1943, la forêt occupait ~90%

alors qu’elle ne représentait plus que ~17% en 1991 (World Bank, 1996), avant que le

gouvernement vietnamien ne décide de mettre en place une politique de reforestation : deux

stratégies de reforestation ont été entreprises, de 1995 à 2001 pour la première et de 2002 à

2010. En 2006, la surface totale de forêt au Vietnam avait atteint ~37%, dont 30% dus à la

reforestation (Données en 2006, Centre Statistique National du Vietnam).

II.3.1.b. Répartition actuelle de la couverture végétale :

Les principales plantes agricoles au Vietnam sont le riz et le maïs. Ces plantes

occupent jusqu’à 90 % des cultures agricoles au Nord du Vietnam (d’après des données de

2006, Centre Statistique National du Vietnam). La répartition de l’occupation du sol dans

l’ensemble du bassin versant du Fleuve Rouge est la suivante : les forêts, l’agriculture et la

culture de plantes industrielles occupent respectivement ~52%, ~20% et ~20% de la surface

(Le, 2005). Cependant, la couverture végétale dans le bassin versant du Fleuve Rouge est très

75

variable selon les régions et dépend de la topographie, de la géologie et des pratiques

agricoles (Le, 2005 ; Figure 35).

Figure 35 : Photographies de différents types de couverture végétale dans le bassin du Fleuve Rouge

(Source : http://www.sfri.org.vn).

Dans la première partie du bassin du Fleuve Rouge (Yunnan), l’occupation des terres

se répartit de la façon suivante : 27.5 % de la surface correspondent à des forêts, ~ 46 % sont

représentés par des plantes industrielles tandis que l’agriculture n’occupe que 7% de la

surface dont les plantes principales sont le riz (50 %), le maïs et le manioc (Agricultural

Division Committee of China, 2006 ; Figure 36). Dans la deuxième partie du Fleuve Rouge au

Vietnam, la superficie recouverte par des forêts est d’environ 55% (dont 80% sont des forêts

naturelles) et la surface pour l’agriculture est de 14% (Figure 36). Par contre, dans la partie du

delta, les forêts occupent seulement 8% (dont la majorité correspond à des forêts plantées)

alors que l’agriculture représente 51% de la surface (données en 2006, Centre Statistique

National du Vietnam).

A B

Figure 36 : (A) Carte d’occupation des sols du bassin versant du Fleuve Rouge (basée sur la

couverture végétale du monde de DeFries et al., 1998 et Hansen et al., 2000 ; (B) Carte d’occupation

des sols du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam (basée sur les données de MONRE, 2004).

Source : Le et al., 2010.

76

En conséquence, les trois ensembles de bassins versants sont largement différents en

termes d’occupation des sols et pratiques agricoles (Le, 2005 ; Figure 37 ; Tableau 9) : le

pourcentage de forêts dans le bassin versant du Da est très abondant (~74%), tandis qu’il n’est

que de ~20% dans le bassin versant de la rivière Lo où les plantes industrielles représentent

58% de la superficie (Figure 37 ; Tableau 9).

Fleuve Rouge (sous-bassin)

Agriculture

Forêt

Urbain

Plante Industrielle

Herbage

Roche Rivière Da

Rivière Lo Figure 37 : Superficie relative des types d’utilisation des sols pour les 3 bassins versants du Fleuve

Rouge (Source : Le, 2005).

Tableau 9 : Synthèse des caractéristiques du bassin du Fleuve Rouge et de ses sous-bassins (D’après

Le, 2005).

Fleuve Rouge R. Da R. Lo

Superficie (km²) 57 150 51 285 34 559

Pente (‰) 33.2 37 20

Couverture végétale (%)

Agriculture 19.0 12.5 8.1

Forêt 54.2 74 23

Urbain 1.4 0.3 0.6

Plante Industrielle 14.0 3.0 58

Herbage 7.2 4.0 4.0

Roche 4.2 6.2 6.3

II.3.2. Un pays agricole densément peuplé en « reconversion »

La population totale vivant dans le bassin versant du Fleuve Rouge est d’environ

32 millions d’habitants dont 34% situés en Chine, 65% au Vietnam et 1% au Laos (données

de 1997 ; Le, 2005 ; Tran et al., 2007). Le taux d’augmentation moyen annuel dans tout le

bassin versant du Fleuve Rouge s’élève à 2%. La répartition de la population varie suivant les

zones : la densité est faible dans les zones très montagneuses, augmente dans la partie aval du

bassin jusqu’à être très élevée dans le delta, surtout dans les grandes villes comme Hanoï et

77

HaiPhong (Figure 38). La densité moyenne est de 113 hab./km² dans la province du Yunnan,

de 100 hab./km² dans la partie montagneuse vietnamienne et de ~2000 hab./km² dans le delta

(données de 2006, Centre Statistique National du Vietnam).

Les ethnies sont très diverses dans le bassin versant du Fleuve Rouge (Chinadata,

2004; Centre Statistique National du Vietnam, 2006 ; Figure 38). Dans la partie chinoise, il y

a 26 groupes ethniques dont les plus importants sont les Yi qui représentent 20%. Au

Vietnam, 18 groupes ethniques se répartissent dans 21 provinces et villes. Cependant, l’ethnie

principale, appelée Kinh, occupe 95% de la totalité ; les autres groupes ethniques sont des

ethnies peu représentées et localisées dans les zones montagneuses.

Figure 38 : Carte de la densité de population et localisation des différents groupes ethniques dans le

bassin versant du Fleuve Rouge (D’après Le, 2005).

Depuis les années 1990, le Vietnam doit faire face à la forte augmentation de sa

population, surtout dans les villes et les deltas (en 1990 : 66 millions ; en 2000 : 77

millions (Figure 39); en 2008 : 86 millions). Parallèlement à l’augmentation de cette

population, le Vietnam est confronté aux problèmes d’urbanisation et d’industrialisation

touchant toutes les régions ce ce pays. Avec la multiplication des agglomérations (de 500 en

1990 à 650 en 2005) et le développement économique, l’urbanisation attire de plus en plus de

personnes (de 19% en 1999 à 30% en 2007) au détriment des montagnes (Centre Statistique


78

Po

pu

lati

on

(m

illio

ns

)

85

80

60

75

50

45

40

70

65

35

30

55

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Année Figure 39 : Evolution de la population vietnamienne de 1960 en 2005 (données Centre Statistique


De plus, à partir des années 1980, le Vietnam a ouvert ses portes aux entreprises

internationales. Avec la politique d’innovation engagée en 1986, l’industrie au Vietnam s’est

rapidement développée. On dénombrait seulement 16 zones industrielles en 1996, 66 en 1999

contre actuellement 180, dont la majorité est localisée dans le delta et dans les grandes villes.

Ce développement a pour conséquence que beaucoup de vietnamiens se reconvertissent dans

l’industrie et la mécanique au détriment de l’agriculture. En effet, le pourcentage de

population travaillant la terre a diminué de 74% en 1990 à 49% en 2008 ; par contre, le

pourcentage de Vietnamiens travaillant dans l’industrie et la mécanique a augmenté de 9% en

1990 à 30% en 2008 (Centre Statistique National du Vietnam).

Les deltas du Fleuve Rouge et du Mékong sont les zones industrielles les plus denses

au Vietnam. Les centres industriels du Vietnam sont VinhPhuc, Hanoi, HaiDuong, BacNinh,

HaiPhong dans le delta du Fleuve Rouge (Figure 40) et BaRia, BinhDuong, HoChiMinh ville,

LongAn et DongNai dans le delta du Mékong.

Figure 40 : Carte des zones industrielles au Nord Vietnam (Atlas Géographique Vietnamien ; 2008).

79

II.4. Climatologie et Hydrologie du Fleuve Rouge

II.4.1. Un climat influencé par la mousson

Le climat du bassin versant du Fleuve Rouge est de type sub-tropical humide,

influencé fortement par la présence des moussons (la mousson de Nord - Est en hiver et la

mousson de Sud - Ouest en été ; Gourou, 1936 ; Nguyen Trong Dieu, 1992 ; Van Maren,

2007). La moyenne annuelle de pluviométrie dans tout le bassin versant du Fleuve Rouge

s’élève à 1600 mm (Le, 2005). Le climat se caractérise par deux saisons distinctes : la saison

sèche entre novembre et avril et la saison humide entre mai et octobre (Figure 41).

D

0

100

200

300

400

500

600

Plu

ie (m

m)

3

0

5

10

15

20

25

30

35

J F M A M J J A S O N D

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

Dé

bit (m

3/s)

Te

mp

éra

ture

(°C

)

Débit mensuel Pluie mensuelleTempérature mensuelle

Plu

ie (m

m)

Figure 41 : Variation de la température, de la précipitation et de débit du Fleuve Rouge à la station

Hydrométéorologique de SonTay (Données1960- 2008, IMHE).

- La saison humide (été) : durant cette saison, les températures sont élevées variant

entre 25 et 38°C avec une moyenne saisonnière de ~30°C ; les précipitations sont importantes

avec de fréquents orages et tempêtes du fait de la mousson. La quantité d’eaux de pluie

représente jusqu’à 90% de la pluie annuelle (IMHE, 1997 – 2005).

- La saison sèche (hiver) : durant cette saison, les températures sont relativement

basses et varient entre 6° et 16°C (Données de l’IMHE, 1997-2005). La quantité de pluie est

très faible. En comparaison du reste du Vietnam (Centre et Sud) et des pays voisins comme le

Laos, le Cambodge et la Thaïlande, le nord du Vietnam se caractérise par de faibles

températures (Nguyen, 1992).

Si l’humidité du bassin du Fleuve Rouge ne varie pas trop entre les deux saisons, elle

varie fortement suivant les régions en raison des variations d’altitude. En effet, dans les zones

montagneuses, l’humidité est environ de 60 – 70% contre 83 % en moyenne dans le delta. La

différence entre les moyennes de pluviométrie (~1600 mm) et d’évaporation (~900 mm), très

80

excédentaire (~700mm), est propice aux plantes qui restent vertes toute l’année et à

l’alimentation des réseaux hydrographiques de surface et souterrains (Vu, 2007).

II.4.2. Hydrologie : une saisonnalité marquée

Le Fleuve Rouge reçoit des apports d’eau de plus de 1000 rivières, dont 50% sont

situées au Vietnam (Tran et al, 2007), ce qui en fait un réseau hydrographique très dense. De

plus, il faut y ajouter le réseau des chenaux d’irrigation pour l’agriculture situé dans le delta

qui peut représenter jusqu’à 50% de l’eau des rivières en saison sèche (Tran et al., 2007).

Les débits annuels varient entre 2665 et 5060 m3/s pour un débit interannuel de

3 550 m3/s. Les variations journalières des débits du Fleuve Rouge à SonTay sont importantes

avec des extrêmes compris entre 160 m3/s (enregistré le 20/03/2002) et 33 600 m3/s

(enregistré le 21/08/1971), soit un facteur d’environ 210. Le régime hydrologique du Fleuve

Rouge est fortement lié au climat tropical et est donc affecté par les moussons. En effet, deux

saisons contrastées sont observées sur l’évolution moyenne mensuelle des débits du Fleuve

Rouge (Figure 41) : la saison des hautes eaux (correspondant à la saison humide entre Mai et

Octobre; Qmoyen = 5470 m3/s) et la saison des basses eaux (correspondant à la saison sèche

entre Novembre et Avril ; Qmoyen = 1515 m3/s ; station SonTay, 1960-2008, IMHE).

II.4.3. Localisation des barrages sur le Fleuve Rouge

Trois grands barrages sont situés dans la partie vietnamienne du bassin versant du

Fleuve Rouge (Figure 42) :

• Le plus vieux réservoir est le réservoir ThacBa, construit en 1972 sur la rivière

Chay (un des trois tributaires majeurs de la rivière Lo). Il est le second plus grand réservoir du

nord du Vietnam avec une capacité de stockage de 2,9 milliards m3 et une production

électrique de 386 milliards de kilowattheures par an (Tran et al., 2007 ; Nguyen et al., 2008).

• Le plus grand réservoir au Vietnam est le barrage de Hoa Binh, situé en aval de

la rivière Da. Sa construction a débuté en 1986 pour une mise en fonctionnement au milieu de

l’année 1989. Sa capacité de stockage maximale est de 9.5 milliards m3. Il produit 1920

milliards de kilowattheures par an, soit 40 % de la production électrique du pays (Ngo, 2005 ;

Ngo et al., 2007 ; Tran et al., 2007 ; Nguyen et al., 2008).

• Le plus récent est le réservoir TuyenQuang, construit sur la rivière Gam (un

des tributaires de la rivière Lo) : C’est le troisième plus grand barrage du nord du Vietnam. Il

a été mis en fonctionnement en 2007 avec une capacité de stockage de 2.2 milliards m3 et une

production électrique de 340 milliards kilowattheures par an (Nguyen et al., 2008).

81

De plus, deux réservoirs sont en cours de construction et devraient être en

fonctionnement en 2010 – 2015 (Le, 2005 ; Tran et al., 2007): le réservoir SonLa (en amont

de la rivière Da) et le réservoir DaiThi (sur la rivière Lo). Les caractéristiques des réservoirs

du Fleuve Rouge sont synthétisées dans le Tableau 10.

Tableau 10 : Tableau des caractéristiques des réservoirs dans le bassin versant du Fleuve Rouge.

Chay/Lo

Da

Rivière

Réservoir DaiThi

Réservoir HoaBinh

Réservoir TuyenQuang

Réservoir ThacBa

Réservoir SonLa

Lo

Produc. Electrique

(106kWh/an)

Année

Da

Gam/Lo

H (m)Capacité

(109m

3)

2015

115

92

58

265

1989

2007

1972

1152010

25.5

1920

340

108

3000

9.5

2.2

2.9

3163.0

Figure 42 : Localisation des réservoirs dans le bassin du Fleuve Rouge.

82

III. Méthodologie

III.1. Présentation du réseau d’observation et des spécificités

des sites

Afin de caractériser la variation spatio-temporelle de la qualité géochimique des eaux

et des particules, un réseau d’observation a été mis en place durant la durée de ma thèse. Ce

réseau était composé par cinq stations principales localisées sur les affluents majeurs du

Fleuve Rouge ainsi qu’à son exutoire (Figure 43).

LaoCai

PhuTho

Rivière Lo

Rivière Da

Chine

Vietnam

0

2000

4000

6000

8000

I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII

Dé

bit

(m

3/s

) PhuTho

SonTay

0

2000

4000

6000

8000


Déb

it (

m3/s

) Rivière LoRivière Da

0

2000

4000

6000

8000


Déb

it (

m3/s

) SonTay

0

2000

4000

6000

8000


Dé

bit

(m

3/s

)

LaoCai

Fleuve Rouge

Rivière Da

Rivière Lo

Fleuve Rouge

Rivière Da

Rivière Lo

0

2000

4000

6000

8000


Dé

bit

(m

3/s

)

LaoCai

PhuTho

Rivière Lo

Rivière Da

Chine

Vietnam

0

2000

4000

6000

8000


Dé

bit

(m

3/s

) PhuTho

SonTay

0

2000

4000

6000

8000


Déb

it (

m3/s

) Rivière LoRivière Da

0

2000

4000

6000

8000


Déb

it (

m3/s

) SonTay

0

2000

4000

6000

8000


Dé

bit

(m

3/s

)

LaoCai

Fleuve Rouge

Rivière Da

Rivière Lo

Fleuve Rouge

Rivière Da

Rivière Lo

0

2000

4000

6000

8000


Dé

bit

(m

3/s

)

Figure 43 : Réseau d’observation du Fleuve Rouge avec la localisation des stations (pastilles rouges)

et les variations moyennes mensuelles des débits (entre 2003 et 2009).

De l’amont vers l’aval, ces sites sont :

- la station de LaoCai sur le Fleuve Rouge : ce point correspond à l’entrée du Fleuve

Rouge au Vietnam. Cette ville, située sur la frontière sino-vietnamienne, est à 600km de la

mer et se trouve à une altitude moyenne de 800 m. Dans cette ville « frontière », les sources

minérales sont très abondantes comme pour Cu, Zn et Pb (http://www.laocai.gov.vn). A la

saison des basses eaux, la largeur du Fleuve Rouge, à Laocai, est de 50m ; cette largeur peut

atteindre 400 m lors de la saison des pluies. La profondeur maximale du Fleuve Rouge dans

83

cette zone est de 5 m, ce qui cause des difficultés pour la navigation (Figure 44). Le débit

moyen interannuel du Fleuve Rouge à LaoCai est de 555 m3/s avec des valeurs annuelles

variant entre 350 m3/s et 800 m3/s, ce qui correspond à un débit spécifique compris entre 8.5 à

19.5 l/km²/s (données 1960-2008, IMHE).

- la station de TrungHa (province de PhuTho) sur la rivière Da : ce point correspond à

l’exutoire de la rivière Da. Les débits annuels de la Rivière Da varient entre 1250 et 2500 m3/s

pour un débit interannuel de 1690 m3/s, correspondant à un débit spécifique de 32 l/km²/s

(données 1960-2009, IMHE).

- la station de VietTri (province de PhuTho) sur la rivière Lo : ce point correspond à

l’exutoire de la rivière Lo. Le débit annuel de la rivière Lo varie entre 550 m3/s et 1250 m3/s

pour une valeur interannuelle de 1050 m3/s, correspondant à un flux spécifique de 29.5 l/km²/s

(données 1960-2009, IMHE).

- la station de PhuTho sur le Fleuve Rouge : ce point est situé à l’aval du sous-bassin

versant du Fleuve Rouge, juste en amont de la rencontre avec les deux autres tributaires

majeurs (rivières Da et Lo ; Figure 43). Les débits annuels du Fleuve Rouge à PhuTho sont

compris entre 500 m3/s et 1100 m3/s, pour un débit moyen interannuel de 753 m3/s (débit

interannuel spécifique = 15.6 l/km²/s ; données 1960-2009, IMHE).

La province de PhuTho (Figure 30) est située à une altitude moyenne de 300m et est

localisée à ~100km de Hanoi (http://www.phutho.gov.vn). Le Fleuve Rouge et les rivières Da

et Lo drainent les districts de cette province. A partir de cette province, la population est

dense et l’économie est très développée. On y trouve beaucoup d’usines et des zones

industrielles dans la ville de VietTri, comme des usines de papier, de produits chimiques,

d’engrais.

- la station de SonTay – cette dernière station est située à 40 km de Hanoï, juste à

l’amont du delta ; c’est le point le plus aval du réseau d’observation et peut être considéré

comme l’exutoire du bassin versant du Fleuve Rouge. La largeur du Fleuve Rouge à SonTay

varie entre 300 m lors de la saison de basses eaux à 1000 m lors de la saison des pluies

(communication personnelle avec les gens de l’IMHE à SonTay). La profondeur maximale du

Fleuve Rouge dans cette zone est de 20 m, ce qui favorise le développement de la navigation

(Figure 44). Le débit annuel varie entre 2650 et 5050 m3/s pour une moyenne interannuelle de

3 550 m3/s, ce qui représente un débit spécifique de 25 l/km²/s (Figure 45). Une année est

considérée comme hydrologiquement « sèche » si elle est inférieure au module interannuel de

15% et comme « humide » si elle est supérieure de 15% (Figure 45).

84

Figure 44 : Photographies du Fleuve Rouge à LaoCai et à SonTay. Sur le Fleuve Rouge à LaoCai,

nous n’observons pas de navigation, à l’inverse du Fleuve Rouge à SonTay.

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

5500

1960 1970 1980 1990 2000 2010

Année

Dé

bit

an

nu

el (m

3/s

)

±15%

Figure 45 : Evolution des débits annuels du Fleuve Rouge à Sontay de 1960-2008 (données IMHE)

Il est à noter que le débit interannuel du Fleuve Rouge à SonTay est comparable à la

somme des débits interannuels des 3 sous-bassins (Fleuve Rouge à PhuTho, la Rivière Lo à

VietTri et la Rivière Da à TrungHa). La rivière Da contribue à ~ 48% des apports en eau du

Fleuve Rouge à son exutoire alors que son bassin versant ne représente que 33% de la

superficie du Fleuve Rouge (Figure 46). Le Fleuve Rouge devrait s’appeler le Fleuve Da !

Figure 46 : (a) Contribution des apports en eau (basée sur les moyennes annuelles de 1960-2008,

données IMHE) et (b) répartition en superficie des 3 tributaires principaux du Fleuve Rouge.

85

III.2. Description des bases de données « MES – débits »

Dans le cadre de cette étude, nous disposons de données journalières de concentrations

en matières en suspension (MES) et de débits fournies par l’Institut de Météorologie,

Hydrologie et de l’Environnement (IMHE) de Hanoi pour les 5 stations principales (Figure

43). Les concentrations en MES sont déterminées à partir de prélèvements intégrant la

colonne d’eau. La courbe de jaugeage, permettant de convertir les hauteurs d’eau en débits, a

été définie à partir de plusieurs campagnes utilisant une sonde ADCP. La période s’étend de

2003 à 2008 pour le Fleuve Rouge à LaoCai et à PhuTho, pour la rivière Da à TrungHa et

pour la rivière Lo à VietTri ; elle s’étend de 1960 à 2008 pour Sontay.

III.2.1. Validation de la base de données de l’IMHE

Dans le but de valider la base de données de l’IHME, nous avons comparé les

concentrations en MES obtenues lors des suivis effectués durant l’année 2008 sur le Fleuve

Rouge à SonTay avec celles mesurées par l’IMHE aux mêmes dates (Figure 47). La Figure 47

montre que les concentrations en MES sont comparables aux valeurs de l’IMHE (85% de la

population des valeurs se situent dans un domaine de confiance de 75%).

MESmesurée= 0.9618xMESréf.

R = 0.9415

10

100

1000

10000

10 100 1000 10000

MES IMHE (mg/l)

ME

S m

es

uré

e (

mg

/l)

75%

confia

nce

75%

confia

nce

Figure 47 : Comparaison des MES mesurées et des MES de référence (mesurées par l’IMHE ; n=30)

III.2.2. Calcul des flux de matières en suspension

La quantification des flux annuels de MES, indicateurs des niveaux d’érosion et de la

sensibilité des systèmes aux changements climatiques et anthropiques, est fortement

dépendante de la fréquence d’échantillonnage et des méthodes de calculs. A partir de la base

de données journalières des débits et des concentrations en MES de l’IMHE, le flux annuel en

86

MES est calculé en sommant les flux journaliers qui sont établis en multipliant les débits

journaliers par la concentration en MES correspondante (en considérant que la concentration

est constante durant cette période) :

jQ*j [MES]∑=

×=n

i

FMESa1

0864.0

Avec : FMESa : Flux annuel de MES (t/an) ; MESj : concentration journalière en MES

(mg/l) : Qj : débit journalier (m3/s), n=365 ou 366 jours suivant les années.

Cette base de données à haute résolution permet d’avoir une bonne estimation des

transferts de MES du Fleuve Rouge (cf : étude sur la variabilité temporelle des flux de MES).

III.3. Présentation des campagnes d’échantillonnage

III.3.1. Stratégie d’échantillonnage pour le suivi « régulier »

Afin de comprendre la variabilité temporelle de la qualité des eaux et des particules dans les

eaux du Fleuve Rouge, une stratégie d’échantillonnage a été effectuée au niveau des 5 stations

principales (Figure 43) durant deux années (2008 et 2009). La période de prélèvement était,

en partie, dépendante du planning de thèse, proposé par l’Ambassade de France au Vietnam.

Ainsi, deux campagnes d’échantillonnage ont été effectuées : la première de fin janvier à fin

novembre 2008 et la seconde de mai à fin septembre 2009 (Figure 48). Il est à noter que la

majorité des échantillons a été prélevée lors de la saison des pluies, qui est la période propice

à d’importants transferts. Cette période est donc cruciale dans l’estimation des flux.

0

4000

8000

12000

16000

jan

v.-

08

févr.

-08

ma

rs-0

8

avr.

-08

ma

i-0

8

juin

-08

juil.

-08

ao

ût-

08

se

pt.

-08

oct.

-08

no

v.-

08

dé

c.-

08

jan

v.-

09

févr.

-09

ma

rs-0

9

avr.

-09

ma

i-0

9

juin

-09

juil.

-09

ao

ût-

09

se

pt.

-09

oct.

-09

no

v.-

09

dé

c.-

09

Q (

m3/s

)

Débit

FR à LaoCai

FR à PhuTho, Da, Lo

FR à SonTay

Hautes Eaux Hautes Eaux

Figure 48 : Position des dates de prélèvements (pastilles colorées) sur la courbe des débits journaliers

du Fleuve Rouge en 2008-2009.

87

Le Fleuve Rouge, à son exutoire (Sontay), a été échantillonné avec une fréquence

bimensuelle en 2008 et hebdomadaire en 2009. Les autres sites ont été échantillonnés tous les

deux mois en 2008 et tous les mois en 2009 en raison des difficultés de déplacement dans les

zones montagneuses pour la station de Laocai (train de nuit, interruption du trafic ferroviaire

suite aux ruptures des rails par la pluie, glissements de terrain) ou de mon seul mode de

transport (moto) pouvant être utilisé lors des déplacements (~80 km) pour les sites de

TrungHa, VietTri et PhuTho (Figure 48). Les prélèvements ont été effectués à 1,5 mètre du

bord (à l’aide d’une perche télescopique) et à ~20 cm de la surface afin d’être dans la masse

d’eau courante.

Pour chaque prélèvement (sauf rares exceptions), nous avons déterminé la

concentration en MES, analysé les teneurs en éléments traces métalliques (ETM) dissous et

particulaires et caractérisé les différentes espèces de carbone (organique et inorganique, dans

la phase dissoute et particulaire).

L’évolution à long terme de débits et la détermination des modules interannuels (cf.

partie III.1) en chacun des sites nous permet de caractériser les conditions hydrologiques de

nos deux années de prélèvements (Figure 49).

-45%

-30%

-15%

0%

15%

30%

45%

LaoCai PhuTho SonTay Da Lo

2008

2009

Figure 49 : Conditions hydrologiques annuelles des sites étudiés durant la période de prélèvements

(comparaison entre les débits annuels Qa et les moyennes interannuelles, données de l’IMHE).

Durant 2008 – 2009, les conditions hydrologiques moyennes sur les sous-bassins du

Fleuve Rouge ont fortement varié. Les variations interannuelles du Fleuve Rouge à SonTay

de 1960-2009 ont montré que notre période d’étude regroupe différentes conditions

hydrologiques : l’année 2008 est une année hydrologique normale pour tous les sites

88

d’observation ((Qa-Qinterannuel)/Qinterannuel) <+/-15%), sauf pour le Fleuve Rouge à

PhuTho ; pour ce site, l’année est relativement humide (+20%). L’année 2009 était une année

très sèche pour tous les sites d’observation, en particulier pour le Fleuve Rouge à LaoCai et à

PhuTho (-41 et -42%, respectivement ; Figure 24).

III.3.2. Présentation des campagnes spécifiques (ponctuelles)

III.3.2.a. Campagne « couverture spatiale »

Le bassin versant du Fleuve Rouge est composé de différentes formations géologiques

et d’utilisation des sols très variable (Le, 2005 ; Tran et al., 2007) ayant probablement un

impact notable sur la qualité des eaux. Afin de discriminer ces facteurs, un suivi des eaux et

des particules transportées a été effectué en différents points (n~43 sites) du bassin versant du

Fleuve Rouge, lors de deux conditions hydrologiques contrastées : l’une en basses eaux (en

mars 2008), l’autre en hautes eaux (en août 2008) ; ces missions ont été appelées STREAM-I

et STREAM-II.

Les sites ont été choisis afin de tenir compte des différents affluents, des formations

géologiques, des zones anthropiques identifiées et également en fonction des impératifs

terrain, comme l’accessibilité aux sites ou les autorisations locales. Chaque mission a duré 14

jours et a nécessité de traverser 12 régions montagneuses pour un trajet total d’environ

3200 km (Figure 50). Il est à signaler qu’il y a eu quelques points (n=4) que nous n’avons pas

pu échantillonner lors de la mission de hautes eaux, à cause des inondations et des glissements

de terrain dans la zone montagneuse (Figure 50 ; Figure 51).

89

0-200

200-500

500-800

800-1500

1500-2300

2300-3158

Altitude (m) Sontay

Laocai

2.8

1.3

1.5.1 3.1.3

1.7

D

0

100

200

300

400

500

600

Plu

ie (m

m)

3

0

5

10

15

20

25

30

35


0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

Dé

bit (m

3/s)

Te

mp

éra

ture

(°C

)

Débit mensuel Pluie mensuelleTempérature mensuelle

Plu

ie (m

m)

MIS-BE MIS-HE

Figure 50 : Localisation des points de prélèvements des missions STREAM-I et STREAM-II et du

trajet effectué (pastilles noires) ; les pastilles noires entourées de blanc correspondent aux sites qui

n’ont pas pu être échantillonnés en hautes eaux.

Figure 51 : « Conditions » difficiles de terrain.

Les coordonnées de chaque site ont été relevées à l’aide d’un GPS afin de les replacer

correctement sur la carte. Pour chaque site, les paramètres physico-chimiques (température de

l’eau, conductivité et pH) ont été mesurés directement dans les rivières à partir d’une sonde

multiparamètre (WTW). Des « stream sédiments » ou laisses de crue, des échantillons d’eau

pour le dissous (filtration à 0,2 µm) et pour les matières en suspension ont été prélevés, puis

90

filtrés et conditionnés dans des laboratoires « terrain » (arrière du véhicule ou mises à

disposition de salles dans les villages traversés ; Figure 52). Ces prélèvements ont été analysés

pour les paramètres suivants : carbone organique et inorganique, dissous et particulaire (COD,

CID, COP, CIP), métaux et majeurs.

Figure 52 : Véhicule avec des matériels préparés et réalisation des manipulations sur le terrain

Les données de ces suivis à haute résolution spatiale ont été intégrées dans un Système

d’Informations Géographiques (SIG) sous MapInfo® afin d’élaborer des cartographies de la

qualité géochimique des eaux et des particules sur la partie vietnamienne du bassin versant.

III.3.2.b. Test de représentativité spatiale dans la colonne d’eau du

Fleuve Rouge à SonTay

Des prélèvements « discontinus » (n = 21) ont été pris à différentes profondeurs à

l’aide de bouteilles lestées et sur 6 verticales pour le Fleuve Rouge à SonTay en collaboration

avec l’IMHE (Figure 53 ; Figure 54). Cette campagne a été menée le 18 juillet 2008 où le

débit journalier était de 9110 m3/s. Ces données ont été comparées aux valeurs obtenues au

niveau du site ponctuel utilisé pour le suivi régulier, pour lequel le prélèvement est

systématiquement effectué à 1.50 mètre du bord (rive droite) et à 20 cm de la surface. Cette

étape a pour but de déterminer des incertitudes dans l’estimation des flux liées à la prise de

l’échantillon (échantillonnage ponctuel en surface versus échantillonnage intégré sur la

section). Les échantillons prélevés ont permis de déterminer les concentrations en MES, la

granulométrie ainsi que les teneurs particulaires en métaux.

Ces prélèvements ont été couplés à des profils transversaux de vitesse du Fleuve

Rouge, réalisés à l’aide d’un profileur de courant - ADCP de type WorkHorse Monitor RDI à

600kHz (équipé par l’IMHE à SonTay ; Figure 54) afin de définir à chaque section les flux

correspondants.

91

Figure 53 : photographie du bateau de l’IMHE, de son treuil et du dispositif de prélèvement.

Figure 54 : Jaugeage avec l’ADCP : profil et distribution des vitesses dans la section à Sontay, le 18

juillet 2008 et position des points de prélèvements (points noirs).

Principe de mesure de l’ADCP (d’après Filizola, 2003 ; Galy, 2007)- L’Acoustic

Doppler Current Profiler, appelé ADCP, est une sonde émettrice – récepteur de mesure de la

vitesse de courant basée sur la réflexion d’une onde acoustique émise sur les particules solides

en suspension dans l’eau. L’onde acoustique incidente est émise par la sonde avec une

fréquence connue, le récepteur de l’ADCP mesure en continu l’onde réfléchie par les

particules en suspension. Le mouvement de particules par rapport à la sonde modifie la

fréquence de l’onde réfléchie par effet Doppler. Le décalage en fréquence entre l’onde

incidente et l’onde réfléchie est proportionnel à la vitesse de déplacement des réflecteurs. Il

est ainsi possible de déterminer la vitesse des particules en suspension en analysant l’onde

réfléchie. Grâce à un système de quatre émetteurs-récepteurs disposés selon deux plans

orthogonaux et orientés à 20° de la verticale, l’ADCP mesure la vitesse du courant selon les

92

trois directions principales de l’espace (deux composants planes et une composante verticale).

Le signal est intégré sur une cellule virtuelle parallélépipédique dont la taille est fixée par

l’utilisateur. La sonde ADCP est également munie d’un sonar qui permet de mesurer la

profondeur de la rivière à chaque instant ainsi que d’un compas qui indique la trajectoire et la

vitesse de déplacement du bateau par rapport au lit de la rivière supposé fixe. D’un point de

vue pratique, l’ADCP est immergée dans l’eau à partir du bord du bateau de l’IMHE et

connectée à un ordinateur qui effectue en temps réel le traitement des données. Au cours de

déplacement du bateau sur le Fleuve, l’ADCP enregistre donc la profondeur totale du Fleuve,

la vitesse du courant en tout point situé à la verticale du bateau ainsi que le déplacement du

bateau. Des contraintes physiques rendent impossible la mesure de la vitesse de la cellule

située en surface et de celle située directement au-dessus du bateau. Toutefois, le logiciel de

traitement des données extrapole ces vitesses à partir de l’évolution de la vitesse avec la

profondeur.

Il est important de noter que, pour une bonne qualité de mesure de vitesse du courant,

la vitesse de déplacement de l’embarcation ne doit pas dépasser celle du courant. Sur le

Fleuve Rouge, cette condition est en pratique très difficile à satisfaire à cause des vitesses du

courant très importantes qui, lorsque la vitesse de déplacement du bateau est trop faible,

engendrent une forte dérive vers l’aval. En outre, pendant la mousson, le Fleuve Rouge est

très turbulent du fait des vitesses de courant élevées, associées à de fortes irrégularités

topographiques de son lit. Localement, ses écoulements turbulents génèrent de rapides et

intenses variations du vecteur vitesse qui génèrent une forte perturbation du signal reçu par

l’ADCP. Pour limiter ces effets sur la qualité de la mesure ADCP, la solution adoptée a été

d’augmenter à la fois la profondeur des cellules et le temps d’intégration.

III.4. Méthodes de prélèvement et de conditionnement

III.4.1. Préparation du matériel

Avant chaque mission de terrain, l’ensemble du matériel de prélèvement et de

traitement a dû être décontaminé suivant des protocoles spécifiques aux paramètres étudiés

(carbone, métaux, majeurs). La préparation du matériel a été faite au laboratoire EPOC.

III.4.1.a. Préparation du matériel pour les mesures de carbone

L’ensemble de filtration du carbone (seringues et unités de filtration) ainsi que les

tubes et bouteilles servant à l’échantillonnage (dont les bouchons en téflon) ont été immergés

93

totalement dans une solution chaude de RBS (5%) durant 15 minutes dans de l’eau bouillante,

puis rincés à l’eau courante du robinet (sous pression très forte) avant d’être rincés 3 fois à

l’eau ultra-pure (milli-Q®). Après avoir été séché à 50°C dans une étuve, tout le matériel a été

mis dans du papier aluminium et brûlé à 500°C pendant 6 heures afin d’éliminer toute trace de

carbone. Les filtres Whatman GFF de porosité 0.7 µm sont brûlés et soit conservés dans une

boîte hermétique enveloppés dans du papier aluminium (pour le COD et CID), soit placés

dans des boîtes pétrislides après avoir été pesés (pour le COP et le CIP).

III.4.1.b. Préparation du matériel pour les mesures de métaux

Pour limiter l’adsorption des métaux sur les parois, nous avons utilisé du matériel en

polypropylène (PP), matériau résistant aux acides concentrés. Tout le matériel (bouteilles de

prélèvement et tubes de14 ml) en PP est décontaminé 72 heures dans des bains d’acide

nitrique (HNO3, 10%), rincé 3 fois à l’eau déionisée, puis 3 fois à l’eau milli-Q®. Le matériel

est ensuite séché sous une hotte à flux laminaire, puis conditionné dans des poches en PE

fermées hermétiquement. Il est nécessaire de porter des gants durant toute la manipulation

(Figure 55).

III.4.2. Prélèvements d’eau

III.4.2.a. Prélèvements d’échantillons d’eau en surface

L’échantillonnage d’eau peut être divisé en deux parties principales : la phase dissoute

et la phase particulaire. Les échantillons d’eau sont prélevés grâce à des bouteilles d’un litre

en PP, à larges embouchures pour les métaux et majeurs. Les prélèvements pour le carbone

ont été effectués à l’aide de bouteilles en verre, préalablement brûlées. Les prélèvements ont

été effectués soit à partir des berges en accrochant les bouteilles sur une canne de 2m qui

permet de s’éloigner du bord (~1.5 m), soit à partir d’un pont ou de bateaux afin de minimiser

les effets de berges (Figure 55). Chaque bouteille est rincée 3 fois par l’eau de la rivière avant

le prélèvement. L’eau prélevée est filtrée directement pour les éléments dissous et pour le

carbone particulaire (COP et CIP ; cf. conditionnement III.4.4). Deux bouteilles en PP sont

mises à évaporer dans une étuve au laboratoire afin d’y récupérer les particules.

III.4.2.b. Prélèvements d’échantillons d’eau en profondeur

Les échantillons d’eau effectués à différentes profondeurs (Figure 54), à partir du

bateau de l’IMHE, ont été prélevés grâce à un long tuyau souple en plastique qui est contrôlé

depuis la surface (Figure 53). Il est important de signaler que le Fleuve Rouge est caractérisé

94

par de forts débits avec un écoulement très tumultueux, rendant très difficile les prélèvements

en profondeur. Il a été nécessaire pour cela d’utiliser un treuil sur lequel était placé un bidon

de 5 l, préalablement lavé et rincé avec l’eau du site, ainsi qu’un lest de 50 kg. Lorsque la

profondeur souhaitée était atteinte, l’ouverture du tuyau était dégagée permettant ainsi le

remplissage des bouteilles (~2 minutes). Une fois remontée à bord, l’eau est immédiatement

versée dans deux bouteilles en PP de 2 litres à l’aide d’un entonnoir préalablement rincé. Une

attention particulière a été portée au fait de ne pas laisser de particules grossières au fond du

bidon. Les échantillons ont ensuite été stockés à bord dans une glacière, jusqu’au retour au

laboratoire où ils ont été traités et conditionnés.

Figure 55 : Photographies des prélèvements d’eau en surface avec une canne, de filtration des MES

et de filtration pour les métaux dissous.

III.4.3. Prélèvements des laisses de crue

La récupération des « stream sédiments » ou laisses de crue a été effectuée lors des

deux campagnes sur 43 points en basses eaux et 39 points en hautes eaux (cf. Figure 50). Les

premiers millimètres du matériel sédimentaire, au niveau de zones d’accumulation de matériel

fin, ont été récupérés au moyen d’une cuillère en PVC. Chaque prélèvement était une

combinaison de plusieurs sous-échantillons récupérés sur un linéaire d’une cinquantaine de

mètres afin que l’échantillon soit représentatif de la zone étudiée. Après avoir été prélevés, les

échantillons ont été mis dans des poches plastiques neuves et conservés à 4°C. Comme

l’essentiel des métaux est accumulé dans la fraction fine des sédiments, les échantillons ont

été tamisés à 63 µm avec des tamis en nylon ; cette fraction qui correspond aux argiles et silts

est représentative du transport de MES. La partie inférieure à 63 µm de chacun des sédiments

a ensuite été séchée, broyée à l’aide d’un mortier en agate et conservée dans des poches

plastiques scellées et à l’abri de la lumière jusqu’à leur analyse.

95

III.4.4. Traitement et conditionnement des échantillons

III.4.4.a. MES et carbone particulaire (COP/CIP)

Les échantillons d’eau ont été filtrés à l’aide de la pompe à vide manuelle et des filtres

GF/F. Il est à noter qu’il est nécessaire de bien homogénéiser la bouteille de prélèvement

avant la filtration. Le volume filtré dépend de la turbidité des eaux et varie entre 50 ml (eau

très turbide ; > ~1000 mg/l) et 500 ml (eau moins turbide). Les filtres ont ensuite été mis à

sécher dans l’étuve de l’IMHE, puis repesés à mon retour à Bordeaux avec une balance

Sartorius (précision : 1/100000 g). Les concentrations des MES ont alors été calculées d’après

la formule suivante : [MES] = [(P1 – P0) × 1000]/V.

Où : P0 et P1 (en mg) représentent respectivement le poids initial du filtre et le poids

du filtre après filtration; V représente le volume filtré (en ml). Les filtres ont été ensuite

stockés à 4°C pour les analyses de carbone.

III.4.4.b. carbone dissous (COD/CID)

L’eau prélevée dans une bouteille en verre est filtrée à l’aide d’une seringue en verre

sur des filtres en fibres de verre Whatman GF/F de porosité 0,7µm. Les filtrations sont

toujours faites sous faible dépression pour éviter l’éclatement éventuel des cellules

phytoplanctoniques. Le filtrat est stocké dans un tube en verre à bouchon à vis garni d’un

septum en Téflon, pour éviter tout contact avec la bakélite qui constitue le bouchon (Coynel,

2005). Pour le COD, nous avons ajouté de l’acide chlorhydrique concentré dès la prise de

l’échantillon afin de stopper toute activité bactérienne qui ferait évoluer les concentrations par

dégradation (HCl 12N ; 50 µl dans 20 ml d’échantillon). Cette acidification permet également

de décarbonater l’échantillon pour éliminer le carbone inorganique. Pour le CID, les

échantillons ont été empoisonnés avec une solution de NaN3 (10 mg/l). Tous les échantillons

ont été placés dans une glacière avec de la neige carbonique, renouvelée tous les jours durant

la mission, puis mis au frais à l’IRD d’Hanoi. Ils ont été maintenus au frais dans une glacière

avec plusieurs packs de glace pour le trajet Hanoi-Bordeaux, avant d’être replacés dans un

réfrigérateur à Bordeaux, et ce, jusqu’à l’analyse.

III.4.4.c. Majeurs et métaux dissous

Nous disposions de porte-filtres Sartorius (membranes Minisart®, 0.2 µm) en acétate

de cellulose et seringues, à usage unique. Les eaux prélevées ont été filtrées immédiatement

sur des membranes Minisart® (0.2 µm). Pour les métaux dissous, les filtrats ont été stockés

dans des tubes en PP prélavés avec HNO3 (voir la partie III.4.1.b) et immédiatement acidifiés

96

(HNO3 1%, Baker ultrex®) afin d’atteindre un pH de 2 et éviter l’adsorption des ETM sur les

parois des tubes. Pour les majeurs, les filtrats ont été stockés dans des bouteilles neuves en PP

(30 ml), sans décontamination à l’acide, qui ont été uniquement rincées 3 fois par ce filtrat.

Tous les échantillons ont été conservés à 4°C jusqu’à l’analyse.

III.4.4.d. Métaux particulaires

La caractérisation des concentrations en métaux/métalloïdes des MES nécessite

d’avoir une masse suffisante de MES (>100 mg). Le volume d’échantillon prélevé dépend

donc de la turbidité de l’eau, mais dépend également du moyen de transport utilisé (moto ou

voiture). Pour chaque échantillon, une ou deux bouteilles en PP de 1.5 litre ont été prélevées.

Les eaux ont été mises dans des poches plastiques et ont été séchées dans des étuves (~2 à

7 jours suivant le volume d’eau), soit à l’institut de chimie ou à l’IRD de Hanoï. Après avoir

été séchées, les MES ont été scellées dans les poches en plastique et conservées dans un

endroit sec et à l’abri de la lumière.

III.4.4.e. Granulométrie

Une partie des échantillons (de 20 à 30 ml) prélevés durant le test de variabilité

spatiale du Fleuve Rouge à SonTay a été conservée humide dans des piluliers, sans aucun

traitement.

97

IV. Méthodes analytiques

Tous les échantillons ont été conservés suivant des protocoles adaptés (au frais ou à

température ambiante) qui sont fonction des paramètres analysés. Tous ces échantillons ont

été ramenés à Bordeaux afin de faire des analyses le plus rapidement possible. Les analyses

effectuées à Bordeaux sont basées sur des protocoles validés, qui ont été décrits dans des

rapports et publications scientifiques. J’ai synthétisé dans cette partie l’essentiel des

informations qui me paraissent nécessaires à la bonne compréhension du lecteur.

IV.1. Détermination de la taille des particules - granulométrie

La granulométrie des MES a été effectuée à l’aide du granulomètre Laser Mastersizer

(MALVERN), en collaboration avec Gérard Chabaud de l’équipe de sédimentologie de

l’UMR EPOC. Le fonctionnement du MALVERN est basé sur la théorie de Mie, simplifiée

par Fraunhofer, selon laquelle les particules en suspension sont mises en circulation par une

pompe dans une cellule de mesure. Les particules éclairées par la lumière du laser dévient son

axe principal. La quantité de lumière déviée et l’importance de l’angle de déviation

permettent de mesurer la taille des particules : les grosses particules dévient des quantités

importantes de lumière sur des angles faibles par rapport à l’axe de propagation, tandis que les

petites particules dévient des quantités infimes de lumière sur des angles plus larges. Les

intensités sont recueillies par des photodiodes en silicium, puis sont numérisées, analysées par

calcul sur des matrices inverses et le résultat du calcul, transmis à l’ordinateur, est représenté

sous différentes formes (histogrammes, courbes, tableaux granulométriques…) La théorie

mathématique interprétant la lumière diffusée par l’échantillon est modélisée pour des

équivalences sphériques. La taille mesurée varie entre 0.05 à 900 µm.

Figure 56 : Schéma du granulomètre MALVERN

98

IV.2. Détermination des concentrations en carbone

IV.2.1. Analyses du carbone particulaire

La mesure de carbone organique particulaire est effectuée grâce à un analyseur

carbone/soufre LECO CS 125. Le principe de dosage est basé sur une oxydation des

composés organiques contenus dans l’échantillon par combustion à 1100°C dans un four à

induction sous flux d’oxygène pur. Ce flux d’oxygène est associé à un catalyseur (mélange

Fe/Pt) et assure à la fois la combustion complète du carbone particulaire et sa transformation

en CO2 et le transport du CO2 jusqu’à la cellule infrarouge non dispersive NDIR (Cauwet et

al.,1990 ; Abril et al., 2002). Avant chaque série d’analyse, il faut calibrer l’appareil à l’aide

d’anneaux en acier dont la teneur en carbone organique est connue.

La teneur en carbone particulaire est exprimée en pourcentage de matière sèche

(%CP). La précision de la mesure a été évaluée globalement à 3-5% par Elfaqir (1993) et

suivant la concentration en MES (+/- 0.1% MES) par Abril et al., 1999.

Pour l’analyse du COP, il est nécessaire, au préalable, de décarbonater les filtres grâce

à de l’acide HCl 2N. Après la décarbonatation, les filtres placés dans des creusets sont séchés

au moins 12h sur une plaque chauffante.

La détermination des teneurs en CIP se fait par différence entre l’analyse du carbone

particulaire total (déterminé sans l’étape de décarbonatation) et la teneur en COP.

IV.2.2. Analyses du carbone dissous

Les concentrations en COD ont été mesurées à l’aide d’un analyseur de carbone

organique total de type TOC 5000 Shimadzu. Cette méthode est basée sur l’oxydation

catalytique à haute température (HTCO). Après avoir été mis à buller sous flux d’oxygène,

l’échantillon est prélevé automatiquement et injecté dans un tube à combustion rempli du

catalyseur d’oxydation (billes de silice enrichies en platine). Tout le COD de l’échantillon est

brûlé à 680°C et décomposé en CO2. Le gaz vecteur, contenant le produit de la combustion,

passe dans un piège à chlore, puis est refroidi et asséché par un déshumidificateur. Le CO2 est

détecté à l’aide d’un spectrophotomètre infra-rouge générant un pic dont la surface est

proportionnelle à la teneur en carbone organique (Coynel, 2005). La teneur en COD obtenue

est exprimée en mg/l.

Avant chaque série d’analyse, il est nécessaire d’établir la courbe d’étalonnage à partir

d’une solution mère de potassium hydrogène phtalate de concentration 1 g/l.

99

La teneur en CID est calculée en enlevant la teneur en COD à la concentration obtenue

à partir de l’échantillon conservé non acidifié, uniquement empoisonné avec du NaN3. Il est à

signaler que cette technique induit une perte (~10%) d’une partie du carbone inorganique.

IV.2.3. Analyses des éléments traces métalliques par ICP-MS

IV.2.3.a. Mise en solution des métaux particulaires

Avant l’analyse des métaux dans la phase particulaire, il est nécessaire de réaliser une

étape d’extraction afin de mettre en solution les ETM. Cette étape, appelée « attaque totale »,

est basée sur l’utilisation d’un mélange triacide suprapur (HCl, HNO3 et HF ; Blanc et al.,

1999 ; Schäfer et al., 2002 ; Coynel et al., 2005 ; Coynel et al., 2009). Environ 30 mg de

sédiments ou de MES, broyés et homogénéisés, sont introduits dans des tubes d’attaque

prélavés avec HNO3. Après l’ajout du mélange triacide (1.5 ml de HCl à 12N ; 0.75 ml de

HNO3 à 14M ; 2 ml de HF à 22 M), les sédiments sont digérés dans les tubes fermés pendant

2 heures à 110°C (Digiprep). Une fois la digestion réalisée, la solution d’acide est évaporée

sous la hotte pendant une nuit (12h). Après évaporation, le résidu est dissous dans 250 µl de

HNO3 (14 M, suprapur) et 5 ml d’eau MilliQ® puis chauffé une dernière fois à 80°C pendant

15 minutes. Après refroidissement et décantation, 3.5 ml de surnageant sont prélevés par

pipetage et conservés dans un tube en polypropylène auquel sont ajoutés 6.5 ml d’eau

MilliQ®. Pour chaque série d’attaque de 48 échantillons, il y a 2 échantillons de sédiments

internationaux de référence de rivières (NCS DC 78301 et LGC 6178) dont la concentration

en ETM est connue, ainsi que 2 échantillons de blancs d’attaque. Les résultats obtenus sur les

blancs d’attaque sont systématiquement retranchés aux résultats des échantillons.

IV.2.3.b. Dosage des ETM par ICP-MS

Les ETM (V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Cd, Pb, U, Th, Mo, Sb) des solutions d’attaques

totales et des fractions dissoutes (<0.2 µm) ont été analysés par ICP-MS. Cette technique

permet une mesure quasi-simultanée des concentrations des différents isotopes de ces

éléments. Durant ma thèse, j’ai utilisé le modèle Thermo de type X7.

L’échantillon liquide est tout d’abord acidifié (HNO3 ultra-pur, 1%) afin d’optimiser

l’ionisation des métaux. L’échantillon est amené au nébuliseur par une pompe péristaltique où

il est nébulisé sous forme d’un brouillard de fines gouttelettes. L’aérosol est ensuite injecté

dans une torche en quartz dans laquelle est maintenu un plasma d’argon (5000-8000°K) qui

induit l’ionisation des éléments contenus dans la solution. Grâce à un vide élevé (10-6 Pa), les

ions produits sont dirigés vers le spectromètre de masse. Les ions sont alors focalisés par une

100

série de lentilles électroniques vers un quadripôle qui dévie les ions selon leur rapport masse

sur charge. Finalement, les ions sont mesurés en utilisant un multiplicateur d’électrons et le

nombre d’ions d’un isotope ayant traversé le spectromètre est compté. La mesure est la

moyenne de 21 lectures sur 3 dosages successifs.

La sensibilité de l’appareil est ajustée à l’aide d’une solution d’isotopes couvrant une

large gamme de masse. Cette solution permet aussi d’ajuster les réglages pour limiter le taux

d’oxyde et la formation d’ions doublement chargés à des valeurs inférieures à 2%. Une

calibration externe composée de 8 solutions standard permet la détermination des

concentrations en ETM en convertissant les nombres de coups comptés pour chaque isotope

en concentration. La dérive de sensibilité de l’appareil est contrôlée et corrigée en passant,

tous les 5 échantillons, un point de la gamme étalon comme un échantillon. De même, un

blanc est passé tous les 5 échantillons pour contrôler d’éventuelles pollutions et les effets

mémoire et pour calculer les limites de détection (3 fois l’écart type des blancs : 3σ; Tableau

11). La sensibilité de cette technique est adaptée à l’analyse des ETM des eaux de rivière.

L’optimisation des masses analysées et des expérimentations a permis de quantifier et de

limiter les interférences causées par des clusters formés à partir des éléments de la matrice de

l’échantillon et des gaz utilisés, qui peuvent avoir des masses très proches de celles des

isotopes analysés.

Tableau 11 : Limites de détection (3σ) des ETM par dosages ICP-MS X7.

V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Ag Cd Sn Sb Pb U Th

10.9 50.3 2.22 17.6 28.1 121 37.0 5.96 0.97 1.21 6.74 5.90 29.4 2.12 2.11

39.0 53.2 3.14 106 21.4 316 14.5 12.0 0.67 1.39 3.78 6.79 9.25 2.94 0.70

Eléments

3σ-dissous (ng/l)

3σ-particulaire (ng/l)

La justesse et la reproductibilité des mesures ont été évaluées en analysant plusieurs

eaux certifiées de rivière (SLRS-4, SLRS-5, TMRAIN). La valeur de justesse est basée sur la

comparaison entre les moyennes des certifiés (SLRS-4 ; TMRAIN et LGC 6019) et la

moyenne de celles mesurées lors des différentes analyses (Figure 57).

101

0

0.2

0.4

0.6

0.8

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

V

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Cr

0.0

0.1

0.2

0.3

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Co

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Ni

0

5

10

15

20

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Cu

0

6

12

18

SRLS4

x10

SRLS5

x10

TMRAIN

Zn

0.0

0.5

1.0

1.5

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

As

0

0.2

0.4

0.6

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Mo

0

0.2

0.4

0.6

SRLS4

x10

SRLS5

x10

TMRAIN

Cd

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Sb

0

0.1

0.2

0.3

0.4

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

Pb

0

0.1

0.2

0.3

0.4

SRLS4 SRLS5 TMRAIN

U

Valeur certifiée Valeur mesurée

Co

ncen

tra

tio

n (

µg

/l)

n = 10(*) Valeur donnée à titre indicatif

Figure 57 : Justesse et reproductibilité du dosage des ETM par ICP-MS estimés par l'analyse des

standards SLRS-4 et TMRAIN.

IV.2.4. Analyses du mercure particulaire par Spectrométrie

d’absorption atomique (AAS, DMA-80)

La concentration en Hg particulaire est mesurée par spectrométrie d’absorption

atomique à vapeur froide après incinération sous flux d’O2. L’instrument utilisé pour l’analyse

de Hg est constitué d’un premier four à 160°C sous flux d’ O2 (séchage et combustion de

l’échantillon pendant 10 secondes), puis d’un second four à 850°C contenant un tube

catalytique qui permet la décomposition des gaz résultant de la combustion et la réduction de

Hg en Hg°. Les vapeurs de Hg° sont emportées par le flux d’oxygène, fixées et ainsi pré-

concentrées sur un piège d’or. Ce dernier est alors chauffé très rapidement et les vapeurs de

Hg° sont envoyées vers le détecteur. Les différentes étapes de combustion, séchage, fixation

102

et détection sont gérées de manière automatique par un seul appareil (MILESTONE, Direct

Mercury Analyzer 80 – DMA 80) doté d’un passeur automatique d’échantillons. Cet

instrument présente de nombreux avantages. L’analyse est rapide (<5min) et se fait

directement sur l’échantillon (0,05 à 0,1g) séché et broyé, évitant ainsi toute pollution par

ajout d’un réactif chimique. De plus, elle permet de très faibles limites de détection, celles-ci

ne dépassant pas 2 µg/kg (3 fois l’écart type des blancs). La justesse et la reproductibilité des

mesures sont vérifiées par mesure de matériaux certifiés de référence provenant de différents

milieux (sédiments estuariens, marins, fluviaux). Dans ce travail, nous avons choisi d’utiliser

comme référence internationale l’IAEA 405 qui est un sédiment certifié à 810µg/kg avec un

intervalle de confiance de 95% (i.e. 770-850 µg/kg). La moyenne obtenue est de

793±57 µg/kg ; la justesse est estimée à 98% et la précision à 7%.

Figure 58 : Chaîne analytique automatisée de dosage du mercure particulaire.

IV.2.5. Analyse des différentes phases porteuses par extractions sélectives : spéciation solide d’Hg

La méthode des extractions sélectives permet d’accéder à la répartition de Hg en

fonction de ses phases porteuses (Castelle et al., 2007). Des extractions ont été réalisées sur

des laisses de crue collectées durant 2 missions spécifiques (n = 4). Suivant l’extraction

choisie (ascorbate, H2O2 ou KOH), les phases porteuses considérées sont : (1) les oxydes de

fer et de manganèse, (2) la matière organique et les sulfures particulaires (MOP et S), et (3) la

fraction organo-chelaté du mercure.

IV.2.5.a. Fraction 1 : Ascobate-mercure lié aux oxydes de Fe et Mn

Une extraction par un réducteur permet d’extraire les oxydes de Fe et de Mn. La

solution d’attaque ascorbate est préparée en mélangeant dans une bouteille en Téflon (PFA,

Nalgène®) 200ml d’eau Milli-Q®, 10g d’hydrogénocarbonate de sodium, CHNaO3 (solution

103

tampon conservant le pH de la solution à 8), 10g de citrate dihydrate de sodium,

C6H5Na3O7.2H2O (fort complexant afin d’éviter toute réadsorption de Hg). La solution est

bullée à l’azote afin d’éliminer l’oxygène dissous. On ajoute ensuite 4g d’acide ascorbique,

C6H8O6 (réducteur des oxydes). L’échantillon (200mg) est mis en contact à température

ambiante avec le réactif (12.5ml de solution ascorbate) dans des tubes en Téflon (PFA,

Nalgène®) pendant 24h sous agitation (agitateur par rotation verticale ; Audry, 2003).

IV.2.5.b. Fraction 2 : H2O2 – Hg associé à la matière organique et les

sulfures labiles

Une fraction par une solution de peroxyde d’hydrogène permet d’oxyder et de

dissoudre la matière organique et une partie des sulfures. La solution de H2O2 (30%) est

amenée à pH 5 par ajout de NaOH, et mise en contact avec l’échantillon pendant 5h sous

agitation à 85°C. Après refroidissement, de l’acétate d’ammonium (1M) est introduit dans les

tubes pour jouer le rôle de complexant (Ma et Uren, 1995 ; Castelle et al., 2007).

IV.2.5.c. Fraction 3 : KOH – Hg organo-chelaté

Une extraction par de l’hydroxyde de potassium permet d’isoler la fraction organo-

chelatée du mercure (Bloom et al., 2003). Pour cela, une solution à 1M de KOH est ajoutée à

l’échantillon et les tubes sont agités pendant 18h (Castelle et al., 2007).

IV.2.5.d. Fraction 4: eau Milli Q

Une dernière extraction a été réalisée en mettant en contact les échantillons avec de

l’eau ultra-pure produite par un système de filtration et osmose inverse (Milli-Q®), présentant

un pH légèrement acide (~5.5). Cette extraction pourrait se rapprocher d’une lixiviation des

sols par des eaux de pluies.

Après extraction, l’analyse de Hg est réalisée sur le résidu solide rincé à l’eau Milli-

Q®,, séché et broyé (dosage par DMA 80), et non sur le réactif, afin de mesurer la quantité de

Hg restante dans le sédiment (Hg résiduel ; Castelle et al., 2007 ; Castelle, 2008). En

soustrayant la fraction résiduelle non extraite à la teneur totale, la quantité de Hg extraite (liée

à la phase porteuse ciblée) peut être déterminée.

104

A B

C D

E

Figure 59 : photographie du LECO CS 125 (A), du Shimadzu TOC 5000 (B), de l’ICP-MS Thermo X7

(C), de DMA-80 (D) et de MALVERN (E).

105

Chapitre 3 : Variabilité temporelle et

spatiale des flux de MES dans le bassin

du Fleuve Rouge

107

I. Introduction

Les transferts de sédiments par les rivières et les fleuves varient fortement à l’échelle

temporelle (e.g. échelle interannuelle, cycles saisonniers, événements brefs de crue) et à

l’échelle spatiale (e.g. entre les têtes de bassin et/ou zones sources et l’exutoire ; entre bassins

versants à typologies différentes), et ce, en raison de facteurs naturels (géomorphologie,

climatologie, type de couverture végétale, … cf ; chapitre 1). De plus, les processus de

transfert de matières peuvent être fortement modifiés par des activités anthropiques (e.g.

présence de barrage, construction de routes, …).

Un des problèmes majeurs dans l’estimation correcte des flux de sédiments exportés

par les fleuves et rivières est lié à la fréquence d’échantillonnage et à la période d’observation

dû à de possibles fortes variabilités temporelles des débits et des concentrations en MES. Or,

beaucoup d’études reposent sur un suivi à faible résolution temporelle et sur du court terme

(<10 ans). De plus, les estimations de flux de sédiments sont, la plupart du temps, uniquement

réalisée à l’exutoire des bassins versants. En conséquence, il est très difficile d’accéder (i) aux

variations temporelles qui peuvent être induites par le changement climatique et/ou par des

activités humaines et (ii) aux variations spatiales pouvant se produire à l’intérieur d’un bassin

donné (e.g. érosion, transfert, dépôt), qui pourraient conduire à une meilleure compréhension

des facteurs de contrôle de l’érosion et des mécanismes de transport.

Notre étude s’appuie sur des données journalières de débits et de concentrations en

MES pour un système représentatif de grands bassins versants tropicaux à forte érosion.

L’objectif scientifique de ce travail vise à analyser la variabilité spatio-temporelle des flux de

MES afin de mettre en évidence les facteurs de contrôle naturels et anthropiques et les

processus conduisant aux apports dans le delta du Fleuve Rouge. La première partie de ce

chapitre concerne la variabilité temporelle à partir d’une base de données à haute résolution et

sur du long terme (1960-2008) à l’exutoire du bassin versant (Sontay). Il fait l’objet d’un

article publié en 2010 dans la revue Science of The Total Environment (Dang et al., 2010). La

seconde partie repose sur la variabilité spatiale à partir de données collectées en 5 sites

stratégiques du bassin vietnamien du Fleuve Rouge et fait l’objet d’un article soumis dans la

revue Journal of Asian Earth Sciences.

108

II. Variabilité temporelle des flux à l’exutoire du bassin du Fleuve Rouge : impact des barrages

II.1. Résumé des principaux résultats

Cette étude repose sur une banque de données à haute résolution temporelle

(journalière) de débits et de concentrations en MES mesurés à SonTay par l’Institut de

Météorologie, Hydrologie et Environnement (IMHE) du Vietnam durant la période 1960-

2008. Dans un premier temps, nous avons validé cette base de données en s’assurant que la

fréquence d’échantillonnage journalière était suffisante pour estimer correctement les flux. Ce

travail a démontré qu’une fréquence d’échantillonnage bihebdomadaire était suffisante. Avec

une fréquence journalière, l’incertitude sur la quantification des flux est faible, nous

permettant ainsi d’analyser les variations annuelles et d’en rechercher les facteurs de contrôle.

Le flux moyen annuel de MES transporté par le Fleuve Rouge durant cette période a été

estimé à 90 Mt/an, correspondant à un flux spécifique de 600 t/km²/an. La variabilité

temporelle du flux annuel de MES du Fleuve Rouge (allant de 24 à 200 Mt / an) est apparue

fortement liée aux conditions hydrologiques interannuelles. Cependant, après 1989 et la

construction du barrage de HoaBinh sur le Da (affluent majeur du Fleuve Rouge), les forts

débits annuels ne sont pas associés à d’importants flux annuels de sédiments, suggérant deux

périodes distinctes au niveau des transferts (1960-1989 ; 1990-2008). Les deux périodes sont

néanmoins caractérisées par des débits moyens annuels équivalents (3389m3/s en 1960-1989

et 3495 m3/s pour 1990-2008) indiquant que le barrage n’a pas eu d’incidence notable sur les

apports en eau.

Des courbes de transport sédimentaire « rating curves » (i.e. régressions de type

puissance MES = aQb) ont été établies pour les deux périodes et permettent de mettre en

évidence une diminution de la valeur du coefficient de régression « b » à partir de 1989. Cette

baisse peut être attribuée à une diminution des apports sédimentaires due au piégeage de

sédiments dans le réservoir. En utilisant une unique courbe de transport sédimentaire établie

pour la période pré-barrage (1960-1989), il a été possible de « reconstruire » les flux annuels

de 1960-1989 (afin de vérifier la pertinence de cette régression) et de « modéliser » les flux

de 1990-2008 en l’absence du barrage. Le flux de MES cumulé « reconstruit » pour la période

pré-barrage montre une excellente estimation avec une erreur de 1% par rapport au flux

mesuré. A l’inverse, le flux cumulé « modélisé » pour la période post-barrage surestime de

109%, ce qui démontrerait que le flux de MES exporté par le Fleuve Rouge vers l’océan a été

diminué de moitié suite au barrage piégeant un stock important de métaux.

109

II.2. Article # 1 : Long-term monitoring (1960-2008) of the

river-sediment transport in the Red River Watershed

(Vietnam): temporal variability and dam-reservoir impact

Thi Ha Dang 1,2, Alexandra Coynel 1,*, Didier Orange 3, Gérard Blanc 1, Henri

Etcheber 1 and Lan Anh Le 2 1) Université de Bordeaux, UMR CNRS 5805 EPOC, Avenue des Facultés, 33405

Talence, France, * Corresponding author: Email: [email protected], 2) Vietnam Academy of Science and Technology, 18 Hoang QuocViet, Cau giay,

Hanoï, Vietnam 3) IRD, BIOEMCO, IWMI Office, SFRI, 35 DienBienPhu, BaDinh, Hanoï, Vietnam

The Red River (China/Vietnam, A=155 000 km²) is a typical humid tropics river

originating from the mountainous area of Yunnan Province in China. Based on information on

daily discharge (Q) and suspended particulate matter (SPM) concentration between 1960-

2008 for the SonTay gauging station (outlet of the River and entry to the Delta) provided by

the National Institute IMHE-MONRE, the mean annual SPM flux was estimated at 90 Mt/yr,

corresponding to a sediment yield of 600 t/km²/yr. The temporal variability of annual SPM

fluxes (ranging from 24 to 200 Mt/yr) is strongly related to the interannual hydrological

conditions. However, some years of high water flow were not associated with high sediment

fluxes, especially after 1989 when the HoaBinh dam came into operation. Therefore, the

median discharge pre- (3389 m3/s) and post 1989 (3495 m3/s) are similar indicating there was

little or no change between both periods. Sediment rating curves (power law-type; SPM=aQb)

were fitted for both periods (1960-1989; 1990-2008). The analysis of the pre- and post-1989

sediment rating parameters (a, b) suggests a downshift of b-parameter values after 1989,

attributed to a decrease of the sediment supply due to the commissioning of the HoaBinh dam

A single sediment rating curve derived from 1960-1989 data was used to simulate the annual

variability of former sediment delivery, generating excellent cumulative flux estimates (error

~1%). In contrast, applying the same rating curve to the 1990-2008 data resulted in systematic

and substantial (up to 109%) overestimation. This suggests that the HoaBinh dam reduces

annual SPM delivery to the delta by half, implying important metal/metalloid storage behind

the HoaBinh dam.

Keywords: Red River, erosion, suspended particulate matter flux, temporal variability,

dam reservoir

110

II.2.1. Introduction

Mechanical erosion rates control the transport of suspended particulate matter (SPM)

and associated elements (e.g. trace element, organic matter) from the continent to the ocean

and are attributed to a combination of natural parameters related to geomorphic, tectonic, and

climatic influences as well as land cover (Douglas, 1967; Ahnert, 1970; Milliman and Meade,

1983; Milliman and Syvitski, 1992; Harrison, 2000; Farnsworth and Milliman, 2003;

Prathumratana et al., 2008). Additionally, human disturbance may affect mechanical erosion

and SPM supply to estuaries, deltas or coastal zones. Therefore, in recent years, there has

been increasing concern about the global river SPM balance, particularly with respect to its

response to climate change and anthropogenic impacts (e.g. Vörösmarty et al., 2000;

Farnsworth and Milliman, 2003; Vörösmarty et al., 2003; Nilsson et al., 2005; Syvitski et al.,

2005; Milliman et al., 2008; Dai et al., 2009; Lu and Jiang, 2009). However, important

uncertainties persist, mainly due to the non-stationary nature of the sediment fluxes and the

use of dated and/or questionable data (short-term sampling, inappropriate sampling frequency

and/or data collected before dam-reservoir construction, deforestation or climatic changes;

Walling, 2006).

The rivers draining the Himalaya Mountains into South-East Asia have been

recognized as significantly contributing to SPM delivery to the global ocean (Milliman and

Meade, 1983; Milliman and Syvitski, 1992; Ludwig and Probst, 1998; Syvitski and Milliman,

2007). In this key area, recent and rapid changes in population and economic growth have

strongly affected the functioning of the river-systems leading to major human pressure on its

sustainable development. Therefore, South-East Asian Rivers are good indicators of the

strong influence of anthropogenic activities on suspended sediment transport. In Taiwan, for

example, the specific yield in the Lanyang His River System has increased from 3,100

t/km2/yr to 8,300 t/km2/yr during the last three decades resulting from road construction (Kao

and Liu, 1996). In contrast, in Chinese rivers, the sediment flux has declined with the

construction of large reservoirs: e.g. on the Yellow River (Walling and Fang, 2003, Wang et

al., 2008, Xu and Milliman, 2009, Dai et al., 2009) and the Changjiang/Yangtze River (Dai et

al., 2009; Xiong et al., 2009), as previously observed on others large rivers (e.g. for the Nile

River, Milliman and Meade, 1983; and for the Mississippi, Walling and Fang, 2003).

Predicting the modification of sediment fluxes in South-East Asia represents one today’s

major challenges for environmental sciences, because of the continually shifting

anthropogenic and/or climatic impact and the need for continually updated fluvial data (e.g.

Lu and Jiang, 2009).

111

After the Mekong River, the Red River is the second largest river in Vietnam and

plays an important role in the economic, cultural and political life of the Vietnamese people.

Its overall sediment load (160x106 t/yr) has been previously classed 9th in the world (Milliman

and Meade, 1983). However, this estimate is “so recycled that the true database is poor or

unknown” (Milliman and Meade, 1983). More recently, based on the available hydrological

data from the period 1997–2004 and the 2003 year-long survey of daily SPM concentrations

in the Red River system, a modelling approach estimated a mean annual SPM flux of 40x106

t/yr under present conditions (Le et al., 2007). This value is only about one quarter of the

previous estimate, suggesting either significant errors in previous estimates or strong temporal

variability.

This paper is based on an extensive dataset of daily water discharges and suspended

particulate matter (SPM) concentrations collected between 1960 and 2008 at a permanent

observation station (SonTay gauging station; data from IMHE) near Hanoi, considered to be

the entry point to the Red River Delta and located at the upstream limit of the dynamic tide.

The objectives of this study are to: (i) define the influence of sampling frequency on the

uncertainty in SPM flux estimates in a tropical river in order to establish the uncertainty

associated with SPM flux estimates; (ii) analyse the temporal (annual and inter-annual)

variation of river sediment-discharge, in order to identify the controlling factors; (iii) clearly

specify the impact of the HoaBinh reservoir on the regime of SPM fluxes and (iv) evaluate the

sediment and sediment-associated metal/metalloid storage within the reservoir based on the

sediment rating-curve-derived flux calculations and the geochemical composition of stream

sediments.

II.2.2. Materials and Methods

II.2.2.a. Area description

The Red River system, located in South-East Asia, has a total watershed area of

169,000 km2 (Haruyama, 1995; Van den Bergh et al., 2007a), 50.3% of which is situated in

Vietnam, 48.8% is situated in China and 0.9% is situated in Laos and includes a fertile and

densely populated delta plain (14,000 km2; Van Maren, 2007). The Red River originates from

the mountainous area of Yunnan Province in China, flows 1,200 km south-eastward and then

flows through seven Vietnamese provinces before flowing into the Gulf of Tonkin in the

South China Sea (Figure 60). The red laterite soils are abundant in this mountainous area and

give the river its characteristic colour (Gourou, 1936; Van Maren, 2007).

112

The main tributaries of the Red River are the Da River, on the right bank, and the Lo

River, on the left bank (Figure 60). The Da River has its source in Yunnan Province, near to

that of the upstream Red River, at an elevation of more than 2,000m (Funabiki et al., 2007).

The Lo River also comes from China at an elevation of about 1,100m (Nguyen and Nguyen,

2001).

The Red River basin is characterized by a tropical monsoonal climate with a wet

season from May to October and a dry season from November to April (Figure 60). The

summer season is warm and very humid, with mean temperatures ranging from 27°C to 29°C,

whereas the winter season is cool and dry with mean monthly temperatures ranging from

16°C to 21°C (Li et al., 2006). The average annual rainfall in the Red River System is

1,600 mm, with 85% - 95% of this falling during the summer season (Le et al., 2007).

Consequently, the hydrological regime of the Red River is characterized by a unimodal

tropical regime with a mean monthly maximum/minimum discharge ratio of 7.9 (1,085 m3/s –

8,600 m3/s; Figure 60) and the extreme daily discharges differing by a factor of 210 (160 m3/s

– 33,600 m3/s; Table 1), based on the record from 1960 to 2008 at the SonTay gauging

station. The mean annual water discharge of the Red River is 3,500 m3/s, corresponding to a

specific discharge of 20.5 l/s/km2 (for the period 1960-2008). For the same period, the mean

annual water discharges of the Da and the Lo Rivers were 1700 m3/s and 1050 m3/s,

respectively (Tran et al., 2007).

The HoaBinh reservoir, considered to be one of the largest (V=9.5 km3) and highest

(120 m) dams in South-East Asia, is located on the Da River (Figure 60). It was built in 1985

and started its operation in the middle of 1989, with the main purpose being flood control and

hydropower generation (Ngo et al., 2007). It provides about 40% of Vietnam’s electricity (Le

et al., 2007, Ngo et al., 2007). This reservoir may affect water and SPM transport as already

observed in other river systems (Maneux et al., 2001; Vörosmarty et al., 2003) and

hypothesized for the Red River (Le et al., 2007).

II.2.2.b. Data and methodology

In this study, the available dataset constitutes high temporal resolution measurements

of water discharge and SPM concentration at the SonTay gauging station from 1960 to 2008,

and daily water discharge measurements at the HoaBinh gauging station from 1998-2008,

supplied by the Vietnam Institute of Meteorology, Hydrology and Environment (IMHE).

Daily SPM concentrations were manually collected one time per day at the reference site and

filtered using pre-weighted filters, according to the Vietnamese national standard criteria:

113

during low water levels, daily water samples were collected at 20-30 cm from the surface

water and 4 m from the right riverbank; during high water discharges, daily samples were

collected from depth-integrated vertical profiles. Water discharges are estimated from daily

measurements of river stage and the stage-discharge rating curve; (MONRE, 1997-2004). The

daily SPM concentrations and water discharges can be considered accurate with 10-15%. The

scatter error is probably random rather than systematically biased; consequently the annual

SPM flux estimates may be considered accurate within 5-10% as proposed by Meade and

Moody (2010) for the Mississippi System.

0

5

10

15

20

25

30

35


0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

D

0

100

200

300

400

500

600

3D

isc

harg

e(m

3/s)

Rain

fall

(mm

)

Te

mp

era

ture

(°C

)

China

India

China

India

Figure 60 : Map of the Red River and its tributaries: location of the permanent observation

site and outlet of the Red River System (SonTay ; white circle), the HoaBinh Reservoir and the

stream sediment sampling site (BanMon; white star); description of monthly averages of

rainfall, temperature and water discharge at SonTay site (data from 1960-2008; IMHE).

114

Annual reference SPM flux

Based on well known methods (Walling and Webb, 1985; Horowitz et al., 2001) and

daily water discharge and SPM concentrations, the SPM fluxes have been calculated for each

year as follows:

FSPMa = ∑=

n

i 1

SPMdF with FSPMd = [ ] dd QSPMc ××

Where:

- FSPMa is the annual SPM flux (expressed in t/yr),

- FSPMd are the daily SPM fluxes (t/day),

- [SPM]d and Qd are the daily SPM concentrations (mg/l) and water discharges

(m3/s), with n = 365 or 366.

- c is the coefficient for converting units = 0.0864

Simulation of various temporal sampling frequencies

The annual SPM fluxes obtained represent the most accurate estimates available from

our dataset and can be considered to represent reference fluxes. In order to investigate the

effect of sampling frequency on estimations of the SPM flux, we have tested 6 different

simulations corresponding to fixed period strategies of lower sampling frequencies by

extracting individual SPM concentrations and corresponding discharge values from the

database (reduced datasets) as detailed by Coynel et al. (2004): one sample per month, either

with irregular monthly sampling (M1; random selection of one SPM concentration for each

month) or regular monthly sampling (M1*; fixed 30-day intervals), two samples per month

(semi-monthly; M2); four samples per month (weekly, M3); eight samples per month (twice-

weekly; M4); fifteen samples per month (every 2 days; M5).

For each simulation using the reduced dataset, the minimum and maximum annual

SPM fluxes are retained, and these extreme SPM fluxes are compared to the corresponding

reference annual flux (FSPMa) for quantifying the range of estimation errors (see Coynel et

al., 2004 for more technical details).

Sampling collection of stream sediments and Analytical Methods

Two stream sediment sampling campaigns were performed at BanMon on the Da

River, located upstream of the entry of the Da River into the HoaBinh Reservoir ((Figure 1)

during two contrasting hydrological conditions: low water discharge (Q = 545 m3/s) in March

2008 and medium to high water discharge (Q = 3,850 m3/s) in August 2008. Stream sediment

115

samples were collected manually with a plastic spatula. Representative sub-samples,

consisting of the uppermost 1 cm of sediment from several recent depositional pockets, were

collected within a distance of 25 m. Stream sediment samples were sieved (< 63µm; nylon

sieves) to remove coarse material which was obviously not representative of the typical grain

size of suspended particulate matter (Horowitz, 1991; Coynel at al., 2009). The grain size

distribution of the SPM collected during various hydrological situations showed the < 63 µm-

fraction accounted for 94-99%. Representative sub-samples (~30 mg of dry, powdered, and

homogenized material) of sediment were digested in closed reactors using 1.5 ml HCl s.p. (12

M), 2 ml HF s.p. (22 M) and 0.75 ml HNO3 s.p. (14 M) at 110°C in a Digiprep® digestion

system (SCP SCIENCE). After evaporating to dryness, the residues were completely re-

dissolved in 0.25 ml HNO3 s.p. (14 M) and 5 ml Milli-Q water (18.2 MΩ) and brought to 10

ml in volumetric flasks using Milli-Q deionized water. Particulate trace element

concentrations were measured using ICP-MS (X7, Thermo) with external calibration

according to the standard conditions. The applied analytical methods were continuously

quality checked by analysis of international certified reference sediments (PACS-1, BCR 320,

SL-1). Accuracy was within ±5% of the certified values and the analytical errors were

generally better than ±5% (rsd).

II.2.3. Results

Water discharges, SPM concentrations and fluxes show strong temporal variations

from daily to interannual scales throughout the 49 year-monitoring period of the Red River

System (Table 1).

During the dry season (November to April), daily values of water discharge and SPM

concentration can be very low (Qmin = 160 m3/s; SPMmin = 3 mg/l) and although average

values generally reach 1,515 m3/s and 180 mg/l. These values can increase up to 33,600 m3/s

and 14,600 mg/l in the wet season (May to October) and reflect the river’s response to

seasonal rainy distribution and runoff with average values around 5,470 m3/s and 730 mg/l.

We used the mean water discharge during the 1960 – 2008 period (3,500 m3/s) to

classify the individual years comprising the study period into dry, mean or wet years. For this,

we used as deviation of +/-15% compared to the long term average as the threshold. The

years 1963, 1987, 1988, 1992, 1993, 2003, 2004 and 2006 have been classified as dry years

because their annual water discharge was at least 15% below the mean annual discharge

(Table 1). In contrast, nine years (1966, 1968, 1971, 1973, 1981, 1986, 1990, 1996 and 2008)

116

are representative of wet years, exceeding the average by between 15% and 45% for the

wettest year (1971; Tableau 12).

For each year, a discharge – weighted SPM concentration (SPM*) was calculated from

daily discharges and concentrations as follows:

∑

∑

=

==∗n

i

n

i

Qi

CiQi

SPM

1

1

)(

The SPM* concentrations are highly variable, ranging from 235 mg/l to 1,500 mg/l (in

2008 and 1986, respectively; Tableau 12). These interannual variations do not appear to be

closely linked to the hydrological classification or the magnitude of the annual water

discharge, because these extreme values occurred during two wet years (Table 1). Based on

the world river classification of SPM* categories proposed by Meybeck et al. (2003), the

SPM* values can be considered as either medium (100 - 500 mg/l), generally observed in

mountainous headwaters and/or in low relief basins draining erodible rocks, or as high (500 –

2,000 mg/l), generally found in active mountain ranges such as the Alps, Caucasus or Andes.

Based on the whole dataset, the annual SPM flux of the Red River at the SonTay gauging

station was calculated for the entire 49-year observation period (Tableau 12). Due to the

temporal variation of water discharge and SPM concentration, annual SPM fluxes are

characterized by a strong interannual variability, from 24x106 t/yr (in 2006) to 200x106 t/yr

(in 1971). The mean annual SPM flux of the Red River was estimated at 90x106 t/yr for the

period 1960-2008, corresponding to a specific sediment yield of 600 t/km2/yr (with annual

values ranging from 160 t/km²/yr to 1,340 t/km2/yr).

117

Tableau 12 : Flow and SPM transport regime characteristics for the Red River: annual

discharges (Qa), annual SPM fluxes (FSPM), annual discharge-weighted SPM concentrations

(SPM*), hydrological condition (Hyd.), minimum and maximum values of daily discharges

(Qi (min-max)), minimum and maximum values of daily SPM concentrations (SPMi (min-

max)), the annual rating coefficients a (a) and the annual rating exponent b (b), annual

correlation coefficient (R); Annual SPM flux estimates based on annual rating curve and

error correspond (Est.FaSPM; Era); Annual SPM flux estimates based on cumulative rating

curve 1960-1989 period and error correspond (Est.FcSPM; Erc)

Qa FSPM SPM* Est. FaSPM Er a Est. FcSPM Er c

m3/s (*10

6t) (mg/l) (*10

6t) (%) (*10

6t) (%)

1960 3 287 83 796 Mean (-6%) 380 - 14 300 15.9 - 3 190 0.160 0.96 0.87 77 -7% 101 22% 19.8 7.9 7.4 18.6

1961 3 763 124 1 046 Mean (7%) 890 - 15 100 74.0 - 3 350 0.157 0.99 0.92 114 -8% 120 -3% 18.5 8.1 7.1 21.2

1962 3 296 80 765 Mean (-6%) 850 - 12 300 93.1 - 3 250 0.186 0.95 0.92 72 -9% 92 16% 18.5 9.0 6.4 20.2

1963 2 948 56 605 Dry (-19%) 575 - 12 700 36.2 - 3 260 0.122 0.98 0.90 50 -12% 75 33% 18.6 9.3 6.9 21.3

1964 3 839 103 853 Mean (9%) 800 - 20 100 9.10 - 2 710 0.033 1.15 0.91 104 1% 127 23% 19.6 9.3 8.8 21.7

1965 3 301 75 717 Mean (-6%) 700 - 12 700 25.9 - 2 700 0.092 1.04 0.90 72 -4% 82 9% 17.7 10.5 6.2 22.8

1966 4 342 186 1 360 Wet (20%) 545 - 19 500 50.1 - 8 890 0.124 1.03 0.91 188 1% 179 -4% 21.1 8.9 7.7 19.8

1967 3 105 91 932 Mean (-13%) 610 - 17 000 27.8 - 4 950 0.050 1.13 0.89 84 -8% 79 -13% 29.2 7.0 8.7 23.1

1968 4 366 172 1 246 Wet (20%) 870 - 23 400 38.3- 4 700 0.030 1.19 0.89 192 12% 162 -5% 17.8 9.7 8.5 21.3

1969 3 396 111 1 040 Mean (-3%) 570 - 27 900 16.5 - 3 080 0.043 1.13 0.88 148 33% 144 29% 26.5 5.9 13.6 15.2

1970 3 925 146 1 176 Mean (12%) 545 - 21 700 36.4 - 3 610 0.371 0.89 0.87 146 0% 154 6% 19.3 7.8 9.6 18.4

1971 5 058 201 1 258 Wet (31%) 770 - 33 600 10.2 -3 920 3.621 0.62 0.78 177 -12% 294 47% 21.6 7.8 10.5 16.1

1972 3 580 137 1 211 Mean (2%) 635 - 13 800 25.6 - 6 780 0.189 0.99 0.84 116 -15% 101 -26% 21.9 8.4 6.1 23.8

1973 4 557 155 1 080 Wet (23%) 980 - 16 000 28.9 - 4 930 0.093 1.04 0.83 145 -7% 173 12% 16.9 10.8 5.6 23.1

1974 3 456 111 1 020 Mean (-1%) 755 - 12 400 27.4 - 4 710 0.021 1.23 0.89 101 -9% 98 -12% 19.1 9.4 5.7 23.2

1975 3 286 84 810 Mean (-6%) 630 - 13 000 22.6 - 2 530 0.163 0.98 0.79 75 -10% 83 -1% 17.2 10.8 6.8 25.3

1976 3 388 100 933 Mean (-3%) 666 - 15 400 7.50 - 6 460 0.020 1.24 0.81 95 -5% 94 -6% 22.1 8.6 6.7 23.6

1977 3 053 122 1 269 Mean (-14%) 845 - 16 200 41.1 - 6 720 0.091 1.08 0.82 116 -5% 87 -29% 25.1 5.6 7.6 18.7

1978 3 913 122 987 Mean (11%) 720 - 17 400 19.3 - 6 080 1.066 0.74 0.67 97 -20% 128 5% 21.6 8.3 6.4 23.2

1979 3 429 127 1 172 Mean (-2%) 749 - 17 000 12.6 - 3 830 0.236 0.94 0.77 108 -15% 111 -12% 23.0 6.4 8.5 18.4

1980 2 989 89 941 Dry (-17%) 537 - 19 600 6.90 - 3 390 0.260 0.91 0.76 69 -22% 88 0% 28.3 5.2 9.3 17.5

1981 4 131 140 1 075 Wet (16%) 714 - 15 600 3.50 - 5 360 0.011 1.28 0.80 112 -20% 135 -4% 18.7 9.4 4.8 25.2

1982 3 389 85 797 Mean (-3%) 822 - 14 000 3.30 - 5 327 0.050 1.08 0.55 65 -24% 98 15% 15.0 10.2 5.2 23.9

1983 3 269 123 1 193 Mean (-7%) 858 - 17 400 4.80 - 7 930 0.002 1.49 0.77 117 -5% 84 -31% 26.6 6.1 8.4 21.9

1984 3 276 93 904 Mean (-7%) 650 - 11 300 3.30 - 4 280 0.004 1.42 0.78 77 -17% 83 -11% 15.8 10.2 4.6 25.0

1985 3 385 107 1 007 Mean (-3%) 630 - 15 800 51.7 - 5 440 0.148 1.00 0.86 94 -13% 96 -10% 20.3 9.7 7.3 22.7

1986 4 210 200 1 504 Wet (17%) 617 - 20 600 23.4 - 14 600 0.027 1.20 0.90 173 -13% 147 -26% 29.7 5.6 7.1 22.5

1987 2 925 79 855 Dry (-19%) 606 - 13 300 21.3 - 4 640 0.019 1.25 0.88 79 0% 73 -8% 18.1 9.3 5.5 22.4

1988 2 834 45 500 Dry (-23%) 577 - 11 100 23.4 - 2 260 0.566 0.77 0.75 39 -14% 74 65% 20.4 8.5 7.4 20.6

1989 3 020 57 599 Dry (-16%) 460 - 12 300 3.50 - 2 770 0.047 1.09 0.77 53 -8% 79 38% 14.2 10.7 4.4 23.4

1990 4 473 134 947 Wet (22%) 817 - 17 100 15.7 - 7 690 0.119 0.95 0.69 90 -32% 177 33% 28.1 5.4 7.2 20.6

1991 3 404 68 637 Mean (-3%) 770 - 16 700 10.9 - 3 310 0.307 0.85 0.66 61 -10% 116 70% 20.3 8.1 7.8 20.3

1992 2 665 39 469 Dry (-31%) 860 - 16 400 64.8 - 3 360 9.840 0.43 0.45 32 -20% 89 126% 25.7 8.9 7.6 23.6

1993 2 921 42 451 Dry (-20%) 870 - 10 700 51.3 - 3 080 2.755 0.58 0.62 33 -20% 70 68% 20.4 8.4 5.4 22.5

1994 3 667 54 468 Mean (5%) 926 - 14 500 29.4 - 6 640 0.908 0.68 0.67 41 -25% 112 106% 23.4 9.0 5.2 23.5

1995 3 860 50 412 Mean (10%) 1880 - 17 800 17.5 - 2 010 0.173 0.89 0.68 50 -1% 124 147% 16.7 10.1 6.7 22.7

1996 4 057 56 439 Wet (16%) 1070 - 19 800 11.3 - 1 850 0.142 0.90 0.62 52 -8% 134 138% 20.1 9.5 6.9 24.7

1997 3 580 48 424 Mean (2%) 1020 - 16 100 14.2 - 2 240 0.576 0.74 0.67 40 -16% 108 125% 20.5 8.3 6.8 22.5

1998 3 586 36 315 Mean (3%) 700 - 16 900 9.00 - 1 669 0.034 1.04 0.77 40 13% 131 268% 24.1 6.4 8.4 18.4

1999 3 495 82 746 Mean (0%) 555 - 14 900 13.6 - 2 690 0.005 1.33 0.88 75 -8% 101 23% 19.4 7.2 7.1 21.6

2000 2 926 38 411 Dry (-16%) 1030 - 11 200 12.1 - 4 100 0.061 1.01 0.63 33 -12% 67 77% 23.3 7.2 6.4 24.8

2001 3 730 57 482 Mean (7%) 1080 - 16 300 6.20 - 7 563 0.008 1.25 0.71 59 4% 124 118% 24.1 9.3 5.2 22.1

2002 3 708 58 496 Mean (6%) 1160 - 20 900 9.50 - 2 030 0.769 0.71 0.67 53 -9% 147 153% 24.4 7.1 9.6 17.9

2003 2 725 26 300 Dry (-22%) 1030 - 10 200 4.10 - 1 673 0.015 1.17 0.77 24 -7% 58 126% 17.2 9.1 5.9 23.4

2004 2 955 33 356 Dry (-16%) 870 - 14 600 5.30 - 1 270 0.014 1.19 0.80 34 1% 65 96% 16.6 10.2 6.0 24.3

2005 3 097 26 262 Mean (-11%) 987 - 11 100 2.10 - 1 720 0.002 1.36 0.82 25 -3% 71 176% 20.4 8.1 6.1 25.2

2006 2 850 24 263 Dry (-18%) 870 - 13 300 6.20 - 2 070 0.001 1.44 0.82 23 -3% 62 162% 21.9 7.7 5.3 23.4

2007 3 303 35 334 Mean (-5%) 830 - 12 100 6.60 - 1 850 0.003 1.34 0.80 24 -32% 82 136% 16.9 8.8 3.8 24.5

2008 4 095 30 234 Wet (25%) 730 - 14 400 2.40 - 2 350 0.030 0.99 0.76 24 -22% 113 274% 29.9 7.8 6.0 25.8

Max 5 058 201 1 504 - - - 9.840 1.49 - 192 33% 294 274% 29.9 10.8 13.6 25.8

Min 2 665 24 234 - - - 0.001 0.43 - 23 -32% 58 -31% 14.2 5.2 3.8 15.2

Average 3 506 89 778 - - - 0.485 1.03 - 81 -9% 110 52% 21.1 8.4 7.0 22.0

Ts50 Vw2 Tw50a b R Ms2Year Hyd.Qi

(min-max)

SPMi

(min-max)

118

II.2.4. Discussion

II.2.4.a. Sampling frequency and the uncertainty of annual SPM flux

estimates

Based on the flux estimates from randomly extracted individual SPM concentration

and corresponding discharge values, annual SPM fluxes obtained from the different

simulations (M1-M5) were compared to reference fluxes in order to estimate the error range

for the given sampling frequency. Figure 61 shows the dispersion of relative errors of six

sampling frequencies for each year of the period 1960 – 2008, using a statistical distribution

(10- and 90-percentiles, median value, maximum and minimum errors).

The results show that (i) the range of possible estimated Er values of annual SPM flux,

produced by 6 kinds of simulation, narrow with growing sampling frequency and (ii) low

sampling frequencies lead mainly (median values of Er) to underestimation of the annual

SPM fluxes; median values of Er tend to approach annual reference fluxes (0%) with

increasing sampling frequency.

When irregular and regular monthly samplings (M1 and M1*) are applied, Er values

range from -80% to ~300% and from -60% to 200%, respectively (Figure 2). Even if these

results represent “worst case” scenarios, considered as extreme results that might theoretically

be obtained in a relatively small number of cases, monthly sampling does not appear to be

appropriate to obtain reliable annual SPM flux estimates. Based on the decile distribution, the

major part (80%) of simulated M1* results yields Er fall within the range -54%

(underestimation) to 46% (overestimation); this range exceeds the ± 20% deviation from the

reference flux, considered as reliable estimates. The minimum sampling frequency producing

annual SPM flux estimates within reliability interval is twice-weekly or weekly if we

considered extreme values or values within the 10 and 90-percentiles, respectively (Figure

61). This work leads us to the following conclusions/recommendations: i) As this watershed is

representative of many rivers in the tropical area, calendar-based sampling strategies require

high sampling frequencies (at least ~3-7 days) for reliable SPM budgets and erosion

assessment; however, as 93% of annual SPM flux is carried during high water levels, this

sampling frequency is required for the wet season and may be reduced during the dry season

to once a month; ii) Based on a higher sampling frequency (every day), the annual fluxes of

the Red River calculated in this study can be considered as the most accurate estimates and

their annual variation can be interpreted in order to define controlling factors.

119

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

175%

200%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

-75%

-50%

-25%

0%

25%

50%

75%

100%

125%

150%

1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Year

Err

or

(%)

205 280 297 190 200

M1 M1*

M2 M3

M4 M5

Figure 61 : Results of simulated SPM flux estimates for the Red River. The 0% level

represents reference SPM fluxes calculated from the daily measurements. The black circles

represent median values, error bars denote minimum and maximum values and grey bars

represent precision (10-percentile and 90-percentile) of results obtained by different

frequency simulations (M1: irregular monthly sampling; M1*: regular monthly sampling;

M2: two samples per month; M3: weekly sampling; M4: two samples per week; M5: one

sample every 2 days).

II.2.4.b. Factors controlling annual SPM transport in the Red River

With regard to the long term survey, we have noticed a strong interannual variation of

sediment transport. The analysis of the double-mass plots of annual SPM flux as a function of

annual water volume shows an inflection point around 1989-1990 suggesting a decrease in

annual SPM flux after this period (Figure 62). Note that the mean annual water discharges for

pre- and post 1989 are 3557 m3/s (median=3389 m3/s) and 3426 m3/s (median=3495 m3/s),

respectively, suggesting there is no statistically significant difference between the two

120

datasets. Based on this observation, we established two different empirical relationships

between annual SPM flux and annual discharge depending on the observation period: the

1960 – 1989 period corresponding to the period before the HoaBinh Reservoir operation

(r=0.86; Figure 63A) and the 1990 – 2008 period corresponding to the period of operation of

the HoaBinh Reservoir (r=0.64; Figure 63A). These positive correlations suggest that

interannual hydrological variations may have a great impact on fluvial transport and export

into the Delta. Consequently, a reliable characterization of fluvial transport requires long-term

observation covering a range of various hydrological situations (dry, wet and mean years;

Table 1), according to hydrological/climatic periodicity, as already shown for temperate river

systems (e.g. Coynel et al., 2004). The difference between the slopes of regression lines tend

to demonstrate that for the same value of annual discharge, annual SPM fluxes decreased after

the operation of HoaBinh Reservoir, illustrating the important role of the large reservoirs in

SPM trapping. The year 1990 is marked by an extremely high annual SPM flux (FSPM =

135x106 t/yr) which does not align with the regression line corresponding to the period after

the commissioning of the HoaBinh reservoir (Figure 63A). This anomaly may be explained

by an intense remobilization of riverbed and/or riverbank sediments due to the management of

the HoaBinh Reservoir during the first year. It is also important to note that 1990 was a wet

year succeeding three dry years (Table 1). This high SPM transport can be explained by the

remobilisation of sediment stored within the river system during the previous dry years as has

been observed in temperate rivers (Schäfer et al., 2002).

II.2.4.c. Sediment Discharge relationship

To analyze sediment transport more precisely, the relationship between daily water

discharge and SPM concentration can be studied using the rating curve parameters of the most

common statistical regression, i.e. power function (Asselman, 2000; Syvitski et al., 2000) as

follows: SPM = aQb (e.g. for 1969 and 1991, Figure 63B) . The parameters a and b were

obtained from the rating curves calculated over different time periods (interannual and annual

scales) using a least squares regression procedure (Tableau 12). Previous studies combining

results from different watersheds provided physical interpretations of the large value ranges

(Walling and Webb, 1985; Ferguson, 1986; Asselman, 2000; Syvitski et al., 2000; Horowitz,

2003): the rating coefficient a may give information on the soil erodibility with high values

observed in areas with intensively weathered materials which can easily be eroded and

transported; the rating exponent b (log-log slope of the power law) may represent the erosive

power of the river and its sediment transport capacity (see Asselman, 2000).

121

y = 1.06x - 81

R = 0.9994

y = 0.42x + 2085

R = 0.9965

0

2 000

4 000

6 000

0 2000 4000 6000

Cumulative Water flux (km3)

Cu

mu

lati

ve

SP

M f

lux

(1

06t)

1989-1990

σ

Figure 62 : Double-mass plots of annual suspended particulate matter flux (SPM flux) and

annual water flux for the Red River at the SonTay site during the 1960-2008 period. The

arrow shows an infection point around 1989-1990.

R = 0.86

R = 0.64

0

50

100

150

200

250

2500 3500 4500 5500

Qa (m3.s

-1)

FS

PM

a (

10

6t.

yr-1

)

1960-1989

1990-2008

1990

1969: SPM = 0.043Q1.13

R = 0.88

1991: SPM = 0.307Q0.85

R = 0.66

0

1000

2000

3000

4000

0 5000 10000 15000 20000 25000

Qd (m3.s

-1)

SP

Md

(m

g/l)

1969

1991

A B

Figure 63 : A- Empirical relations between annual SPM fluxes (FSPMa) and annual water

discharges (Qa) in the Red River for the 1960-1989 period (before the HoaBinh Reservoir

commissioning) and the 1990-2008 period; B- Scatter plot of the daily SPM concentrations

(SPMd) versus daily water discharges (Qd) in the Red River for the 1969 and 1991 years (two

years with similar hydrological conditions, see Table 1).

For each of the 49 years of the Red River data, we calculated the annual rating

parameters and distinguished the resulting parameters for the 1960-1989 and 1990-2008

periods (Figure 64). It is important to note that the Red River usually has a strong correlation

(r>0.62, except for 1982 and 1992 due to a cloud of points around the rating curves) in the

122

power law relationships between daily water discharges and SPM concentrations (Tableau

12). Furthermore, the long term rating parameters were calculated with the whole database

(black diamond), with data for the 1960-1989 period (grey square) and for the 1990-2008

period (white square, Figure 64).

The annual coefficient a and the exponent b in the Red River are very variable, with

values ranging from 0.001 to 9.8 and from 0.43 to 1.50, respectively (Figure 64). The annual

exponents b in the Red River cover a wide range which is similar to that reported for natural

and/or human affected rivers (typical values varying from 0.5 to 1.5), whereas the large

changes in annual coefficients a are lower than the range observed in different rivers with

seven orders of magnitude (Syvitski et al., 2000).

0.40

0.80

1.20

1.60

0.00 0.01 0.10 1.00 10.00

a-coefficient

b-e

xp

on

en

t

Annual 1960-1989

Annual 1990-2008

Long term 1960-1989

Long term 1960-2008

Long-term 1990-2008

Figure 64 : Annual rating parameters for the 1960-1989 period (white circles) and the 1990-

2008 (black circles) and the long term rating parameters (1960-2008: black diamond; 1960-

1989: grey square and 1990-2008: white square).

An inverse exponential relationship can be fitted to the plot of the annual rating

coefficient a and the exponent b for the Red River System (Figure 64), as previously observed

in other systems (Asselman, 2000; Syvitski et al., 2000; Wang et al., 2008). Two parallel lines

can be observed: the upper line is attributed to the rating curve parameters obtained for the

1960-1989 period whereas the upper line coincides with the 1990-2008 period. The long term

rating parameters related to the 1960-1989 and 1990-2008 periods are positioned on the

corresponding lines. A significant change in the long term exponent b can be observed leading

to a reduction from 1.05 (1960-1989) to 0.95 (1990-2008) attributed to human-induced

disturbance of the river watershed and the sediment-discharge relationship. The b-shift

123

suggests a decrease of the sediment supply as a result of the operation of the HoaBinh

Reservoir in the Da River System, tributary of the Red River. A similar impact on rating

parameters was also observed in the Yangtze River (China) and attributed to dams and soils

conservation works (Wang et al., 2008). However, in the Yangtze River, the commissioning

of dams led to an increase of the long term b values and a decrease of the a values. In

searching for the sources of changes in rating parameters it is important to understand how

dam functioning affects the sediment transport regime in the Red River.

II.2.4.d. The impact of the HoaBinh Reservoir on the SPM transport

regime in the Red River

To identify more clearly the SPM transport regime in the Red River System, the four

most commonly used indicators of water discharge and SPM flux variability were extracted

for each year for the whole period of 1960-2008 and summarized in Tableau 12: Ts50 and

Tw50 represent the percentages of time needed to transport 50% of the sediment load and

water volume, respectively; Ms2 and Vw2 correspond to the percentages of sediment load and

water volume discharged in 2% of the time (approximately 7 days; Meybeck et al., 2003;

Moatar et al., 2006).

The mean percentage necessary to transport 50% of the annual SPM flux (Ts50) is

8.4% of time (i.e. 30 days) with values for individual years ranging from 5.2% to 10.8%. For

transporting 50% of the water discharge, the mean percentage of the time is 22% for the 1960-

2008 period, with a range between 16.4% and 29.8% (Tableau 12). In 2% of the time, the Red

River carried between 14.2% and 29.9% (mean Ms2 value=21%) of the annual SPM flux and

between 3.8% and 13.6% of the annual water volume depending on the year (Tableau 12).

The Red River Ms2 average is lower than the value obtained for the Walla Walla River

System (Oregon) where Ms2 exceeds 90% (Meybeck et al., 2003). These results suggest the

Red River has a more regular flux regime, comparable to the upstream Mississippi River or

the Tennessee River, with Ms2 g accounting for only 21-23% of the annual SPM flux (Moatar

et al., 2006). Using the Ms2-based error monograph relationship from Moatar et al. (2006), the

sampling interval required to generate estimates of annual flux within ±20% of the reference

flux was estimated to be between 5 and 12 days for the Red River. These values are consistent

with those obtained with our simulations of sampling frequency (see part 4.1) and

demonstrate that this relationship is a robust indicator of the SPM transport regime.

In addition, the SPM load distribution for different water discharge classes was

analyzed by selecting 19 years during 1960-1978, considered as the reference period and 19

124

years during the 1990-2008 period, considered as the dam reservoir disturbance period. Daily

water discharges were divided into 169 overlapping classes ranging between 0 and 33,600

m3/s. The choice of 169 intervals was arbitrary but provided a trade off between

comprehensiveness and computational demands. The sums of daily SPM fluxes for each

water discharge class were established and clearly showed:

(i) unimodal histograms with the largest cumulative SPM fluxes for a discharge class

~ 6500 m3/s, whatever the sampling period, corresponding to the effective discharge for the

Red River. The effective discharge was defined as the flow rate that is the most effective in

the long-term transport of sediment (Wolman and Miller, 1960);

(ii) a significant reduction of SPM load after the commissioning of the HoaBinh dam

for moderate to high water discharge values (~3000 – 13,000 m3/s; Figure 65).

In contrast, flow duration and cumulative SPM curves are similar for both periods

suggesting similar dynamics. The presence of the HoaBinh reservoir on the Da River System

may reduce the flow velocity (but not the water quantity) and, consequently, the sediment that

would have remained in suspension in the water column and have been transported

downstream accumulated in the reservoir instead.

II.2.4.e. Estimation of sediment and metal/metalloid stocks trapped in

the HoaBinh Reservoir

The decline in the annual SPM fluxes in the Red-River is the result of sediment

trapping by the HoaBinh dam which was commissioned in 1990 and which has caused a

significant reduction of downstream export, and associated trapping and storage of sediment

and sediment-bound elements in the reservoir. This last part focuses on providing an estimate

of the amount of sediment and associated metals/metalloids trapped behind the reservoir

based on the rating curves and information on the chemical composition of stream sediments.

125

0

20

40

60

80

0

3000

6000

9000

12000

15000

18000

21000

24000

27000

30000

33000

Discharge (m3/s)

FS

PM

(1

06t)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Co

ntrib

utio

n (%

)

Sum of SPM Flux

Cumulative SPM Flux curve

Flow duration curve

0

20

40

60

80

0

3000

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12000

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Discharge (m3/s)

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Co

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n (%

)

Sum of SPM Flux

Cumulative SPM Flux curve

Flow duration curve

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Discharge (m3/s)

FS

PM

(1

06t)

A

B

C

1960-1978

1990-2008

σ

Figure 65 : Analysis of the water and SPM transport regime: Cumulative SPM flux curves -

Flow duration curve and sediment transport rate as a function of discharge classes expressed

by the sums of SPM fluxes for the 1960-1978 (A) and 1990-2008 periods (B). The difference

“σ " between the schematic curves corresponding to the cumulative SPM fluxes for the 1960-

1978 and the 1990-2008 periods illustrates the significant reduction of SPM load after the

commissioning of the HoaBinh dam (C).

126

Estimation of sediment storage and the trap efficiency of the HoaBinh Reservoir

An evaluation of sediment rating curves over periods of 20 or more years in several

small to large rivers in the USA and in Europe reported by Horowitz (2003) demonstrated

that errors of <1% in the estimate of the total flux can be achieved using a single sediment

rating curve based on data spanning the entire period (Horowitz, 2003). Based on a similar

approach, a single Red River rating curve was fitted to the water discharge and sediment

concentration data for the 1960-1989 period (i.e. in the absence of the HoaBinh Reservoir) in

order to reconstruct annual SPM fluxes from daily water discharge measured for the whole

1960-2008 period (Figure 66). It is important to note that we have used daily measurements

over a period of 30 years covering contrasting hydrological conditions (Table 1). For the

1960-1989 period, the sediment rating-curve-derived flux calculations provide a good 30-year

cumulative estimate with a difference of 1% between the measured (FSPM = 3403×106 t) and

the estimated (Est. FaSPM = 3444 ×106 t) SPM fluxes. This cumulative SPM flux estimate

produced a better result than the sum of annual SPM fluxes based on annual rating curves

(Est. FcSPM = 3154 ×106 t; i.e. error: -7%; Tableau 12) even if, in some cases, individual

annual errors had been substantially reduced with separate rating curves (se for examples in

1964 and 1977; Tableau 12). Additionally, separate rating curves were developed for mean,

wet and dry years; however, the error on the cumulative SPM flux estimates was evaluated to

-6% for the 1960-1989 period (with the following distributions: errors = -9% for mean years, -

6% for dry years and 5% for wet years). This result tends to demonstrate that a single 1960-

1989 rating curve may produce a better result on the cumulative SPM flux than separate rating

curves depending on hydrological conditions for our study system. In contrast, the cumulative

annual flux calculation for the 1990-2008 period (1951 ×106 t) based on the 30-year rating

curve produced a significant overestimation (~109%) in comparison to the measured SPM

flux (935 ×106 t). The difference between the estimated and the measured fluxes can be used

to estimate the magnitude of sediment trapping, ~1020 ×106 t, accumulated in 19 years.

Furthermore, using the double mass curve, the flux sediment trapping in HoaBinh Reservoir

during 19 years was estimated at 1550 ×106 t. Based on both methods, these results show a

52% - 80% reduction of the total SPM flux at the SonTay site (including the SPM supply of

the Red River) since the functioning of the HoaBinh Reservoir. The mean annual sediment

trapped by the HoaBinh reservoir is estimated at 53.7-81.6 × 106 t/yr. This value is higher

than that estimated in the Manwan reservoir (26.9-28.5 × 106 t/yr; Fu et al., 2008) on the

Upper Mekong. However, the total capacity of the Manwan reservoir (1060 × 106m3) is 9

times smaller than that of the HoaBinh Reservoir.

127

0

50

100

150

200

250

300

1960 1964 1968 1972 1976 1980 1984 1988 1992 1996 2000 2004

Year

FS

PM

a (

10

6t)

Measured

Estimated

Figure 66 : Annual variation of SPM fluxes measured at the SonTay site (daily

measurements) and SPM fluxes estimated using rating curves in the Red River during the

1960-2008 period.

The sediment trapping efficiency of the HoaBinh Reservoir can be estimated by using

the hydraulic residence time (Vörosmarty et al., 1997; Maneux et al., 2001; Vörosmarty et al.,

2003). From the annual water discharge of the Da River (data supplied by IMHE) during the

1998-2008 period, the residence time of water discharge (∆TR) of the Da River in the

HoaBinh Reservoir was calculated, for each year, as the ratio between the effective volume of

the HoaBinh Reservoir (= 9.5 km3) and the annual water discharge of the Da River. The

sediment trapping efficiency of the HoaBinh reservoir (TE), i.e. the proportion of the

sediment flux of the Da River entering the reservoir which is trapped by the reservoir was

estimated as follow:

TE = 1 – (0.05/[∆TR0.05])

With a residence time of the water discharge in the HoaBinh Reservoir varying

between 13.2% and 19.4% (i.e., from 48.6 to 70.9 days depending on the year), we find that

the annual sediment trapping efficiency of the HoaBinh Reservoir ranges from 86% to 89%,

with a mean annual value around 88%. This estimate is in agreement with the previous work

of Vörösmarty et al., (2003) which estimated that more than 40% of the global river discharge

is currently intercepted by large reservoirs; in many impounded watersheds (e.g. Rio Grande

and Nile Rivers), this retention exceeds 90%.

Considering a dry sediment density of about 2650 kg/m3, the cumulative dry sediment

flux trapped in the reservoir is equivalent to 77 x106 – 293 x106 m3 for the 1990-2008 period

(i.e. 4.1 x106 - 15.4 x106 m3/yr).Based on the height of the HoaBinh Reservoir (h=123m; Ngo

128

et al., 2007) and a sediment porosity of between 50 and 80%, the mean sedimentation rate

ranges between approximately 52 to 200 cm/yr (i.e. between 9.9 m and 37.6 m in 19 years). In

comparison, the sedimentation rate range obtained in this study is two orders of magnitude

greater than those found in other world reservoirs, like the Cajarc Reservoir in France (2.4-2.8

cm/yr; Audry et al., 2004a), the Malter Reservoir in Germany (2.9 cm/yr; Müller et al., 2000)

or the Patroon Reservoir in USA (4 cm/yr; Arnason and Fletcher; 2003). One of the most vital

problems in the storage and utilization of surface waters for flood control and hydropower

generation is that of sedimentation in reservoirs and subsequent decline of dam lifetime. The

dead storage level is defined as the lowest water level has to keep under the normal operating

conditions in a reservoir. Based on the HoaBinh dead storage (80 m; Ngo et al., 2007), and the

mean sedimentation rate (52 – 200 cm/yr), the useful lifetime of the HoaBinh Reservoir

would be estimated to be around 40-154 years.

Estimation of the sediment-associated metal/metalloid stocks

The installation of many large dams on major rivers worldwide over the past century

has led to large and complex contaminant loadings becoming trapped in the sediment

deposited behind these dams (Rayne and Friesen, 2009). Little peer-reviewed scientific work

has been performed on the quality of the sediment transported by the Red River and potential

sediment-associated contaminant storage in the HoaBinh Reservoir, in contrast to the delta

area (e.g. Borges and Huh, 2007; Le et al., 2007 for the River System; e.g. Berg et al., 2007,

Do et al., 2007, Van den Bergh et al., 2007b, Mai et al., 2009; Nishina et al., 2009; Luu et al.,

2010 for the Delta System). However, the HoaBinh reservoir probably is an efficient trap for

metals/metalloids which are considered to be serious pollutants of aquatic ecosystems because

of their environmental persistence, toxicity and ability to be incorporated in food chains

(Forrester et al. 2003; Geffard et al. 2005; Ruelas-Inzunza and Pàez-Osuna 2008). As a first

approximation, the particulate metal/metalloid concentrations in SPM collected during two

contrasting hydrological conditions at the inflow of the HoaBinh Reservoir (at the BanMon

site) are considered as representative of the 19 year study period. The sediment-associated

metal/metalloid concentrations were significantly higher during the dry season for Cu, Pb, Zn,

Cd, Sb and U, in contrast to particulate As concentrations. The low concentrations observed

during the wet season, for most of the elements studied, can be related to a higher percentage

of coarse particles carried by the Red River. This grain size-related effect on metal

concentrations, resulting in higher concentrations associated with smaller particles (and

inversely), has been reported in various systems (Horowitz et al., 2008; Larrose et al.,

129

submitted). These results suggest that point-sources may contribute more than diffuse sources

in the Red River. Except for As (Tableau 13). Note that As concentrations under high and low

water discharges are elevated relative to the average chemical composition of SPM in World

Rivers (Viers et al., 2009; Tableau 13). Using the sediment trapping efficiency, the proportion

of SPM transported during the high water (93%) and low water (7%) and the mean particulate

metal/metalloid concentration in stream sediments measured during both periods, the resulting

contaminant trapping behind the HoaBinh reservoir can be estimated (Table 2) as follows:

( ) ( )[ ]2008199020081990 07.093.0−−

××+×××= FSPMMeFSPMMeSTRMeST LWHW

Where:

MeST: the metal/metalloid stock behind the HoaBinh reservoir for a given element;

STR: the reduction range of the total SPM flux, i.e. 52-80%;

MeHW and MeLW are the mean particulate metal/metalloid during High Water (HW)

and Low Water (LW) levels, respectively;

FSPM1990-2008 is the cumulative annual SPM flux between 1990 and 2008.

In decreasing order of magnitude, metal/metalloid storage estimates generated for the

19 year period are As (148,000-225,000 t) >Zn (108,000-165,000 t) >Pb (52,600-

79,900 t) >Cu (49,400-75,100 t) >U (4,090-6,210 t) > Sb (3,070-4,660 t) >Cd (340-520 t).

These values can be compared with the global flux carried by fluvial suspended sediment to

the oceans, as established by Viers et al. (2009) to highlight the impact of the HoaBinh

Reservoir acting as a significant temporary sink for river-borne metals/metalloids (Tableau

13). This reservoir may represent a future potential source in case of natural and/or

anthropogenic remobilization during extreme flood events induced by climate change and/or

future dam management considering the short useful lifetime of the HoaBinh Reservoir.

130

Tableau 13 : Inventory of Cu, Zn, As, Cd, Sb, Pb and U in the stream sediments (<63 µm) at

the BanMon station and corresponding metal/metalloid stocks in the HoaBinh Reservoir;

ACC (mg/kg): Average Chemical Composition of SPM in World Rivers; ACC flux (103 t/yr):

global flux carried by fluvial suspended sediments to the oceans (1 Viers et al., 2009).

Cu Zn As Cd Sb Pb U

45.9 104 152 0.329 2.89 50.2 4.06

82.2 138 49.2 0.386 4.55 69.2 3.33

75.9 208 36.3 1.55 2.19 61.1 3.30

49.4 - 75.1 108 - 165 148 - 225 0.34 - 0.52 3.07 - 4.66 52.6 - 79.9 4.09 - 6.21

1 140 3 123 544 23.0 33.0 916 50.0ACC flux (10 3 t/yr) 1

BanMon - High Water

(mg/kg); n=3

BanMon - Low Water

(mg/kg); n=3

ACC (mg/kg)1

HoaBinh R. stock flux

(10 3 t) Min - Max

131

II.2.5. Conclusion

Denudation of the continental surface naturally is controlled by multiple physical and

chemical processes regulating fluvial SPM concentrations and fluxes. However now,

sediment export and dynamics are more controlled by anthropogenic forcing than by natural

drivers (e.g. Meybeck, 2003) characterizing the Anthropocene era (Crutzen and Stoermer,

2000). The existence of a long term (1960-2008) record of high temporal resolution water

discharge and SPM concentration data has allowed us to assess the sediment flux in the Red

River System (Vietnam) and to analyse its temporal variability mainly due to hydrological

conditions and human disturbance. The annual SPM fluxes established at the outlet of the Red

River System have significantly changed since the operation of the HoaBinh Reservoir on the

Da River. Reservoir construction is one of the greatest changes that has affected continental

aquatic systems in the past 100 years, with multiple environmental impacts like temporary

sinks for sediment and river-borne pollutants, as demonstrated in this study with the

assessment of the trap efficiency of the HoaBinh dam (~88%) and the importance of

sediment-associated metal/metalloid storage. Reservoir sediments are also a great concern

since they can turn from sink to source of heavy metals for fluvial systems; this change may

result from (i) physical processes due to natural and/or anthropogenic resuspension (e.g.

flood, dredging, dam flush) and/or (ii) early diagenesis processes (e.g. dissolution of Fe

oxides) due changing redox potential resulting from post-depositional remobilization within

the sediment column (Audry et al., 2004b; Coynel et al., 2007; Audry et al., 2010).

Resuspension of reservoir sediments may result in a massive change in the annual

metal/metalloid budget and biogeochemical processes of the downstream system. Future

research efforts need to consider both the presence and the distribution of contaminants within

the HoaBinh Reservoir as well their speciation (carrier phases), in order to evaluate

bioavailability and eco-toxicological potential. This information is needed for future

management because these sediments may become the target of an investigation when a spill,

survey, toxic effect, or historical record flags them as posing a potential risk to human health,

fisheries, or the environment (Förstner and Apitz, 2007), especially in countries where river

systems play an important role in daily life.

132

Acknowledgements:

This work was supported by the INSU-ST River-Sông program, the Institute of

Meteorology, Hydrology and Environment (IMHE, Hanoï, Vietnam) and the International

Water Management Institute (IWMI-IRD). The PhD thesis of Thi Ha Dang was supported by

a scholarship from the French Embassy in Vietnam and the Vietnamese Academy of Science

and Technology (VAST). We are grateful to two anonymous reviewers for their comments,

suggestions, and critical reviews.

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138

III. Variabilité spatiale : sources et mécanismes de transfert des flux de MES

III.1. Résumé des principaux résultats

Dans ce travail, nous avons utilisé les données journalières de débits et de

concentrations en MES du Fleuve Rouge définis au niveau des 5 sites stratégiques entre 2003-

2008 : le Fleuve Rouge à LaoCai (i.e. entrée du Fleuve Rouge au Vietnam), à PhuTho

(exutoire du Fleuve Rouge), à SonTay (entrée du Système du Fleuve Rouge au delta) et sur

les exutoires des deux tributaires principaux Da et Lo. Cette étude a permis de : (1) quantifier

les flux de MES transportés par le Fleuve Rouge de l’amont vers l’aval ; (2) analyser la

variabilité spatiale du transport d’eau et de MES, (3) identifier les contributions en eau et en

MES de chaque sous-bassin ; (4) clarifier les processus d’érosion-transport-dépôt de

sédiments dans le bassin versant du Fleuve Rouge.

Les flux inter-annuels de MES transportées par le Fleuve Rouge montrent une forte

variabilité spatiale. Ils sont, respectivement, de 30 Mt/an, 38 Mt/an et 29 Mt/an à LaoCai,

PhuTho et SonTay. Pour les deux tributaires principaux, les flux inter-annuels sont de

4.1 Mt/an pour le Da et de 6.6 Mt/an pour le Lo. Ce résultat montre que les MES du Fleuve

Rouge viennent principalement de l’érosion en amont du bassin versant (~80%),

contrairement à ce que l’on observe pour le flux liquide (~21%). L’analyse des flux de MES

au niveau des 5 sites a permis de mettre en évidence des processus complexes d’érosion-

transport-sédimentation ayant lieu dans le bassin versant du Fleuve Rouge, variant suivant les

années. Nous avons proposé des schémas de circulation des flux de MES dans le bassin

versant synthétisant les processus mis en jeu pour deux conditions hydrologiques contrastées.

Enfin, les facteurs expliquant la variation spatiale des taux d’érosion estimés dans la partie

vietnamienne du Fleuve Rouge seraient le maximum d’élévation et la pente moyenne du

bassin.

139

III.2. Article # 2 : River hydrology and recent sediment flux in

a large Asian tropical system (Red River, China/Vietnam):

implication for assessing soil erosion and sediment

transport/deposition processes

Thi Ha Dang 1,2, Alexandra Coynel1,*, Didier Orange3, Gérard Blanc1, Lan Anh Le2,

Vu Van Dinh4 , Henri Etcheber1 1) Université de Bordeaux, UMR CNRS 5805 EPOC, Avenue des Facultés, 33405

Talence, France, * Corresponding author: Email: [email protected], Tel.: +33-

540008838 2) Vietnam Academy of Science and Technology, 18 Hoang QuocViet, Cau giay,

Hanoï, Vietnam 3) IRD, BIOEMCO, IWMI Office, SFRI, 35 DienBienPhu, BaDinh, Hanoï, Vietnam 4) Vietnam Institute of Meteorology Hydrology and Environment, 112

NgueynChiThanh, CauGiay, Hanoi, Vietnam

Abstract

The Red River (China/Vietnam) is one of the largest Asian tropical systems. Based on

a database of daily water discharge and daily suspended particulate matter (SPM)

concentrations along the Red River (3 sites) and at the outlet of the main tributaries (Da and

Lo) during the 2003-2008 period, covering contrasting hydrological conditions, the water and

sediment fluxes were determined. We showed that only 21% of the discharge is derived from

the upper Red River, 54% and 25% being derived from the Da and the Lo Rivers,

respectively. In contrast, the distribution of suspended particulate matter load is very different

of that observed for water discharge: most SPM were eroded from the upstream catchment

located in China (78%). Moreover, annual SPM fluxes (FSPM) were strong spatial variability

between upstream watershed and the outlet of the river. The mean inter-annual FSPM was 30

Mt/yr (i.e. specific flux of 741 t/km²/yr) at the LaoCai site (China/Vietnam boundary,

considering the upstream of the Red River), 38 Mt/yr (i.e. 792 t/km²/yr) at PhuTho gauging

site (outlet of the Red River into the Red River System), 29 Mt/yr (i.e. 193 t/km²/yr) at

SonTay gauging station (outlet of the Red River system and entry in the delta). Its values were

4.1 Mt/yr (i.e. 80 t/km²/yr) and 6.6 Mt/yr (i.e. 191 t/km²/yr) for the Da and Lo rivers,

140

respectively. These results proved the complex processes of erosion/sedimentation occurring

on the Red River basin. Finally, the analysis of relationship between sediment yields and

environmental parameters from different sub-basins in whole Red River watershed indicated

that maximum elevation and mean surface slope are major factors controlling the spatial

variability of the sediment yields.

141

III.2.1. Introduction

Rivers deliver annually large amounts of land-derived sediments (~12.6 ×109 tons,

Syvitski et al., 2005) and associated elements to the global ocean (e.g. carbon and nutrients

(Meybeck et al., 1987; Meybeck, 1994; Coynel et al., 2005a; Horowitz et Stephens, 2008) ;

metals (Horowitz et al., 2001; Meybeck, 2003; Horowitz and Stephens, 2008; Viers et al.,

2009)). The fluvial transfer of sediment from the land to the coastal areas and/or the ocean

reflects the denudation of the continents and contributes to new depositional environment

(Gregor, 1970; Wold and Hay, 1990; Harrison, 1994, Harrison, 2000, Walling and Fang,

2003). Furthermore, quantifying accurately the sediment delivery to the ocean is fundamental

to (i) establish global biogeochemical cycles (e.g. for the carbon cycle; Meybeck, 1994;

Ludwig et al., 1996, Coynel et al., 2005a), (ii) understand many physical processes (e.g.

evolution of landscape and coastal landforms; Walling and Webb, 1983 ; Mc Laughlin et al.,

2003 ; Morton, 2003) and (iii) evaluate its potential role as a pathway for pollutants from

terrestrial to coastal and marine systems (e.g. Meybeck, 2003; Walling, 2006, Zhang et al.,

2009).

Most estimates of the sediment flux were only measured near the river mouth and did

not provide access to the spatial distribution of sediment transport. Little peer-reviewed

scientific work has addressed the implications between sediment production in the upper

catchment and sediment transport and/or deposition near the catchment outlet (e.g. Asselman

et al., 2003; Syvitski et al., 2005; Hu et al., 2009). For example, in eastern and southern Asia,

about one-third to one half of river-derived sediment is trapped in the river’s low reaches and

contributes to the development of floodplain, and delta plain (Lu and Chen, 2008, Lu and

Jiang, 2009). Clarifying the variation of sediment flux through the riverine sediment routing

system is necessary to assess the mechanism and source of riverine sediment flux load to the

ocean (e.g. Meybeck, 2003). The understanding of the hydro-sedimentary transfer processes

are also essential for improved sustainable management of continental surfaces where human

societies are concentrated.

The Himalaya Rivers have been recognized as significantly contributing to suspended

particulate matter (SPM) delivery to the global ocean (Milliman and Meade, 1983; Milliman

and Syvitski, 1992; Ludwig and Probst, 1998; Syvitski and Milliman, 2007). The Red River

(China/Vietnam), one of largest rivers draining this key area, plays an important role in the

economic, cultural and political life of the Vietnamese people. Based on a long-term

observation (1960-2008), the mean annual river sediment transport in the Red River was

estimated to 90 Mt/yr and the temporal variability (24-200 Mt/yr) was attributed to

142

hydrological conditions and anthropogenic activities (e.g. reduction by half due to the

commissioning of a major dam reservoir; Dang et al., 2010). However, the previous study of

Dang et al. (2010) had not localised sediment sources and identified physical processes

because it relied on daily water discharges and SPM concentrations measured at the outlet of

the River System and the upstream limit of the dynamic tide, just before the Delta System.

This present study is based on recent daily measurements collected at different strategic sites

in the Red River System between 2003 and 2008. The objectives of this study are to: (i)

quantify the SPM fluxes along the Red River system (ii) analyse the spatial variability of

sediment transport in order to identify the sources of water and SPM flux and (iii) clarify

physical processes of erosion, transport and deposition of sediment by proposing a

erosion/transport model for the Red River basin.

III.2.2. Materials and Methods

III.2.2.a. Area descriptions


169,000 km2 (Haruyama, 1995; van den Bergh et al., 2007), 50.3% of which in Vietnam,

48.8% in situated in China and 0.9% is situated in Laos and includes a fertile and densely

populated delta plain (14,000 km2; Van Maren, 2007). The Red River originates from the

mountainous area of Yunnan Province in China, flows 1200 km south-eastward and then

flows through seven Vietnamese provinces before flowing into the Gulf of Tonkin in the

South China Sea (Figure 67). The red laterite soils are abundant in this mountainous area and

give the river its characteristic colour (Gourou, 1936; Van Maren, 2007).


River, on the left bank (Figure 67). The Da River has its source in the Yunnan Province, near

to that of the upstream Red River, at an elevation of more than 2000m (Funabiki et al., 2007).

The Lo River also comes from China at an elevation of about 1100m (Nguyen and Nguyen,

2001). The three sub-basins are largely different in terms of morphology, geology, land use

vegetation cover and density of population (Le et al., 2005; Le et al., 2010) and some general

characteristics are listed in Tableau 14. For example, the mean slopes of the sub-basins are

33, 37 and 20 ‰ for the Red, Da and Lo Rivers, respectively (Tableau 14).

The Red River basin is characterized by two distinct seasons: the wet season from

May to October and the dry season from November to April, due to the South West monsoon

in summer and the North East monsoon in winter, respectively (Figure 67). The summer

143

season is warm and very humid, with mean temperatures ranging from 27°C to 29°C whereas

the winter season is cool and dry with mean monthly temperatures ranging from 16°C to 21°C

(Li et al., 2006). The average annual rainfall in the Red River System is 1600 mm, with 85%-

95% of this falling during the summer season (Le et al., 2007).

LC

PT Lo

Da

China

Vietnam

ST

LC

PT

STLo

Discharge (m3/s)

Rainfall (mm)

HoaBinh Reservoir

ThacBaReservoir

TuyenQuangReservoir

China

0

2000

4000

6000

8000


Dis

ch

arg

e (

m3/s

)

0

100

200

300

400

500

Ra

infa

ll (mm

)

0

2000

4000

6000

8000


Dis

ch

arg

e (

m3/s

)0

100

200

300

400

500

Ra

infa

ll (mm

)

0

2000

4000

6000

8000


Dis

ch

arg

e (

m3/s

)

0

100

200

300

400

500

Ra

infa

ll (mm

)

0

2000

4000

6000

8000


Dis

ch

arg

e (m

3/s

)

0

100

200

300

400

500

Rain

fall (m

m)

0

2000

4000

6000

8000


Dis

ch

arg

e (

m3/s

)

0

100

200

300

400

500

Ra

infa

ll (mm

)

Da

Red River

Da River

Lo River

Delta

Figure 67 : Map of the Red River and its tributaries: location of the permanent observation

sites (black circle) and description of monthly averages of rainfall and water discharge

corresponding (data from 2003-2008; IMHE).

In the middle reaches of the two major tributaries of the Red River in Vietnam, the Da

and the Lo Rivers, there are three large reservoirs (Figure 67): the HoaBinh Reservoir (on the

Da), the NaHang Reservoir (on a tributary of the Lo, the Gam River) and the ThacBa

Reservoir (on a second tributary of the Lo, the Chay River). The HoaBinh Reservoir is

considered to be one of the largest (V = 9.5 km3) and highest (120 m) dams in South-East

Asia and is consequently the largest reservoir in Vietnam. It was built in 1985 and started its

operation in the middle of 1989, with the main purpose being flood control and hydropower

generation. It provides about 40% of Vietnam’s electricity (Le et al., 2007; Ngo et al., 2007).

This reservoir has significantly affected the annual SPM transport since 1990 with an annual

144

sediment trapping efficiency ranging from 86 to 89% (Dang et al., 2010). The ThacBa

reservoir was impounded in 1971 and is characterized by a surface area of 235 km² and a

storage volume of 2.94 km3. More recently, the NaHang Reservoir was constructed in 2002

(2.25 km3) and is the second highest (92 m) reservoir in Northern Vietnam. Both reservoir

dams do not significantly influenced the sediment transport at the outlet of the Red River. In

fact, none inflection point of the double-mass plots of annual SPM flux as a function of

annual water volume is observed around and after their commissioning (Dang et al., 2010).

Tableau 14 : Some general characteristics of the three sub-basins of the Red River

(Source: Le et al., 2007)

km² 57 150 51 258 34 559 150 000

(‰) 33.2 37 20 29.9

(m) 6740 3143 3076 6740

Mesozoic rock 34.7 14.7 26.7 -

Paleozoic rock 55.5 85.3 72.7 -

% Forest 54.2 74.4 22.4 51.6

% Rice 18.7 12.5 8.1 17

% Uncovered soil 4.1 6.2 6.4 5.4

Pop./km² 150 101 132 192Population (1997)

Geology

Land use

Max elevation

Basin area

Slope

Red River (including the Delta system)

Lo RiverRed River Da River

III.2.2.b. Data and methodology

Daily monitoring was performed by the Vietnamese Institute of Metrology, Hydrology

and Environment (IMHE) at five strategic permanent observation sites from 2003 to 2008

(Figure 67):

(1) the LaoCai gauging site (simplified by LC) corresponds to the entry of the Red

River in Vietnam and represents river borne material derived from the Upper Red River

draining from China;

(2) the PhuTho gauging site (simplified by PT) is situated at the outlet of the Red

River before the confluence with the Da and the Lo Rivers;

(3) the HoaBinh gauging site (simplified by Da) is located at the outlet of the Da

River and integrates material derived from the Da system after the HoaBinh Reservoir;

145

(4) the VuQuang gauging site (simplified by Lo) is located at the outlet of the Lo

River;

(5) the Sontay gauging site (simplified by ST), near Hanoi, is located at the

downstream of the confluence with the three main tributaries (Red, Da and Lo Rivers) and at

the upstream limit of the dynamic tide; this site is considered to be the outlet of the Red River

system and the entry point to the Red River Delta.

Daily SPM concentrations were manually collected one time per day and filtered using

pre-weighted filters according to the Vietnamese national standard criteria: during low water

levels, daily water samples were collected at 20-30 cm from the surface water and 4 m from

the right riverbank; during high water discharges, daily samples were collected from depth-

integrated vertical profiles. Daily water discharges are estimated from daily measurements of

river stage and the stage-discharge rating curve (MONRE, 1997-2004). The daily SPM

concentrations and water discharges can be accurate with 10-15%

During the 2006-2008 period, we have performed intercomparisons with the IMHE

during contrasting hydrological conditions (n=52) for the collection and determination of

SPM concentrations at the LaoCai and Sontay site. We have measured SPM concentrations

from single samples collected at 20-30 cm from the surface water and at 3 m from the right

riverbank (SPM measured; Figure 68). Water samples were homogenised and precise

volumes were filtered through pre-weighted filters (Durieux®, 0.7 µm). Filters were dried to

constant weight at 45 °C and re-weighed to determine SPM concentrations. These values were

compared to the SPM concentrations provided by the IMHE (SPMIMHE, Figure 68). The

relationship between SPM measured and SPMIMHE concentrations is:

[SPM measured] = 0.98 × [SPMIMHE] R= 0.98

The results show that the sampling systems and SPM determination provide similar

values as attested by the good relationship between measured concentrations and data from

the IMHE. They are consistent with the SPM accuracy suggesting a reliable SPM database for

the 2003-2008 periods.

146

y = 0.98x

R2 = 0.95

10

100

1000

10000

10 100 1000 10000

SPM measured (mg/l)

SP

M IM

HE

(m

g/l)

Figure 68 : Relationship between SPM measured and SPMIMHE during 2006-2008

Furthermore, during these intercomparisons campaigns, water samples were retrieved

for grain-size analyses using a Malvern laser granulometer (size range 0.06-879µm;

Mastersizer S, Malvern Instruments).

Annual reference SPM flux

Based on well known methods (e.g. Walling and Webb, 1981; Syvitski and Morehead,

1999; Horowitz et al., 2001; Meybeck et al., 2003; Horowitz and Stephens, 2008), and daily

water discharge and SPM concentrations, the SPM fluxes have been calculated for each year

at each site as follows:

FSPMa = FSPMd

i=1

n

∑ with FSPMd = [ ] dd QSPMc ××

Where: - FSPMa is the annual SPM flux (expressed in t/yr),

- FSPMd are the daily SPM fluxes (t/day),

- [SPM]d and Qd are the daily SPM concentrations (mg/l) and water discharges (m3/s),

with n = 365 or 366,

- c is the coefficient for converting units = 0.0864

The scatter error for the determination of SPM concentrations and water discharges is

probably random than systematically biased. Consequently, annual SPM fluxes may be

considered accurate within 5-10% (Dang et al., 2010).

147

III.2.3. Results

III.2.3.a. Variability of the water discharges in the Red River System

Based on daily water discharge measurements during 6 years (2003-2008), two main

hydrological features are observed at the five gauging sites which reflect the rivers’ response

to seasonal rainy distribution and runoff: the dry season, from November to April, is

characterized by low water discharges whereas the rainy season, from May to October, is

characterized by high water discharges, as classically observed for typical wet river systems

with a pronounced monsoon (Figure 69; Kripalani and Kulkarni, 1998). As a consequence,

daily water discharges in the main channel of the Red River varied between 123 m3/s to

5500 m3/s (temporal variation factor=45) at the LaoCai site, between 132 m3/s to 10,100 m3/s

(factor=76) at the PhuTho site and between 730 m3/s to 14,600 m3/s (factor=20) at the SonTay

site (Figure 69, Tableau 15). In the two major tributaries, daily water discharge ranged from

221 to 10,200 m3/s (factor=46) for the Da River and from 92 to 6780 m3/s (factor=74) for the

Lo River (Figure 69, Tableau 15).

The annual water discharges highly varied from one year/site to another (Table 2). The

annual water discharges ranged from 363 to 638 m3/s at LaoCai, from 568 to 900 m3/s at

PhuTho and from 2724 to 4095 m3/s at SonTay for the Red River System. Concerning both

tributaries, annual values ranged from 1551 to 1962 m3/s and from 576 to 1172 m3/s for the

Da and Lo Rivers, respectively. These values can be compared with respective long-term

annual water discharge records for the five sites (1960-2000, Tran et al., 2007) in order to

classify the individual years (2003-2008) into dry, mean or wet years. Considering that a

deviation of +/-15% compared to the long term average can be used as thresholds, the 2003-

2008 study period covers contrasting hydrological conditions. If the 2006 year is one marked

dry year in the whole Red River basin, exceeding of the decade by <-20% (Tableau 14),

except for the Da River (-8%). The 2008 year is one wet year, exceeding of the decade by >

15% (Tableau 14), except for the Lo River (+12%).

The annual water discharges measured at the SonTay site are similar to the sum of the

corresponding annual water discharge of the three major tributaries (the Red River at PhuTho,

the Da and Lo Rivers) except for the 2003 year at which the sum of water of three tributaries

was higher (>17%) than that of the Red River at the SonTay site. The Red River System can

be considered as one balanced fluvial system for freshwater fluxes (i.e. water inputs ~ water

outputs).

148

0

4250

8500

12750

17000

j-03

m-0

3

o-0

3

m-0

4

a-0

4

j-05

j-05

n-0

5

a-0

6

s-0

6

f-07

j-07

d-0

7

m-0

8

o-0

8

SP

M (

mg

/l)

0

4000

8000

12000

16000

Q (m

3/s)

A - LC

0

4250

8500

12750

17000

j-03

m-0

3

o-0

3

m-0

4

a-0

4

j-05

j-05

n-0

5

a-0

6

s-0

6

f-07

j-07

d-0

7

m-0

8

o-0

8

SP

M (

mg

/l)

0

4000

8000

12000

16000

Q (m

3/s)

B - PT

0

1000

2000

3000

4000

j-03

m-0

3

o-0

3

m-0

4

a-0

4

j-05

j-05

n-0

5

a-0

6

s-0

6

f-07

j-07

d-0

7

m-0

8

o-0

8

SP

M (

mg

/l)

0

4000

8000

12000

16000

Q (m

3/s)

C - ST

0

1000

2000

3000

4000

j-03

m-0

3

o-0

3

m-0

4

a-0

4

j-05

j-05

n-0

5

a-0

6

s-0

6

f-07

j-07

d-0

7

m-0

8

o-0

8

SP

M (

mg

/l)

0

4000

8000

12000

16000

Q (m

3/s)

D - Da

0

1000

2000

3000

4000

j-03

m-0

3

o-0

3

m-0

4

a-0

4

j-05

j-05

n-0

5

a-0

6

s-0

6

f-07

j-07

d-0

7

m-0

8

o-0

8

SP

M (

mg

/l)

0

4000

8000

12000

16000

Q (m

3/s)

E - Lo

Figure 69 : Evolution of daily Suspended Particulate Matter (SPM, mg/l) and daily Water

Discharge (Q, m3/s) of the Red River at LaoCai (A), PhuTho (B), SonTay (C) gauging

stations, and at the outlet of the Da (D) and Lo (C) Rivers during the 2003-2008 period.

149

Tableau 15 : Flow and SPM transport regime characteristics for the Red River System at five

stations measured

Q SPM FSPM Y

m3/s (mg/l) (*10

6t) (t/km²/yr)

Red River at LaoCai

2003 608 931 29.6 722 Mean (+10%) 222 - 1 660 18 - 9 667

2004 631 1 070 34.3 837 Mean (+14%) 184 - 2 260 44 - 9 672

2005 420 937 22.7 554 Dry (-24%) 128 - 2 160 25 - 9 870

2006 363 950 22.2 541 Dry (-35%) 123 - 3 100 27 - 9 340

2007 592 1 112 46.9 1 144 Mean (+7%) 130 - 3 820 22 - 16 700

2008 638 536 22.2 541 Wet (+15%) 127 - 5 500 6.9 - 13 200

Red River at YenBai

2003 590 697 20.7 431 Dry (-22%) 167 - 3 240 53 - 5 528

2004 652 931 30.9 644 Mean (-13%) 146 - 4 500 159 - 7 980

2005 668 777 33.1 690 Mean (-11%) 140 - 6 080 21 - 7 250

2006 568 734 27.6 575 Dry (-25%) 144 - 3 650 15 - 10 200

2007 693 1 265 56.4 1 175 Mean (+8%) 132 - 4 670 36 - 15 100

2008 900 835 60 1 250 Wet (+20%) 196 - 10 100 90 - 13 300

Red River at SonTay

2003 2 724 189 25.8 172 Dry (-23%) 1 030 - 10 200 4.1 - 1 673

2004 2 955 232 33.2 221 Dry (-23%) 870 - 14 600 5.3 - 1 270

2005 3 097 163 25.6 171 Mean (13%) 987 - 11 100 2.1 - 1 720

2006 2 850 160 23.6 158 Dry (-20%) 870 - 13 300 6.2 - 2 070

2007 3 303 214 34.8 232 Mean (7%) 830 - 12 100 6.6 - 1 850

2008 4 095 144 30.2 201 Wet (+15%) 730 - 14 400 2.4 - 2 350

Da River

2003 1 733 74 5.5 107 Mean (+3%) 589 -6 920 16 - 309

2004 1 650 75 5.3 104 Mean (-2%) 283 - 9 650 167 - 264

2005 1 628 38 2.6 51 Mean (-4%) 238 - 8 060 4.1 - 178

2006 1 551 26 2.7 53 Mean (-8%) 317 - 10 200 0.5 - 306

2007 1 777 43 5.4 106 Mean (+5%) 221 - 9 440 0.5 - 296

2008 1 962 31 3.2 63 Wet (+16%) 265 - 8 020 1.3 - 195

Lo River

2003 878 170 8 235 Dry (-16%) 195 - 4 130 15 - 1 929

2004 764 186 10.6 312 Dry (-27%) 165 - 6 780 13 - 3 350

2005 636 119 5.4 159 Dry (-39%) 102 - 4 110 6.5 - 1 450

2006 576 83 3.5 103 Dry (-45%) 92 - 6 530 2.0 - 979

2007 831 74 3.7 109 Dry (-21%) 99 - 3 970 2.2 - 491

2008 1 172 125 8.6 253 Mean (+12%) 238 - 5 630 6.6 - 842

Year Hyd.Q

(min-max)

SPM

(min-max)

The mean annual water discharges for the 2003-2008 period were 542 m3/s, 678 m3/s

and 3171 m3/s for the Red River at LaoCai, PhuTho and SonTay sites and 1717 m3/s and 809

m3/s for the Da and Lo Rivers, respectively. The Da River plays a major role of water source

for the Red River system, contributing more than half of the total water discharge. The

freshwater derived from the Red River at PhuTho and the Lo River represented, for the study

period, 21 and 25%, respectively. The sub-basin have the following mean specific discharge

150

rate (i.e. water discharge per unit area of the sub-basin): Da River (33 l/s/km²) > Lo River

(23 l/s/km²) ~ Red River at SonTay (21 l/s/km²) > Red River at PhuTho (14 l/s/km²) ~ Red

River at LaoCai (13.5 l/s/km²). These results showed that the specific discharges of the Red

River are comparables to the Mekong River (~19 l/s/km²; Lu and Siew, 2005) and lower than

the Ganges – Brahmaputra System (~35 l/s/km²; Nishat and Bahman, 2009).

III.2.3.b. Variability of the SPM concentrations in the Red River

System

The evolution of SPM concentrations at the five sub-basins of the Red River showed

high seasonal and inter-annual variations which are closely linked to the variability of water

discharges with the highest values observed during the rainy season (Figure 69). The daily

SPM concentrations of the Red River ranged from 6.9 to 16,700 mg/l, from 15 to 15,100 mg/l

and from 2.1 to 2,350 mg/l at the LaoCai, PhuTho and SonTay sites, respectively. Concerning

both tributaries, the daily values varied between 0.5 and 309 mg/l for the Da River and

between 2.0 and 3,350 mg/l for the Lo River. The SPM concentration variability, expressed as

the ratio between the maximum and minimum SPM concentrations ranged from 618 (for the

Da River) to 2420 (for the Red River at the LaoCai site); this variability range is one to two

orders of magnitude higher than that for the water discharges (see section 3.1).

The mean SPM concentrations of the Red River at LaoCai, PhuTho and SonTay sites

in the dry season were 275, 306, and 77 mg/l, respectively. These mean values can increase

up to 1,555, 1,430 and 290 mg/l in the rainy season, for the Red River at LaoCai, PhuTho and

SonTay sites, respectively. For both tributaries, the mean SPM concentrations were 22 mg/l

and 32 mg/l during the dry season and were 72 and 217 mg/l during the rainy season in the Da

and Lo Rivers, respectively.

As observed for water discharges, the annual discharge-weighted SPM concentrations

strongly varied at the temporal and spatial scales. The annual discharge-weighted SPM

concentrations ranged from 931 to 1,112 mg/l at the LaoCai site and from 697 to 1,265 mg/l

at the PhuTho site. Based on the world classification of SPM categories proposed by Meybeck

et al. (2003), these values are considered as high and generally observed in active mountain

ranges such as Alps, Caucasus or Andes. The annual discharge-weighted SPM concentrations

significantly decreased at the SonTay site ranging from 144 to 232 mg/l (Table 2) which are

considered as medium values (Meybeck et al., 2003). Note that the annual SPM concentration

of the Red River at SonTay site is very lower than that observed at the PhuTho site. This

medium value at the SonTay site could be explained by two processes: deposition processes

151

after the PhuTho site and/or dilution processes by waters with lower turbidity from the Da and

the Lo Rivers. In fact, the annual SPM concentrations of both tributaries were clearly lower

than that of the main branch of the Red River with values comprised between 26 and 75 mg/l

and between 74 and 186 mg/l, for the Da and Lo Rivers, respectively (Tableau 15). The mean

annual discharge-weighted SPM concentrations for the 2003-2008 period ranged between 48

and 922 mg/l, according to the following relative order: Red River at LaoCai (922 mg/l) ~

Red River at PhuTho (872 mg/l) > Red River at SonTay (183 mg/l) > Lo River (126 mg/l) >

Da River (48 mg/l).

III.2.3.c. Behaviours of SPM concentrations with water discharges

Time series were plotted for each site covering the study period (Figure 69). The

evolution of SPM concentrations at the five observation networks showed a high temporal

variability related to hydro-climatological distribution with the highest SPM concentrations

during the rainy season and high water discharges. Consequently, during the 2003-2008

period, between 90% (SonTay) and 95% (Lo) of annual SPM flux was carried during high

water level for a contribution of water supply from 12% (Sontay) to 21% (Lo). However,

whatever the study sites, the highest daily water discharge and SPM concentrations were not

observed at the same moment: for example, the highest daily SPM value (16,700 mg/l) was

observed at the LaoCai site in 2007 whereas the highest water discharge was in 2008

(Tableau 15).

Additionally, linear regression did not represent the relationship between daily SPM

concentrations and water discharge. In fact, the daily concentration-discharge relationships

were complicated by hysteresis effects: maximum SPM concentration may precede or succeed

discharge maxima by one to several days, as observed in other systems (Asselman, 1999;

Sammori et al., 2004; Coynel et al., 2005a; Mano et al., 2009; Oeurng et al., 2010). A

clockwise hysteretic loop is defined when the SPM concentration peak at the rising limb is

observed before the water discharge peak whereas an anticlockwise hysteretic loop is defined

when the SPM peak arrives after the water discharge peak (Williams, 1989).

We have selected three representative major flood events (in June 2004, September

2007 and in November 2008) on the main branch of the Red River at the LaoCai, PhuTho and

SonTay sites in order to better understand the daily SPM concentration dynamics (Figure 70).

Note that the term “flood” is used here to represent a complete hydrological event with rising

and falling limbs occurring during the rainy season. Anticlockwise hysteresis loops were

152

observed at the LaoCai and PhuTho sites and the highest SPM values were often observed

during the water discharge peak or one day after the maximum water discharge. We can

observe for both flood events that the SPM concentrations at the Sontay site were much lower

than those measured at the LaoCai and PhuTho sites and presented very complex shape

between concentrations and water discharges, probably due to the influence of the Da and Lo

River causing dilution effects. Note that the highest SPM concentration occurred ~2 days after

those observed at the PhuTho site and generally after the maximum water discharge (i.e. with

a time lag between water and sediment). Considering a distance ~120 km between both sites,

the sediment transport velocity may be roughly estimated at ~0.70 m/s.

SP

M (

mg

/l)

Lao

Cai

SP

M (

mg

/l)

Ph

uT

ho

SP

M (

mg

/l)

So

nT

ay

25june

24june

0

3000

6000

9000

12000

0 350 700 1050 1400

21-30 june 2004 at PT

D 23june

26june

0

300

600

900

1200

0 2000 4000 6000

21 june-02 july 2004 at ST

28june

G

26june

27june

25june

23june

24june

22june

0

3000

6000

9000

12000

0 350 700 1050 1400

21-30 june 2004 at LC

25june

A

02-11 nov. 2008 at LC

03nov.

04nov.

06nov.

05nov.

0

5000

10000

15000

0 2000 4000 6000

C 07nov.

03nov.

07nov.

06nov.

05nov.

04nov.

0

5000

10000

15000

0 2000 4000 6000

02-11 nov. 2008 at PT

F

08nov.

07nov.

06nov.

05nov.

0

1000

2000

3000

0 5000 10000 15000

I

02-11 nov. 2008 at ST

0

500

1000

1500

0 5000 10000

03-11 sept. 2007 at ST

08sept.

07sept.

09sept.

06sept.

10sept.

H

03sept.

0

4000

8000

12000

0 1000 2000 3000

03-11 sept. 2007 at LC 05sept.

06sept.

04sept

.

07sept.

B

0

4000

8000

12000

16000

0 1000 2000 3000

03-11 sept. 2007 at PT 06sept.

07sept.

05sept

.

04sept

.

E

Q (m3/s)

June 2004 Sept. 2007 Nov. 2008

2007

Q (m3/s) Q (m

3/s)

Figure 70 : Variation of daily SPM concentration (mg/l) with daily water discharge (m3/s)

during selected flood event with respective well defined typical hysteresis of the Red River at

LaoCai (A, B, C), PhuTho (D, E, F) and SonTay sites (G, H, I).

153

Due to the regular hydrological regime, the mean monthly water discharge and SPM

concentrations calculated on the 6-year sample monitoring were designed for the five sites in

order to analyze the inter-annual SPM/discharge relation curve (Figure 71). The maximum

monthly SPM concentration was observed during the rising limb at the maximum water

discharges on the Lo River (in July) and on the Red River at the LaoCai and PhuTho sites (in

August). This evolution corresponds to clockwise hysteresis loops contrary to that we have

observed during major flood events for the Red River. For the Red River at SonTay and on

the Da River, the highest SPM concentration was found one month after the maximum water

discharge, defining an anticlockwise hysteresis, which is more marked for the Sontay site.

0

250

500

0 2000 4000 6000 8000

Q (m3/s)

SP

M (

mg

/l)

C - ST0

1000

2000

3000

0 500 1000 1500

Q (m3/s)

SP

M (

mg

/l)

A - LC0

1000

2000

3000

0 500 1000 1500 2000

Q (m3/s)

SP

M (

mg

/l)

B - PT

0

50

100

150

0 2000 4000 6000

Q (m3/s)

SP

M (

mg

/l)

D - Da0

200

400

0 500 1000 1500 2000 2500

Q (m3/s)

SP

M (

mg

/l)

E - Lo

Figure 71 : Behaviours of monthly SPM concentration with monthly water discharge of the

Red River at LaoCai (A), PhuTho (B) and SonTay (B) sites, of the Da (D) and Lo Rivers (E)

during 2003 – 2008 period.

These results suggest that although daily SPM concentrations generally reflect the

hydrological condition, there is no simple mathematical relationship between SPM

concentrations and water discharges (e.g. Coynel et al., 2004). In previous studies combining

results from different watersheds, hysteresis patterns provided physical interpretation on

sediment processes and/or sources (e.g. Meade et al., 1983; Meybeck et al., 1987; Mossa,

1989; Moreira-Turcq et al., 2003; Oeurng et al., 2010). The clockwise hysteresis loops could

be linked to a proximal sediment source area (channel or adjacent area near the

hydrogeochemical monitoring site) and/or a depletion of the stock of material available before

154

the peak flow (Williams 1989; Coynel et al., 2005b) while the anticlockwise hysteresis loops

are consistent with a sediment contribution by a far-distant source from the monitoring site

(Coynel, 2005) and/or by river bank erosion and slumping just after the flood peak (Williams,

1989; Ashbridge, 1995) consecutive to high current velocities and shear stress.

Accordingly, clockwise or anti-clockwise hysteresis loops observed both at flood

event and interannual seasonal scales may reflect the different locations of active sediment

sources and sediment processes in the Red River System (e.g. Walling, 1977; Asselman,

1999, 2000; Asselman et al., 2003). The previous interpretations concerning hysteresis

patterns may be verified using the sediment flux measured at the five observation sites for

underpinning the hypothesis.

III.2.4. Discussion

III.2.4.a. Variability of the annual SPM fluxes and specific erosion

yields: localisation of sediment sources

The main branch Red River annually carried very important SPM loads ranging from

22.2×106 t/yr to 46.9×106 t/yr at LaoCai, from 20.7×106 t/yr to 60×106 t/yr at PhuTho and from

23.6×106 t/yr to 34.8×106 t/yr at SonTay. For the study period, the inter-annual SPM fluxes

were estimated at 30×106 t/yr, 38×106 t/yr and 29×106 t/yr at the LaoCai, PhuTho and SonTay

sites, respectively. The high annual SPM flux estimated at the LaoCai site (i.e. the entry of the

Red River in Vietnam) tend to demonstrate that a significant sediment supply comes from the

upstream watershed located in China. The annual SPM fluxes from the Da and Lo Rivers

were clearly lower than that of the main branch with inter-annual SPM fluxes accounting for

4.1×106 t/yr and 6.6×106 t/yr, respectively.

The sum of the inter-annual SPM fluxes transported by the three main branches of the

Red River System (Red River at PhuTho, Da and Lo) into the Red River Delta was calculated.

If the water discharge into the Red River Delta is derived from the Da River (superior to

50%), SPM flux into the Red River Delta is dominated by the Red River (at PhuTho) with the

contribution of 78% (varied from 61 to 86%). The Da and Lo River contributed 8 % and 14 %

of SPM flux into the Red River Delta, respectively. However, the sum of the mean annual

fluxes from three main branches is higher than the mean annual flux at the Sontay site

suggesting significant sedimentation before the entry to the Delta. This sedimentation

phenomenon is more developed in section 4.3.

155

III.2.4.b. Sediment yield cartography of the Red River by GIS

The sediment transport measured at the outlet of the Red River (SonTay site) reflects

the sum of erosion and depositional processes occurring in the watershed as partially observed

from the five permanent observation sites. In order to more precisely localise sediment

sources and to explore which factors control sediment transport, we have completed this study

with the published data from Tran et al. (2007). These data consist of mean annual sediment

fluxes estimated at 11 sites in the Vietnamese Red River System, representing the outlets of

different and contrasting sub-catchments and covering a long term period (1960-2003).

As the fluvial sediment transport is water discharge- and surface area dependent, SPM

fluxes can be analysed using specific yields considered as robust indicators of the soil erosion

for the Red River System. The specific yield – expressed as the ratio of the annual SPM flux

to the corresponding watershed surface area (in t/km²/yr) can be helpful for improving our

knowledge with respect to the vulnerability of soil erosion and sediment source.

For each additional drainage basin, the corresponding sediment yield was calculated

from the annual SPM flux and the area of the respective drainage basin extracted using

Geographical Information System (GIS; MapInfo®; Figure 6, data from this study and from

Tran et al., 2007 and Dang et al., 2010). By this, the first sediment yield map was established

for the Vietnamese part of the Red River System. For purposes of comparison, the sediment

yield values were separated into five classes as follow: 80-150 t/km²/yr (considered as a low

erosion), 150-300 t/km²/yr (medium erosion), 300-550 t/km²/yr (high erosion), 550–

890 t/km²/yr (very high erosion).

Considering our data, the following sequence was obtained: Red River at PhuTho

(792 t/km²/yr) ~ Red River at LaoCai (741 t/km²/yr) > Red River at SonTay (193 t/km²/yr) ~

Lo River (191 t/km²/yr) > Da River (80 t/km²/yr). If the specific yields from both tributaries

(Da and Lo) and the Red River at the SonTay site can be classified as low to medium values,

the upper and middle sections of the Red River (at the LaoCai and PhuTho sites) have high

specific yields compared to other rivers in the world and generally observed for systems.

Surprisingly, the additional data from Tran et al. (2007) showed that the sediment yield for the

upper Da River System (890 t/km²/yr) is higher than that of the Red River at Laocai and

decreases after the HoaBinh Reservoir trapping in average 88% of sediment load from the Da

River into the Red River System (Dang et al., 2010).

In order to determine the factors controlling the spatial variability of the sediment

yields in the Red River System, we have selected and defined, for 12 rivers, different

variables representing geomorphologic (drainage area; maximum elevation, mean surface

156

slope; Tran et al., 2007) and hydro-climatological (mean water discharge, runoff)

characteristics and routinely used in the literature to explain sediment yields (e.g. Milliman

and Syvitski, 1992; Krishnaswamy et al., 2001; Chakrapani, 2005; Restrepo et al., 2006; Ali

and de Boer, 2008). Many studies examining global sediment yields have previously explored

the relationships between these environmental factors.

The Pearson correlation coefficients between the sediment yields from the different

sub-basins and the environmental parameters were determined (Tableau 16) and showed that

the sediment yield values are significantly correlated to mean channel slopes and maximum

elevations (r>0.5, Tableau 16). None negative relationship was observed with the drainage

area as already reported in several world rivers for surface areas larger than 4000 km² and

attributed to the relative importance of depositional processes in large watersheds (e.g.

Milliman and Meade, 1983; Milliman and Syvitski, 1992). These results are partially

consistent with those of Milliman and Syvitski (1992) who analysed data from 280 rivers

discharging to the ocean and demonstrated that sediment yields are a log-linear function of

drainage area and maximum elevation of the river basin. Additionally, there is no relationship

between sediment yield and mean annual runoff (Tableau 16) contrary to what has been

observed in other systems (e.g. Milliman and Syvitski, 1992; Restrepo et al., 2006). Finally,

the best relationship is observed with the maximum elevation (r=0.78) suggesting this

topographic factor is the main factor controlling the sediment yields in the Red River and

probably more generally in the Himalaya Rivers. In fact, Ali and de Boer (2008) showed that

the mean surface slope and maximum elevation are significant factors controlling the

sediment yield variability in the Main Indus River.

III.2.4.c. Erosion / Transport Model for the Red River System

Erosion and transport processes in the middle section of the Red River System

If the inter-annual SPM transport on the 2003-2008 period measured at the LaoCai is

lower than that of the PhuTho site (30 versus 38×106 t/yr), SPM flux can show significant

difference at the annual scale. For example, the annual SPM flux at LaoCai was slightly

higher than that at PhuTho in 2003 and 2004, when the annual water discharge at the two sites

were comparable (Tableau 15). In contrast, in the years 2005, 2006, 2007 and 2008, when the

annual water discharges at the PhuTho site were higher than those at LaoCai, the annual SPM

fluxes measured at PhuTho were superior to those at LaoCai (Tableau 15). This phenomenon

is more marked in 2008 with a SPM flux at PhuTho which is 3 times higher than that at

LaoCai.

157

Tableau 16 : (A) : Pearson correlation coefficients between sediment yield and potential

controlling variables; (B) : Relationship between the sediment yield and the mean slope; (C) :

Relationship between the sediment yield and the maximum elevation for the Red River system

AreaMean

slope

Mean

elevation

Max

elevation

Sediment

YieldQ Runoff

Area 1 0.11 -0.09 0.83 0.53 0.93 -0.26

Mean Slope 1 0.52 0.43 0.63 0.17 0.48

Mean elevation 1 0.01 0.15 0.05 0.90

Max elevation 1 0.78 0.71 -0.11

Sediment Yield 1 0.52 0.11

Q 1 -0.04

Runoff 1

A

y = 19.2x - 88.4

R = 0.63

0

200

400

600

800

1000

0 10 20 30 40

Mean slope (‰)

Y (

t/k

m²/

yr)

y = 0.11x + 186

R = 0.78

0

200

400

600

800

1000

0 2000 4000 6000 8000

Maximum elevation (m)

Y (

t/k

m²/

yr)

B C

Based on this observation, we proposed two contrasting processes of erosion/re-

mobilisation and sedimentation occurring along the Red River System between the LaoCai

and PhuTho sites, depending on the hydrological conditions (Figure 72):

- Case 1: when annual water discharges at LaoCai and PhuTho sites are similar, the

annual SPM flux have decreased between the LaoCai and PhuTho section, reflecting the

sedimentation/deposition process between two sites and estimated at ~6×106 t/yr (example

2003-2004, Figure 72A). This sedimentation may be explained by a limitation of the

sediment transport may be due to the decrease of the channel slope. This result tend to

demonstrate that the slope erosion is the dominant process occurring in the upstream system

and a decrease of erosion rate is observed downstream as observed in other humid tropical

watershed in Costa Rica (Krishnaswamy et al., 2001);

- Case 2: when the annual water discharge at PhuTho is higher than that at LaoCai, the

annual SPM flux at PhuTho is also higher, reflecting both erosion/re-mobilisation processes

between the LaoCai and Phutho section (example 2005-2006, Figure 72B) and suggest a

preponderant channel erosion. This increase is consequent to runoff occurring in this section

due to the rainfall in the middle part of the Red System.

158

Red River Delta

LC

Red River

PT

Da Lo

HoaBinhReservoir

Case 1: Qa LaoCai ~ Qa PhuTho

(Example 2003-2004)

Qa=620

FSPMa=32 Mt

ST

Qa=620

FSPMa=26 Mt

∆FSPMa= -6 Mt

Qa=2840 FSPMa=30 Mt

Qa=821 FSPMa=9.3Mt

Qa=1692

FSPMa=5.4 Mt

Red River Delta

LCRed River

PT

Da Lo

HoaBinh

Reservoir

Case 2: Qa LaoCai < Qa PhuTho

(Example 2005-2006)

Qa=392 FSPMa=22 Mt

ST

Qa=618 FSPMa=30 Mt

Qa=1590 FSPMa=2.7 Mt

Qa=606 FSPMa=4.5 Mt

Qa=2974

FSPMa=25 Mt

∆FSPMa= 8 Mt

∆FSPMa=-11 Mt ∆FSPMa=-12 Mt

FSPMa= 45 Mt*FSPMa= 22.5 Mt*

A B

Figure 72 : Model of Water discharge (Q in m3/s) and SPM flux transported by the Red River

between LaoCai and SonTay, showing (A) the deposition case during 2003-2004 ( ) or (B)

the erosion case during 2005-2006 ( ). (*Dang et al., 2010).

Deposition processes in the low reach of the Red River System

Unlike the conservation of water discharge between upstream (i.e. at the outlet of the

Red, Da and Lo Rivers) and downstream from the confluence of the three main tributaries

(i.e. the Red River at SonTay site, see the section 3.1), the SPM flux of the Red Rivers at

SonTay is always lower than the sum of SPM flux of three rivers (generally from 8 to 42 Mt;

Table 2), showing an important loss of suspended matter in this river section. This loss of

material along the lower courses of the Red River has been already observed in other rivers in

the world, like the Negro, Tapajos and Xingu rivers in the Brazilian Amazon (Sioli, 1984), the

Indus River (Milliman et al., 1994), the Rio Itenez-Guopore River in Bolivia (Guyot et al.,

1996), the Yellow River (Shi and Zhang, 2005) or the Mississippi River (Meade and Moody,

2010. This phenomenon has been attributed to three main processes: diffuse riverbank

settling, channelized floodplain sedimentation and/or riverbed deposition (Guyot et al., 1988;

1996; Dunne et al., 1998).

159

The inter-annual duration curves (e.g. the mean cumulative water and SPM fluxes as a

function of the time) were established for the upstream (Da, Lo and Red River) and the

downstream (Sontay) to clearly identify process involved in SPM transport (Figure 73). We

observed that the cumulative water flux at the SonTay site was similar with the cumulative

water flux from the three main tributaries. The cumulative SPM flux measured at the SonTay

site was comparable with the sum of the three tributaries for the November – April period,

corresponding to the dry season while a great difference was found during the May to October

period, corresponding to the rainy season. In fact, during the rainy season, the sum of fluxes

from the three main tributaries is higher than the flux measured at Sontay. The difference

between these two fluxes highlighted a large sediment loss occurring during this period

attributed to sediment deposition on the low reach, just before the delta. The grain size

characteristics of the SPM in the Red River for during high waters were similar along the

main branch of the Red River with a mean median grain size value ~ 8.3 µm at LaoCai and ~

8.1 µm at SonTay suggesting no significant size segregation in sedimentation.

0

10

20

30

40

J J M M A M J J A S O N D

Month

Cu

mu

late

SP

M f

lux

(M

t)

Sum FSPM

FSPM at SonTay

0

20

40

60

80

100

J J M M A M J J A S O N D

Month

Cu

mu

late

Wa

ter

flu

x (

km

3) Sum water flux

Water Flux at SonTay

May

October

A B

Figure 73 : (A) Cumulative Water flux vs. time and (B) Cumulative Suspended particulate

matter flux of the sum (Red River at PhuTho, Da and Lo Rivers) and of the Red River at the

SonTay site vs. time.

Moreover, a very good relationship was observed between the deposited SPM flux and

the annual discharge (R = 0.96; Figure 74A), showing that the water discharge plays an

important role on alluvial deposition flux along the Red River (between the outlets of main

rivers and the SonTay site) and clearly reflects substantial sedimentation on the floodplains

during the rainy season and high water discharges (Figure 74B and C).

160

y = 0.0256x - 61.239

R = 0.96

0

10

20

30

40

50

2 500 3 000 3 500 4 000 4 500

Q (m3/s)

Dep

osit

ion

Flu

x (M

t)

A

PT

Da

Lo

HoaBinhReservoir

Floodplain zone

ST

Gulf of Tonkin

PT

Da

Lo

HoaBinhReservoir

Floodplain zone

ST

Gulf of Tonkin

B

C

Figure 74 : (A) : Relationship between the annual deposition SPM flux and the annual water

discharge of the Red River at the SonTay gauging station for the 2003-2008 period; (B) :

Floodplain map of the Red River Delta (Source: Gilard, 2006); and (C) Flooding photo in the

SonTay province (10/11/2008; Source: http://www.Vietbao.vn)

161

III.2.5. Conclusions and perspectives

The analysis of the spatial variability of SPM flux is fundamental for erosion study

and mass balances of nutrients and organic/inorganic pollutants transported in the particulate

matter. The 6 years high-resolution dataset of water discharge and SPM concentrations in the

Red River System, covering contrasted hydrological year, show that the SPM concentration

dynamics in the Red River was closely linked to water variability with a large quantity (90%-

95%) of annual SPM flux carried during high water level for a contribution of water supply

from 12% to 21%. However, the relationship between SPM concentrations and water

discharges was no simple mathematical function. As consequence, clockwise or anti-

clockwise hysteresis curves were observed at daily or monthly scale, reflecting the different

locations and different type of active sediment sources in the Red River basin.

Annual water discharge measured at the outlet of the three main tributaries and at the

outlet of the System (just before the entry to the Delta) showed that the Red River is one

balanced fluvial for freshwater with 50% water flux delivered from the Da River. The annual

SPM fluxes showed a strong spatial variation between the upstream watershed and the outlet

of the river. In addition, the source of SPM into the Red River delta was determined: the

majority of the SPM comes from the upstream catchment in China. The inter-annual SPM

fluxes in the Red River were 30 Mt/yr at LaoCai site, 38 Mt/yr at PhuTho site and 29 Mt/yr at

SonTay site.

Moreover, the first erosion map of the Red River basin in Vietnamese part was

established. The good relationships between the sediment yields from the different sub-basins

and the maximum elevation and the mean surface slope in the Red River system were

observed, demonstrating that the sediment yield of the Red River basin is mainly controlled

by both maximum elevation and mean surface slope.

Finally, SPM flux measured along the Red River and at the outlet of the Da and Lo

proved the complex processes of erosion/sedimentation occurring on the basin. Between

LaoCai and PhuTho sites, the both erosion and sedimentation processes occurred together but

strongly depended on the hydrological condition. Between PhuTho and SonTay sites, the

important loss of SPM flux suggested a dominant deposition process in the floodplain during

high water before the delta. Further erosion studies (quantification and modelisation) should

at a minimum use and analyse SPM load with a long-term observation to better understand

SPM transport dynamic.

162

Acknowledgements:

This work was supported by the INSU-ST River-Sông program, the Institute of

Meteorology, Hydrology and Environment (IMHE, Hanoï, Vietnam) and the International

Water Management Institute (IWMI-IRD). The PhD thesis of Thi Ha Dang was supported by

a scholarship from the French Embassy in Vietnam and the Vietnamese Academy of Science

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169

Chapitre 4 : Transfert de Carbone

dans les eaux du Fleuve Rouge

171

I. Introduction

Le transfert de carbone par les fleuves, des continents vers les océans, est une des

composantes majeures du cycle du carbone. En considérant toutes les formes de carbone

transportées (organique et inorganique, dissous et particulaire), les flux de carbone transporté

par les fleuves asiatiques sont très importants (entre 36 et 46% des apports terrestres, cf.

chapitre 1). Cependant, cette estimation est basée sur quelques grands fleuves comme le

Gange/Brahmapoutre, le Huanghe ou le Chanjiang (e.g. Vörösmarty et al., 1997). De plus, la

plupart des études sont uniquement réalisées à l’exutoire des bassins, intégrant alors la totalité

des transferts ; il est alors impossible d’analyser les variations spatiales pouvant se produire à

l’intérieur d’un bassin donné, susceptible de conduire à une meilleure comprendre des

phénomènes. Outre le fait que le Fleuve Rouge soit un grand fleuve en Asie en terme de flux

liquide et solide exportés, il subit une anthropisation de tous ordres (population croissante,

pressions agricoles et industrielles de plus en plus fortes), des cycles climatologiques

perturbés et pourrait subir l’impact de barrages dans un futur proche (cf. Chapitre 3).

Si associer érosion et cycle du carbone paraît évident (cf. Chapitre 1), il nous a paru

intéressant de caractériser la variation des concentrations en carbone en fonction des

conditions hydrologiques et d’établir le bilan du carbone transporté par le Fleuve rouge vers

l’océan. Une telle démarche a été faite en vue de donner des éléments de réponse aux

questions suivantes :

Quelles sont les variabilités temporelles et spatiales des concentrations des différentes

formes du carbone dans les eaux du Fleuve Rouge de l’amont vers l’aval ?

Quelle est la forme majeure de carbone exporté par le Fleuve Rouge vers l’océan ?

Quelles sont les sources dominantes du matériel organique: allochtone ou autochtone ?

quelle est la qualité ce matériel (dominance labile ou réfractaire) ?

Quelle est la contribution du Fleuve Rouge au flux global de carbone dans la zone

asiatique?

Pour répondre à ces questions, nous avons effectués des prélèvements à haute

résolution temporelle (prélèvement hebdomadaire à trimestriel) en trois sites du Fleuve Rouge

et un site sur ses deux principaux tributaires (le Da et le Lo) en 2008-2009. Parallèlement,

deux campagnes spécifiques ont été menées sur l’ensemble du bassin versant du Fleuve

Rouge dans la partie vietnamienne, lors des différentes conditions hydrologiques.

L’échantillonnage, fait dans des régions difficiles d’accès et dans des conditions

parfois délicates, associé aux données de débits et de MES obtenues par l’IMHE sur les

172

mêmes périodes, doit permettre de progresser dans la connaissance des flux carbonés dans

une zone géographique asiatique peu documentée sur cette problématique. L’ensemble des

résultats fait l’objet d’un article en cours de préparation pour la revue Biogeochemistry.

II. Variations temporelles et spatiales des concentrations en carbone dans les eaux du Fleuve Rouge

II.1. Résumé des principaux résultats

A partir d’un échantillonnage conséquent sur l’ensemble du bassin versant vietnamien

du Fleuve Rouge, en combinaison avec des données journalières des concentrations en MES

et de débits, la variation spatio-temporelle des quatre formes du carbone (organique et

inorganique, dissous et particulaire) dans les eaux du Fleuve Rouge a été analysée. La

proportion de COP dans les MES, exprimé en %COP, est fortement liée aux conditions

hydrologiques : elle est faible en hautes eaux et sensiblement plus forte en basses eaux. Les

concentrations en COP et CIP (mg/l) sont très importantes en amont du Fleuve Rouge (à

LaoCai et à PhuTho) et en hautes eaux, liées aux fortes concentrations en MES. De plus, la

source principale de COP dans les eaux du Fleuve Rouge est essentiellement allochtone, et

donc à majorité constituée de carbone réfractaire. Les concentrations en COD sont faibles

pour la plupart des sites mesurés. Cependant, une augmentation de la concentration mensuelle

en COD sur la phase de montée des eaux du Fleuve Rouge à SonTay a été observée, résultant

des processus de lessivage de carbone organique des sols. Les concentrations en CID sont très

importantes par rapport aux autres formes du carbone, ce qui en fait le composé majoritaire

(60-90%) des eaux du Fleuve Rouge en relation avec l’abondance des roches carbonatées

dans le bassin versant.

Les flux de carbone transporté par le Fleuve Rouge de l’amont vers l’aval ont été

également estimés. Les résultats montrent que le carbone particulaire vient de l’amont du

bassin versant du Fleuve Rouge, résultat des forts taux d’érosion, avec une contribution au

flux total de 65% pour le COP et 80% pour le CIP. De plus, une forte sédimentation de

carbone particulaire dans la partie aval (juste avant l’entrée du delta) a été observée : 40% du

flux de COP et 65% du flux de CIP ont sédimentés avec les MES. De même, 70% et 95% des

flux, respectivement, de COP et CIP exportés par la rivière Da ont été piégés dans le réservoir

de HoaBinh. Le carbone dissous (COD et CID) a pour origine principale la rivière Da, avec

une contribution de cette rivière au flux total de plus de 50%, due à son fort débit liquide.

173

II.2. Distribution, dynamics and delivery of organic and

inorganic carbon in a large tropical Asian River

Thi Ha Dang 1,2, Alexandra Coynel 1,*, Henri Etcheber 1, Didier Orange 3, Gérard

Blanc 1, and Lan Anh Le 2 1) Université de Bordeaux, UMR CNRS 5805 EPOC, Avenue des Facultés, 33405

Talence, France, * Corresponding author: Email: [email protected], 2) Vietnam Academy of Science and Technology, 18 Hoang QuocViet, Cau giay,

Hanoï, Vietnam 3) IRD, BIOEMCO, IWMI Office, SFRI, 35 DienBienPhu, BaDinh, Hanoï, Vietnam

The transport of organic and inorganic carbon from tropical ecosystems into rivers and

out of the oceans plays an important role in the carbon cycle, especially in large Asian rivers

because these systems are considered to be important water and sediment contributors into the

oceans. This study provides original data on organic and inorganic carbon in dissolved and

particulate phases in the Red River System. This data was obtained from a biogeochemical

monitoring performed for the 2008-2009 period at five main stations which are sampled

between once a week to every other month. Additionally, two sampling campaigns covering

the whole Vietnamese watershed was done in forty sites at low (March-April 2008) and high

water (September 2008) levels. The temporal and spatial variations of the carbon species

collected in the Red River system in Vietnam was associated with daily water discharges and

suspended particulate matter (SPM) concentrations in order to evaluate controlling factor and

estimate annual fluxes. The POC and PIC contents in SPM (% POC and %PIC) are generally

quite low, with a mean content ~1-2 % and 0.4-1.0 %, respectively. In contrast, POC and PIC

concentrations (expressed in mg/l) are important, with the highest values measured in the

upstream Red River System (67 mg/l and 43 mg/l, respectively) and are due to high SPM

concentrations. The DIC is the major form of carbon (60-90%, depending on sites and

seasons) in relation to the abundance of carbonate rocks in the Red River basin. The DOC

concentrations are most of the time very low, except during the rise of the water level, due to

soil leaching during the rainy season. We quantified the annual carbon fluxes transported

along the Red River and determined the annual organic and inorganic carbon fluxes exported

into the Delta to be 380-630 ×103 t/yr and 1500-2150 ×103 t/yr, respectively comprising of

65-80 % in dissolved phase and 20-35 % in particulate phase. We also estimated the influence

of the HoaBinh Reservoir on the carbon losses.

Keywords: Red River, Vietnam, carbon species, flux, spatial and temporal variabilities.

174

II.2.1. Introduction

Riverine input of carbon into the ocean is an important link in the biogeochemical

cycling of carbon between its two major pools: land and ocean (Kemper, 1979; Meybeck,

1999; Raymond et al., 2004; Meybeck et al., 2006). The quantity of carbon transported by

rivers is an important component of the global carbon cycle (Meybeck, 1982; Ittekkot, 1988;

Ludwig et al., 1996; Meybeck and Ragu, 1996; Lobbes et al., 2000; Sempere et al., 2000;

Meybeck et al., 2006). In recent years, the global carbon cycle and riverine carbon budget has

been receiving more and more attention, with regards to the past, present and future linkage

between river carbon atmospheric CO2 and climate and to their coupling with other major

biogeochemical cycles as nitrogen, phosphorus and sulphur (Gupta et al., 1997; Meybeck and

Vörösmarty, 1999; Rabouille et al. 2000; Sunil et al., 2005; Wu et al., 2007; Galy et al., 2008,

Bouillon et al., 2009).

Riverine organic and inorganic carbon is made up of two components; dissolved

organic and inorganic carbon (DOC and DIC) and particulate organic and inorganic carbon

(POC and PIC). Among the total flux of carbon carried by global rivers (~1Gt) the

contribution of organic carbon and inorganic carbon is estimated at 2/3 (Probst et al., 1994;

Meybeck et al., 2005). However, even if the global carbon cycle is more precise today, only

few of all riverine carbon species budget (inorganic/organic carbon on dissolved/particulate

phases) have been carefully examined (e.g. Meybeck, 1993; Meybeck and Vörösmarty, 1999;

Meybeck et al., 2005 and 2006).

The Himalayan Rivers have been recognized as significantly contributing to

suspended particulate matter (SPM) delivery to the global ocean (Milliman and Meade, 1983;

Milliman and Syvitski, 1992; Ludwig and Probst, 1998; Syvitski and Milliman, 2007). Xu et

al. (2009) estimated that one third of the present global suspended-matter delivered by rivers

originates from Southern Asia (~20×109 t/yr). In addition, Meybeck et al. (2005) estimated at

46% and 36% of total POC and DOC fluxes transported to the ocean by Asian rivers,

respectively. More recently, two studies (Aucour et al., 2006; Galy et al., 2007) showed that

Himalayan Rivers is a significant component of the organic carbon budget of the ocean: the

modern burial flux of recent organic carbon generated by Himalayan erosion is about 0.6x1012

mol/yr (i.e. 15% of the global flux).

The Red River is one of the largest rivers draining the Himalaya Mountains into

South-East Asia in terms of both water discharge (3800 m3/s) and SPM load (24 – 200 Mt/yr,

Dang et al., 2010). Little information is available on the water biogeochemistry of the Red

River, especially for the upstream part.

175

This paper is based on daily water discharge and SPM concentrations during the 2008-

2009 period combined with the carbon analyses (POC, PIC, DOC and DIC) at five key sites

along the Red River system. We also used data obtained at SonTay during 2006 and 2007 by

T.H. Dang during her master (Dang, 2007). In addition, 40 samples were collected at

representative sites in the Red River watershed during two contrasting hydrological conditions

(low and high waters) in 2008 and were analyzed for dissolved and particulate carbon. The

objectives of this study are to:

- (i) determine the temporal variations of riverine carbon species;

- (ii) identify the main four carbon species transported by the Red River;

- (iii) establish the budget of their fluxes transported by the Red River System to the ocean.

II.2.2. Materials and Methods

II.2.2.a. Sampling area


169,000 km2 (Haruyama, 1995; van den Bergh et al., 2007), 50.3% of which in Vietnam,

48.8% is situated in China and 0.9% is situated in Laos and includes a fertile and densely

populated delta plain (14,000 km2; Van Maren, 2007). The Red River originates from the

mountainous area of Yunnan Province in China and flows 1200 km south-eastward before

entering the Gulf of Tonkin in the South China Sea. The red laterite soils are abundant in the

mountainous area and give the River its characteristic red colour (Gourou, 1936; Van Maren,

2007).


River, on the left bank (Figure 75A). The Da River has its source in the Yunnan Province,

near to that of the upstream Red River, at an elevation of more than 2000 m (Funabiki et al.,

2007). The Lo River also comes from China at an elevation of about 1100 m (Nguyen and

Nguyen, 2001).

The whole Red River system is characterized by two distinct seasons: the wet season

from May to October and the dry season from November to April, due to the South West

monsoon in summer and the North East monsoon in winter, respectively (Figure 75B). The

summer season is warm and very humid with mean temperatures ranging from 27°C to 29°C

whereas the winter season is cool and dry with mean monthly temperatures ranging from

16°C to 21°C (Li et al., 2006). The average annual rainfall in the Red River System is

1600 mm, with 85%-95% of this falling during the summer season (Le et al., 2007).

176

The three sub-basins (Red, Da and Lo Rivers) are largely different in terms of

morphology, geology, land-use, vegetation cover and population density (Le et al., 2005; Le

et al., 2010). For example, in term of land use characteristics, industrial crops (mainly coffee,

rubber, cotton, sugar, tobacco, etc.) dominate (58.1%) in the Lo basin, forests (74.4%) in the

Da basin, while the Red basin (main branch) is characterized by a larger diversity of land use

including forest (54.2%), paddy rice fields (18.7%) and industrial crops (12.8%; Figure 76).

China

Vietnam

ST

2LC

43

PT

Da7

8

9

1011

12

13

14

1516 1718

2320

21

22

Lo

25

26

27

28

2930

3132

3334

3536

37 38

39

China

India

China

India

24

HoaBinhReservoir

ThacBaReservoir

Red River

Da River

Lo River

Delta

A

B CN° Lat Long N° Lat Long

LC 22°30,063 103°58,155 21 22°06,715 104°41,888

2 22°31,127 104°60,034 22 22°32,754 104°21,300

3 22°10,936 104°15,067 23 21°35,347 105°24,555

4 22°10,254 104°21,288 24 22°06,267 105°32,825

PT 21°41,656 104°52,200 25 21°49,171 105°13,173

Da 20°46,460 105°19,510 26 22°02,027 105°07,006

7 21°03,093 104°42,655 27 22°27,638 104°40,803

8 21°28,543 104°02,050 28 22°50,689 104°53,685

9 21°26,247 104°03,030 29 23°04,888 105°04,159

10 21°37,057 103°55,198 30 23°06,580 104°54,961

11 21°39,795 103°36,890 31 22°07,654 105°16,648

12 21°47,377 103°18,074 32 22°07,507 105°16,214

13 22°06,242 103°05,974 33 22°12,061 105°19,766

14 22°06,709 103°10,531 34 22°27,178 105°43,446

15 22°21,652 102°46,894 35 22°38,761 105°15,073

16 22°24,474 102°42,492 36 22°44,322 105°24,307

17 22°33,799 103°16,018 37 23°02,269 105°25,234

18 22°32,895 103°16,759 38 22°56,583 105°40,204

Lo 21° 25,921 105°21,054 39 22°56,342 105°32,929

20 21°38,579 105°10,595 ST 21°09,223 105°30,837

NaHangReservoir

Figure 75 : (A) Map showing the Red River system and its major tributaries. Locations of the

permanent sites are marked by grey stars. The punctual sites are shown as solid black circles;

(B): Description of monthly averages of rainfall, temperature and water dischargeat SonTay

(ST) and (C): coordinates of the sampling location.

177

In the Da and the Lo Rivers, there are three large reservoirs (Figure 75A): the

HoaBinh Reservoir (on the Da), the NaHang Reservoir (on a tributary of the Lo, the Gam

River) and the ThacBa Reservoir (on a second tributary of the Lo, the Chay River). The

HoaBinh Reservoir is considered to be one of the largest (V = 9.5 km3) and highest (120 m)

dams in South-East Asia and is consequently the largest reservoir in Vietnam. It was built in

1985 and started its operation in the middle of 1989, with the main purpose being flood

control and hydropower generation. It provides about 40% of Vietnam’s electricity (Le et al.,

2007; Ngo et al., 2007). The ThacBa reservoir was impounded in 1971 and is characterized by

a surface area of 235 km² and a storage volume of 2.94 km3. More recently, the NaHang

Reservoir was constructed in 2002 (2.25 km3) and is the second highest (92 m) reservoir in

Northern Vietnam.

China

ST

VietNam

China

ST

VietNam

Figure 76 : Land use map for the Vietnamese part of the Red River basin, based on data from

MONRE 2004, (Le et al., 2010)

If the sediment yield of the upper Da River is higher than that of the Red River (Dang

et al., submitted), the trapping role of the HoaBinh Reservoir is major (88% of the sediment

load of the upper Da River, Dang et al., 2010). However, both reservoirs (ThacBa and

NaHang) on the Lo tributary do not significantly influence the sediment transport at the outlet

of the Red River (e.g. Le et al., 2007; Dang et al., 2010).

178

II.2.2.b. Data and methodology

Sampling frequency

During the study period, five sites have been sampled (Red Stars, Figure 60A) from

upstream to downstream Red River:

(1) the LaoCai (LC) gauging site corresponds to the entry of the Red River in Vietnam

and represents river borne material derived from the Upper Red River draining from China;

(2) the PhuTho (PT) gauging site is situated at the outlet of the Red River before the

confluence with the Da and the Lo Rivers;

(3) the HoaBinh gauging site (simplified by Da) is located at the outlet of the Da River

and integrates material derived from the Da system after the HoaBinh Reservoir;

(4) the VuQuang gauging site (simplified by Lo) is located at the outlet of the Lo River;

(5) the SonTay (ST) gauging site, near Hanoi, is located at the downstream of the

confluence with the three main tributaries (Red, Da and Lo Rivers) and at the upstream limit

of the dynamic tide; this site is considered to be the outlet of the Red River system and the

entry point to the Red River Delta.

In 2008, monthly sampling was performed at the SonTay site and bimestrial for the

other four sites. During May-September 2009 (in the wet season), weekly sampling for the

SonTay station and monthly sampling for the other four sites were performed (Figure 77).

Water samples were collected at 40 points throughout the Red River basin in

Vietnamese part in two contrasting hydrological conditions during 2008: low flow conditions

in March-April and medium to high flow conditions in September-October (Figure 77). The

coordinates of the sampling location were recorded with a differential GPS and listed in

Figure 75C.

In addition, carbon data obtained during the 2006 and 2007 years (Master 2 ENVOLH,

Dang, 2007; Dang et al., 2008) were considered in the seasonal study of the Red River at

SonTay. All the data are gathered in Annex 1.

Sampling and sample treatment processing

Water samples were collected using 1-L glass bottle. The samples were taken 15 – 20

cm from the surface water and 2 m from the riverbank. Samples were filtered through

preheated and preweighed 0.70 µm Whatman GF/F glass fiberglass filters for suspended

particulate material weight and particulate carbon. The filters were dried in an oven at 50°C

for 24 hours and weighed to determine SPM concentrations. Particulate carbon analyses (total

179

and organic carbon) were determined using a LECO CS 125 analyzer (Bory et al., 2001; Abril

et al., 2002) and carbon contents are expressed as a percentage of dry weight of SPM. For

POC analyses, the filters were firstly treated with HCl 2N to remove carbonates and dried at

60°C for 24 hours. PIC contents were calculated by the subtraction of organic from total

particulate carbon values. Analytical accuracy was better than 5% (Etcheber et al., 1999;

Coynel et al., 2005a).

Samples for DOC analyses were filtered and stored acidified (with ultra-pure HCl) in

20 ml glass bottles at about 4°C until laboratory analysis. The glass bottles for DIC samples

were filled completely to avoid exchange with ambient air CO2 and stored at 4°C until further

analysis. Dissolved carbon was determined by high-temperature catalytic oxidation with a

Shimadzu TOC 5000 analyzer. DIC concentration was calculated by the subtraction of

organic from total dissolved carbon values. Analytical error was within 5% (Sierra et al.,

2001).

Data collection

In this study, the available dataset is constituted by daily water discharge and SPM

concentration measurements at the five permanent sampling sites during the 2008-2009

period, supplied by the Institute of Metrology, Hydrology and Environment in Vietnam

(IMHE; Figure 77). The annual water discharge – weighted SPM and carbon concentrations

were calculated from discharges and concentrations as follows:

∑

∑=

Qi

CiQi

Ca

)(

Where

- Ca is the annual discharge-weighted of SPM or carbon concentrations

- Ci, Qi are carbon concentration and water discharge of day I, respectively.

GIS based approach for carbon distribution analysis

Topographical and hydrological data and carbon contents have been introduced into a

Geographic Information System (GIS; MapInfo®). According to the coordinates of the

sampling locations of 40 sites in the hydrological network during 2 specific campaigns, the

limits and areas of the respective drainage basins have been extracted (Figure 75C). Carbon

concentrations were considered as representative of the watershed area upstream from the

180

sampling point (e.g. Coynel et al., 2009). The quantiles (Q) of the concentration ranges

obtained for each carbon species contents were used to define 4 concentration classes (<Q1:

lower than the 25% quantile, Q1-Q2: between the 25% quantile and median; Q2-Q3: between

median and 75% quantile; and >Q3: higher than the 75% quantile) to establish and compare

distribution maps for the different carbon forms as reported elsewhere (e.g. Larrose et al.,.

These values are reported in Tableau 17.

Tableau 17 : Quartiles (Q1=25% ; Q2=median ; Q3=75%) for SPM and carbon

concentrations.

SPM (mg/l) %POC %PIC POC (mg/l) PIC (mg/l) DOC (mg/l) DIC (mg/l)

Q1 13.2 1.10 0.40 0.40 0.10 0.90 14.4

Q2 46.8 1.50 0.70 0.70 0.33 1.33 20.9

Q3 131 3.40 2.20 1.30 1.17 1.80 25

181

0

4000

8000

12000

16000

J-0

8

J-0

8

M-0

8

M-0

8

A-0

8

M-0

8

J-0

8

J-0

8

A-0

8

S-0

8

O-0

8

N-0

8

D-0

8

J-0

9

F-0

9

M-0

9

A-0

9

M-0

9

J-0

9

J-0

9

A-0

9

S-0

9

O-0

9

N-0

9

D-0

9

Q (

m3/s

)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

SP

M (

mg

/l)

Red River at SonTay

0

4000

8000

12000

J-0

8

J-0

8

M-0

8

M-0

8

A-0

8

M-0

8

J-0

8

J-0

8

A-0

8

S-0

8

O-0

8

N-0

8

D-0

8

J-0

9

F-0

9

M-0

9

A-0

9

M-0

9

J-0

9

J-0

9

A-0

9

S-0

9

O-0

9

N-0

9

D-0

9

Q (

m3/s

)

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

SP

M (

mg

/l)

Red River at PhuTho

0

2000

4000

6000

8000

10000

J-0

8

J-0

8

M-0

8

M-0

8

A-0

8

M-0

8

J-0

8

J-0

8

A-0

8

S-0

8

O-0

8

N-0

8

D-0

8

J-0

9

F-0

9

M-0

9

A-0

9

M-0

9

J-0

9

J-0

9

A-0

9

S-0

9

O-0

9

N-0

9

D-0

9

Q (

m3/s

)

0.00

200.00

400.00

600.00

800.00

1000.00

SP

M (

mg

/l)

Da River

0

2000

4000

6000

8000

10000

J-0

8

J-0

8

M-0

8

M-0

8

A-0

8

M-0

8

J-0

8

J-0

8

A-0

8

S-0

8

O-0

8

N-0

8

D-0

8

J-0

9

F-0

9

M-0

9

A-0

9

M-0

9

J-0

9

J-0

9

A-0

9

S-0

9

O-0

9

N-0

9

D-0

9

Q (

m3/s

)

0.0

200.0

400.0

600.0

800.0

1000.0

SP

M (

mg

/l)

Lo River

LW HWQ SPM

0

4000

8000

12000

J-0

8

J-0

8

M-0

8

M-0

8

A-0

8

M-0

8

J-0

8

J-0

8

A-0

8

S-0

8

O-0

8

N-0

8

D-0

8

J-0

9

F-0

9

M-0

9

A-0

9

M-0

9

J-0

9

J-0

9

A-0

9

S-0

9

O-0

9

N-0

9

D-0

9

Q (

m3/s

)

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

SP

M (

mg

/l)

Red River at LaoCai

Sampling localisation with hydrological conditions

Figure 77 : Evolution of water discharges and SPM concentrations of the Red River during

2008-2009. (* indication of our sampling for carbon measurements)

182

II.2.3. Results

II.2.3.a. Spatial and temporal variation of water quality at the main five

observation sites during the 2008-2009 period

Water discharge and SPM concentration dynamics

During 2008-2009, the mean annual water discharges of the Red River were 506, 713

and 3593 m3/s at the LaoCai, PhuTho and SonTay sites, respectively. For the Da and Lo

Rivers, the inter-annual water discharges were 1740 and 986 m3/s, respectively. This studied

period is typical of mean hydrological conditions for all the sites (Dang et al., submitted).

The daily SPM concentrations of the Red River ranged from 6.9 to 13,200 mg/l, from

24.4 to 13,300 mg/l and from 2.4 to 2,350 mg/l at the LaoCai, PhuTho and SonTay sites,

respectively (Figure 77). These values varied between 1.3 and 195 mg/l for the Da River and

between 4.4 and 930 mg/l for the Lo River, respectively (Figure 77). At the five sub-basins of

the Red River, the highest values were observed during the rainy season and closely linked to

the variability of water discharge (Figure 77). The inter-annual SPM discharge-weighted

concentrations showed the following order: PhuTho (1594 mg/l) > LaoCai (850 mg/l) > Lo

(193 mg/l) > SonTay (189 mg/l) > Da (48 mg/l).

Carbon contents

POC percentages and concentration ranges

The POC percentages (expressed as percent of dried SPM) measured at the five sites

of the Red River vary according to the station and the season. The %POC ranged from 0.5 to

1.7%, from 0.6 to 1.6% and from 0.3 to 7.33 % at LaoCai, PhuTho and SonTay sites,

respectively. Concerning both tributaries, the %POC varied between 0.8 and 9.4 for the Da

River and between 1.2 and 3.1 for the Lo River.

The POC concentrations at the five sub-basins of the Red River showed a similar

evolution with the SPM concentrations. In fact, the mean annual POC discharge-weighted

concentrations for the 2008-2009 period ranged between 1.3 and 24.7 mg/l, according to the

following relative order: Da (1.3 mg/l) < Lo (1.8 mg/l) < SonTay (3.95 mg/l) < LaoCai (13.8

mg/l) < PhuTho (24.7 mg/l; Figure 78).

PIC contents and concentrations ranges

The PIC percentages varied from 0.1 to 1.94%, from 0.3 to 2.6% and from 0.1 to

2.2 % at the LaoCai, PhuTho and SonTay sites. These values ranged between 0.05 and 2.2 for

183

the Da River and between 0.2 and 1.7% for the Lo River. The annual PIC discharge-weighted

concentrations showed a similar evolution as the POC concentrations: Da (0.2 mg/l) < Lo (1.0

mg/l) < SonTay (1.6 mg/l) < LaoCai (13.0 mg/l) < PhuTho (15.7 mg/l; Figure 78), according

to the SPM concentrations.

0

20

40

LC PT ST Da Lo LW HW

POC

0

15

30

45


PIC

0

2

4

6

8

10

12


DOC

0

10

20

30

40

50


DIC

Ca

rbo

n C

on

ce

ntr

ati

on

(m

g/l)

Min

Max

Average

Q1

Q3

0

20

40


POC

67.2 86.0

Figure 78 : Box plots of carbon concentrations of the Red River at the LC, PT and ST sites, of

the Da and Lo Rivers during 2008-2009, and two specific campaigns during low and high

waters (LW and HW) in 2008.

DOC concentrations ranges

The DOC concentrations measured at the five sites along the Red River during the

2008-2009 period showed high spatio-temporal variations. The DOC concentrations ranged

from 0.7 to 4.8 mg/l, from 1.0 to 5.9 mg/l and from 0.5 to 10.9 mg/l at the LaoCai, PhuTho

and SonTay sites, respectively (Figure 78). Concerning the Da and Lo rivers, the DOC

concentrations varied between 0.7 and 7.5 mg/l for the Da River and between 0.7 and 9.2 mg/l

for the Lo River, respectively. The annual DOC discharge-weighted concentrations were

comparable in the five sub-basins: PhuTho (1.9 mg/l)~LaoCai (1.8 mg/l)~ Da (2.3 mg/l)~ Lo

(2.4 mg/l)~ SonTay (2.5 mg/l).

184

DIC concentrations ranges

The DIC concentrations at the five sites along the Red River were higher than the

DOC concentrations: these values ranged from 13.6 to 27.9 mg/l, from 12.3 to 23.5 mg/l and

from 14.4 to 31.5 mg/l at LaoCai, PhuTho and SonTay (Figure 78). Its values varied between

8.7 and 20.5 mg/l and between 8.9 and 21.6 mg/l for the Da and Lo Rivers, respectively. The

annual DIC discharge-weighted concentrations showed the following order: Da (12.3 mg/l) ~

Lo (12.4 mg/l) < SonTay (14.8 mg/l) < PhuTho (16.3 mg/l) < LaoCai (20.7 mg/l).

Temporal variations of POC, PIC, DOC and DIC concentrations of the Red River at

SonTay

Firstly, we tested hydrological impact on the temporal evolution of the organic and

inorganic carbon concentrations obtained at SonTay. No significant correlation can be

observed, except for POC and moderately for PIC (Figure 79). The highest particulate carbon

concentrations are related to high water discharge and runoff generating mechanical erosion

and sediment transport. In contrast, the highest DIC and DOC concentrations seem to be

observed for medium water discharges (~5000 m3/s).

0

4

8

12

0 5000 10000 15000

DOC

0

10

20

30

40

0 5000 10000 15000

DIC

R = 0.75

0

10

20

30

0 5000 10000 15000

POC

0

5

10

15

0 5000 10000 15000

PIC

Ca

rbo

n C

on

ce

ntr

ati

on

(m

g/l)

Water Discharge (m3/s)

Figure 79 : Correlation between carbon concentrations (mg/l) with water discharges (m3/s) in

the Red River at the Sontay site.

185

Additionally, the monthly concentrations of the different carbon species were

calculated during the 2006-2009 period at the SonTay site with a high sampling frequency:

weekly to monthly (Table 18).

The monthly PIC and POC concentrations are quite similar with the highest values

observed during the rainy season (Table 18). The monthly POC concentrations were low

during the dry season (from November to April) and increased during the rainy season (from

May to October). In fact, the POC concentrations varied between 0.91 mg/l (observed in

April) and 6.24 mg/l (observed in August; Table 18). The monthly PIC concentrations ranged

from 0.28 mg/l (observed in April) to 4.5 mg/l (observed in October), and most of the time

were smaller than POC concentrations.

Table 18 : Mean monthly carbon concentrations of the Red River at the SonTay site during

the 2006-2009 period. n: number of samples.

Month I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII

Q (m3/s) 1499 1439 1243 1515 3023 4037 7668 6404 4407 3295 2825 1506

SPM (mg/l) 87.6 53.8 43.6 36.3 118 169 329 762 620 477 262 73.4

POC 1.25 1.05 1.09 0.91 1.71 2.40 2.56 6.24 5.38 5.28 2.79 1.04

n 9 6 12 16 21 13 56 38 17 13 16 7

PIC 0.91 1.61 0.42 0.28 0.59 1.07 1.65 4.08 3.78 4.51 3.81 0.48

n 1 1 1 1 10 28 18 26 14 10 3 1

DOC 1.13 0.94 1.08 1.20 2.90 3.14 1.95 2.52 2.04 1.99 0.79 1.53

n 1 1 1 3 6 7 24 32 12 2 4 1

DIC 18.9 17.8 16.2 16.9 18.0 19.1 15.6 17.5 19.8 15.4 19.9 19.1

n 1 1 1 1 4 7 15 20 11 2 2 1

The monthly DOC concentrations varied between 0.79 mg/l and 3.1 mg/l with the

highest values observed during the rainy season, mainly during the rising stage (May and

June) in comparison of the falling stage (September and October; Table 18). Moreover, when

the maximum water discharge is reached, DOC concentrations are decreasing, resulting of

dilution phenomena as observed on other systems (Meybeck et al., 2005).

The monthly DIC concentrations were relatively stable, whatever the water discharge

(Table 18). The monthly DIC concentrations varied between 15.5 mg/l (measured in July) and

19.9 mg/l (measured in November, Table 18) contrary to what we had observed with punctual

values (Figure 79). This observation suggests that, at the seasonal scale, DIC concentrations

are not diluted by water discharges.

Furthermore, based on monthly carbon concentrations at the SonTay site, the ratios

between DOC and TOC (POC + DOC) were calculated. The DOC/TOC ratio of the Red

River varied between 22% and 63%. The mean annual DOC/TOC ratio is 34%. The highest

186

DOC/TOC value was observed in May, showing that DOC dominates the organic carbon

fraction during the rising stage of water level, and the contrary happens at high and lower

water levels.

II.2.3.b. Spatial carbon contents in the Vietnamese Red River

watershed in two contrasting hydrological conditions

The carbon concentrations of the four species in the Red River watershed measured

during high and low water discharge in 2008 showed a high spatial variation (Figure 78). The

variability of carbon concentrations (in mg/l) expressed as a ratio of the standard deviation to

the mean concentration, ranged from 38 to 189 % as the following order: DIC (38%) < DOC

(46%) < POC (122%) < PIC (189%) in low water conditions and from 38 to 247 % as the

following order: DOC (38%) < DIC (51%) < POC (227%) < PIC (247%) in high water

conditions.

We noted that the highest DOC concentrations and POC percentages were observed

in small streams in both hydrological conditions of low and high water stages, while POC and

PIC concentrations were relatively important in the main channel of the Red River, due to the

high SPM concentrations. DIC concentrations were in the same order in both low and high

water stages, without any evident dilution effect (Figure 78; See Annex for more details).

DOC/TOC ratios ranged between 0.05 and 0.89, with the highest values systematically

observed in small streams.

187

II.2.4. Discussion

II.2.4.a. Comparison of carbon contents of the outlet of the Red River

System with other world rivers

As a comparison, the %POC concentrations measured at the SonTay site (average:

1.45%; range: 0.3-7.3 %) were comparable to those observed in the other rivers located in

Asia (Figure 80): the Changjiang River (0.5 to 2.5% with a mean of 1.16%, Wu et al., 2007);

the Xijiang River (0.88% to 3.4% with a mean of 1.2%; Sun et al., 2010). They are higher

than those measured in the Brahmaputra River (0.6% to 1.34%, with a mean of 0.50%;

Mahanta, 1995) or the Huanghe River (0.4% to 1.3% with a mean of 0.53%; Dianjun et al.,

2009; Figure 80). As suspected, they are really lower than those of a river from a tropical wet

area, like the Congo River (4.0-11.5% with a mean of 6.5%; Coynel et al., 2005b; Figure 80).

0

1

10

100

1 10 100 1000 10000 100000

SPM (mg/l)

PO

C (

%)

Cold Rivers

Tropical Dry

Temperate

Tropical Wet

ChanjiangHuanghe

Brahmaputra

Xijiang

Red River

Congo

Figure 80 : Distribution of mean annual POC contents in SPM of the world’s rivers clustered

by climate type (Source: Meybeck, 1993; Meybeck and Vörösmarty, 1999; Coynel et al.,

2005b; Wu et al., 2007; Dianjun et al., 2009; Sun et al., 2010).

The mean annual PIC concentration of the Red River at SonTay (1.8 mg/l) is similar to

the world rivers (2 mg/l, Meybeck et al., 2005).

Concerning to the DOC concentrations measured at all five sites in the Red River

system they are clearly lower compared to the mean value of the world rivers (5 mg/l;

Meybeck et al., 2005) and especially rivers draining tropical peat-swamp forest which are

known to have the highest DOC concentrations (until 54.5 mg/l; Moore et al, submitted).

The DIC concentrations in the Red River at the SonTay site (mean of 14.8 mg/l) are

relatively lower than those measured in other South-East Asian Rivers such the Changjiang

188

River (28 mg/l; Cai et al., 2008), the Ganga/Bramaputra system (23 mg/l; Singh et al., 2005),

the Irrawaddy River (24 mg/l; Bird et al., 2008) or the Zhujiang River (20 mg/l, Zhang et al.,

2009), but quite large compared to the Amazon River (4 mg/l, Prosbt et al., 1994), the Zaire

River (3mg/l; Coynel et al., 2005b) or the Hudson River (5mg/l, Raymond et al., 1997) and to

the DIC concentration of 9.55 mg/l estimated by Meybeck et al., (2005) for all the world

rivers.

Generally, DOC/TOC ratio is used like an indicator of the lateral carbon type transport

(Meybeck et al., 2005). Figure 81 shows that in the major rivers of the world, DOC dominates

POC with a global average DOC/TOC ratio of 70% although for individual rivers the

DOC/TOC ratio is subject to large variation dependent upon watershed characteristics (e.g.

mechanical erosion). In fact, at the global scale, the DOC/TOC ratio is inversely related to the

sediment yields (Figure 81). The mean annual DOC/TOC ratio is 34% in the Red River at the

SonTay site, characteristic of highland rivers, where SPM concentration is large (Meybeck,

1982). The DOC/TOC ratio of the Red River is lower than that of temperate rivers or tropical

dry rivers and comparable with others rivers draining Asian monsoon regions, such as the

Changjiang and Zhujiang Rivers, except for the Huanghe River (Figure 81).

y = 2.23x-0.33

R = 0.68

0%

50%

100%

1 10 100 1000 10000

Y (kg/km²/day)

DO

C/T

OC

(%

)

World rivers

Red River

12

34

5

6

7 8

9

10 11

1213

14

15

16

17

18

19

1 Nergo 6 Gambia 11 Orange 16 Rhone

2 Saint Laurence 7 Seine 12 Mackenzie 17 Zhujiang

3 Lenza 8 Niger 13 Danube 18 Changjiang

4 Ob 9 Amazone 14 Pechora 19 Huanghe

5 Congo 10 Yukon 15 Mississippi

Figure 81 : DOC/TOC ratio vs. the Yield erosion of the world’s rivers

(Data from Meybeck, 1993; Meybeck and Ragu, 1997; Meybeck et al., 2006)

189

II.2.4.b. Temporal carbon variability at the SonTay station

We observed that behaviours of monthly SPM and carbon concentrations are different

according the hydrological conditions (Figure 82 and Table 18). The monthly POC and PIC

concentration evolution was closely linked to the SPM concentrations: the maximum POC

concentration was reached together with the maximum SPM concentration (in August) but

one month after the water discharge peak (in July), defining an anticlockwise hysteresis

between POC concentration and water discharge. This anticlockwise hysteresis is consistent

with a POC contribution by a far-distant source from the monitoring site (Coynel et al.,

2005b) and/or by river bank erosion and slumping just after the flood peak (Williams, 1989;

Ashbridge, 1995), consecutive to high current velocities and shear processes.

0

10

20

30

40


Month

Co

nce

ntr

ati

on

(m

g/l

)

0

3000

6000

9000

Q (

m3/s

)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

I III V VII IX XI

Month

% C

on

trib

uti

on

0

3000

6000

9000

Q (

m3/s

)

A B

POC PIC DOC DIC Water discharge

Figure 82 : Mean monthly distribution of carbon concentrations in the Red River at the

SonTay site during the 2006-2009 period.

The monthly DOC concentrations in the Red River at the SonTay site are increasing in

the rainy season and are higher in the rising stage than in the falling stage (Figure 82). This

trend is observed in many rivers in the world (e.g. Nivelle River, Coynel et al., 2005a; Congo

River, Coynel et al., 2005b; Mackenzie River, Meybeck et al., 2005; Zhujiang River, Zhang et

al., 2009) and is common with other solute concentrations (e.g. calcium, nitrate, ammonium,

phosphorus). This behaviour is probably due to leaching processes of organic carbon from

soils and rocks, in the drainage basin during the rising stage (Ittekkot et al., 1985; Ittekkot,

1988; House and Warwick, 1998; Ittekkot et al., 1999; Coynel et al., 2005a and b; Zhang et

al., 2009). In dry season, the DOC concentrations are relatively low. At this period, leaching

190

processes are reduced. Consequently, DOC in the Red River is mainly due to an allochtonous

origin.

The monthly DIC concentrations are relatively stable whatever the water discharge

(Figure 82). In addition, DIC is always the dominant fraction of the total carbon in the Red

River basin, varying between 60% and 90% (Figure 82). These high contributions of DIC in

the Red River can be explained by high distribution of carbonate rock in the upper Red River

drainage area (49.7%, Amiotte Suchet, 1995). Ming-hui et al. (1982) demonstrated that the

chemistry of the Red River is dominated by the weathering of carbonates rock and that the

annual fluxes of bicarbonate ions constitute 55% of the total dissolved mineral load by this

river. More recently, Moon et al. (2007) estimated that carbonate dissolution accounts for a

significant fraction of total dissolved cations (55-97%).

II.2.4.c. Relationship between POC contents and SPM concentrations

Based on the whole data, an exponential function of the form %POC = 6.53 [SPM]-0.32

was established between the SPM concentrations and POC contents (%) demonstrating a

negative correlation between both parameters (Figure 83). This relation is observed for many

streams and rivers of the world (Meybeck, 1982; Ittekkot and Laane, 1991; Meybeck et al.,

2005). The trend of decreasing organic carbon content with increasing SPM concentration can

be explained by the dilution of both allochthonous (soil organic matter, plants and woody

materials) and autochthonous (riverine plankton) organic matter by mineral and clay materials

from rock and soil erosion in the drainage areas and by the reduction of autochthonous POC,

due to a reduced light penetration because of high turbidity (Ittekkot and Arain, 1986).

Ittekkot (1988) reported that suspended particles in less turbid rivers contain more labile

organic fraction (30-45%) than particles in high turbid rivers (<20%). In addition, Meybeck

(1993) reported that highly turbid rivers (>1000 mg/l) may carry an important amount of

fossil POC. According to 14C analysis of POC samples collected in a subtropical mountainous

river in Taiwan, Kao and Liu (1996) estimated that modern carbon in POC from the main

channel could be low as 3% and concluded most of the POC associated with high sediment

yield is probably fossil carbon originating from kerogen in the bedrock. More recently, Hilton

et al. (2011) showed the fossil organic carbon yields in Taiwan is controlled by the high

physical erosion rates that accompany rapid crustal shortening and frequent typhoon impacts.

These authors also demonstrated the erosion of coastal mountain ranges in Taiwan can force

efficient transfer and long-term re-accumulation of OCfossil in marine sediments, further

enhancing the role of mountain building in the long-term storage of carbon in the lithosphere.

191

0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10 100 1000 10000

SPM (mg/l)

% P

OC

Red River - LC

Red River - PT

Red River - ST

Da River

Lo River

%POC= 6.5286xSPM-0.3169

R = 0.77

Figure 83 : Relationship between %POC and SPM concentrations (in logarithmic scale) of

the Red River during the 2006-2009 period.

In order to calculate the distribution of difference POC pools, we separate three

distinct classes (Figure 83): at low SPM concentrations (<100mg/l), the organic contents in

SPM is high (~2.5%), in relation to the likely presence of autochthonous POC by riverine

primary production (Meybeck et al., 1988); at medium SPM concentrations (100-1000 mg/l),

the organic fraction is less abundant (~1.14%) and related to litter/riparian POC; while at high

SPM concentrations (>1000 mg/l), the organic fraction is nearly constant (around 0.5 %),

associated to a sedimentary rock organic carbon source in these samples (Meybeck et al.,

2005). The same threshold values of POC content (0.6 ± 0.2%) in high SPM concentrations

(1000-30 000 mg/l) were observed in the Lanyang-His River in Taiwan (Kao and Liu, 1997)

and 14C data demonstrated that the fossil POC of this material presents 70% of total organic

carbon load by this river.

All these data can be used to calculate the different particulate carbon organic pools of

the Red River.

Finally, we noted that when we subtract the part of POC due to soil/rock material,

autochthonous organic material never exceeds ~1.2% of SPM. This value is relatively lower

than in most part of the World Rivers and can be explained by reduced phytoplankton

biomass in the Red River (Le et al., 2010).

192

II.2.4.d. Spatial distribution of carbon in the Red River Watershed

In order to understand the spatial variation and to determine the source of the four

carbon species in the Red River watershed, the maps of spatial distribution of the four carbon

species in two contrasting hydrological conditions were generated using a Geographical

Information System (GIS; MapInfo®). The carbon concentration ranges were separated into

four distinct classes and compared with the quartile of the concentrations (see section 2.2).

The spatial distributions of the classes with values higher than the median concentrations

(i.e. Q2-Q3; >Q3) were different for each carbon species and for the two hydrological

conditions (Figure 84).

Figure 84 : Spatial distribution of carbon contents of the Red River basin in Vietnam.

193

The highest POC and PIC concentrations were observed for samples collected in the

main channel of the Red River during high and low water discharges, due to the important

SPM concentrations in this river (Figure 84). However, from upstream to downstream, POC

and PIC concentrations decreased, suggesting the dilution processes by less concentrated

waters originating from other tributaries and/or organic oxidation during the river transit as

suspected in large river systems with medium to long water residence time. In addition, POC

and PIC concentrations were higher during high water stages than during low water stages,

with a major soil/rock organic fraction in high hydrological conditions.

Spatial distribution of DOC concentrations show highest values measured in the Red

River and Da River in high hydrological conditions (Figure 84). The predomination of

organic grey soils rich in organic matter in the Southwest of the Hoang Lien Son Mountains

and also further east along the Vietnam-China can explain these large DOC concentrations in

these stations (Nguyen et al., 2002). In contrast, the high DOC concentrations observed in

some sites for the low hydrological condition may have been caused by local agricultural

activities and/or urban wastes. However, we noted that the DOC concentrations in the Red

River watershed (mean = 1.5 mg/l) are relatively low compared to those often found in

tropical rivers estimated by Meybeck (1988; 8 mg/l) or by Ludwig et al., 1996 (4.3 mg/l),

probably due to the absence of alluvial forests in the Red River basin (Le et al., 2010).

Dissolved inorganic carbon concentrations are less seasonally variable than other

carbon species but present highly spatial variations (Figure 84): the lowest DIC

concentrations (< 5 mg/l) were observed for both low and high hydrological conditions on

small stream watershed where granite/gneiss dominates the surface basin (e.g. sites 15, 27;

Figure 32 in Chapter 2 and Figure 84). The highest DIC concentrations (>35mg/l) were

observed in the limestone basin for high and low water discharge (e.g. sites 9; 10; Figure 32 in

Chapter 2 and Figure 84). Meybeck et al. (2005) demonstrated that the DIC export is strongly

dependant on basin lithology: carbonated basins have the highest DIC concentrations, about

an order of magnitude higher than non-carbonated crystalline basins (e.g. granite, gneiss,

volcanic rocks or metamorphic rock). However, the important DIC concentrations were

observed also during high hydrological conditions in the mixed basins (limestone, rhyolite,

shales, marl …; e.g. sites 32, 31 and 33, Figure 32 in Chapter 2 and Figure 84).

194

II.2.4.e. Carbon Budget of the Red River System

Water discharge and SPM fluxes of the Red River System

In Table 19, the annual water and SPM fluxes of the Red River system are gathered,

during the 2008-2009 period. The main differences obtained between the 2008 and 2009 years

are linked to the large difference of water fluxes due to a severe dry year and a water deficit in

2009 and to the setting up of the Baho Reservoir and other small reservoirs in the upper Red

River in China (Vu Van Dinh; IMHE; personal communication).

Table 19 : Water, SPM and carbon species fluxes at the five permanent sites during the 2008-

2009 years.

Sites YearWater Flux

(km3/yr)

SPM

(106t/yr)

POC

(103t/yr)

PIC

(103t/yr)

DOC

(103t/yr)

DIC

(103t/yr)

2008 55 22 156 153 40 415

2009 32 5 42 35 24 245

2008 78 60 448 390 60 491

2009 45 11 100 72 35 287

2008 354 30 332 134 300 1907

2009 267 12 154 53 226 1440

2008 169 3.2 65 11 147 984

2009 131 2.2 45 8 114 762

2008 101 8.6 118 68 92 577

2009 69 3.2 51 28 63 393

LaoCai

Lo

Da

SonTay

PhuTho

We noted that for both years 2008 and 2009, the annual water discharge at PhuTho is

higher than the one at LaoCai. The annual SPM flux at PhuTho is also higher and reflects

both erosion/re-mobilisation processes between the LaoCai and PhuTho section (Dang et al.,

submitted). In addition, the SPM flux of the Red River at SonTay is lower than the sum of

SPM flux of the three rivers. An important loss of suspended matter due to the sedimentation

on the floodplains during the rainy season and high water discharges in this river section is

obvious (Dang et al., submitted).

Variation of carbon species fluxes with water discharge

POC fluxes transported by the Red River were calculated from the daily water

discharges and SPM concentrations during 2008-2009 based on the %POC-SPM relationship.

PIC, DOC and DIC fluxes were calculated from the annual discharge-weighed concentrations

and water flux.

Based on proportion of water volume discharge for each class of water discharge, the

fluxes of four corresponding carbon species were calculated according to the method of

195

Meybeck et al., 2005: the proportion of water volumes discharged for the 25 classes of water

discharge are then calculated and the related concentrations and proportions of carbon are

attributed to each class (Figure 85). Carbon species fluxes transported are different between

discharge classes and between carbon species (Figure 85): POC and PIC fluxes are important

during medium water discharges (4000-8000 m3/s), while dissolved carbon species fluxes are

mostly discharged from low to medium flows, in relation to the water discharge duration. At

medium and high water discharge, the fossil organic carbon (defined using %POC=0.5%;

Figure 83) dominated the POC fraction, while the contrary occurs at low water discharges

(<3500 m3/s).

We noted that, at extreme water discharge periods (>12 000 m3/s), the transport of

particulate carbon species is important, even if the occurrence of highest flows are very rarely

observed (Figure 85).

0

200

400

600

800

1000

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

5500

6000

6500

7000

7500

8000

8500

9000

9500

10000

10500

11000

12000

13000

Q (m3/s)

Ca

rbo

n F

lux

(t)

DIC

DOC

PIC

Non fossil POC

Fossil POC

0%

5%

10%

15%

20%

25%

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

5500

6000

6500

7000

7500

8000

8500

9000

9500

10000

10500

11000

11500

12000

12500

13000

Q (m3/s)

Co

ntr

ibu

tio

n (

%)

Time

Volume

A

B

Figure 85 : Proportions of C fluxes per classes of water discharges (A) and duration curves

of water discharge (B) of the Red River at SonTay station during 2006-2009; non fossil =

litter/riparian and autochtonous pools).

196

Carbon species fluxes transported by the Red River System

Whatever the sites, in 2009, the annual carbon fluxes transported in the Red River

System were 1.3 to 5.4 times lower than those in 2008 (Figure 86), due to the low water and

SPM fluxes in 2009.

0

700

1400

2100

2800

LC PT ST Da Lo

0

700

1400

2100

2800

LC PT ST Da Lo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

LC PT ST Da Lo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

LC PT ST Da Lo

POC PIC DOC DIC

Ca

rbo

n F

lux

(1

03t/

yr)

%

2008

2009

2008

2009

Figure 86 : Carbon fluxes in the Red River System during 2008-2009 years.

In addition, these results indicated the dominance of DIC in the Red River with 35-

82% of the total carbon transport (Figure 86). Riverine mass transport of the DIC is mainly

influenced by the chemical weathering of carbonate minerals (calcite and dolomite) in the

watershed and the availability of water to transport the solutes derived from weathering (i.e.

the water discharge). As has been discussed previously by Minh-hui et al.(1982) and Moon et

al. (2007), bi-carbonate accounts for more than 55% of the TDS in the Red River, and more

than 70% is derived from carbonate weathering. Thus, the high export DIC of the Red River

is linked to the abundance of carbonate minerals in the watershed and its high water discharge

(~52%, Amiotte Suchet, 1995).

Furthermore, DOC flux transported by the Red River is lower than POC flux.

Consequently, the mean DOC/TOC ratio of the Red River is < 0.5, which is typical for Asian

197

rivers in monsoon areas, while higher DOC/TOC ratios (>0.5) are found in European and

American rivers (Meybeck et al., 2005).

Comparatively to some other world rivers (Table 20), the calculations of the specific

carbon fluxes of the different carbon species (Figure 87) show that the contribution of the Red

River to the carbon fluxes to the sea must be taken into account. These specific carbon fluxes

are in the same order or higher than the ones of other Asian rivers (i.e. Huanghe, Changjiang,

and Brahmaputra).

In addition, we have estimated the relative importance of the different particulate

organic pools of the Red River: the autochthonous organic material (class 1); the organic

fraction due to riparian or soil litter (class 2); the organic associated with the mineral matrix

of soil and parent rock, mainly fossil carbon POC (class 3), quantitatively assimilated here to

the constant POC threshold value of 0.5%. Based on the technique of Veyssy et al. (1999), the

different organic matter pools is calculated by subtracting the POC threshold of 0.5% in the

second and third classes and multiplying by corresponding SPM fluxes:

Flux of autochthonous POC pool:

F = ∑(FSPM class 1 × (POC% class 1 - % threshold)) = ∑(FSPM class 1 × (POC%

class 1 – 0.5);

Flux of litter/riparian POC pool:

F = ∑(FSPM class 2 × (POC% class 2 - % threshold)) + ∑((FSPM class 3 × POC%

class 3 - % threshold) = ∑(FSPM class 2 × (POC% class 2 – 0.5)) + ∑(FSPM class 3 ×

(POC% class 3 – 0.5))

Flux of soil POC pool:

F = ∑ (FSPM class 1 × % threshold + FSPM class 2 × % threshold + FSPM class 3 ×

% threshold) = 0.5 × FSPM total

The mean annual POC flux transported by the Red River to its delta is around

243 000 t/yr during the 2008-2009 period: only 1.8 % due to autochthonous production, 49%

made of riparian/litter material and 49.2% resulted to organic material linked to soil/rock

erosion (considered as fossil carbon). These results show that the proportions of different

pools of organic carbon in the Red River are in the same order of magnitude than in some

Europeans rivers, for example: the Garonne River (78 000 tons of POC with 54% from soil,

38% from litter and 8% from autochthonous (Veyssy et al., 1999) or the Nivelle River

(100 000 t/yr of POC from soil (55%), litter (42%) and autochthonous (3%; Coynel et al.,

2005).

198

Table 20 : Comparison of carbon fluxes from the Red River (2008-2009) and some other

world rivers.

Ref.

POC PIC DOC DIC TC

LC 40 000 99 94 32 330 555

PT 48 000 274 231 47 328 880

Da River 51 000 55 9 131 873 1 068

Lo River 34 000 84 48 78 485 695

ST 150 000 243 93 263 1674 2 273

Xijiang 448 000 583 - 155 4 500 - Sun et al., 2010

Huanghe 770 000 229 7 900 640 695 9 464 Dianjun et al., 2009

Changjiang 1 940 000 2 200 900 2 700 14 600 20 400 Wu et al., 2007

Brahmaputra 930 000 1 300 - 1 600 - - Meybeck and Ragu, 1996

Irrawaddy 430 000 3.4 1.00 3.4 - - Bird et al., 2008

Salween 320 000 3.0 0.23 13.0 - - Bird et al., 2009

Godavari 310 000 756 130 5.8 - Balakrishna et al., 2006

Gange 907 000 1700 1400 1.2 - - Bird et al., 2008

Amazon 6 150 000 5 000 - 27 000 - - Moreira-Turcq et al., 2003

Mississippi 3 270 000 1 100 - 1 900 - - Meybeck and Ragu, 1996

Congo/Zaire 3 700 000 2 000 - 12 400 - - Coynel et al., 2005b

Danube 810 000 49.0 - 252 2 520 - Ogrinc et al., 2008

Rhône 98 000 192 98 132 1 944 2 366 Sempéré et al., 2000

This study

Surface

(km²)

Carbon fluxes (103t/yr)

River

Red River

Asian

Rivers

Large

Rivers

European

Rivers

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

Sp

ec

ific

C f

lux

es

(t/

km

²/y

r)

0

2

4

6

8

10

12

0.0

1.5

3.0

4.5

Da R

iver

Lo R

iver

Red R

iver

Xiji

ang

Huanghe

Changjia

ng

Bra

hm

aputr

a

Irra

waddy

Salw

een

Godavari

Gange

Am

azon

Mis

sis

sip

pi

Congo/Z

aire

Danube

Rhône

Sp

ec

ific

C f

lux

es

(t/

km

²/y

r)

0

5

10

15

20

Da R

iver

Lo R

iver

Red R

iver

Xiji

ang

Huanghe

Changjia

ng

Bra

hm

aputr

a

Irra

waddy

Salw

een

Godavari

Gange

Am

azon

Mis

sis

sip

pi

Congo/Z

aire

Danube

Rhône

POC PIC DOC DIC

Figure 87 : Comparison of specific carbon fluxes in the Red River System with some other

world rivers, cited in Table 3.

199

Inter-annual (2008-2009) carbon budget by the Red River system

Finally, an inter-annual (2008-2009) carbon budget of the Red River System was

established (Figure 88). For particulate carbon fluxes (POC and PIC), the annual carbon flux

at PhuTho is higher than the one at LaoCai, due to the erosion processes between the LaoCai

and PhuTho section (see chapter 3). In contrast, the important loss of carbon flux was

observed between PhuTho and SonTay section because of the substantial sedimentation on

this section (see chapter 3). Particulate carbon fluxes are dominated by the Red River (at

PhuTho) with a contribution of 66% for POC and 80% for PIC.

LC

PT

ST

DOC fluxes (103t/yr)

32

47

263

13178

DIC fluxes (103t/yr)

LC

PT

ST

1674

389

873

485

330

∆ = -73

∆ = +15 ∆ = +59

∆ = +7

HoaBinhReservoir

RedRiver

RedRiver

Da River

Lo River

Lo River

Da River

LC

PT

ST

Da River

POC fluxes (103t/yr)

99

274

243

5584135

197

RedRiver

PIC fluxes (103t/yr)

7

116

Refractory OC in

the Reservoir

LC

PT

ST

Lo River

93

231

48

9

94

∆ = -195

181

∆ = -172

∆ = +175∆ = +137

Labile OC (CO2

+ CH4 + DOC)

54

Lo River

Da River

RedRiver

Labile OC (CO2

+ CH4 + DOC)Refractory OC in

the Resevoir

Figure 88 : Carbon budget in the Red River System during the 2008-2009 period.

200

Moreover, an estimation of labile organic fraction (composed of autochtonous and

riparian/litter organic material) can be proposed using the whole data: nearly 30% of the

organic material lost in the PhuTho-SonTay area is supposed to be mineralized, while 70% is

deposited, if the percentage of 0.5% is assimilated to a refractory fossil organic carbon. For

the Da System, nearly 68% of the organic material is trapped in the HoaBinh Reservoir and

3.5% is mineralised. As observed by Xu et al. (submitted) for the Three Gorges Dam, the

HoaBinh reservoir significantly reduces the POC supply for the Delta but does not act as a

major reactor.

Concerning the dissolved carbon fluxes (DOC and DIC), the Da River plays a major

role of dissolved carbon source for the Red River System, contributing more than half of the

total dissolved carbon flux. The annual dissolved carbon fluxes at the SonTay site are similar

to the sum of the corresponding annual dissolved carbon fluxes of the three major tributaries,

suggesting that the Red River System is an equilibrated fluvial system for dissolved carbon

fluxes (Figure 88).

II.2.5. Conclusions

The main results of the temporal and spatial variations of the four carbon species in

the Vietnamese Red River system are:

1) even if the percentages of POC and PIC remain moderate (most of the time around

1% or less), their concentrations, expressed in mg/l, can be important in relation with the high

SPM concentrations during high water conditions; only when the water is not turbid, we can

notice a slight increase in %POC; furthermore, the POC is from allochtonous origin

(litter/riparian and fossil organic carbon) and essentially considered as refractory;

2) the dissolved carbon content of DIC (mg/l) is very high, due to the importance of

carbonate rocks in the Red River system. Consequently, DIC is the major component of the

carbon species, while DOC concentrations remain quite low, except during rise in water level

(soil leaching during rainy season);

3) the most part of the POC and PIC fluxes (60 and 80%, respectively) originates from

the upper Red River System, due to the very high erosion rates of this area; in the HoaBinh

reservoir and in the downstream part of the Red River, high percentages of particulate carbon

fluxes are settling, of which a part can be mineralized (~30%);

4) the dissolved carbon fraction fluxes represent around 80% of the total carbon fluxes

in the Red River system; the Da River, due to its high water discharges, is the major

contributor to the DOC and DIC fluxes (> 50%).

201

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Chapitre 5 : Transfert des éléments

traces métalliques dans le système du

Fleuve Rouge

Rivière Lo à HaGiang, Septembre 2008

Rivière Gam à CaoBang, Septembre 2008

211

I. Introduction générale

Les fleuves et rivières sont les principaux convoyeurs de matériaux arrachés au

continent par l’érosion mécanique. La composition en éléments traces métalliques (ETM) de

la phase particulaire fluviale, i.e. les matières en suspension et les sédiments, va, d’une part,

dépendre de la composition des roches-mères dont elle est issue et, d’autre part, être le résultat

de son évolution au contact de la phase dissoute. De plus, dans les bassins versants où sont

concentrées des activités industrielles (e.g. exploitations minières), mais aussi agricoles et

urbaines, une part plus au moins importante de métaux est rejetée dans l’environnement par

l’Homme (e.g. Horowitz et al., 1999 ; Audry et al., 2004 ; Masson et al., 2006 ; Coynel et al.,

2009 ; Schäfer et al., 2009). Ainsi, il est important de connaître les principales sources d’ETM

dans ces deux phases (particulaire et dissoute) pour être en mesure d’évaluer leur transport

ainsi que l’impact des activités humaines sur les cycles biogéochimiques des métaux. Le suivi

des concentrations en ETM dans différentes phases (dissous et particulaire) et différents

compartiments (eau, MES et sédiments) dans le bassin versant du Fleuve Rouge permettra de

comprendre les processus géochimiques et les effets de pollution métallique sur les transferts

continents - océan.

Le travail mené dans ce chapitre comprend trois parties. La première partie vise à

analyser la variation spatio-temporelle des concentrations en ETM dissous et particulaires

mesurées sur 5 sites d’observation mis en place durant cette thèse. La répartition des ETM

entre la phase dissoute et particulaire avec des paramètres environnementaux sera également

examinée. La seconde partie de ce chapitre a pour but d’analyser plus finement la variation

spatiale des concentrations en ETM, mise en évidence lors de l’étude des 5 sites

d’observation. Cette partie a pour objectif de réaliser des cartographies métalliques à partir de

mesures effectuées sur 40 sites stratégiques localisés sur l’ensemble du bassin versant du

Fleuve Rouge dans sa partie vietnamienne, durant deux saisons contrastées (hautes eaux et

basses eaux). Trois phases ont été étudiées : les ETM dissous, ETM particulaires dans les

MES et ETM particulaires dans les laisses de crues. L’exploitation de ces cartographies

permet de localiser les anomalies métalliques et de discuter de l’établissement des bruits de

fonds géochimiques. Enfin, dans une troisième partie, à partir des résultats acquis par le

réseau d’observation, il est possible, pour la première fois, de quantifier les flux métalliques

exportés par le Fleuve Rouge dans le Delta et de définir la part de chaque sous-bassin (Fleuve

Rouge avant son entrée au Vietnam, Fleuve Rouge au Vietnam, Da et Lo).

212

II. Caractérisation des concentrations métalliques dans le bassin du Fleuve Rouge en 2008-2009

II.1. Introduction

Les eaux fluviales jouent de multiples rôles dans la vie quotidienne vietnamienne (e.g.

pour l’irrigation, la consommation d’eau, les activités industrielles, cf. chapitre 2). De plus, le

manque d’eau potable est devenu un problème majeur au Vietnam en raison de

l’augmentation croissante de la population depuis les années 1990, surtout dans les zones

montagneuses (cf. chapitre 2). En 2006, 87% de minorités ethniques n’avaient pas accès à

l’eau potable (Pedregal et Vu, 2007). La qualité des eaux, en général, et des eaux de rivières,

en particulier, est donc très importante. La caractérisation des concentrations en ETM dans les

eaux du bassin versant du Fleuve Rouge permet, d’une part, de définir la qualité des eaux à

des fins sanitaires, et d’autre part, d’identifier et localiser d’éventuelles anomalies (i.e. teneurs

en ETM plus élevées que les critères de qualité - potabilité).

A B

Figure 89 : Photographies illustrant l’utilisation des eaux à la campagne dans le Nord du Vietnam :

directement dans l’eau de rivière (A) ou après filtration sur couches de sables et graviers (B).

(Source : http://www.vfej.vn)

Dans ce chapitre, nous présentons les résultats obtenus lors d’un suivi temporel réalisé

au niveau de 5 sites (3 sur le tronçon principal et 2 à l’exutoire du Da et du Lo) entre 2008 et

2009. Les concentrations métalliques obtenues dans le bassin versant du Fleuve Rouge sont

comparées aux moyennes mondiales établies par Viers et al. (2009) ainsi qu’à des critères

toxicologiques. Ces comparaisons permettent de définir la qualité des eaux du Fleuve Rouge

du point de vue des normes concernant l’eau en surface des rivières (Tableau 21).

213

Actuellement, au Vietnam, il n’existe pas encore de normes concernant la qualité des eaux

naturelles. C’est pourquoi, nous avons choisi d’utiliser les normes de qualité des eaux

naturelles établies par l’Agence de l’Eau pour la France (appelées également classes de

qualité de l’eau par altération, SEQ-Eau, Version 2, 2003). Enfin, nous avons également

comparé nos valeurs aux critères mis en place par le Ministère des Ressources et de

l’Environnement du Vietnam (QCVN 08:2008) qui définissent des classes d’aptitude aux

usages (eau potable, aquaculture, irrigation).

Tableau 21 : Tableau de comparaison de la qualité des eaux classées par l’aptitude aux usages entre

QCVN 08 (2008, Vietnam) et SEQ-Eau, 2003 (France)

Usages

France

Bonne Moyenne Bonne Bonne Moyenne

As 10 10 100 20 - 50 100 2000

Cd 5 5 - 5 - 10 10 -

Cr 60 50 - 120 - 540 100 -

Cu 100 50 200 200 10 500 2000 5000

Hg 1 1 - 1 0.05 1 - -

Ni 100 20 40 100 - 100 200 2000

Pb 20 10 50 20 30 50 200 2000

Zn 500 3000 5000 1000 4 1500 5000 -

VietnamFrance

Irrigation

France: D'après la Système d'évaluation de la qualité de l'eau des cours d'eau (SEQ-Eau, 2003 - µg/l)

Concentration

(µg/l)

Eau potable

Vietnam

Aquaculture

Vietnam: D'après QCVN 08 (2008/BTNMT): National technical regulation on surface water quality (µg/l)

FranceVietnam

II.2. Observation et comparaison des concentrations en ETM

particulaires et dissous au niveau des 5 sites

d’observation

Le suivi temporel réalisé au niveau des 5 stations du réseau d’observation (Figure 43)

permet d’observer les variations spatio-temporelles des concentrations en ETM dissous et

particulaires dans les eaux du Fleuve Rouge entre 2008 et 2009 et d’établir les niveaux de

contamination métallique en comparant nos concentrations avec des références recensées dans

la littérature. Rappelons que, pour les métaux, le Fleuve Rouge à SonTay a été échantillonné,

en 2008, avec une fréquence mensuelle et avec une fréquence hebdomadaire entre mai et

septembre 2009. De plus faibles fréquences d’échantillonnage ont été réalisées sur les autres

sites, (~ tous les 2 mois en 2008 et tous les mois entre mai et septembre 2009). Néanmoins,

nos résultats permettent de caractériser les niveaux de concentrations des sous-bassins.

214

Dans cette première partie, nous avons souhaité présenter l’intégralité des données

obtenues au niveau des cinq sites pour l’ensemble des ETM étudié afin d’avoir une vision

globale de la qualité des eaux (Tableau 22, Tableau 23). La synthèse statistique des

concentrations en ETM dissous et particulaires, obtenues durant cette étude, est présentée

dans le Tableau 22 pour les phases dissoutes et dans le Tableau 23 pour les phases

particulaires.

Tableau 22 : Synthèse des concentrations (en µg/l) pour 13 ETM dissous mesurées en 2008-2009 au

niveau des 5 sites mesuré ; Min=valeur minimale ; Max=valeur maximale ; Q1= quartile 25% ; Q3=

quartile 75% ; <LD= valeur inférieure à la limite de détection.

µg/l V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U Th

LaoCai (n = 9)

Min 1.22 0.15 0.052 0.47 2.14 0.36 3.65 0.90 0.012 0.54 0.11 0.41 <LD

Max 1.71 0.40 0.124 1.54 5.45 3.89 9.84 1.29 0.056 1.28 0.51 0.95 0.0059

Q1 1.32 0.20 0.065 0.59 2.82 0.95 6.82 1.07 0.015 0.74 0.15 0.79 -

Q3 1.60 0.29 0.098 0.93 3.76 2.01 8.25 1.22 0.026 1.17 0.28 0.89 -

Moyenne 1.49 0.24 0.085 0.84 3.53 1.80 7.28 1.13 0.026 0.92 0.25 0.80 -

Max/min 1.4 2.7 2.4 3.2 2.6 10.8 2.7 1.4 4.8 2.4 4.5 2.3 -

PhuTho (n = 11)

Min 0.71 0.10 0.038 0.31 1.25 1.19 3.76 0.43 0.007 0.29 0.16 0.23 <LD

Max 2.07 0.31 0.120 0.81 4.27 9.38 6.90 1.15 0.070 1.10 1.14 0.80 0.0075

Q1 1.45 0.15 0.056 0.42 2.24 1.81 5.25 0.76 0.009 0.65 0.23 0.41 -

Q3 1.79 0.21 0.083 0.66 3.22 2.84 6.57 0.89 0.022 0.93 0.45 0.65 -

Moyenne 1.59 0.19 0.072 0.52 2.73 2.85 5.72 0.85 0.019 0.77 0.39 0.54 -

Max/min 2.9 3.0 3.2 2.6 3.4 7.9 1.8 2.7 10.2 3.8 7.3 3.5 -

SonTay (n = 36)

Min 1.00 0.10 0.048 0.26 1.13 0.42 2.17 0.43 0.005 0.29 0.05 0.23 <LD

Max 1.67 0.58 0.092 2.56 2.79 16.93 4.02 0.84 0.049 0.86 0.48 1.03 0.0152

Q1 1.25 0.16 0.051 0.32 1.38 0.65 2.95 0.50 0.006 0.45 0.09 0.36 -

Q3 1.47 0.33 0.062 0.61 1.83 4.39 3.67 0.59 0.014 0.57 0.20 0.48 -

Moyenne 1.37 0.26 0.058 0.52 1.62 3.23 3.25 0.56 0.012 0.52 0.16 0.44 -

Max/min 1.7 5.7 1.9 9.7 2.5 40.5 1.8 2.0 9.4 3.0 10.6 4.4 -

Da (n = 11)

Min 0.95 0.07 0.047 0.25 0.49 0.44 1.22 0.29 0.001 0.22 0.03 0.18 <LD

Max 2.14 0.44 0.071 0.93 2.46 4.06 1.66 0.82 0.007 0.79 0.73 0.49 0.0043

Q1 1.08 0.17 0.047 0.36 0.59 0.81 1.49 0.36 0.003 0.26 0.04 0.22 -

Q3 1.45 0.31 0.060 0.55 0.89 3.34 1.59 0.48 0.006 0.36 0.12 0.29 -

Moyenne 1.31 0.24 0.056 0.49 0.86 1.92 1.50 0.44 0.005 0.36 0.16 0.28 -

Max/min 2.3 6.0 1.5 3.7 5.0 9.2 1.4 2.9 5.4 3.6 24.3 2.8 -

Lo (n = 11)

Min 0.66 0.12 0.055 0.33 0.78 0.06 2.34 0.18 0.005 0.23 0.03 0.10 <LD

Max 1.44 0.44 0.094 0.74 1.45 1.41 5.22 0.67 0.013 0.73 0.69 0.97 0.0097

Q1 0.68 0.13 0.063 0.39 0.86 0.37 2.76 0.26 0.007 0.40 0.06 0.44 -

Q3 0.92 0.20 0.076 0.62 1.38 0.89 3.68 0.32 0.009 0.61 0.15 0.58 -

Moyenne 0.85 0.19 0.069 0.52 1.09 0.67 3.37 0.32 0.008 0.51 0.18 0.54 -

Max/min 2.2 3.8 1.7 2.2 1.9 22.6 2.2 3.6 2.5 3.2 21.8 10.0 -

215

Tableau 23 : Synthèse des concentrations (en mg/kg) pour 13 ETM particulaires mesurées en 2008-

2009 au niveau des 5 sites mesuré ; Min=valeur minimale ; Max=valeur maximale ; Q1= quartile

25% ; Q3= quartile 75%.

mg/kg V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U Th

LaoCai (n = 9)

Min 88.9 50.8 17.4 49.3 308 294 116 2.34 1.90 5.25 223 3.10 9.37

Max 259 102 36.8 119 1043 969 612 7.20 7.44 36.1 1241 6.25 22.7

Q1 133 76.8 22.5 70.9 545 415 275 3.36 3.99 14.5 484 4.19 11.2

Q3 153 96.2 28.6 115 838 902 510 6.51 6.51 34.2 1013 5.76 15.9

Moyenne 148 84.3 25.7 92.1 707 622 399 4.69 5.09 23.5 718 4.93 14.8

Max/min 2.9 2.0 2.1 2.4 3.4 3.3 5.3 3.1 3.9 6.9 5.6 2.0 2.4

PhuTho (n = 11)

Min 93.3 66.9 14.7 40.5 75.1 137 25.0 1.19 0.52 2.84 57.0 3.10 5.49

Max 128 89.0 20.5 73.6 673 676 420 4.18 4.58 24.9 563 4.37 21.9

Q1 109 72.4 15.5 48.9 169 226 107 2.19 1.34 6.91 169 3.74 13.8

Q3 123 82.9 18.6 67.0 254 298 129 3.02 1.81 10.5 243 4.26 17.6

Moyenne 114 77.8 17.3 56.8 250 287 138 2.67 1.74 9.8 241 3.90 15.1

Max/min 1.4 1.3 1.4 1.8 9.0 4.9 16.8 3.5 8.7 8.8 9.9 1.4 4.0

SonTay (n = 36)

Min 78.4 54.4 11.3 35.8 75.2 133 25.6 1.11 0.56 3.41 60.9 2.50 9.64

Max 161 120 18.5 72.8 257 336 127 5.18 1.46 11.3 197 4.63 22.5

Q1 99.3 72.7 14.4 44.9 124 169 67.4 1.60 0.87 4.47 108 3.25 14.6

Q3 117 87.3 16.6 52.0 168 217 85.6 2.29 1.30 8.20 152 3.77 17.9

Moyenne 109 79.6 15.4 48.9 150 196 77.8 2.06 1.06 6.41 136 3.57 16.1

Max/min 2.1 2.2 1.6 2.0 3.4 2.5 5.0 4.7 2.6 3.3 3.2 1.8 2.3

Da (n = 10)

Min 19.1 10.0 2.23 8.87 15.1 43.1 12.5 1.03 0.12 2.06 11.9 1.45 2.12

Max 135 124 15.7 69.9 185 190 85.1 2.92 1.11 6.72 129 6.57 22.4

Q1 36.9 25.7 4.26 17.9 21.8 52.8 16.8 1.11 0.17 2.72 15.2 2.28 4.71

Q3 72.0 56.2 12.6 45.9 54.3 98.3 33.5 1.91 0.39 5.31 55.1 3.13 14.3

Moyenne 63.0 51.1 8.64 34.6 50.0 87.1 30.7 1.65 0.35 4.02 39.4 3.05 9.90

Max/min 7.1 12.3 7.0 7.9 12.3 4.4 6.8 2.8 9.0 3.3 10.8 4.5 10.6

Lo (n = 7)

Min 37.2 29.3 5.10 15.4 17.9 67.1 14.3 0.37 0.28 1.17 20.6 1.61 3.15

Max 132 101 16.1 55.6 79.7 272 102 2.95 1.48 9.38 76.8 10.8 30.5

Q1 53.4 45.6 7.4 23.6 23.3 106 29.0 1.05 0.36 3.47 31.7 2.98 6.34

Q3 89.8 74.7 11.8 44.2 53.3 154 69.4 1.69 0.90 7.11 59.3 5.24 18.3

Moyenne 75.2 60.1 9.91 33.6 42.2 142 52.7 1.47 0.68 5.12 46.2 4.60 13.1

Max/min 3.6 3.4 3.2 3.6 4.5 4.1 7.1 8.0 5.4 8.0 3.7 6.7 9.7

Dans les paragraphes suivants, chaque ETM a été comparé à des valeurs de références.

Deux figures de synthèse (Figure 90 et Figure 91) comparent les distributions statistiques des

concentrations avec celles des références suivantes : les traits verts représentent les

concentrations moyennes mondiales en ETM (Viers et al., 2009) ; les traits bleus et rouges

représentent, respectivement, les valeurs des indices toxicologiques TEC et PEC (MacDonald

et al., 2000). Le TEC (Threshold Effect Concentration) correspond au niveau en dessous

duquel il est peu probable d’avoir un effet toxique sur les organismes vivants (risque inférieur

à 10%) ; Le PEC (Probable Effect Concentration) est le niveau au dessus duquel le risque

d’avoir un effet toxique sur les organismes vivants est probable (risque supérieur à 50%) ; la

classe de la qualité des eaux en surface, d’après l’Agence de l’Eau en France est présentée par

les lettres B (bonne qualité), M (moyenne qualité) et Ma (mauvaise qualité).

216

Moyenne mondiale

3ème quartile

1er quartile

Moyen

Min

Max

3ème quartile

1er quartile

3ème quartile

1er quartile

MoyenMoyen

Min

Max

0

2

4

6

8

10

12

LC PT ST Da Lo

As

0.00

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

0.06

0.07

0.08

LC PT ST Da Lo

Cd

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

LC PT ST Da Lo

Cr

0.00

0.05

0.10

0.15

LC PT ST Da Lo

Co

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

LC PT ST Da Lo

Cu

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

LC PT ST Da Lo

Ni

0.00

0.20

0.40

0.60

0.80

1.00

1.20

LC PT ST Da Lo

Pb

0

3

6

9

12

15

18

LC PT ST Da Lo

Zn

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

LC PT ST Da Lo

Sb

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

LC PT ST Da Lo

V

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

LC PT ST Da Lo

U

Co

nc

en

tra

tio

n (

µg

/l)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

LC PT ST Da Lo

Mo

B

M

aB

M

a

B

M

aB

M

a

B

B

M

a

B

Figure 90 : Répartition statistique (moyenne arithmétique, maximum, minimum, 1er

et 3ème

quartiles)

des concentrations en ETM dissous (en µg/l) du Fleuve Rouge à LaoCai (LC), à PhuTho (PT) et à

SonTay (ST) et des rivières Da et Lo en 2008-2009.

217

0

100

200

300

400

500

600

700

LC PT ST Da Lo

As

0

2

4

6

8

LC PT ST Da Lo

Cd

0

5

10

15

20

25

30

35

40

LC PT ST Da Lo

Co

0

200

400

600

800

1000

1200

LC PT ST Da Lo

Cu

0

20

40

60

80

100

120

140

LC PT ST Da Lo

Ni

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

LC PT ST Da Lo

Pb

0

200

400

600

800

1000

1200

LC PT ST Da Lo

Zn

0

5

10

15

20

25

30

35

40

LC PT ST Da Lo

Sb

0

50

100

150

200

250

300

LC PT ST Da Lo

V

0

2

4

6

8

10

12

LC PT ST Da Lo

U

0

5

10

15

20

25

30

35

LC PT ST Da Lo

Th

0

20

40

60

80

100

120

140

LC PT ST Da Lo

CrC

on

ce

ntr

ati

on

(m

g/k

g)

0

2

4

6

8

LC PT ST Da Lo

Mo

B

M

a

B

M

a

Ma

B

M

a

Ma

B

M

a

Ma

B

M

a

Ma

B

M

a

MaB

M

a

Ma

3ème quartile

1er quartile

Moyen

Min

Max

3ème quartile

1er quartile

3ème quartile

1er quartile

MoyenMoyen

Min

Max

TEC

Moyenne mondiale

PEC

TEC

Moyenne mondiale

PEC

Figure 91 : Répartition statistique (moyenne arithmétique, maximum, minimum, 1er

et 3ème

quartiles)

des concentrations en ETM particulaires (en mg/kg) du Fleuve Rouge à LaoCai (LC), à PhuTho (PT)

et à SonTay (ST) et des rivières Da et Lo en 2008-2009.

218

La comparaison des résultats obtenus sur les 5 sites a montré que les concentrations

dissoutes étaient significativement plus importantes à LaoCai (i.e.entrée du Fleuve Rouge au

Vietnam après son passage en Chine) pour tous les éléments sauf V, Cr, Zn et Pb (Figure 90).

Pour ces éléments, les concentrations les plus élevées ont été mesurées à PhuTho, suggérant

un apport sur le tronçon LaoCai-PhuTho. Pour Cr dissous, les concentrations sont

comparables. Une diminution des concentrations sur le tronçon principal est observée pour les

éléments Co, Cu, As, Mo, Cd, Sb et U, plus modérément pour Ni. Il est à noter que plusieurs

échantillons présentaient des teneurs en Th dissous en dessous de la limite de détection (i.e

0.0021µg/l): 12% d’échantillons à LaoCai, 46% d’échantillons à PhuTho, 39% d’échantillons

à SonTay, 50% d’échantillons du Da et 43% d’échantillons du Lo. Ceci explique pourquoi

nous n’avons pas réalisé la distribution statistique des concentrations en Th dissous.

Les concentrations des ETM mesurées dans les eaux du Fleuve Rouge à LaoCai, à

PhuTho et à SonTay et à l’exutoire des rivières Da et Lo ont été comparées avec les

moyennes mondiales et les différentes normes afin de caractériser la qualité des eaux. D’après

les critères de la qualité des eaux classées par l’aptitude aux usages définis par le Ministère

des Ressources et de l’Environnement du Vietnam, les eaux peuvent être utilisées comme eau

potable en raison de leurs faibles concentrations en ETM dissous. Notons toutefois que pour

le Fleuve Rouge à LaoCai, selon la période, certaines valeurs de concentrations en As dissous

sont proches du seuil de potabilité. Cependant, ces normes sont uniquement basées sur les

concentrations dissoutes.

Pour les ETM particulaires, les plus fortes concentrations ont été mesurées à LaoCai,

et montrent une diminution significative sur le tronçon principal du Fleuve Rouge d’amont en

aval sauf pour Th (Figure 91). Les concentrations moyennes en Th particulaire sont

sensiblement différentes avec : SonTay (16.1 mg/kg) > PhuTho (15.1 mg/kg) > LaoCai (14.8

mg/kg) > Lo (13.1 mg/kg) > Da (9.90 mg/kg). Des études menées sur le bassin versant de la

Garonne ont montré que les variations temporelles de Th étaient liées à un effet

granulométrique (moins les particules sont grossières, plus les concentrations en Th sont

élevées) et ont validé l’utilisation de Th comme élément normalisant les artefacts liés aux

variations granulométriques (Coynel et al., 2007 ; Larrose et al., 2010) pour des particules peu

riches en matière organique, comme c’est le cas dans le Fleuve Rouge (cf. chapitre 4). Les

concentrations en Th particulaire obtenues sur le Fleuve Rouge suggèrent que la taille des

particules dans les eaux du Fleuve Rouge est relativement identique avec une légère

219

diminution le long du trajet LaoCai-SonTay comme l’attesterait la légère augmentation des

concentrations moyenne en Th sur le tronçon. Des mesures granulométriques, réalisées sur le

tronçon du Fleuve Rouge (à LaoCai, PhuTho et SonTay) durant les hautes eaux, viennent

attester cette hypothèse : les distributions granulométriques n’indiquent pas de différences

notables entre les trois sites et montrent que les MES véhiculées dans le Fleuve Rouge sont

majoritairement des particules très fines (Figure 92). La médiane granulométrique a été

estimée à 8.3 µm à LaoCai, à 7.9 µm à PhuTho et à 7.3 µm à SonTay et montre bien une

légère décroissance depuis l’amont vers l’aval.

Nous notons que le Da et le Lo sont caractérisées par de faibles concentrations en

ETM particulaires, excepté pour U.

0 1 10 100 1000

0

1

2

3

4

5

6

7

0 1 10 100 1000

03-juillet

04-juillet

15-août

17-sept.

0

1

2

3

4

5

6

7

0 0 1 10 100 1000

29-août

05-sept

C D

0 0 1 10 100 1000

A – LC HE

B – PT HE

0

1

2

3

4

5

6

7

0 1 10 100 1000

23-juil

27-juil

01-août

06-août

20-août

29-août

05-sept

7 7

63µm63µm

A B

0

1

2

3

4

5

6

7

0 0 1 10 100 1000

14-nov.

28-nov.

C – ST, HE

D – ST BE

Taille des particules (µm)

Po

urc

en

tag

e (

%)

63µm 63µm

Q = 1419 m3/s Q = 1670 m3/s

Q = 6652 m3/s Q = 2068 m3/s

Figure 92 : Variation de la proportion de taille des particules dans les eaux du Fleuve Rouge à

LaoCai (LC), à PhuTho(PT) et à SonTay (ST) en Hautes Eaux (HE) et à SonTay en Bassess Eaux (BE)

durant 2007.

La comparaison de nos résultats avec d’autres critères comme les critères

toxicologiques (TEC et PEC) ou les critères de la qualité des eaux par l’altération de l’Agence

de l’Eau française, les concentrations en ETM (particulaires et dissous) montre certaines

anomalies selon les éléments et les sites étudiés. Ces anomalies sont essentiellement

localisées en amont pour plusieurs éléments comme As, Pb, Ni, Zn, dans des zones où les

habitants utilisent des couches de sables et graviers pour filtrer les eaux. Les rivières Da et Lo

220

présentent une meilleure qualité des eaux que celle du Fleuve Rouge qui peut être considérée

comme moyenne à bonne selon les éléments. En raison de l’absence de seuil de qualité pour

Mo, Sb, V, Co, Th et U, nous n’avons pas pu déterminer la qualité des eaux par rapport à ces

ETM. Toutefois, en comparant avec les moyennes mondiales, nous n’avons pas mis en

évidence d’anomalie pour ces ETM, excepté Sb (Figure 91).

La distribution statistique des concentrations en ETM dissous et particulaires a permis

également de mettre en évidence, pour certains sites et certains éléments, une forte variabilité

temporelle. Pour chaque site, la variation temporelle des concentrations en ETM peut être

évaluée à partir du rapport max/min (Tableau 23 et le Tableau 22).

Au niveau des ETM dissous, les rapports max/min permettent de classer, pour chaque

site, les éléments selon la séquence suivante :

- LaoCai : 1.4<V<Mo<U<Sb<Co<Cu<As<Cr<Ni<Pb<Cd<Zn<10.8 ;

- PhuTho : 1.8<As<Ni<Mo<V<Cr<Co<Cu<U<Sb<Pb<Zn<Cd<10.2 ;

- SonTay: 1.7<V<As<Co<Mo<Cu<Sb<U<Cr<Cd<Ni<Pb<Zn<40.5.

- Da : 1.4<As<Co<V<U<Mo<Sb<Ni<Cu<Cd<Cr<Zn<Pb<24.3 ;

- Lo : 1.7<Co<Cu<V<As<Ni<Cd<Sb<Mo<Cr<U<Pb<Zn<22.6.

Au niveau du dissous, Pb et Zn montrent les plus fortes variabilités temporelles pour tous les

sites étudiés.

Les valeurs maximales des rapports max/min sont moins élevées pour les

concentrations en ETM particulaires suggérant une variabilité temporelle relativement plus

faible que celle des ETM dissous. Les rapports max/min permettent de classer les éléments

selon la séquence suivante :

- LaoCai : 2<Cr~U~Co<Ni<Th<V<Mo<Zn<Cu<Cd<As<Pb<Sb<6.9 ;

- PhuTho: 1.3<Cr<V~Co~U<Ni<Mo<Th<Zn<Cd~Sb<Cu<Pb<As<16.8 ;

- SonTay: 1.6<Co<U<Ni<V<Cr<Th<Zn<Cd<Pb<Sb<Cu<Mo<As<5 ;

- Da: 2.8<Mo<Sb<Zn<U<As<Co<V<Ni<Cd<Th<Pb<Cu<Cr<12.8 ;

- Lo: 3.2<Co<Cr<V<Ni<Pb<Zn<Cu<Cd<U<As<Sb<Mo<Th<9.7.

A l’inverse ce que l’on observe pour As dissous, As particulaire présente une plus forte

variabilité temporelle.

On trouve que sur le tronçon principal du Fleuve Rouge, les éléments comme As, Pb,

Sb, Cu particulaires présentent de fortes variations temporelles ; à l’inverse, les éléments Cr,

V, Co, U et Ni montrent de plus faibles variations temporelles. Cette tendance n’est pas été

observée dans les deux tributaires.

221

Le rapport entre les valeurs extrêmes, tout site confondu, a permis d’évaluer la

variabilité spatio-temporelle à l’échelle du bassin du Fleuve Rouge et de classer les éléments

selon l’ordre suivant :

- 3.2<V<Co<Sb<Mo<Cr<As<Ni<U<Cu<Pb<Cd<Zn<271 pour les ETM dissous.

- 7.4<U<Cr<Ni<V<Th<Co<Mo<Zn<Sb<As<Cd<Cu<Pb<104 pour les ETM particulaires ;

Quelle que soit la phase (dissoute ou particulaire), les éléments présentant une forte variabilité

spatio-temporelle sont Cd, Cu, Pb et Zn.

Tableau 24 : Synthèse des concentrations minimales et maximales en ETM particulaires et dissous

dans l’ensemble des données mesurées en 2008-2009 dans le bassin versant du Fleuve Rouge.

V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U ThETM particulaire

Min 19.1 10.0 2.23 8.9 15.1 43.1 12.5 0.37 0.12 1.2 11.9 1.45 2.12

Max 259 124 36.8 119 1043 969 612 7.20 7.44 36.1 1241 10.8 30.5

Max/min 13.6 12.3 16.5 13.4 69.2 22.5 49.0 19.6 60.5 30.8 104 7.4 14.4

ETM dissous

Min 0.66 0.072 0.038 0.25 0.49 0.063 1.22 0.18 0.001 0.22 0.029 0.097 -

Max 2.14 0.58 0.12 2.56 5.45 16.9 9.84 1.29 0.07 1.28 1.14 1.03 0.015

Max/min 3.24 8.04 3.27 10.1 11.1 271 8.07 7.00 54.8 5.8 39.4 10.6 -

222

LaoCai

PhuTho

SonTay

R. DaR. Lo

Fleuve Rouge

ETM particulaires ETM dissous

LaoCai

PhuTho

SonTay

R. DaR. Lo

Fleuve Rouge

V CrTox Co NiTox CuTox ZnTox AsTox

Mo CdTox Sb PbTox Th U


Mo CdTox Sb Pb

Tox Th U


Mo CdTox Sb Pb

Tox Th U

VCr Tox

CoNi Tox

Cu Tox

Zn Tox

As Tox

MoCd Tox

SbPb Tox

ThU

V

CrTox

CoNi

ToxCu

ToxZn

ToxAs

Tox

MoCd

ToxSb

PbTox

Th

U

V Cr Co Ni Cu Zn As

Mo Cd Sb Pb Th U

V Cr Co Ni Cu Zn As

Mo Cd Sb Pb Th U

V Cr Co Ni Cu Zn As

Mo Cd Sb Pb Th U

VCr

CoNi

CuZn

As

MoCd

SbPb

ThU

V

Cr

Co

Ni

Cu

Zn

As

Mo

Cd

Sb

Pb

Th

U

Figure 93 : Degré de contaminations métalliques en ETM particulaires et dissous dans le Fleuve Rouge à LaoCai, PhuTho et à SonTay et dans les rivières Da

et Lo en comparant avec la moyenne mondiale (Bleu :<moyenne mondiale (Bn); Jaune : 1-2Bn ; Rouge : >2Bn) et les critères toxicologiques (Tox)

(Bleu :<TEC ; jaune : TEC-PEC ; Rouge : >PEC).

223

Enfin, pour conclure cette partie, nous avons comparé les concentrations en ETM

particulaires avec l’UCC afin de présenter un bilan des facteurs d’enrichissement (Figure 94).

Même si l’utilisation de l’UCC est discutable, cette référence est souvent utilisée dans la

littérature et permet de positionner le Fleuve Rouge par rapport à d’autres fleuves mondiaux

(Viers et al., 2009 ; Garzanti et al., sous presse). Nous n’avons pas normalisé les teneurs

particulaires par Th en raison des faibles variations granulométriques observées.

EF = [X]sample/[X]UCC

Où [X]sample est la concentration d’élément X de l’échantillon et [X]UCC est la

concentration d’élément X de la croûte continentale UCC.

0.1

1

10

100

1000

V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U Th

Fa

cte

urs

d'e

nri

ch

iss

em

en

t LaoCai

PhuTho

SonTay

Da

Lo

Figure 94 : Facteurs d’enrichissement du Fleuve Rouge à SonTay

Les EFs du Fleuve Rouge varient fortement selon les éléments (Figure 94) ; les EFs

moyens varient entre 1.5 et 200 à LaoCai, entre 1.4 et 69 à PhuTho et entre 1.3 et 40 à

SonTay, suivant l’ordre :

- Th<U<Co<Cr<V<Mo<Ni<Zn<Pb<Cu<Cd<Sb<As à LaoCai ;

- Co<Th<U<Mo<V<Cr<Ni<Zn<Pb<Cd<Cu<Sb<As à PhuTho ;

- Co<U<Mo<Th<V<Cr<Ni<Zn<Pb<Cd<Cu<Sb<As à SonTay.

Les EFs des rivières Da et Lo sont plus faibles que ceux du Fleuve Rouge, ils varient

de 0.72 à 15.3 pour le Da et de 0.83 à 26.4 pour le Lo. Toutefois, ils suivent un ordre similaire

décroissant :

- Co<Th<Mo<V<U<Cr<Ni<Pb<Cd<Cu<Sb<As pour le Da et

- Co<Mo<Th<V<Cr<Ni<U<Pb<Zn<Cu<Cd<Sb<As pour le Lo.

Il ressort que As présente les EFs les plus importants sur tous les sites et que des

éléments comme Cd, Cu, Sb et Pb sont également fortement enrichis dans les MES du

système du Fleuve Rouge. Ces rapports sont nettement supérieurs à ceux obtenus sur le

système Gange/Brahmapoutre (Garzanti et al., sous presse).

224

II.3. Analyse de la variation temporelle des concentrations en

ETM à l’exutoire du bassin versant

Dans le paragraphe précédent, nous avons mis en évidence une forte variabilité

temporelle pour certains éléments comme As, Pb, Sb et Cu pour la phase particulaire et Pb et

Zn pour la phase dissoute. Dans cette partie, nous avons choisi le site de SonTay pour

analyser la variabilité temporelle et définir les facteurs de contrôle en raison de la fréquence

d’échantillonnage élevée effectuée sur ce site, essentiellement durant la période des hautes

eaux où la majorité des matières est transportée (> 90% ; cf. chapitre 3). L’évolution

temporelle des concentrations en ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge à SonTay en

2008-2009 est présentée dans la Figure 96 et la Figure 95. L’ensemble des données (incluant

les concentrations en carbone analysées dans le chapitre 4) a été rassemblé afin de définir des

corrélations (Tableau 25, Figure 97), de caractériser les comportements des ETM en fonction

des débits et/ou des concentrations en MES ou carbone et d’identifier les facteurs de contrôle.

Seul un échantillon (SonTay, le 6 novembre 2008) a été exclu de cette base de données en

raison d’une variance trop élevée.

Pour les ETM particulaires, deux groupes d’éléments peuvent être distingués (Figure

97):

- le premier groupe est composé par des éléments V, Cr, Co, Ni, Th et U, essentiellement

lithophiles ; ces éléments sont également fortement liés aux débits et aux concentrations en

MES (Figure 98). Ce résultat suggère une source commune et/ou un mécanisme de transfert

identique. Lors des forts débits, les concentrations de ces éléments augmentent à SonTay,

contrairement à ce que l’on peut observer dans d’autres systèmes, comme les bassins du Lot

et de la Garonne. En effet, pour le Lot et la Garonne, la diminution des concentrations de ces

éléments avec les débits a été attribuée à un effet granulométrique, i.e. dilution des MES par

des particules plus grossières et moins chargées en ETM, transportées lors d’événements

hydrologiques forts (ex : crues ; Coynel et al., 2007). Nous avons montré précédemment que

ce groupe d’éléments présente une variation spatiale limitée (cf. séquence spatio-temporelle

dans paragraphe II.2). Les cartographies réalisées sur l’ensemble du bassin du Fleuve Rouge,

côté vietnamien, qui seront analysées dans la seconde partie de ce chapitre, confirmeront ce

constat.

- le second groupe est composé par des éléments Cu, Zn, As, Mo, Cd, Sb et Pb et par les

teneurs en carbone organique et inorganique particulaire (COP% et CIP%). Ces éléments, à

l’inverse du premier groupe, montrent une diminution des concentrations avec les débits et les

225

concentrations en MES (Figure 98). Cette diminution peut être attribuée à un effet

granulométrique et/ou à une contribution plus importante d’un (ou des) affluent(s) du Fleuve

Rouge dont les particules sont moins chargées en ces éléments. Précédemment, nous avons

montré que, pour ces éléments, les concentrations mesurées en amont du tronçon principal, à

LaoCai, étaient nettement plus élevées que celles des sous-bassins du Da et du Lo (Figure 91).

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-0

9m

-09

a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

1.0

2.0

3.0

V

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s

-08

o-0

8n

-08

d-0

8j-

09

f-09

m-0

9a

-09

m-0

9j-

09

j-09

a-0

9s

-09

o-0

9n

-09

d-0

9

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

Cr

0

5000

10000

15000

j-0

8j-0

8m

-08

m-0

8a-0

8m

-08

j-0

8j-0

8a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-0

9f-

09

m-0

9a-0

9m

-09

j-0

9j-0

9a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.00

0.05

0.10

Co

0

5000

10000

15000

j-0

8j-0

8m

-08

m-0

8a-0

8m

-08

j-0

8j-0

8a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-0

9f-

09

m-0

9a-0

9m

-09

j-0

9j-0

9a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

1.0

2.0

3.0

Ni

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s

-08

o-0

8n

-08

d-0

8j-

09

f-09

m-0

9a

-09

m-0

9j-

09

j-09

a-0

9s

-09

o-0

9n

-09

d-0

9

0.0

1.0

2.0

3.0

Cu

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s

-08

o-0

8n

-08

d-0

8j-

09

f-09

m-0

9a

-09

m-0

9j-

09

j-09

a-0

9s

-09

o-0

9n

-09

d-0

9

0

6

12

18

Zn

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-0

9m

-09

a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

1.5

3.0

4.5

As

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-0

9m

-09

a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

0.5

1.0

Mo

0

5000

10000

15000

j-0

8j-0

8m

-08

m-0

8a-0

8m

-08

j-0

8j-0

8a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-0

9f-

09

m-0

9a-0

9m

-09

j-0

9j-0

9a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

Cd

0

5000

10000

15000

j-0

8j-0

8m

-08

m-0

8a-0

8m

-08

j-0

8j-0

8a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-0

9f-

09

m-0

9a-0

9m

-09

j-0

9j-0

9a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

Sb

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s

-08

o-0

8n

-08

d-0

8j-

09

f-0

9m

-09

a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s

-09

o-0

9n

-09

d-0

9

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

Pb

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s

-08

o-0

8n

-08

d-0

8j-

09

f-09

m-0

9a

-09

m-0

9j-

09

j-09

a-0

9s

-09

o-0

9n

-09

d-0

9

0.0

0.4

0.8

1.2

U

Co

ncen

tratio

n (µ

g/l)

Q (

m3/s

)

Débit (m3/s) Concentration (µg/l)

Figure 95 : Evolution des concentrations en ETM dissous (µg/l) du Fleuve Rouge à SonTay en 2008-

2009

226

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

60

120

180

V

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

20

40

60

80

100

120

140

Cr

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

5

10

15

20

Co

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

20

40

60

80

Ni

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

50

100

150

200

250

300

Cu

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

50

100

150

200

250

300

350

400

Zn

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

20

40

60

80

100

120

140

As

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

2.0

4.0

6.0

Mo

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

0.4

0.8

1.2

1.6

Cd

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

2

4

6

8

10

12

Sb

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

50

100

150

200

250

Pb

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0

5

10

15

20

25

Th

0

5000

10000

15000

j-08

j-08

m-0

8m

-08

a-0

8m

-08

j-08

j-08

a-0

8s-0

8o-0

8n-0

8d-0

8j-09

f-09

m-0

9a-0

9m

-09

j-09

j-09

a-0

9s-0

9o-0

9n-0

9d-0

9

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

U

Co

ncen

tratio

n (m

g/k

g)

Q (

m3/s

)

Débit (m3/s)

Concentration (mg/kg)

Figure 96 : Evolution des concentrations en ETM particulaires (mg/kg) du Fleuve Rouge à SonTay en

2008-2009

227

Tableau 25 : Tableau de coefficients de corrélation entre les concentrations en ETM (particulaires et dissous) et les concentrations en carbone (COP en %,

CIP en %, COD en mg/l et CID en mg/l), les concentrations en MES (en mg/l) et les débits (m3/s) du Fleuve Rouge à SonTay durant 2008-2009

V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb Th U %POC %PIC V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U DOC DIC Q MES

V 1 0.87 0.67 0.76 -0.05 0.13 0.04 -0.04 -0.20 0.05 -0.01 0.71 0.68 -0.22 -0.38 0.11 0.14 -0.07 -0.32 -0.15 0.04 -0.27 -0.02 -0.14 -0.13 -0.14 -0.41 0.38 -0.01 0.62 0.32

Cr 1 0.74 0.86 -0.16 -0.12 -0.22 -0.24 -0.12 -0.22 0.00 0.82 0.55 -0.22 -0.46 0.13 -0.14 -0.30 -0.41 -0.31 -0.18 -0.38 -0.09 -0.29 -0.29 -0.24 -0.54 0.28 0.01 0.63 0.36

Co 1 0.74 0.35 0.08 0.10 -0.04 0.42 -0.28 0.47 0.73 0.52 -0.02 -0.46 0.20 -0.17 -0.30 -0.26 -0.07 -0.24 0.02 0.08 -0.36 -0.14 -0.21 -0.19 0.52 -0.31 0.32 0.47

Ni 1 0.08 0.10 0.00 -0.01 0.14 -0.11 0.12 0.66 0.46 0.02 -0.55 0.07 -0.16 -0.22 -0.31 -0.12 -0.10 -0.33 0.14 -0.22 -0.08 -0.26 -0.36 0.28 0.03 0.39 0.21

Cu 1 0.59 0.80 0.66 0.77 0.27 0.66 -0.23 -0.11 0.21 -0.06 -0.08 0.19 0.20 0.20 0.43 0.11 0.41 0.35 0.06 0.27 0.03 0.46 0.36 -0.28 -0.50 -0.20

Zn 1 0.79 0.61 0.44 0.52 0.30 -0.32 0.15 0.44 0.24 -0.05 0.41 0.50 0.19 0.61 0.54 0.18 0.59 0.46 0.56 0.21 0.58 0.09 0.03 -0.48 -0.38

As 1 0.73 0.50 0.69 0.52 -0.35 0.12 0.17 0.19 -0.14 0.51 0.37 0.27 0.43 0.36 0.37 0.39 0.19 0.35 0.07 0.52 0.27 -0.10 -0.45 -0.44

Mo 1 0.36 0.51 0.15 -0.38 -0.09 0.38 0.28 -0.29 0.31 0.39 0.22 0.46 0.35 0.06 0.32 0.27 0.30 0.09 0.39 0.04 -0.07 -0.40 -0.49

Cd 1 -0.10 0.81 -0.07 -0.03 0.43 -0.08 0.00 -0.26 -0.12 -0.01 0.25 -0.14 0.28 0.35 -0.13 0.32 -0.17 0.40 0.31 -0.29 -0.47 -0.06

Sb 1 0.02 -0.39 0.21 -0.01 0.36 -0.25 0.62 0.42 0.40 0.33 0.49 0.17 0.28 0.32 0.17 0.13 0.32 -0.07 0.21 -0.33 -0.53

Pb 1 0.04 0.18 -0.03 -0.18 0.10 -0.10 -0.19 -0.09 -0.01 -0.26 0.44 0.11 -0.30 0.10 -0.22 0.22 0.48 -0.37 -0.18 0.15

Th 1 0.65 -0.14 -0.46 0.12 -0.24 -0.41 -0.42 -0.33 -0.30 -0.39 -0.15 -0.39 -0.27 -0.26 -0.53 0.34 -0.07 0.69 0.48

U 1 -0.02 -0.08 0.06 0.02 -0.23 -0.18 -0.13 -0.02 -0.20 0.08 -0.19 -0.03 -0.22 -0.23 0.29 0.00 0.41 0.24

%POC 1 0.31 -0.16 -0.17 0.06 0.03 0.40 0.31 -0.14 0.46 0.29 0.43 0.08 0.32 -0.15 0.01 -0.37 -0.27

%PIC 1 -0.19 0.31 0.28 0.20 0.24 0.35 0.26 0.07 0.24 0.15 0.21 0.54 -0.29 0.14 -0.45 -0.42

V 1 -0.09 -0.05 0.04 -0.02 -0.06 0.13 0.28 0.13 0.20 0.03 -0.13 0.16 -0.27 0.21 0.40

Cr 1 0.61 0.26 0.46 0.61 0.44 0.17 0.40 0.08 0.49 0.41 0.14 -0.03 -0.15 -0.28

Co 1 0.63 0.69 0.66 0.16 0.30 0.76 0.38 0.57 0.50 -0.08 0.19 -0.31 -0.30

Ni 1 0.48 0.37 0.14 0.24 0.61 0.11 0.45 0.35 -0.21 0.11 -0.38 -0.23

Cu 1 0.68 0.28 0.75 0.67 0.56 0.58 0.66 -0.08 0.07 -0.47 -0.13

Zn 1 0.21 0.45 0.80 0.23 0.76 0.37 -0.09 0.08 -0.25 -0.37

As 1 0.10 -0.02 0.07 0.28 0.58 0.26 -0.29 -0.56 0.11

Mo 1 0.43 0.70 0.20 0.48 -0.13 0.18 -0.30 0.00

Cd 1 0.26 0.77 0.26 -0.21 0.05 -0.24 -0.30

Sb 1 -0.09 0.55 -0.15 0.36 -0.36 -0.11

Pb 1 0.28 -0.10 -0.13 -0.10 -0.07

U 1 -0.10 0.14 -0.72 -0.22

DOC 1 -0.69 0.15 0.12

DIC 1 0.00 -0.07

Q 1 0.55

MES 1

Dissous

Part

icu

lair

eD

isso

us

Particulaires

228

CIPSbMoCu PbCdZnNi Co U AsCr COPMESQV100

G1 G2

Th

Dis

tance

4.28

-91.43

-187

ETM particulaires

CIPSbMoCu PbCdZnNi Co U AsCr COPMESQV100

G1 G2

Th

Dis

tance

4.28

-91.43

-187

ETM particulaires

DICSbMoCuPbCdZnNiCoUAsCrCODMESQV100

42.4

-15.3

-72.9

G1

G2

1

ETM dissous

23

Dis

tan

ce

DICSbMoCuPbCdZnNiCoUAsCrCODMESQV100

42.4

-15.3

-72.9

G1

G2

1

ETM dissous

23

Dis

tan

ce

Figure 97 : Dendrogramme des concentrations en ETM dissous et particulaires dans les eaux du

Fleuve Rouge à SonTay en 2008-2009 ; G1 = groupe 1 ; G2 = groupe 2.

Pour les ETM dissous, deux groupes d’éléments peuvent être distingués (Figure 97) :

- le premier groupe est représenté par V qui est modérément associé avec les débits et

les concentrations en MES. Seul cet élément semble montrer des concentrations plus fortes

avec les débits (Figure 98).

- le second groupe, représenté par les autres éléments, ne montre pas d’augmentation

avec les débits. Ces éléments ne présentent pas de corrélation négative significative avec les

débits ; notons toutefois que certaines tendances, non significatives, peuvent néanmoins être

observées pour As, U, Ni et Cu (Figure 98). Ce groupe semble pouvoir se subdiviser en 3

ensembles (Figure 97) : 1) Cr, As et U ; 2) Co, Ni, Zn, Cd et Pb ; 3) Cu, Mo, Sb. Ces trois

ensembles peuvent traduire des sources différentes.

229

y = 0.0008x + 11.8

R = 0.69

5

10

15

20

25

0 5000 10000 15000

Q (m3/s)

Th

(m

g/k

g)

y = -0.00003x + 0.59

R = -0.72

0.0

0.5

1.0

0 5000 10000 15000Q (m

3/s)

U (

µg

/l)

y = 0.02x + 12.77

R = 0.48

5

10

15

20

25

0 100 200 300 400

MES (mg/l)

Th

(m

g/k

g)

y = -0.0004x + 8.2

R = -0.4

0

4

8

12

0 5000 10000 15000

Q (m3/s)

Sb

(m

g/k

g)

y = -0.02x + 9.11

R = -0.53

0

4

8

12

0 100 200 300 400

MES (mg/l)

Sb

(m

g/k

g)

y = 0.81x0.06

R = 0.28

0.5

1.0

1.5

2.0

0 5000 10000 15000

Q (m3/s)

V(µ

g/l)

A)

B)

Figure 98 : Exemple de relations entre les concentrations en ETM particulaires(A) et dissous (B) et

les débits et concentrations en MES du Fleuve Rouge à SonTay durant 2008-2009.

230

II.4. Répartition entre phases dissoute et particulaire dans

les eaux du Fleuve Rouge à SonTay

La répartition entre phases dissoute et particulaire joue un rôle important dans la

distribution, le transport, le comportement et la toxicité des métaux dans les environnements

aquatiques (e.g. Benoit, 1995 ; Benoit et al., 1998 ; Fang et Liu, 2002 ; Audry et al., 2004).

Cette répartition entre les différentes phases peut être décrite en terme de modèles de

complexation de surface seulement lorsque des données spécifiques des propriétés de surface

des particules sont disponibles. La forme dominante des traces métalliques transportées est

reliée à la mobilité des éléments dans les processus d’altération/transport et aussi à la quantité

de flux annuel de sédiments transportés (Gaillardet et al., 2003). Une approche consiste à

utiliser un coefficient de répartition (Kd), exprimé en L/kg, défini comme le rapport entre la

concentration du métal dans la phase particulaire et celle dans la phase dissoute :

Kd = [Me]part./[Me]dis.

Bien que le Kd ne soit pas une réelle constante thermodynamique d’équilibre,

l’utilisation d’un coefficient de répartition simple est sans doute l’approche la plus appropriée

lorsque l’on s’intéresse à des solides hétérogènes, telle que les MES fluviales (Audry et al.,

2004). Cependant, plusieurs études ont montré que le Kd diminuait avec l’augmentation de la

concentration en MES dans le système fluvial, mais aussi dans l’environnement marin (e.g.

Benoit et al., 1994 ; Tang et al., 2002) ; on parle alors de pce (Particle Concentration Effect,

O’Connor et Connoly, 1980). Cet effet a été attribué à différents mécanismes, incluant les

cinétiques de sorption, adsorption irréversible ou désorption incomplète, variation qualitative

de la chimie de surface des particules ou des artéfacts de filtration (présence de colloïdes).

L’objectif de cette partie est donc de quantifier la répartition des métaux entre phases

dissoute et particulaire et de caractériser les échanges métalliques entre les deux phases

étudiées à SonTay durant la période 2008-2009, ainsi que sur les affluents. L’influence des

paramètres environnementaux (débit, MES, matière organique) sur la répartition entre la

phase dissoute et particulaire sera étudiée.

II.4.1. Contribution de la phase particulaire métallique

La Figure 99 illustre la contribution relative des métaux particulaires (calculés à partir

des MES et des teneurs en mg/kg) aux métaux totaux (dissous + particulaire) en fonction des

débits à Sontay. Elle met clairement en évidence i) une répartition différente suivant les

éléments, ii) la dominance de la phase particulaire dans le transport de métaux (excepté pour

231

Mo et U) pouvant atteindre 99% (ex. Pb, Cr, Co) et iii) l’influence des débits sur la répartition

des métaux liés à l’apport plus important de métaux particulaires lors des forts débits en

relation avec les processus d’érosion (Figure 99). La contribution moyenne durant les deux

années de suivi de la phase particulaire varie de 37% à 99% selon la séquence de mobilité

suivante : 37%<Mo<U<Sb<As<Cd<Zn<V<Ni<Cu<Co<Cr<Pb<99% (Figure 99). Des

séquences similaires ont été observées pour d’autres systèmes mondiaux (au Mexique, Tang

et al., 2002 ; en France, Coynel, 2005). Ces résultats montrent que Pb est l’élément le moins

mobile des ETM étudiés et que sa partition est fortement contrôlée par la complexation de

surface alors que la stabilisation en phase aqueuse domine pour Mo, U et Sb.

80%

90%

100%

0 4000 8000 12000

Pa

rtic

ula

ire

/To

tal (%

)

V

Cr88%

94%

100%

0 4000 8000 12000

Co0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 4000 8000 12000

Ni

U

75%

80%

85%

90%

95%

100%

0 4000 8000 12000

Q (m3/s)

Cu

Pb

40%

60%

80%

100%

0 4000 8000 12000

Co

As

40%

60%

80%

100%

0 4000 8000 12000

Q (m3/s)

Pa

rtic

ula

ire

/To

tal (%

)

Cd20%

40%

60%

80%

100%

0 4000 8000 12000

Q (m3/s)

Ni

Sb0%

20%

40%

60%

80%

0 4000 8000 12000

Q (m3/s)

Mo

Figure 99 : Diagramme montrant la proportion des ETM particulaires par rapport aux ETM totaux en

fonction du débit du Fleuve Rouge à SonTay au cours des années 2008-2009.

La même répartition des ETM particulaires est observée sur les autres sites du Fleuve

Rouge à LaoCai et à PhuTho. En effet, la contribution moyenne de la fraction particulaire

varie entre 57% à 99% de la charge totale en métaux ; la séquence de mobilité est

pratiquement identique à celle de SonTay avec : Mo<U<Sb<As<Cd~Ni~V<Cu<Zn

<Co<Cr<Pb. Pour les deux rivières, Da et Lo, la contribution relative des ETM particulaires

montre une séquence semblable, mais avec des contributions particulaires moins abondantes,

probablement en raison des plus faibles taux d’érosion sur ces deux sous-bassins (cf.

article 2 ; Dang et al., soumis) : elles varient entre 15% pour Mo et 85% pour la rivière Da,

232

entre 27% pour Mo et 94% pour le Pb. Il est intéressant de noter que seule la rivière Da

présente une contribution en As particulaire inférieure à 50%.

Cette séquence est bien visible à travers les valeurs moyennes du Kd (Figure 100). Les

valeurs des Kd varient fortement à l’échelle temporelle pour les différents ETM et plus

modérément à l’échelle spatiale (Figure 100). Pour tous les sites d’observation, les Kd les plus

élevés sont logiquement trouvés pour les éléments les plus lithophiles (e.g. Pb, Cr et

Co) tandis que, pour des éléments considérés comme mobiles et pouvant échanger avec la

phase dissoute, les valeurs de Kd sont faibles (e.g. Mo et U ; Figure 100).

0

50000

100000

150000

200000

LC PT ST Da Lo

Kd

(L

/kg

)

V

0

300000

600000

900000

LC PT ST Da Lo

Cr

0

100000

200000

300000

LC PT ST Da Lo

Ni

0

200000

400000

600000

LC PT ST Da Lo

Cu

0

300000

600000

900000

LC PT ST Da Lo

Zn

0

30000

60000

90000

120000

LC PT ST Da Lo

As

0

4000

8000

12000

LC PT ST Da Lo

Mo

0

200000

400000

600000

LC PT ST Da Lo

Cd

0

20000

40000

60000

LC PT ST Da Lo

Sb

0

3000000

6000000

9000000

LC PT ST Da Lo

Pb

0

40000

80000

120000

LC PT ST Da Lo

U

Kd

(L

/kg

)K

d (

L/k

g)

Kd

(L

/kg

)

0

200000

400000

600000

LC PT ST Da Lo

Co

Figure 100 : Valeurs moyennes, min, max du coefficient de répartition (Kd) des ETM pour tous les

sites étudiés durant 2008-2009

233

Les rivières Da et Lo présentent des valeurs de Kd relativement faibles par rapport aux

sites localisés sur le tronçon principal du Fleuve Rouge, indiquant une forte contribution des

métaux dissous à la concentration totale dans ces deux rivières par rapport à celle du Fleuve

Rouge.

II.4.2. Paramètres contrôlant les valeurs de Kd

Nous avons pu mettre en évidence que les valeurs de Kd dans le bassin versant du

Fleuve Rouge varient temporellement, au moins d’un ordre de grandeur, plus modérément à

l’échelle spatiale, probablement sous l’influence de conditions environnementales. Nous

avons testé différents indicateurs, couramment cités dans la littérature (charge totale en

métaux, carbone organique, pce) pouvant expliquer ces variations (Benoit, 1995 ; Benoit et

al., 1998 ; Vesely et al., 2001 ; Fang et Liu, 2002 ; Tang et al., 2002 ; Audry et al., 2004).

II.4.2.a. Influence de la charge totale en métaux

La répartition entre la phase dissoute et la phase particulaire peut dépendre de la

concentration de l’élément concerné, si les processus de sorption de cet élément sur les

particules ne sont pas linéaires (Vesely et al., 2001). Nous avons mis en relation les valeurs de

Kd mesurées sur le Fleuve Rouge, à SonTay, en fonction de la concentration métallique totale

afin de voir s’il existe des corrélations (Figure 101). Il ressort qu’aucune dépendance

statistiquement significative entre le Kd et la concentration métallique totale n’a pu être mise

en évidence pour tous les éléments étudiés. Les Kd exprimés en logarithme (logKd) de

certains éléments comme Co, Cu, As et Zn restent relativement stables malgré l’augmentation

des concentrations totales. A titre d’exemple, le logKd de As est ~ 4.5 (de 4.2 à 4.6) avec pour

des concentrations totales variant entre 7.76 et 32.9 µg/l. Ces résultats suggèrent que la

répartition entre la phase dissoute et particulaire des ETM dans les eaux du Fleuve Rouge ne

dépend pas de la concentration totale en métaux.

234

3.5

4.5

5.5

6.5

0 20 40

log

Kd

Cr

As

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0 5 10 15 20

Ni

4.0

5.0

6.0

7.0

0 10 20 30 40 50

Cu Pb

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0 10 20 30 40 50

log

Kd

V

Zn

3.0

3.5

4.0

4.5

0.5 1.0 1.5

Concentration (µg/l)

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 0.3 0.5

Concentration (µg/l)

log

Kd

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

Sb

U

5.0

6.0

7.0

8.0

9.0

0 2 4 6 8

log

Kd

Th

Co

Cd Mo

Figure 101 : Relations entre log Kd et la concentration métallique totale (µg/l = la somme des

concentrations dissoute et particulaire pour un élément donné)

II.4.2.b. Influence de la Matière Organique

La matière organique dissoute est connue comme étant un des facteurs de contrôle de

la répartition des ETM entre phases dissoute et particulaire (e.g. Xu et al., 1995 ; Shafer et al.,

1999, Audry, 2003). Par exemple, Xu et al. (1995) ont montré que le Kd de Cu décroît avec

l’augmentation de la teneur des eaux en COD en raison de la compétition entre le COD (i.e.

235

des ligands organiques qui peuvent complexer très efficacement Cu) et les sites d’adsorption à

la surface des particules. Dans le système du Fleuve Rouge, les relations entre le Kd de

chaque élément et les concentrations en COD ont été établies (Figure 102). Les tendances

obtenues ne sont pas nettes. Néanmoins, on peut distinguer deux groupes d’éléments qui

montrent des variations de Kd différentes en fonction des concentrations en COD. Pour les

éléments V, Cr, As, Mo et Sb, les Kd sont relativement stables quelles que soient les

concentrations en COD. Pour les autres éléments (Cu, Co, Ni, Cd, Zn et U), les Kd tendent à

être plus forts avec des concentrations en COD élevées (Figure 102).

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

COD(mg/l)

Zn

Cr

4.5

5.0

5.5

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

Cu

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

Ni

Co

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

log

Kd

As

Sb

Mo

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

COD (mg/l)

log

Kd

Cd

U

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0

log

Kd Pb

V

Figure 102 : Relations entre les concentrations en COD et le log Kd

Par exemple, les logKd de Cu varient légèrement, entre 4.6 et 5.3 (i.e. Kd = 53 307-175 545

L/kg) pour les concentrations en COD de 0.7 à 9.7 mg/l; malgré un nuage de points, les

valeurs minimale et maximale sont, respectivement, observées pour la plus faible et la plus

forte concentration en COD (Figure 102). Si la quasi-totalité de Cu dissous est très vite

236

complexée par les ligands organiques dissous (représentés par la concentration en COD), peu

de Cu dissous reste disponible, expliquant alors que les valeurs de Kd de Cu soient plus

importantes avec l’augmentation des concentrations en COD (Figure 102).

Audry (2003) a observé, dans le système Lot-Garonne, une augmentation conjointe

des teneurs en carbone organique particulaire (COP ; exprimées en %) et des valeurs de Kd

pour Cu et Pb, concluant que le COP est une phase importante pour la dynamique de Cu et

Pb. Au niveau du Fleuve Rouge, les concentrations ne montrent pas de corrélation

statistiquement significative avec les différents Kd élémentaires (Figure 103). Ce résultat est

probablement lié au fait que le COP% est faible (0.8 à 3.1%) et réfractaire (cf. chapitre 4)

dans le bassin du Fleuve Rouge en raison de fortes turbidités à l’inverse du sytème Lot-

Garonne où les teneurs en COP% peuvent atteindre 30 %.

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

COP (%)

Zn

Cr

4.5

5.0

5.5

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

V

Cu

4.5

5.0

5.5

6.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

Ni

Co

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

log

Kd

As

Sb

Mo

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

COP (%)

log

Kd

Cd

U

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

log

Kd

Pb

Figure 103 : Relations entre les teneurs en COP% et les valeurs de log Kd pour les ETM à SonTay.

237

II.4.2.c. Effet de la concentration en particules (pce)

Lorsque les valeurs de LogKd sont reportées en fonction des concentrations en MES

pour le Fleuve Rouge à SonTay, 3 groupes d’éléments avec des comportements différents

peuvent être observés.

- le premier groupe (As, Mo et Sb) montre une relation négative entre les Kd et les

concentrations en MES, mettant en évidence un pce. Un PCE net est observé pour As et Mo

(R >0.5 ; Figure 104). Ce pce est généralement expliqué soit par une augmentation du dissous

attribuée à la présence de colloïdes, soit par une diminution du particulaire (e.g. Honeyman et

Santschi, 1988; Benoit et al., 1994; Benoit et Rozan, 1999; Tang et al., 2002). Dans notre

étude, la diminution du Kd résulte essentiellement de celle des concentrations particulaires

de ces ETM avec l’augmentation des concentrations en MES, probablement en raison de

l’apport de matériel plus grossier et/ou moins chargé. Cette diminution n’est pas compensée

par celle des concentrations en dissous également observée avec les MES (dissous et

particulaires étant corrélés négativement avec les MES ; Tableau 25) et engendre une baisse

des Kd. En effet, dans le cas de As, les concentrations en As particulaire diminuent d’un

facteur 5 (de 127 mg/kg à 26 mg/kg) avec l’augmentation des MES, alors que les

concentrations dissoutes ne baissent que d’un facteur 2 (de 4 µg/l à 2 µg/l). Cette diminution

du Kd a également été observée dans des systèmes européens comme le Lot et la Garonne

(Audry, 2003 ; Coynel, 2005) et résulte essentiellement, dans ce cas, de la forte augmentation

des concentrations dissoutes liée à des changements de sources (e.g. Coynel, 2005).

- le deuxième groupe (V, Cu et Pb) montre des valeurs Kd relativement stables quelle

que soit la concentration en MES (Figure 104), suggérant que les variations dans les ETM

particulaires sont compensées par celles dans la phase dissoute, i.e. augmentation conjointe

entre phase particulaire et dissoute et augmentation des MES.

- le dernier groupe (Cr, Co, Ni, Cd, Zn et U) est caractérisé par des valeurs de Kd qui

montre une relation positive avec les concentrations en MES (Figure 104). Cette corrélation

positive signifie un transport privilégié de ces ETM dans la phase particulaire. Par exemple,

pour Cr, les concentrations particulaires s’élèvent de 54 à 120 mg/kg avec l’augmentation des

MES alors que les concentrations dissoutes ne sont pas reliées avec l’augmentation des MES.

De telles augmentations du Kd avec les concentrations en MES ont été observées dans

d’autres rivières mondiales comme le Nsimi (Cameroun, Dupré et al., 1999), le Magela Creek

(Australie, Hart et al., 1993), le système Lot-Garonne (France, Audry, 2003 ; Coynel, 2005).

238

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

log MES (mg/l)

Zn

Cr

4.5

5.0

5.5

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

V

Cu

4.5

5.0

5.5

6.0

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

Ni

Co

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

log

Kd

As

Sb

Mo

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

log MES (mg/l)

log

Kd

Cd

U

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

1.5 1.7 1.9 2.1 2.3 2.5 2.7

log

Kd

Pb

Figure 104 : Coefficient de répartition Kd en fonction de la concentration en MES pour différents

métaux du Fleuve Rouge à SonTay

II.4.3. Synthèse sur la répartition particulaire / dissous

L’étude de la répartition entre phases dissoute et particulaire a démontré que, dans le

système fluvial du Fleuve Rouge, la phase particulaire était dominante pour la plupart des

ETM (excepté Mo). La répartition phase particulaire et phase dissoute, illustrée par le

coefficient de partition Kd, a été définie pour chaque ETM. Les plus fortes valeurs de Kd ont

été trouvées pour les éléments lithophiles (e.g. Th, Pb); à l’opposé, les plus faibles valeurs de

Kd ont été observées pour Mo et U, considérés comme des éléments plus mobiles (Mo et U),

où l’équilibre dynamique est plus déplacé vers la phase dissoute. A l’échelle temporelle, les

valeurs de Kd varient, pour certains éléments, de plus d’un ordre de grandeur. L’analyse des

corrélations entre les Kd élémentaires et les concentrations en carbone organique (dissous et

239

particulaire) n’a pas montré d’influence significative du carbone organique sur les variations

temporelles dans la répartition des ETM entre la phase dissoute et particulaire. De même,

aucun effet significatif n’a été mis en évidence entre ces variations de Kd et la charge totale

en métaux. Seul un effet de la concentration en particulaire (pce) sur les coefficients de

partage a pu être observé pour As, Mo, Sb, suite à la diminution des concentrations

particulaires. Pour les autres éléments, la variation des Kd reste encore mal expliquée.

L’analyse d’autres paramètres comme le pH (qui est généralement un paramètre clef

contrôlant la répartition des éléments dans les eaux fluviales) sera nécessaire, lors de futures

campagnes, pour comprendre la répartition entre la phase dissoute et particulaire des ETM

dans le système du Fleuve Rouge.

240

III. Distribution spatiale des concentrations en ETM sur la partie vietnamienne du bassin versant

La seconde partie de ce chapitre a pour objectif de présenter les résultats obtenus au

cours de deux campagnes menées sur l’ensemble du bassin versant vietnamien lors de

conditions hydrologiques contrastées (n=40 sites ; Figure 105). Le travail effectué sur les

métaux vient compléter celui présenté dans le chapitre précédent (Transfert de carbone dans le

bassin du Fleuve Rouge) et s’appuie sur les résultats obtenus quant à la distribution spatiale

des teneurs en carbone organique et inorganique. Ces travaux visent à élaborer des

cartographies métalliques permettant de localiser d’éventuelles anomalies géochimiques et

d’élaborer des stratégies d’échantillonnage dans le cadre de futures campagnes de terrain.

Figure 105 : Localisation des sites de prélèvement

241

III.1. Conditions hydrologiques et physico-chimiques lors

des deux campagnes

Les deux campagnes ont été réalisées lors de conditions hydrologiques contrastées,

l’une en basses eaux, notée BE, en mars-avril 2008 et l’autre en hautes eaux, notée HE, en

septembre-octobre 2008. Les différents sites échantillonnés ne bénéficiant pas de mesures de

débits (sauf les 5 sites correspondant au réseau d’observation), nous avons reporté les

périodes des deux campagnes sur deux hydrogrammes représentant les conditions

hydrologiques en amont du Fleuve Rouge (LaoCai) et en aval (Sontay ; Figure 106). La

mission BE s’est déroulée pour des débits compris entre 127 et 305 m3/s en amont et entre

805 et 2000 m3/s en aval. La mission HE s’est déroulée pour des débits compris entre 382 et

1600 m3/s en amont et entre 2960 et 9900 m3/s en aval (Figure 106).

0

2000

4000

6000

janv.-

08

févr.

-08

mars

-08

avr.

-08

mai-08

juin

-08

juil.

-08

août-

08

sept.

-08

oct.

-08

nov.-

08

déc.-

08

Dé

bit

(m

3/s

)

0

5000

10000

15000

janv.-

08

févr.

-08

mars

-08

avr.

-08

mai-08

juin

-08

juil.

-08

août-

08

sept.

-08

oct.

-08

nov.-

08

déc.-

08

Dé

bit

(m

3/s

)

LaoCai

SonTay

BE

BE

HE

HE

Figure 106 : Positionnement des campagnes sur les hydrogrammes à LaoCai et à SonTay en 2008.

Le pH a varié entre 6.65 et 8.86 en BE et entre 7.3 et 9.4 en HE, ce qui montre que les

eaux du Fleuve Rouge sont relativement alcalines. La conductivité varie fortement à l’échelle

spatiale avec des valeurs allant de 26 à 442 µS/cm en BE et de 19 à 377 µS/cm en HE ; les

conductivités minimales ont été observées sur le site 27 (i.e. en amont d’un affluent du Lo) et

les maximales sur le site 9 (affluent du Da). Les conductivités en BE sont relativement plus

fortes que celles en HE, suggérant une dilution par des eaux moins chargées en HE.

242

III.2. Eléments majeurs et altération

Les éléments majeurs particulaires proviennent, naturellement, de l’altération

mécanique des roches primaires et des sols mais également de sources anthropiques. En

raison des fortes variations spatiales en ETM observées au niveau du bassin du Fleuve Rouge,

il nous est apparu important de caractériser la nature des particules. Or, la composition en

éléments majeurs est le reflet de l’altération ayant présidé à la formation des particules. Des

analyses en éléments majeurs ont été effectuées par le Service d’Analyse des Roches et

Minéraux du CRPG de Nancy. Nous n’avons pu définir les teneurs en éléments majeurs sur

l’ensemble des particules collectées en raison de la quantité de matériel nécessaire pour ces

analyses (>1g) ; les données présentées dans le Tableau 26 ne concernent que 25 laisses de

crue collectées en HE en des sites stratégiques du bassin vietnamien du Fleuve Rouge.

Tableau 26 : Concentrations en éléments majeurs sur 25 échantillons de laisses de crue collectés en

HE et indices élémentaires d’altération (αMg et αCa – CIA=Chemical Index of alteration) ; (* : en

amont de PhuTho ; UCC :Taylor et McLennan, 1985)

Sites SiO2 Al2O3 Fe2O3 MnO MgO CaO Na2O K2O TiO2 P2O5 PF ααααMg ααααCa CIA

LC 49.79 12.98 10.93 0.27 3.10 7.90 1.36 2.21 1.56 0.37 8.67 0.6 1.7 53

amt PT* 55.34 17.50 7.78 0.15 1.93 2.84 1.08 2.61 1.11 0.25 9.70 1.3 3.3 73

Da 62.55 15.11 7.38 0.16 1.75 1.19 0.62 2.77 1.10 0.20 7.82 1.3 7.8 77

Lo 51.50 20.92 8.40 0.15 1.64 1.72 0.41 3.08 1.00 0.20 11.79 1.9 4.9 80

PT 57.48 16.01 8.03 0.16 2.03 2.75 1.11 2.63 1.18 0.26 8.64 1.1 3.6 71

ST 57.53 16.30 7.91 0.16 1.98 2.48 0.92 2.62 1.08 0.23 8.88 1.2 3.6 73

8 60.08 16.43 7.87 0.13 2.01 1.25 0.69 3.08 1.08 0.19 6.95 1.2 7.3 77

10 62.29 16.53 7.34 0.16 0.97 0.56 0.54 3.04 1.11 0.18 7.93 2.5 16.7 80

11 69.27 12.71 6.38 0.11 1.03 1.01 0.40 2.28 1.40 0.16 5.95 1.8 11.6 78

12 64.09 14.75 6.74 0.11 1.84 1.10 0.71 2.77 0.97 0.17 6.42 1.2 7.4 76

13 66.72 14.06 5.74 0.10 1.48 0.96 0.60 2.69 0.85 0.15 6.26 1.4 7.4 77

14 58.61 14.87 7.95 0.16 2.84 2.64 0.93 2.69 1.13 0.24 7.61 0.8 3.6 70

17 55.44 14.87 8.80 0.23 3.51 3.74 0.91 2.52 1.16 0.25 9.42 0.6 2.6 67

20 52.12 22.60 7.55 0.14 1.28 0.77 0.60 3.03 0.91 0.13 11.72 2.6 9.9 84

21 59.79 15.68 6.30 0.11 1.71 2.94 0.81 3.44 1.02 0.20 7.55 1.3 2.9 69

23 67.94 13.73 6.02 0.10 1.02 0.75 0.19 2.68 0.84 0.15 7.26 1.9 9.5 79

24 62.32 15.85 7.11 0.27 1.11 0.82 0.12 2.58 0.74 0.18 9.16 2.1 7.6 82

25 55.07 17.07 7.67 0.17 1.73 3.06 0.54 2.98 1.03 0.19 10.35 1.4 2.8 72

26 57.91 15.63 7.42 0.15 1.77 3.59 0.73 2.72 1.05 0.18 9.00 1.3 2.4 69

27 49.43 23.93 7.08 0.12 0.90 0.74 1.02 3.35 1.22 0.31 11.93 3.8 13.7 82

29 64.04 13.68 7.26 0.15 1.77 1.33 0.44 3.34 0.94 0.11 6.39 1.1 5.9 73

30 62.61 14.18 8.82 0.17 2.13 1.76 0.50 2.50 1.15 0.14 6.42 1.0 5.5 75

33 58.83 14.61 6.48 0.21 1.31 3.51 0.23 2.88 0.88 0.18 10.19 1.6 2.1 69

34 65.45 14.41 6.28 0.13 1.47 1.15 0.26 2.85 0.85 0.17 7.44 1.4 6.2 77

38 61.51 14.75 8.30 0.13 1.53 1.47 0.41 2.37 1.20 0.21 7.71 1.4 6.8 78

UCC 65.89 15.17 4.49 0.07 2.20 4.19 3.89 3.39 0.50 0.2 -

La normalisation des teneurs en éléments majeurs vis-à-vis des abondances de la croûte

superficielle (UCC ; Taylor et McLennan, 1985) permettent d’identifier des anomalies

négatives, observées pour les éléments alcalins et alcalino-terreux les plus solubles, i.e. les

243

éléments les plus facilement mobilisés durant l’altération des silicates (Figure 107). Les

anomalies positives sont observées sur tous les sites pour MnO, Fe2O3 et TiO2, et

ponctuellement pour P2O5, MgO et CaO à LaoCai ; Figure 107). Les rapports pour Al2O3 sont

proches de 1. L’enrichissement relatif en Mn, Fe et Ti serait attribué à la soustraction des

éléments les plus solubles lors de l’altération des roches, ce qui a pour effet de concentrer, de

manière relative, les éléments moins solubles. Ces valeurs sont comparables à celles obtenues

sur le système du Gange/Brahmapoutre (Garzanti et al., sous presse) et témoignent d’un

lessivage important lié à la mousson.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

4.5

LC

am

Da

Lo

PT

ST 8

10

11

12

13

14

17

20

21

23

24

25

26

27

29

30

33

34

38

Sites

Co

ncen

tratio

n F

. R

ou

ge / U

CC

SiO2

Al2O3

Fe2O3

MnO

MgO

CaO

Na2O

K2O

TiO2

P2O5

+

-

Figure 107 : Normalisation des teneurs en éléments majeurs mesurées sur des laisses de crue

(<63µm) prélevées en différents sites du bassin du Fleuve Rouge par rapport à l’abondance dans

l’UCC (composition UCC ; Taylor et McLennan, 1985).

La composition géochimique des laisses de crue peut permettre de caractériser les

conditions d’altération affectant le bassin du Fleuve Rouge à partir du calcul des indices

d’altération tels que le CIA (Chemical Index of Alteration) ou les indices d’altération de Mg

(αMg) et Ca (αCa ; Tableau 26). Pour l’indice CIA, nous avons procédé au calcul suivant :

CIA = (Al2O3 / [Al2O3 + K2O + Na2O + CaO]) × 100

Les valeurs de CIA sont comprises entre 53% pour LaoCai et 84% pour le site 20 avec

une moyenne de ~74% (Tableau 26). Cette dernière valeur est proche de la valeur mesurée à

l’exutoire du bassin du Fleuve Rouge (CIA=73 % ; site de SonTay – ST ; Tableau 26). Le

CIA obtenu dans cette étude est analogue à celui déterminé par Borges et Hugh (2007) sur le

Brahmapoutre (CIA=73%) et est supérieur à celui précédemment publié pour le Fleuve Rouge

(CIA=66 %) par Moon et al. (2007).

244

Pour les deux indices d’altération de Mg et Ca, les concentrations des laisses de crue ont

été comparées aux concentrations d’un éléments « immobile » dont la compatibilité

magmatique est proche de l’élément mobile considéré (Gaillardet et al., 1999 ; Audry et al.,

2003). Les indices d’altération ont été définis selon les équations ci-dessous, d’après

(Gaillardet et al., 1999 ; Tableau 26) :

αMg = [Al / Mg]laisse / [Al / Mg]UCC

αCa = [Ti / Ca]laisse / [Ti / Ca]UCC

Les valeurs supérieures à 1 signifient un appauvrissement par rapport à l’UCC, comme

observé pour Ca. Nous pouvons noter de fortes variations spatiales dans les valeurs de αCa

(de 1,7 à 16,7) ; les plus fortes valeurs tendent à indiquer que les eaux fluviales de certains

sous-bassins sont sous-saturées par rapport à la calcite ; les phases carbonatées sont peu

représentées dans les laisses de crue provenant de ces sous-bassins. Le site de LaoCai montre

de plus faibles valeurs en αCa; ce résultat est cohérent avec le fait que la vallée du Fleuve

Rouge, dans la partie chinoise, est entourée par des plateaux karstiques du Yunnan. Les

valeurs en αMg sont plus faibles que celles en αCa avec une moyenne de 1.5 et une gamme

comprise entre 0.6 pour LaoCai et 3.8 pour le site 27. Ces résultats témoignent d’un plus

faible appauvrissement, voire dans certains cas, d’un enrichissement pour les valeurs

inférieures à 1 (comme à LaoCai). Les enrichissements observés en certains sites suggèrent

que des phases magnésiennes peuvent participer au transport des ETM, contrairement à ce

qu’Audry (2003) a pu mettre en évidence pour la Garonne. En décembre 2010, lors d’un

séjour à Tours à l’UMR ISTO, j’ai effectué des analyses minéralogiques sur certains

sédiments du Fleuve Rouge, en collaboration avec Cécile Grosbois. Les résultats sont en

cours ; néanmoins, nous avons pu mettre en évidence que les oxyhydroxydes de fer (Figure

108) représentent le type de porteur le plus abondant, quel que soit l’élément trace considéré.

Figure 108 : Photographies d’oxyhydroxydes de fer dans le Fleuve Rouge (® C. Grosbois)

245

III.2.1. Variabilité spatiale des teneurs en métaux

Pour chaque campagne, nous avons défini la distribution statistique des concentrations

en ETM dissous et particulaires permettant d’évaluer l’hétérogénéité spatiale de la qualité des

eaux et des MES pour la partie vietnamienne du Fleuve Rouge (i.e. la moitié du bassin

versant ; Figure 109 ; Figure 110 ; Tableau 27). Les concentrations en ETM dissous et

particulaires (dans les MES et dans la fraction inférieure à 63 µm) montrent, suivant les

éléments, de fortes variabilités spatiales comme l’attestent les coefficients de variations

(moyenne / écart-type ; CV%, Tableau 27). En effet, les coefficients varient entre 44% et

209% en BE et entre 31% et 237% en HE pour les ETM dissous, entre 71% et 261% en BE et

entre 34% et 169% pour les ETM particulaires dans les MES et entre 27% et 200% en BE et

entre 20 et 179% en HE pour les métaux dans la fraction <63µm des laisses de crues. Ci-

dessous, nous précisons les séquences des éléments concernant leur coefficient de variation :

- Pour les ETM dissous : Co<V<Mo=U<Cu<Cd<Sb<Zn<Pb<As<Cr<Ni en BE et

Co<Ni<Cr<V<Cu<Mo<Zn<U<Cd<As<Sb<Pb en HE; il est à noter que Th dissous n’est pas

inclus dans ces séquences en raison du nombre important d’échantillons dont les

concentrations sont inférieures à la limite de détection.

- Pour les ETM particulaires dans les MES : Mo<Th<Sb<V<Co<U<Ni<Cr=

Zn<As<Cd<Cu<Pb en BE et Co<V<Cr<U<Ni<Th<Mo<Zn<Cd<Sb<As<Pb<Cu en HE ;

- Pour les ETM particulaires dans les laisses de crue : V<Co<Th<U<Cr<Mo<Zn<

Cd<Ni<As<Sb<Cu<Pb en BE et Co<V<Ni<Th<Cr<Mo<U<Zn<Cd<Cu<Sb<As<Pb en HE.

Il ressort de ces séquences que, quelles que soient la phase et les conditions

hydrologiques (BE ou HE), les éléments comme V, Co, Mo, Th, U et Cr (excepté en

phase dissoute en BE) présentent des variations spatiales modérées à l’inverse des

éléments comme Cu, As, Zn, Cd, Sb et Pb. Cette observation est cohérente avec le suivi

réalisé sur les 5 sites d’observations et sera plus finement analysée à partir des cartographies.

Les gammes de concentrations mesurées sur l’ensemble du bassin peuvent être

comparées à celles obtenues au niveau des 5 stations d’observation durant les années 2008-

2009 (Tableau 27 ; Figure 109 ; Figure 110). Les résultats obtenus lors des campagnes

spatiales présentent des gammes comparables à celles observées durant le suivi pour tous les

éléments dissous, exceptés pour V et Mo, et pour quelques valeurs extrêmes mesurées lors des

campagnes (e.g. Cr et Zn dissous en BE ; Sb dissous en HE ; Figure 109 ). De telles

anomalies suggèrent des sources ponctuelles, probablement localisées sur de petits bassins et

ayant un faible impact (du fait de dilution) au niveau des 5 sites d’observation.

246

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

BE HE Suivi

0.0

1.5

3.0

4.5

BE HE Suivi

0.00

0.10

0.20

0.30

BE HE Suivi

Co

0

5

10

15

20

25

BE HE Suivi

Ni

0.0

2.0

4.0

6.0

BE HE Suivi

Cu

0

15

30

45

BE HE Suivi

Zn

0

5

10

15

20

25

BE HE Suivi

As

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

1.4

BE HE Suivi

Mo

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

BE HE Suivi

Cd

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

BE HE Suivi

Sb

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

BE HE Suivi

Pb

0.0

1.0

2.0

3.0

BE HE Suivi

U

V CrC

on

ce

ntr

ati

on

(µ

g/l)

Max

Min

Q3

Q1

Moyenne

Médiane

Figure 109 : Distributions statistiques des concentrations en ETM dissous durant les 2 campagnes ;

comparaison avec celles obtenues lors du suivi (toutes stations confondues) en 2008 et 2009.

Pour la phase particulaire, nous pouvons distinguer deux tendances (Figure 110) :

- les concentrations en HE sont comparables avec les résultats acquis lors du suivi sur

les 5 sites pour les éléments V, Cr, Co, Ni, Th et U. De plus, les résultats en HE et lors du

suivi pour ces mêmes éléments sont supérieurs aux teneurs en BE, sauf pour deux valeurs

extrêmes où Cr et Ni particulaire sont supérieurs en BE.

- les éléments Cu, Zn, As, Cd, Sb, Pb et Mo peuvent être classées selon un ordre

croissant de concentration : BE < HE < Suivi suggérant que les deux campagnes réalisées lors

247

de situations hydrologiques contrastées ne représentent pas, pour ces éléments, les « pires »

conditions de qualité des eaux.

0

100

200

300

BE HE Suivi

V

Co

nc

en

tra

tio

n (

mg

/kg

)

Max

Min

Q3

Q1

Moyenne

Médiane

0

100

200

300

BE HE Suivi

Cr

0

10

20

30

40

BE HE Suivi

Co

0

50

100

150

200

250

BE HE Suivi

Ni

0

300

600

900

1200

BE HE Suivi

Cu

0

300

600

900

1200

BE HE Suivi

Zn

0

175

350

525

700

BE HE Suivi

As

0

2

4

6

8

BE HE Suivi

Mo

0

2

4

6

8

BE HE Suivi

Cd

0

10

20

30

40

50

BE HE Suivi

Sb

0

350

700

1050

1400

BE HE Suivi

Pb

0

7

14

21

28

35

BE HE Suivi

Th

0

3

6

9

12

BE HE Suivi

U

Figure 110 : Distributions statistiques des concentrations en ETM particulaires durant les deux

campagnes ; comparaison avec celles obtenues lors du suivi (toutes stations confondues) en 2008 et

2009.

248

Tableau 27 : Synthèse des concentrations de 13 ETM déterminées lors des deux campagnes en basses

eaux (BE) et en hautes eaux (HE) et comparaison avec le suivi des 5 sites permanents en 2008-2009

(« Suivi ») ; CV% = moyenne / écart-type ; Sed = laisses de crue inférieures à 63 µm.

V

Cr

Co

N

i C

u

Zn

As

M

oC

d

Sb

Pb

U

T

h

Dis

so

us (

µg

/l)

BE

0.2

5-2

.32

0.0

9-0

.84

0.0

3-0

.14

0.0

9-0

.94

0.1

8-2

.32

0.3

1-6

.92

0.0

8-1

4.1

0.0

5-1

.15

0.0

01-0

.035

0.0

4-3

.32

0.0

2-2

.17

0.0

3-2

.40

0.0

02-0

.03

CV

%57%

166%

44%

209%

78%

137%

139%

59%

79%

90%

138%

59%

-

HE

0.1

7-1

.96

0.0

8-3

.94

0.0

4-0

.27

0.1

6-2

4.4

0.3

3-5

.49

0.7

9-4

0.9

0.1

1-2

0.4

0.1

0-1

.22

0.0

02-0

.462

0.0

5-1

.95

0.0

12-3

.57

0.0

3-0

.91

0.0

02-0

.01

CV

%54%

44%

31%

35%

74%

88%

111%

77%

107%

124%

237%

102%

-

Su

ivi

0.6

6-2

.14

0.0

72-0

.58

0.0

4-0

.12

0.2

5-2

.56

0.4

9-5

.45

0.0

6-1

6.9

1.2

2-9

.84

0.1

8-1

.29

0.0

01-0

.07

0.2

2-1

.28

0.0

29-1

.14

0.0

97-1

.03

0.0

02-0

.02

CV

%23%

49%

27%

61%

56%

119%

49%

43%

95%

41%

91%

43%

-

ME

S (

mg

/kg

)

BE

3.3

-143

2.5

3-2

46

0.7

4-2

84.4

3-2

29

4.1

0-1

008

8.5

0-9

69

0.7

1-5

10

0.4

1-6

.51

0.0

5-6

.51

0.9

0-3

6.1

2.5

-1245

0.6

3-1

0.5

0.3

0-2

9.1

CV

%100%

143%

108%

133%

200%

143%

184%

71%

185%

95%

261%

114%

86%

HE

23.9

-193

12.2

-117

3.6

6-2

2.5

9.9

-85.5

13.0

-830

63.3

-902

2.4

6-6

12

0.5

7-5

4.0

0.1

7-6

.22

0.4

9-4

6.5

10.4

-825

1.1

8-1

0.8

0.4

9-3

0.5

CV

%37%

41%

34%

47%

169%

84%

132%

64%

122%

127%

151%

45%

57%

Su

ivi

19.1

-259

10.0

-124

2.2

3-3

6.8

8.9

0-1

19

15.1

-1043

43.1

-969

12.5

-612

0.3

7-7

.20

0.1

2-7

.44

1.2

0-3

6.1

11.9

-1241

1.4

5-1

0.8

2.1

2-3

0.5

CV

%33%

29%

37%

42%

106%

78%

109%

56%

105%

87%

121%

33%

35%

Se

d. (m

g/k

g)

BE

81-2

18

37.8

-294

10.7

-43.0

27.1

-524

23.2

-1221

87.1

-1295

5.8

-703

0.5

7-8

.99

0.2

5-6

.57

1.1

6-7

6.7

18.3

-2141

2.0

8-1

2.0

9.9

-41.0

CV

%27%

61%

36%

131%

162%

117%

151%

94%

124%

153%

200%

56%

37%

HE

61.9

-169

47.2

-247

10.0

-24.8

21.7

-113

28.7

-589

73.2

-885

6.7

0-1

244

0.5

0-5

.10

0.2

3-5

.50

0.5

0-4

4.8

17.9

-1733

2.4

0-2

5.2

12.4

-67.4

CV

%21%

45%

20%

43%

116%

90%

162%

63%

112%

142%

179%

75%

43%

249

III.3. Spatialisation de la contamination métallique en ETM

Nous avons intégré les résultats obtenus dans un Système d’Informations

Géographiques (SIG) sous Mapinfo® pour établir des cartographies de distribution spatiale

des concentrations pour chaque élément, correspondant aux deux périodes hydrologiques, et

localiser d’éventuelles anomalies. Chaque site de prélèvement correspond à un exutoire à

partir duquel nous avons défini les limites du sous-bassin versant correspondant, et ce, en se

basant sur les données topographiques et hydrologiques, également intégrées dans le SIG (cf.

chapitre 2). Il est à noter que, pour les sous-bassins transfrontaliers, nous n’avons pu définir

les limites amont, expliquant les formes « en pointe » au niveau de la frontière chinoise. Les

concentrations mesurées ont été divisées en 5 classes distinctes en utilisant les moyennes

mondiales pour chaque élément (Bn, Viers et al., 2009) comme références et des facteurs

multiplicatifs : < Bn ; 1-2 Bn, 2-5 Bn, 5-10 Bn et >10 Bn. Les concentrations ont été

extrapolées aux sous-bassins afin d’identifier ceux pouvant présenter des risques (Figure 112).

III.3.1. Analyses de la distribution des ETM dissous

Dans un premier temps, nous avons analysé les relations entre les éléments dissous

(Tableau 28). Il s’est avéré, qu’en raison d’anomalies ponctuelles en certains éléments, les

coefficients de régression déterminés sont relativement faibles. Certaines relations inter-

éléments ont pu être mises en évidence et illustrées dans la Figure 111, comme entre Ni-Cr,

Pb-Zn ou U-Sb. Ainsi, apparaît-il nécessaire de réaliser des cartographies pour chaque

élément.

Tableau 28 : Tableau de corrélation entre les éléments dissous.

V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U pH Cond COD CID

V 1 -0.01 0.13 -0.14 0.30 0.08 -0.01 0.73 -0.04 0.40 0.17 0.40 0.27 0.08 0.18 0.01

Cr 1 0.17 0.75 -0.09 -0.01 -0.16 -0.02 -0.04 -0.07 0.00 -0.03 0.03 0.18 -0.12 0.06

Co 1 0.17 0.19 0.31 -0.05 0.10 0.28 -0.02 0.43 0.10 -0.24 0.55 -0.08 0.50

Ni 1 -0.001 0.08 -0.11 -0.10 0.11 -0.12 0.10 -0.09 0.00 0.25 -0.19 0.09

Cu 1 0.48 0.25 0.49 0.50 0.10 0.38 0.26 -0.18 0.22 0.02 0.02

Zn 1 -0.002 0.08 0.37 -0.12 0.64 -0.12 -0.11 0.09 -0.18 0.07

As 1 0.19 0.35 0.11 0.04 0.51 -0.03 0.20 0.05 -0.05

Mo 1 0.18 0.36 0.19 0.38 0.11 0.14 0.10 -0.08

Cd 1 -0.02 0.49 0.04 -0.15 0.29 -0.29 0.03

Sb 1 -0.12 0.59 0.24 0.17 0.02 0.09

Pb 1 -0.15 -0.07 0.19 -0.26 0.11

U 1 0.06 0.30 0.11 0.17

pH 1 0.18 0.08 0.20

Cond 1 -0.15 0.78

COD 1 -0.29

CID 1

250

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

0 3 6 9 12 15

Zn (µg/l)

Pb

(µ

g/l

)

0.0

2.0

4.0

6.0

0.00 0.05 0.10

Cd (µg/l)

Cu

(µ

g/l

)

0

1

2

3

0 0 1 1 1

Cr (µg/l)

Ni

(µg

/l)

4 valeurs extrêmes

ont été enlevées pour

ce graphique

0.0

1.0

2.0

3.0

0.0 0.5 1.0 1.5

U (µg/l)

Sb

(µ

g/l

)

0

6

12

18

24

0.0 0.5 1.0 1.5

U (µg/l)

As

(µ

g/l

)

Basses Eaux Hautes Eaux

0.0

0.5

1.0

1.5

0 1 2 3

V (µg/l)

Mo

(µ

g/l

)

1 valeur extrême en Zn

(41 µg/l) a été enlevée

pour ce graphique

1 valeur extrême en U et Sb

(2,40 µg/l et 3,30 µg/l) a été

enlevée pour ce graphique

1 valeur extrême en U

(2,40 µg/l) a été enlevée

pour ce graphique

Figure 111 : Relations inter-éléments dissous lors des deux campagnes.

Les concentrations dissoutes en As et Sb présentent de fortes anomalies (>5 Bn ;

Figure 112) qui sont visibles en HE et BE et en différents sites sur le bassin ; on note,

cependant que les plus fortes anomalies pour ces deux éléments sont observées à l’amont du

bassin versant du Fleuve Rouge et qu’elles diminuent vers l’aval. Le plomb et Zn présentent

de plus fortes anomalies en BE qu’en HE. Les concentrations en V, Cr, Co ou Cu sont

comparables aux teneurs des rivières mondiales (i.e. Bn) dans tout le bassin vietnamien du

Fleuve Rouge, quelles que soient les conditions hydrologiques, excepté pour Cr en un site à

l’amont du Lo (site 30). Ni et Cd montrent des anomalies en BE en amont de la rivière Da et

en amont de la rivière Lo pour Cd (au niveau du même site que pour Cr, i.e. site 30). A

l’inverse, des anomalies en U sont observées en HE en amont du Fleuve Rouge et sur le Lo.

251

Figure 112 : Cartographies des concentrations en ETM dissous du bassin versant du Fleuve Rouge au

Vietnam lors des deux campagnes. Bn = moyenne mondiale (Viers et al., 2009).

Pour chaque élément, les concentrations en BE ont été reportées en fonction de celles

en HE ; le site correspondant à SonTay est représenté par un figuré différent (triangle jaune ;

Figure 113). Suivant les éléments et les sites, plusieurs comportements peuvent être observés.

Un ensemble de sites s’aligne sur la droite 1:1 témoignant d’une faible variabilité temporelle

dans la composition des eaux entre les deux campagnes. D’autres éléments s’écartent de cette

252

droite 1:1 et montrent des concentrations plus faibles durant les hautes eaux ; un tel

phénomène est souvent observé et attribué à des phénomènes de dilution lors de forts débits

par des eaux de rivières et/ou des eaux de pluie moins concentrées en ETM dissous (e.g.

Pettine et al., 1997 ; Elbaz-Poulichet et al., 2006 ; Masson et al., 2007). A l’inverse, d’autres

éléments et/ou sites montrent des phénomènes opposés avec des concentrations plus élevées

en HE qui pourraient être attribuées au lessivage de zones contaminées (sources ponctuelles)

durant les épisodes pluvieux, comme observé sur d’autres systèmes (Coynel, 2005).

3938

37

36

34

33

32

31

3029 28

27

26

25

2423

2221

20

19

18

17

16

15

14

13

12

11

10

9

8

7

6

5

4

2

1

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

V

ST39383736

30

29

26

19

18

17

14

6

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

Cr

Basses E

au

x (

µg

/l)

Hautes Eaux (µg/l)

ST

3938

373634

33

32

31

30

2928

27

2625

2423

2221201918

17

1614

13

1211

9

65

4 2

1

0.0

0.1

0.2

0.3

0.0 0.1 0.2 0.3

Co

1245678

9

101112

13

141516171819202122232425262728

29

30

3132333436373839

0

5

10

15

20

25

0.0 5.0 10.0 15.0 20.0 25.0

Ni

39

38

373634

33323130

29

28

27

26

252422

20

19

18

17

16

15

13

12

11

10

9

8

7

6

5

4

2

1

0.0

2.0

4.0

6.0

0.0 2.0 4.0 6.0

Cu 12

4

567

8

9

101112131415

16

17

18192021222324

252627

282930313233

343637

38

39

ST0

10

20

30

40

50

0 10 20 30 40 50

Zn

1

2

4

5

678910

11

1213

1415

16

1718

1920

21

22

23

24

25

26

27

28

29303132333436 3738390

6

12

18

24

0 6 12 18 24

As

3938 37

363433

3231

3029

28

27

26252423

2221

2019

18

17

16

15

14

1312

11 10

98

7

65

4

2

1

0.0

0.5

1.0

1.5

0.0 0.5 1.0 1.5

Mo

1

2

4

5

6

7

8

9

10

11

1213

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

252627

28

29

30

31

32

33

34

3637

38

39

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.00 0.02 0.04 0.06 0.08 0.10

Cd

ST39

38

37

36

34

33

32

31

3029

28

27

262524

23222120

1918

17

16

151413

12

11

109876 5

4 21

0.0

0.7

1.4

2.1

2.8

3.5

0.00 0.70 1.40 2.10 2.80 3.50

Sb

1

2

4

5

67

8

9

101112

13

1415

16

17

18

19202122

23

24

252627

2829

30313233343637

38

39

ST0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0

Pb

ST

3938

373634

3332

313029

28

27

26

252423

22 21

20

1918

1716

15

14

1312

11

10

9876 5

42

1

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

U

1:1


Figure 113 : Comparaison des concentrations en ETM dissous lors des deux campagnes basses eaux

et hautes eaux.

253

III.3.2. Analyses de la distribution des ETM dans les MES

Contrairement aux ETM dissous, les ETM particulaires montrent, pour certains

éléments, des variations spatiales identiques, comme l’attestent les régressions mises en

évidence (Tableau 29 ; Figure 114). Les éléments lithophiles, V, Cr, Th et Ni sont

positivement corrélés entre eux et négativement avec le COP% : lors des forts débits, les

teneurs en COP% diminuent suite à l’apport important de matériel détritique, riche en

éléments lithophiles. Les éléments Cu, Cd, Zn, As, Mo et Pb sont fortement corrélés entre

eux et modérément avec Co.

Tableau 29 : Tableau de corrélation entre les éléments particulaires dans les MES V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb Th U POC(%) PIC(%) SPM

V 1 0.75 0.95 0.52 0.47 0.49 0.45 0.40 0.44 0.45 0.46 0.73 0.47 -0.67 0.14 0.52

Cr 1 0.85 0.86 0.32 0.30 0.26 0.28 0.26 0.20 0.33 0.52 0.33 -0.56 0.06 0.27

Co 1 0.68 0.62 0.59 0.55 0.52 0.56 0.44 0.60 0.68 0.48 -0.66 0.05 0.39

Ni 1 0.42 0.29 0.27 0.36 0.29 0.22 0.42 0.26 0.17 -0.39 -0.01 0.19

Cu 1 0.82 0.85 0.83 0.85 0.62 0.94 0.30 0.33 -0.28 -0.06 0.13

Zn 1 0.92 0.73 0.98 0.49 0.76 0.58 0.58 -0.38 -0.02 0.26

As 1 0.71 0.95 0.50 0.77 0.49 0.52 -0.33 0.00 0.21

Mo 1 0.74 0.56 0.75 0.30 0.35 -0.20 0.02 0.11

Cd 1 0.51 0.79 0.52 0.58 -0.33 0.01 0.23

Sb 1 0.57 0.20 0.17 -0.19 0.08 0.29

Pb 1 0.26 0.24 -0.28 -0.05 0.11

Th 1 0.73 -0.60 0.11 0.42

U 1 -0.40 0.10 0.34

POC(%) 1 0.13 -0.24PIC(%) 1 0.13

SPM 1

0

10

20

30

0 100 200

V (mg/kg)

Co (m

g/k

g)

0

10

20

30

0 50 100 150

Cr (mg/kg)

Co (m

g/k

g)

0

350

700

0 2 4 6 8

Cd (mg/kg)

As (m

g/k

g)

0

500

1000

1500

0 400 800 1200

Cu (mg/kg)

Pb (m

g/k

g)

0

2

4

6

8

10

0 10 20 30

Co (mg/kg)

%P

OC

0

250

500

750

1000

0 2 4 6 8

Cd (mg/kg)

Zn (m

g/k

g)

Basses Eaux Hautes Eaux

Figure 114 : Relations inter-éléments particulaires lors des deux campagnes

254

Du point de vue des cartographies métalliques, trois groupes d’éléments peuvent être

distingués (Figure 115). Le premier groupe, représenté par Pb, Cu, Sb et As, montre de fortes

anomalies (> 10 Bn) sur le tronçon principal du Fleuve Rouge, quelle que soit la condition

hydrologique. Ces anomalies diminuent de l’amont vers l’aval pour ces éléments.

Figure 115 : Cartographies des concentrations en ETM particulaires (dans les MES) lors des deux

campagnes en hautes eaux et en basses eaux 2008.

255

Le deuxième groupe, composé par Cd, Mo, U et Zn, présente des concentrations

légèrement plus fortes que les moyennes mondiales (2-5 Bn ; Figure 115). Le dernier groupe,

composé par V, Ni, Co et Cr, montre des teneurs plus faibles ou comparables aux moyennes

mondiales proposées par Viers et al. (2009).

Basses E

aux (m

g/k

g)

Hautes Eaux (mg/kg)

3938

37

36

34

3332 313029

28

2726

2524 23

2221

20

19

17

16

15

14

1312

119

8

7

6

54

2

1

0

50

100

150

200

0 50 100 150 200

V

1

2

4 5

6

789

111213

14

15

16

17

1920

2122

2324252627

2829 30

313233

34

36

3738390

50

100

150

200

250

0 50 100 150 200 250

Cr

3938

37

36

34

3332

313029

28

2726

2524 23

2221

2019

17

16

15

14

1312119

8

7

6

54

2

1

0

10

20

30

0 10 20 30

Co

1

2

45

67891112

13

14

15

16

1719

202122

2324 25262728

2930

313233

34

36

3738390

60

120

180

240

0 60 120 180 240

Ni

39383736343332313029

282726

252423

222120

19171615

14

1312119876

5

4

2

1

0

275

550

825

1100

0 275 550 825 1100

Cu

1

2

4

5

67891112131415

1617

19

20

21

22

23242526

28

2930313233

373839

ST

0

200

400

600

800

1000

0 200 400 600 800 1000

Zn

3938 373634333231302928

27

26252423

2221

20191716

1514 1312

119 876

5

4

2

1

0

175

350

525

700

0 175 350 525 700

As

39

3837

3433

323130

2926

25

2423

22

21

2019

17

1615

13

1211

9

8

7

6

5

4

2

1

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0

Mo1

2

4

5

67891112131415

16

17 1920

21

22

2324 252628

29303132333436 373839

ST

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0 6.0 7.0

Cd

ST

3938

3736

3433

3231

3029

282726

25242322

21

20

19

17

16

15

1412

119

87

6

54

2

1

0

25

50

0 25 50

Sb 1

2

4

5

6789111213

14

15 17192021222324

2526272829303132333436373839

ST

0

350

700

1050

1400

0 350 700 1050 1400

Pb

ST39

38

36

34

3332 31 30

2827

26 2524 23

22

21

20 19

17

1615

14

11

98

7

6

5

4

2

1

0

7

14

21

28

35

0 7 14 21 28 35

Th

1

2

45

6

7

8

9111213

1415

16

17

19

20

2122

2324

25

26

27

28

293031

3233

3436

373839

ST

0

4

8

12

0 4 8 12

U

1:1


Figure 116 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires (dans les MES) lors des deux

campagnes basses eaux et hautes eaux

256

Pour les ETM particulaires dans les MES, les concentrations durant les HE sont plus

fortes que durant les BE pour une majorité d’éléments et de sites étudiés (Figure 116). Cette

observation peut paraître surprenante car, lors de forts débits, les concentrations en ETM sont,

généralement, plus faibles en raison du transport de particules grossières qui sont moins

chargées en métaux/métalloïdes (e.g. Schäfer et Blanc, 2002 ; Horowitz et al., 2008 ; Li et al.,

2010). Les résultats granulométriques obtenus à SonTay tendraient à démontrer le contraire

avec un mode à 5,5 µm en HE et à 10 µm en BE (Figure 92). Certaines études ont reporté des

pics de concentrations lors des forts débits et les ont attribués au lessivage/remobilisation

d’une source ponctuelle de pollution (ex. remobilisation de sédiments anciens de barrage et

très contaminés lors d’un événement extrême ; Coynel et al., 2007). Une telle hypothèse ne

peut être envisagée sur le Fleuve Rouge car elle concerne la majorité des sites étudiés et non

une source ponctuelle. Il est à noter que le site de LaoCai (site 1 ; Figure 116) s’aligne sur la

droite 1:1 pour tous les éléments sauf Pb ; les concentrations sont identiques durant les deux

campagnes suggérant que les caractéristiques des particules étaient identiques pour l’amont du

Fleuve Rouge malgré des conditions hydrologiques différentes. Il en est de même pour

SonTay pour des éléments comme Ni, Zn, As, Mo, Cd, Pb et plus modérément pour V et Cr

(site ST, Figure 116).

III.3.3. Analyses de la distribution des ETM dans les sédiments

Les laisses de crues sont souvent utilisées dans les études environnementales afin

d’évaluer les concentrations en éléments chimiques et d’identifier des sources d’anomalies

liées à la présence de gisements de minerais ou d’activités anthropiques d’origines agricole,

industrielle ou urbaine (e.g. Horowitz et al., 1999 ; Meybeck et al., 2003 ; Horowitz et al.,

2008 ; Bur et al., 2009 ; Coynel et al., 2009). Le tamisage à 63µm des laisses de crues permet

de s’approcher du comportement des MES (Horowitz et al., 1999 ; Horowitz et al., 2008).

Les éléments Cu, As, Zn, Sb et Pb présentent de fortes anomalies en HE et BE, comme

ce fut observé pour les MES (Figure 117). Les plus fortes anomalies (>10 Bn) sont observées

dans la partie amont et sur le tronçon principal du Fleuve Rouge. A titre d’exemple, As

montre de fortes anomalies à l’amont des trois affluents (Da, Lo et Fleuve Rouge) en HE, puis

une diminution des concentrations vers l’aval. Ces résultats suggèrent que les sources des

contaminations en ETM dans le bassin versant du Fleuve Rouge sont principalement situées

en amont et proviennent de la Chine.

Des fortes concentrations (2-5 Bn) ont été observées sur le tronçon principal pour Ni,

Cd et Mo, essentiellement en BE, et en amont de la rivière Lo et d’un de ses tributaires pour U

257

et Cd en HE et BE, et pour Mo en BE ; une forte anomalie a été identifiée pour Ni en BE pour

les sites 29 et 30 (présentant également des anomalies pour d’autres éléments ; Figure 117).

Les concentrations des éléments V, Cr, Co dans l’ensemble du bassin versant du

Fleuve Rouge sont comparables aux moyennes mondiales durant les différentes conditions

hydrologiques, sauf pour Cr en BE sur deux sites (sites 29 et 30 ; déjà signalés pour Cr

dissous ; Figure 117). Les éléments Ni, Cd, Mo et U montrent des concentrations comparables

aux moyennes mondiales dans la plupart du bassin versant vietnamien du Fleuve Rouge.

258

Figure 117 : Cartographie des concentrations en ETM particulaires dans les laisses de crues <63µm

du bassin versant du Fleuve Rouge au Vietnam lors des deux campagnes en hautes eaux et en basses

eaux 2008. Bn = moyenne mondiale (Viers et al., 2009).

259

La comparaison des concentrations en ETM entre HE et BE indique une plus faible variabilité

temporelle que pour les MES, avec des éléments comme V, Cr ou Co qui s’alignent sur la

droite 1:1 (Figure 118). D’autres éléments (Cu et Zn) montrent, à l’inverse des MES, des

teneurs plus élevées en BE. Le site de SonTay s’aligne sur cette droite pour tous les éléments.

1

2

45

6

78

9

101112

13

14

15

16

17

1819

202122

232425

26

27

28

2930

31

3233

34

36

37

38

39

0

60

120

180

240

0 60 120 180 240

V

39

38

3736

3431

30

2928

27

26

25232221

20

1918

1716

14

13

12

10

8

7

6

542

1

0

50

100

150

200

250

300

0 50 100 150 200 250 300

Cr

1

2

4

5

6

7

81012

13

14

16

17

1819

2021

22 2325

26

2728

29

30

31

36

37

38

39

0

10

20

30

40

50

0 10 20 30 40 50

Co

393837363430

29

272523

22

21

201918

1716

1413

1210

8

76

54

2

1

0

200

400

600

0 200 400 600

Ni 383736

3430 272523 22

21

191817

17

14

18

1210

8

76

5

4

2

1

0

250

500

750

1000

1250

0 250 500 750 1000 1250

Cu

1

2

45

67

8

10

1213

14

161718

19

20

21

22

24

25

26

27

29

3033

34363738

39

0

260

520

780

1040

1300

0 260 520 780 1040 1300

Zn

3736 36

28

2522

21

1918

16

10

6

54

16

1

0

250

500

750

1000

1250

0 250 500 750 1000 1250

As 1

45

6

7

8

10 121314

1717

1819

22

21

22

2526

27

29

30

31

3436

37

38

39

0

2

4

6

8

10

0 2 4 6 8 10

Mo

3938

37

3634

30

29 282625

24

22

2122

1918

1716

10

76

54

2

1

0

2

4

6

8

0 2 4 6 8

Cd

1

2

45

67

8

1012

1316

17

1819

20

22252627

29

30

34

37

37

38

39

0

20

40

60

80

0 20 40 60 80

Sb

1

2

45

6 7

810

1213

16

171819

20

22

24

2526

27

29

3034

3637

38 39

0

600

1200

1800

2400

0 600 1200 1800 2400

Pb

1245

6 78

10

1213

16

17

18

19

20

2223

25 26

27

29

30

343637

38 39

0

20

40

60

80

0 20 40 60 80

Th

3938

3736 34

30

2928

2725

23 22

22

1918

17

16

1312

108

76

54

2

1

0

7

14

21

28

0 7 14 21 28

U

Hautes Eaux (mg/kg)

Basses E

au

x (

mg

/kg

)

1:1


30

30

22

Figure 118 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires (dans les sed. <63µm) lors des

deux campagnes basses eaux et hautes eaux.

260

Suivant les éléments, il apparaît des teneurs différentes entre les HE et BE ; la

comparaison entre les deux situations ne montre pas un comportement similaire entre les MES

et les laisses de crue tamisées. Afin de mieux comprendre les raisons de ces différences, nous

avons comparé les teneurs dans les MES avec celles dans les laisses de crue, en distinguant

les deux campagnes (Figure 119).

0

60

120

180

240

0 60 120 180 240

0

50

100

150

200

0 50 100 150 200

C

r

0

10

20

30

40

50

0 10 20 30 40 50

C

o

0

200

400

600

0 200 400 600

N

i

0

325

650

975

1300

0 325 650 975 1300

C

u

0

325

650

975

1300

0 325 650 975 1300

Z

n

0

325

650

975

1300

0 325 650 975 1300

A

s

0

2

4

6

8

10

0 2 4 6 8 10

M

o

0

2

4

6

8

0 2 4 6 8

Cd

0

20

40

60

80

0 20 40 60 80

S

b

0

440

880

1320

1760

2200

0 440 880 1320 1760 2200

0

20

40

60

80

0 20 40 60 80

Th

0

5

10

15

20

25

0 5 10 15 20 25

Hautes Eaux

Basses Eaux

V Cr Co

Ni Cu Zn

As Mo Cd

Sb Pb Th

U

ME

S (

mg

/kg

)

Sed. <63µm (mg/kg)

1:1

Figure 119 : Comparaison des concentrations en ETM particulaires dans les MES et dans la fraction

<63µm de laisses de crues lors des deux campagnes basses eaux et hautes eaux.

261

Il ressort de cette comparaison que, pour certains éléments comme V, Cr, Co et Th,

considérés comme des terrigènes, les concentrations en HE sont comparables entre MES et

laisses de crue mais diffèrent de manière importante en BE. Un tel constat en HE semble

démontrer que les laisses de crue tamisées à 63µm se rapprochent bien des MES à l’inverse

des BE. Malgré toutes nos précautions, il est possible que ces laisses de crue ne soient pas le

résultat du dépôt de particules durant les BE mais correspondent à des laisses de crue

déposées lors des HE. Cette hypothèse expliquerait la faible variabilité temporelle observée

entre HE et BE pour les concentrations dans les laisses de crue.

III.4. Identification de signatures géochimiques

Les rapports entre les concentrations en ETM particulaires peuvent être utilisés

comme des traceurs géochimiques pour identifier leurs sources et aussi pour quantifier leurs

contributions respectives dans les flux métalliques transportés par les fleuves et rivières (e.g.

Audry et al., 2004 ; Masson et al., 2006 ; Coynel et al., 2007). Par exemple, Audry et al.

(2004) et Coynel et al. (2007) ont identifié différents rapports Zn/Cd dans le système Lot-

Garonne ; les rapports supérieurs à 120 ont été attribués à des sources situées en amont de

toute pollution industrielle ; des rapports Zn/Cd de 40 à 50 indiqueraient, respectivement, des

apports provenant du bassin de Decazeville et des sédiments contaminés des barrages du Lot.

Des rapports As/Th ~7.5 signeraient des apports de la Truyère drainant le Massif Central

(Coynel et al., 2007).

L’ensemble des données des concentrations en ETM particulaires déterminées dans les

MES prélevées lors du suivi régulier sur les 5 sites principaux, des MES collectées lors des

deux campagnes spatiales et des laisses de crues des HE (celles de BE n’étant pas

représentatives des conditions hydrologiques) a été assemblé afin d’identifier d’éventuelles

signatures géochimiques dans les différents sous-bassins versants du Fleuve Rouge. Nous

nous sommes uniquement intéressés aux éléments Cu, As et Zn pour lesquels nous avions mis

en évidence de fortes variations spatiales.

Les rapports élémentaires As/Cu et Zn/Cu permettent de dissocier deux groupes de

bassins versants (Figure 120) : le premier groupe est caractérisé par des rapports As/Cu ~2.5

et Zn/Cu~5.6 ; le second présente des rapports As/Cu~0.55 et Zn/Cu~1.2 beaucoup moins

importants que ceux du premier groupe. A partir de l’identification de ces rapports, il a été

possible d’estimer que 82% des échantillons du bassin du Da et 87% de ceux du bassin du Lo

étaient dans le même groupe (groupe 1). De plus, la quasi totalité (98%) des échantillons du

262

bassin versant du Fleuve Rouge est caractérisée par des faibles rapports en As/Cu et Zn/Cu

(i.e. dans le second groupe). Les résultats obtenus sur les sites 14, 17 et 18 du sous-bassin de

Da (Figure 105) n’appartiennent pas au premier groupe en raison des fortes concentrations en

Cu (Figure 120). Nous notons que ces sites sont localisés à côté de celui de LaoCai ( LC) du

Fleuve Rouge où de très fortes concentrations en Cu particulaire ont été observées ; ce résultat

tendrait à démontrer une source commune pour ces sites. Pour le sous-bassin du Lo, les points

s’écartant du premier groupe (sites 20, 28, 32 et 39) sont plus ou moins dispersés dans

l’ensemble du sous-bassin du Lo (Figure 105 et Figure 120). Des études complémentaires

devront être menées afin de cerner plus précisément les sources en ETM.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 500 1000 1500

Cu (mg/kg)

As

(mg

/kg

)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 500 1000 1500

Cu (mg/kg)

Zn

(m

g/k

g)

0

100

200

0 100 200 300

Cu (mg/kg)

As

(mg

/kg

)FR-2mis-MES LC-suivi ST-suivi

PT-suivi FR-Sed<63 Da-2mis-MES

Da-suivi Da-sed<63 Lo-2mis-MES

Lo-suivi Lo-sed<63

0

200

400

0 100 200 300

Cu (mg/kg)

Zn

(m

g/k

g)

FR-2mis-MES LC-suivi ST-suivi

PT-suivi FR-Sed<63 Da-2mis-MES

Da-suivi Da-sed<63 Lo-2mis-MES

Lo-suivi Lo-sed<63

Fleuve Rouge Rivière Da Rivière Lo

As/Cu = 2.5

As/Cu = 0.55

Zn/Cu = 5.6

Zn/Cu = 1.2

1417

18

39

20

28

32

17

1418

20

39

17

17

A

B

Figure 120 : Relations entre les concentrations en As et Cu particulaires (A) et entre les

concentrations en Zn et Cu particulaires (B) dans les trois sous-bassins versants du Fleuve Rouge : le

bassin du Fleuve Rouge, les bassins du Da et du Lo. A droite : zoom pour les plus faibles

concentrations.

263

L’analyse des rapports élémentaires montre que les MES prélevées lors du suivi

géochimique à l’exutoire du bassin versant du Fleuve Rouge (SonTay ; ST) s’aligne sur les

droites As/Cu~0.55 et Zn/Cu~1.2, où l’on retrouve les échantillons de LaoCai. Ce résultat

tend à démontrer que l’essentiel des MES exportées dans le Delta provient de l’amont du

tronçon principal du Fleuve Rouge. Seuls quelques points s’écartent du rapport Zn/Cu~1.2 (cf

zoom sur la figure B ; Cu=150 mg/kg ; Zn=320 mg/kg ; Zn/Cd~2.1) suggérant une influence

du Da et du Lo. De manière ponctuelle, le Da et le Lo contribueraient un peu plus aux apports

de MES dans le delta, influençant ainsi légèrement le rapport élémentaire Zn/Cu.

264

IV. Flux des ETM du Fleuve Rouge

Cette troisième partie a pour objectif de quantifier les flux en ETM exportés par le

Fleuve Rouge et ses affluents, juste avant leurs entrées dans le delta. Un intérêt particulier

sera porté aux incertitudes liées à la stratégie de prélèvement.

IV.1. Flux liquide et solide du Fleuve Rouge au niveau des 5

sites mesurés en 2008-2009

En se basant sur les banques de données de débits journaliers durant les années 2008 et

2009, le flux liquide annuel pour chaque site étudié a été estimé. Les flux hydriques en 2008

sont, respectivement, de 20 km3/an, 28 km3/an et 129 km3/an à LaoCai, PhuTho et SonTay ;

ils sont de 12 km3/an, 17 km3/an et 87 km3/an à LaoCai, PhuTho et SonTay pour 2009.

L’année 2008 peut-être considérée comme une année hydrologique humide alors que 2009 est

une année sèche pour tous les sites étudiés (cf. Chapitre 2).

Concernant les flux de MES, nous avons pu voir dans le chapitre 3, qu’ils varient

fortement à l’échelle spatiale et temporelle. Nous avons réalisé deux schémas de transport des

flux de MES à l’échelle du bassin du Fleuve Rouge, pour 2008 et 2009 (Figure 121 ; non

étudiées dans le chapitre 3 ; article 2).

Delta du FR

LC

Fleuve Rouge

PT

Da Lo

HoaBinhReservoir

2008

Qa=638 FSPMa=22 Mt

ST

Qa=900

FSPMa=60 Mt

Qa=4095 FSPMa=30 Mt


Qa=1962

FSPMa=3.2 Mt

LC

Lo

HoaBinh

Reservoir

2009

Qa=376 FSPMa=5 Mt

ST

Qa=526 FSPMa=11 Mt


Qa=799 FSPMa=3.5 Mt

Qa=3092 FSPMa=12 Mt

∆FSPMa= + 6 Mt

∆FSPMa= -42 Mt ∆FSPMa=-4.7 Mt


A B

∆FSPMa= + 38 Mt

PT

Da

Delta du FR

Fleuve Rouge

Delta du FR

LC

Fleuve Rouge

PT

Da Lo

HoaBinhReservoir

2008

Qa=638 FSPMa=22 Mt

ST

Qa=900

FSPMa=60 Mt

Qa=4095 FSPMa=30 Mt


Qa=1962

FSPMa=3.2 Mt

LC

Lo

HoaBinh

Reservoir

2009

Qa=376 FSPMa=5 Mt

ST

Qa=526 FSPMa=11 Mt


Qa=799 FSPMa=3.5 Mt

Qa=3092 FSPMa=12 Mt

∆FSPMa= + 6 Mt

∆FSPMa= -42 Mt ∆FSPMa=-4.7 Mt


A B

∆FSPMa= + 38 Mt

PT

Da

Delta du FR

Fleuve Rouge

Figure 121 : Transfert de flux hydrique et de MES du Fleuve Rouge en 2008 (A) et en 2009 (B).

265

Nous pouvons constater que :

- les flux de MES transportés au niveau des 5 sites en 2009 sont nettement plus

faibles qu’en 2008 (entre 1.5 et 6 fois) ; l’année 2009 a été exceptionnellement sèche. Afin de

lutter contre les pénuries d’eau à l’amont du bassin versant, la Chine a « fermé » ses barrages,

limitant ainsi les apports d’eau et de MES sur le tronçon principal du Fleuve Rouge.

- les flux de MES du Da et du Lo sont plus faibles que ceux mesurés sur le

tronçon principal du Fleuve Rouge ;

- le flux de MES du Fleuve Rouge augmente de LaoCai à PhuTho, montrant une

érosion importante entre les deux sites ; au contraire, le phénomène de dépôt a été observé

dans la partie deltaïque du Fleuve Rouge, comme déjà observé (cf. chapitre 3 ; article 2).

IV.2. Méthode de calcul des flux en ETM

Si la stratégie d’échantillonnage est fondamentale dans l’estimation des flux, le choix

dans la méthode de calcul des flux est également très important. Nous avons choisi de

quantifier les flux en utilisant deux « méthodes de calcul des flux » qui sont communément

utilisées et rapportées dans la littérature (e.g. Walling et Webb, 1985 ; Meybeck et al., 1996 ;

Coynel et al., 2005 ; Masson et al., 2007) :

Méthode 1 : FX = [X]a×Flux

Méthode 2 : FX = [X]p×Flux

Où : FX est le flux d’un élément X ; [X] est la concentration moyenne annuelle pour un

élément donné, Flux est le flux annuel hydrique (pour les ETM dissous) et le flux des MES

(pour les ETM particulaires). [X]a = concentrations moyennes arithmétiques et [X]p=

concentrations moyennes pondérées par les débits.

Les résultats obtenus, résumés dans le Tableau 30 et le Tableau 31, montrent que les

flux des ETM sont comparables entre les deux méthodes, démontrant que la méthode de

calcul des moyennes n’a pas un impact majeur dans l’estimation des flux, probablement en

raison d’une fréquence d’échantillonnage suffisante. En conséquence, nous avons choisi de

présenter une gamme de flux correspondant aux deux méthodes.

266

Tableau 30 : Flux annuels des ETM particulaires du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites calculés à

partir des méthodes «moyenne arithmétique» et « pondérée »

Flux particulaires

(t/an)V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb Th U

LaoCai

Arithmétique 1999 1137 347 1244 9548 8399 5393 63 69 317 9689 200 67

Pondérée 2095 1171 357 1256 9624 8351 5446 66 68 309 9476 202 70

PhuTho

Arithmétique 4060 2761 613 2016 8861 10180 4896 95 62 346 8573 537 139

Pondérée 4116 2793 593 1934 7390 8964 4016 86 52 297 6920 592 143

SonTay

Arithmétique 2279 1672 322 1026 3152 4126 1633 43 22 135 2859 337 75

Pondérée 2370 1742 327 1051 2928 3909 1524 40 21 126 2752 357 77

Da

Arithmétique 167 135 23 92 132 231 81 4.4 0.9 10.7 104 26 8.1

Pondérée 181 145 27 103 180 284 97 4.2 1.2 10.8 137 30 7.4

LoArithmétique 451 361 59 202 253 850 316 8.8 4.1 31 277 79 28

Pondérée 491 396 64 217 276 859 347 6.9 4.2 24 303 84 28

Tableau 31 : Flux annuels des ETM dissous du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites calculés à partir

des méthodes «moyenne arithmétique» et « pondérée »

Flux dissous

(t/an)V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U

LaoCai

Arithmétique 23.8 3.9 1.4 13.4 56.5 28.8 116 18.0 0.41 14.7 4.0 12.8

Pondérée 24.6 4.1 1.5 13.3 51.9 26.8 108 17.7 0.37 15.6 3.2 12.8

PhuTho

Arithmétique 35.8 4.3 1.6 11.8 61.4 64.1 129 19.1 0.43 17.4 8.7 12.1

Pondérée 36.0 4.4 1.7 11.9 63.3 80.3 130 18.8 0.54 17.0 10.6 11.7

SonTay

Arithmétique 155 29.3 6.6 59.2 184 366 368 63.3 1.37 58.7 17.7 49.5

Pondérée 156 29.4 6.4 50.6 174 324 354 63.0 1.23 56.7 16.9 48.3

Da

Arithmétique 72.0 13.2 3.1 26.7 47.5 105 82.4 24.0 0.25 19.6 8.7 15.5

Pondérée 71.4 12.6 3.1 26.1 41.3 111 80.5 24.1 0.25 17.9 7.6 13.5

Lo

Arithmétique 26.4 5.8 2.2 16.2 33.9 21.0 105 9.9 0.26 15.8 5.5 16.9

Pondérée 23.6 6.1 2.1 16.7 33.4 19.1 102 8.7 0.23 14.7 5.9 17.0

IV.2.1. Bilan annuel des ETM sur les 5 sites du bassin

IV.2.1.a. Flux des ETM dissous

Malgré les fortes différences constatées au niveau des concentrations en ETM dissous

(Figure 90), les flux des ETM dissous sont plus ou moins comparables au niveau des 3

affluents du Fleuve Rouge (Figure 122). Les faibles concentrations en ETM dissous du Da et

du Lo par rapport à LaoCai sont compensées par les forts flux hydriques.

267

Le Fleuve Rouge à PhuTho contribue entre 19 et 50% aux flux totaux (quantifiés à

SonTay) pour une moyenne de 32%. Pour le Da et le Lo, la contribution moyenne est,

respectivement, de 42 et 26%. Le Da contribue majoritairement aux flux de V, Cr, Co, Ni, Mo

alors que Phutho est majoritaire pour Cu, As, Cd et Pb.

Les flux dissous mesurés à SonTay sont supérieurs à la somme des apports des trois

affluents pour les éléments V, Cr, Cu, Zn, As et Cd, plus faibles pour Pb tandis qu’ils sont

comparables pour les autres éléments Cd, Ni, Mo et Sb (Figure 122).

0

50

100

150

200

250

300

350

400

V

Crx

10

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

Cd

x100

Sb

Pb

x10 U

Flu

x d

'eau

Flu

x d

es E

TM

dis

so

us (

t/an

)

LaoCai PhuTho SonTayDa Lo

0

150

300

450

V

Crx

10

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

Cd

x100

Sb

Pb

x10 U

Flu

x d

'eau

Flu

x d

es E

TM

dis

so

us (

t/an

)

PhuTho + Da + Lo

SonTay

Figure 122 : Flux moyens annuels des ETM dissous du Fleuve Rouge en 2008-2009 au niveau des 5

sites mesurés

Pour tous les éléments étudiés, les flux en 2009 sont plus faibles qu’en 2008 entre 23%

et 42 % (Figure 123). Cette différence entre les 2 années reflète les conditions hydrologiques

durant la période d’observation. Si l’année 2008 était une année hydrologique relativement

humide, l’année 2009 était une année hydrologique très sèche (cf. chapitre 2).

268

Flu

x d

es

ET

M d

iss

ou

s (

t/a

n)

0

50

100

150

200

LC PT Da Lo ST

V

0

10

20

30

40

LC PT Da Lo ST

Cr

0

2

4

6

8

10

LC PT Da Lo ST

Co

0

30

60

90

120

150

180

210

LC PT Da Lo ST

Cu

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Ni

0

100

200

300

400

LC PT Da Lo ST

Zn

0

150

300

450

LC PT Da Lo ST

As

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Mo

0.0

0.5

1.0

1.5

LC PT Da Lo ST

Cd

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Sb

0

5

10

15

20

25

LC PT Da Lo ST

Pb

0

10

20

30

40

50

60

LC PT Da Lo ST

U

2008 2009F

lux

de

s E

TM

dis

so

us

(t/

an

)

0

50

100

150

200

LC PT Da Lo ST

V

0

10

20

30

40

LC PT Da Lo ST

Cr

0

2

4

6

8

10

LC PT Da Lo ST

Co

0

30

60

90

120

150

180

210

LC PT Da Lo ST

Cu

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Ni

0

100

200

300

400

LC PT Da Lo ST

Zn

0

150

300

450

LC PT Da Lo ST

As

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Mo

0.0

0.5

1.0

1.5

LC PT Da Lo ST

Cd

0

20

40

60

80

LC PT Da Lo ST

Sb

0

5

10

15

20

25

LC PT Da Lo ST

Pb

0

10

20

30

40

50

60

LC PT Da Lo ST

U

2008 2009

Figure 123: Comparaison des flux en ETM dissous en 2008 et 2009 au niveau des 5 sites (flèche

bleue : apport majoritaire du Da ; flèche rose : apport majoritaire de PhuTho).

IV.2.1.b. Flux en ETM particulaire

Les flux moyens des ETM particulaires transportés par le Fleuve Rouge sur la période

2008 et 2009, au niveau des 5 sites mesurés, montrent également une forte variabilité spatiale

(Figure 124). Deux groupes peuvent être distingués : 1) les éléments avec les flux les plus

importants mesurés à LaoCai et qui diminuent d’amont en aval et 2) les éléments où les flux

augmentent de LaoCai à PhuTho avant de décroitre sur le trajet PhuTho-SonTay (Figure 124).

En effet, les plus forts flux des ETM particulaires ont été observés à LaoCai pour les

éléments Cu, As, Cd et Pb et à PhuTho pour les autres éléments, bien que les plus fortes

concentrations de ces ETM aient été observées à LaoCai (Tableau 23). Nous notons que le

flux en MES de PhuTho durant 2008-2009 est plus élevé (de 2 à 3 fois) que celui de LaoCai

269

(Figure 104). Par conséquent, le site PhuTho présente des flux en ETM particulaires plus

importants que LaoCai pour certains éléments, le Da les plus faibles flux, du fait des faibles

concentrations en ETM particulaires et des flux en MES. La contribution relative du Fleuve

Rouge au flux total varie entre 80 et 95% pour une moyenne de 88%. Le Da et le Lo

contribuent, respectivement, à 3 % et 9 % en moyenne.

Contrairement à ce que l’on observe pour les flux des ETM dissous, les flux en ETM

particulaires mesurés à SonTay sont nettement plus faibles que la somme des 3 affluents pour

tous les éléments (Figure 124). En effet, les flux en ETM particulaires à SonTay sont de 48 à

66% du flux total (i.e. la somme de 3 affluents). Ce faible flux des ETM peut être expliqué par

la perte de MES (~52%) du fait de la sédimentation en amont de SonTay (Figure 121).

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

V Cr

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

x100

Cd

x100

Sb

x10

Pb

Th

Ux10

FM

ES

Flu

x d

es

ET

M p

art

icu

lair

es

(t/

an

)

LaoCai

PhuTho

SonTay

Da

Lo

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

V Cr

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

x100

Cd

x100

Sb

x10

Pb

Th

Ux10

FM

ES

Flu

x d

es

ET

M p

art

icu

lair

es

(t/

an

)

PhuTho + Da + Lo

SonTay

Figure 124 : Flux moyens annuels des ETM particulaires du Fleuve Rouge en 2008-2009 au niveau

des 5 sites mesurés

Le flux des ETM mesurés en 2008 sont, logiquement, plus forts qu’en 2009, reflétant

les conditions hydrologiques et les flux de MES durant la période étudiée.

270

Enfin, la comparaison entre les flux des ETM particulaires et dissous pour un site

donné montre que les ETM dans les eaux du Fleuve Rouge sont transportés principalement

sous forme particulaire. La dominance de la phase particulaire dans le transfert des ETM

fluviaux a été observée dans plusieurs grands fleuves mondiaux comme le Mississippi, le

Columbia, le Colorado, le Huanghe ou le Changjiang où les taux d’érosion sont très

importants (e.g. Huang et al., 1992 ; Poulton et Rasiwell, 2000 ; Horowitz et al., 2001).

Flu

x d

es E

TM

part

icu

lair

es (

t/an

)

0

2000

4000

6000

8000

LC PT Da Lo ST

V

0

1000

2000

3000

4000

5000

LC PT Da Lo ST

Cr

0

400

800

1200

LC PT Da Lo ST

Co

0

3000

6000

9000

12000

15000

18000

LC PT Da Lo ST

Cu

0

1000

2000

3000

4000

LC PT Da Lo ST

Ni

0

3000

6000

9000

12000

15000

18000

LC PT Da Lo ST

Zn

0

2000

4000

6000

8000

10000

LC PT Da Lo ST

As

0

60

120

180

LC PT Da Lo ST

Mo

0

40

80

120

LC PT Da Lo ST

Cd

0

200

400

600

LC PT Da Lo ST

Sb

0

3000

6000

9000

12000

15000

18000

LC PT Da Lo ST

Pb

0

50

100

150

200

250

LC PT Da Lo ST

U

0

200

400

600

800

1000

1200

LC PT Da Lo ST

Th2008

2009

Figure 125 : Comparaison des flux en ETM particulaires en 2008 et 2009 du Fleuve Rouge au niveau

des 5 sites mesurés.Les traits roses matérialisent la diminution des flux de l’amont vers l’aval ; les

deux segments bleus témoignent d’un apport supplémentaire à PhuTho.

271

IV.2.2. Validité des flux estimés pour le bassin du Fleuve Rouge

Dans la partie précédente, les flux des ETM du Fleuve Rouge au niveau des 5 sites

étudiés ont été calculés à partir d’une concentration d’un point fixe (dit point de référence),

considérée représentative sur toute la section (méthode classique). Pour le site de SonTay, une

campagne supplémentaire a été menée à l’aide d’un ADCP balayant le Fleuve Rouge dans sa

largeur sur le bateau de l’Institut de Météorologie d’Hydrologie et de l’Environnement et les

prélèvements d’échantillons d’eau en 21 points sur les 6 verticales en surface, au milieu et au

fond (Figure 126 ; cf. chapitre 2). Cette campagne permet de calculer des « sous-flux » à

l’intérieur de la section de la rivière où Qi, [MES]i et [ETM]i sont respectivement le débit, la

concentration en MES et la concentration en ETM en chaque point de mesure. Cette partie a

fait l’objet du stage de recherche de Master 1 de Marine Deschatre (Master 1 ENVOLH ;

2009) que j’ai co-encadré.

V1V2V3V4V5V6 Point de référence

Largeur (m)

Rive Gauche Rive Droite

183 366 579 732

00.000 1.000 2.000 3.000 4.000

Pro

fon

de

ur

(m)

0

5

10

15

20

V1V2V3V4V5V6 Point de référence

Largeur (m)

Rive Gauche Rive Droite

183 366 579 732

00.000 1.000 2.000 3.000 4.000

Pro

fon

de

ur

(m)

0

5

10

15

20

Vitesse (m/s)

Figure 126 : Jaugeage ADCP : profil et distribution des vitesses (échelle compriss entre 0 et 3 m/s)

dans la section à Sontay, le 18 juillet 2008 et position des points de prélèvements : en rouge pour la

campagne spécifique et en noir pour le suivi régulier.

IV.2.2.a. Homogénéité de la vitesse et des concentrations en MES et

en ETM particulaires dans la colonne d’eau

Variabilité des vitesses de courant

A l’aide du fichier de l’ADCP, nous avons calculé les vitesses encadrant les points de

prélèvements (n=9) afin d’attribuer une vitesse moyenne aux 21 prélèvements de MES et de

métaux/métalloïdes particulaires (Figure 126). Ces données de vitesses permettent d’étudier la

variabilité spatiale sur 6 profils verticaux (Figure 127).

272

Nous constatons qu’il existe des différences dans les profils de vitesse, à la fois au

niveau du transect de la rivière (variabilité latérale) qu’en profondeur (variabilité verticale ;

Figure 127A). En effet, au niveau de la surface, les valeurs de vitesse se situent entre 0,8 et

2 m/s avec les plus faibles valeurs au niveau de la rive gauche où la bathymétrie est moins

importante (Figure 126; Figure 127). Au niveau de la verticale, nous remarquons un gradient

de vitesse négatif : plus la profondeur est importante, plus la vitesse décroît sauf pour

quelques points intermédiaires montrant des valeurs plus fortes en profondeur qu’en surface

(exemple : V1 et V2 ; Figure 127).

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

0,00 1,00 2,00 3,00

pro

fon

deu

r (m

)

vitesse (m/s)

V1

V2

V3

V4

V5

V6

-18

-16

-14

-12

-10

-8

-6

-4

-2

0

0 500 1000

MES (mg/l)

V1

V2

V3

V4

V5

V6

Figure 127 : Evolution de la vitesse du courant avec la profondeur (à gauche) ; Profil des teneurs en

MES. Les données de vitesses sont extraites des profils ADCP réalisés conjointement à la collecte des

MES (à droite).

Variabilité des concentrations en MES.

Les 21 mesures de concentrations en MES déterminées sur la section sont reportées

dans le Tableau 32 et représentées sous forme de profils verticaux (Figure 127). Comme pour

les vitesses de courant, une variabilité importante pour les concentrations de MES peut être

mise en évidence, sur l’ensemble de la colonne d’eau, avec des valeurs qui varient de 102

mg/l (V1 en surface ; Figure 127) à 824 mg/l (V4 à 6 m de profondeur ; Figure 127).

L’analyse des profils montre deux tendances : les profils peu profonds (V4, V5 et V6,

figurés avec une ellipsoïde verte ; Figure 127) présentent des concentrations en MES plus

élevées que pour les profils profonds (ellipsoïde bleue ; Figure 127) situés dans le chenal

principal. De plus, pour les profils peu profonds, les concentrations en MES sont très

hétérogènes sur la colonne d’eau (de 236 à 824 mg/l) alors qu’au contraire, les profils du

chenal principal (V1 à V3) sont relativement homogènes et présentent des concentrations en

MES autour de 150 mg/l (Figure 127).

273

Variabilité de la granulométrie des MES.

Pour décrire la variabilité de la granulométrie des échantillons prélevés, nous avons

choisi de décrire trois ensembles de particules selon la classification de Eslinger et Peaver

(1988) : les grains dont la taille est inférieure à 2 µm qui représentent les argiles ; les fractions

comprises entre 2 µm et 63 µm qui correspondent aux silts et les fractions supérieures à

63 µm correspondant aux sables; ainsi que la médiane granulométrique (Tableau 32),

représentant la taille du grain moyen.

D’après le Tableau 32, une hétérogénéité est constatée dans la répartition de la taille

des grains au sein de la colonne d’eau avec des médianes granulométriques allant de 4 à plus

de 200 µm. Les points de prélèvements situés en profondeur présentent une granulométrie

plus grossière (au moins 59,9 % de sable) que les points de surface. La taille des grains tend à

augmenter avec la profondeur, et ce, quelle que soit la verticale étudiée. Pour certaines

verticales (V5 et V6 : profils peu profonds) la proportion de sable est très importante sur

l’ensemble de la colonne d’eau.

Tableau 32 : Tableau présentant les résultats de débits, de [MES], des teneurs en ETM et la

granulométrie (médiane et proportion d’argiles, de silts ou de sables) obtenus pour les prélèvements.

VerticaleProfondeur

(m)

Débit

(m3/s)

MES

(mg/l)

As

(mg/kg)

Cd

(mg/kg)

Cu

(mg/kg)

Zn

(mg/kg)

Médiane

(µm)

Argile %

(<2 µm)

Silts %

(2<X<63 µm)

Sables

(>63 µm)

V0 0 419 112 79 0.6 115 161 8.86 9.4 88.6 2.1

V1 0 147 102 89 1.1 133 239 4.3 23.5 74.1 2.4

-2 369 154 44 0.4 66 131 49.3 8.7 45.7 45.6

-8 492 137 66 0.6 93 163 8.1 13.7 75.6 10.7

-16 492 363 23 0.3 34 98 147 3.3 21.4 75.3

V2 0 170 106 76 0.7 119 183 5.55 18.3 79.2 2.6

-2 467 139 85 0.9 145 265 6.48 16.6 77.5 6.0

-8 780 192 41 0.5 61 125 6.33 18.3 72.6 9.2

-16 417 171 15 0.2 25 63 201 1.2 6.8 92.0

V3 0 150 143 82 0.9 123 248 7.82 14.0 76.4 9.6

-2 357 154 84 0.8 108 181 6.93 15.4 79.1 5.5

-8 465 182 53 0.5 79 195 8.37 13.0 73.0 14.0

-14 265 328 21 0.3 35 106 146 3.7 25.0 71.4

V4 0 167 255 32 0.5 51 109 13.1 9.9 72.0 18.1

-2 291 281 58 0.6 91 167 7.73 12.8 81.3 5.9

-6 514 824 19 0.3 40 76 203 1.2 7.8 91.0

V5 0 185 148 38 0.7 66 154 50.1 6.2 47.9 45.9

-2 161 457 25 0.6 38 111 145 4.9 32.2 62.9

-3 176 658 24 0.5 37 104 189 3.0 21.8 75.2

V6 0 416 279 40 0.6 58 131 74.7 5.8 42.9 51.3

-2 538 236 39 0.6 67 160 13.1 8.0 77.4 14.7

-4 409 342 31 0.6 51 144 116 4.2 35.8 59.9

274

Variabilité des teneurs en métaux/métalloïdes.

Dans cette étude, nous avons restreint notre choix à l’analyse de 4 métaux/métalloïdes

(Cd, As, Zn et Cu) considérés comme prioritaires du point de vue de la qualité des eaux.

Néanmoins toutes les analyses des ETM ont été effectuées et sont consignées dans le Tableau

32. Une forte variabilité spatiale des ETM est observée. Les facteurs de variation (exprimés

comme le rapport entre valeur maximale sur valeur minimale pour un élément donné) sont de

5.5, 4.2, 4.2 et 6.0 respectivement pour Cd, Zn, Cu et As avec des concentrations allant de 0,2

à 1,1 mg/kg pour Cd, de 63,2 à 265 mg/kg pour Zn, de 34,3 à 144 mg/kg pour Cu et de 14,9 à

89,2 mg/kg pour As (Tableau 32).

IV.2.2.b. Validation des flux.

Tous les résultats prouvent qu’il existe des variations spatiales au sein de la colonne

d’eau (vitesses de courant, concentration en MES et en ETM particulaire, granulométrie) dont

il importe d’identifier les causes et d’évaluer leur impact sur l’estimation des flux.

Relation entre les vitesses, les MES et la granulométrie dans la colonne d’eau.

Les résultats obtenus dans le cadre de la campagne spécifique montrent un champ de

vitesses non uniforme avec des valeurs maximales en surface et dans le chenal principal et

des valeurs minimales au fond et à proximité des berges. Cette distribution des vitesses est

généralement observée (profil théorique ; Figure 128) dans d’autres systèmes et attribuée à la

viscosité du fluide et aux forces de frottement (Filizola, 2003). Néanmoins, cette distribution

théorique n’a pas été observée sur le Fleuve Amazone (Solimoes) durant les hautes eaux du

fait de turbulence dans l’écoulement (Filizola, 2003).

La distribution des concentrations en MES obtenue sur le Fleuve Rouge démontre une

répartition proche de celle observée théoriquement où un gradient de concentrations positif

avec la profondeur est observé (Figure 128). Ce gradient est généralement d’autant plus

marqué que la taille des particules est grossière, comme nous avons pu l’observer dans nos

résultats avec une part sableuse importante au fond (Tableau 32).

L’augmentation des concentrations en MES avec la profondeur, associée à une

médiane granulométrique grossière, paraît mettre en évidence également un effet de berges

avec une remobilisation des sédiments ainsi qu’un charriage important, comme identifié pour

le profil V4 (au niveau du changement de pente de la rivière ; Figure 128 au niveau de

l’étoile).

275

vitesse

[MES]

Flux MES

V0

V1

V2

V3V4

V5

V6

Flux MES

V0

V1

V2

V3V4

V5

V6V0

V1

V2

V3V4

V5

V6

[MES]

Vitesse

[MES]

Flux MES

vitesse

A : Profils théoriques

B/ Profils mesurés sur le Fleuve Rouge

Figure 128 : A - Profils théoriques des vitesses de courant, des concentrations en MES et des flux

solides (dans Filizola, 2003); B - profils du Fleuve Rouge obtenus à partir des résultats de la

campagne spécifique.

Il est possible de calculer les flux de MES à partir des champs de débits et des

concentrations en MES. Ces derniers montrent de fortes variations à l’échelle de la colonne

d’eau. La majorité des flux de MES est nettement supérieure au flux de référence (calculé en

V0 ; Figure 128). Ces résultats tendent à supposer que le flux calculé à partir d’un unique

point de référence devrait être sous-estimé par rapport à celui mesuré en tenant compte de

l’hétérogénéité de la section.

276

Nous pouvons interpréter la distribution des flux solides comme suit :

- quand la variabilité des vitesses dans une section est grande et correspond au profil

théorique (ex : V3 ; Figure 128), la tendance de ce même profil théorique est respectée pour la

distribution des MES et du flux solide ;

- quand les concentrations en MES sont très variables (ex : V4 ; Figure 128), le profil

des flux solides présente la même allure que celui des MES, et ce, quel que soit le profil de

vitesse.

Relation entre les teneurs métalliques et la granulométrie des MES.

Les résultats présentés dans la partie précédente ont montré que les teneurs en ETM

étaient très variables dans la colonne d’eau et que les valeurs les plus faibles étaient observées

en profondeur, au niveau des MES présentant une fraction grossière (Tableau 32). Afin de

démontrer s’il existe une dépendance entre la granulométrie et les ETM particulaires, nous

avons choisi de mettre en relation les teneurs mesurées avec un indicateur de granulométrie

(% de sable dans les MES ; Figure 129). Nous pouvons constater qu’il existe une corrélation

négative entre la concentration en ETM (nous avons choisi ici l’arsenic et le zinc) et la

proportion de sable (Figure 129). Plus les MES sont sableuses, moins elles sont concentrées

en éléments métalliques. Cette relation peut être expliquée par un effet de dilution des

particules moins chargées en métaux/métalloïdes et par la notion de surface spécifique. Les

particules fines comme les argiles ou les silts ont une surface d’échange énorme (800 m² pour

1g de matière). Ces particules sont donc d’excellentes phases porteuses pour les métaux. Le

facteur de variation à l’échelle de la colonne d’eau est plus important pour As que pour Zn

(Figure 129) et aura probablement une incidence dans l’estimation des flux.

Facteur de variation : 5 Facteur de variation : 9Facteur de variation : 5 Facteur de variation : 9Facteur de variation : 5Facteur de variation : 5 Facteur de variation : 9Facteur de variation : 9Facteur de variation : 9

Figure 129 : Concentration en As particulaire (en mg/kg) en fonction de la proportion de sable (%).

277

Proposition d’un modèle conceptuel à l’échelle du Bassin du Fleuve Rouge.

Les résultats obtenus lors de cette campagne ont montré que la variabilité spatiale était

importante dans la colonne d’eau pour tous les paramètres mesurés : vitesses de courant,

concentrations en MES, granulométrie, concentrations en ETM particulaires.

Nous avons essayé de synthétiser les relations entre les différents paramètres étudiés

(Q, MES, granulométrie et ETM) à l’aide d’un modèle conceptuel pour le Fleuve Rouge à

Sontay (Figure 130). Pour cela, nous avons retenu deux verticales ayant des résultats très

différents concernant la granulométrie, les concentrations en MES et leur position sur le

transect (chenal principal et chenal secondaire).

c

v

c

v c

v

suspensionremobilisation

ETM

Sable

argile

0

2

4

6

8

10

12

0 100 200 300 400 500 600

% g

ran

ulo

mé

trie

taille des grains (µm)

V2 surface-2m-8m-16m

0

5

10

15

0 100 200 300 400 500 600 700 800

V5 surface-2m-5m

V1 V3V2 V5V4 V6

vv

v

Basses eaux

Figure 130 : Modèle conceptuel montrant la répartition granulométrique de deux verticales

représentatives (V2 et V5).

La verticale V2 est profonde (16 m), se situe dans le chenal principal et présente donc

des vitesses de courant élevées (> 1,5 m/s ; Figure 127A). Son profil des MES (Figure 127)

est homogène sur la colonne d’eau. Sa granulométrie (Tableau 32 et Figure 130) indique que

la plupart des matières transportées sont sous formes d’argiles et de silts (sauf pour le point de

mesure situé au fond où le spectre granulométrique est très large avec une part sableuse

importante ; Figure 130– courbe turquoise) avec des fortes teneurs en ETM.

La verticale V5 présente des résultats tout à fait différents. La colonne d’eau en V5 est

faible (5 m de profondeur) et les vitesses de courant ne dépassent pas 1,12 m/s (Figure 127).

A proximité des berges, les vitesses de courant sont moins prononcées à cause de la faible

278

profondeur et des frottements qui y sont plus importants. (cf. Figure 127). Le profil de MES

de cette verticale est très hétérogène et augmente avec la profondeur (surface : 148 mg/l, 5m

de profondeur : 658 mg/l, Figure 127). La répartition granulométrique de V5 (Figure 130)

indique que la plupart des matières transportées sont composées de sables et ce, sur toute la

colonne d’eau (cf. courbes granulométriques ; Figure 130). La fraction sableuse des MES

induit de faibles teneurs en ETM.

Le phénomène de remobilisation est plus important à proximité des berges et dans les

zones de faible profondeur. Pour les verticales situées dans le chenal principal (loin des berges

et avec une profondeur importante) la suspension domine largement le phénomène de

remobilisation.

IV.2.2.c. Estimation des flux.

Nous venons de mettre en évidence que l’hétérogénéité dans la colonne d’eau ne peut

être négligée si l’on veut quantifier précisément les flux particulaires. Dans cette dernière

partie, nous avons cherché à savoir quelle était l’importance de cette variabilité sur

l’estimation des flux. Dans le flux de référence et le flux réel pour les MES et les ETM

particulaires, nous constatons que pour tous les éléments étudiés, une différence significative

dans l’estimation des flux est observée selon la stratégie adoptée (Figure 131).

En effet, le flux calculé avec la méthode « classique » tend à sous-estimer le transfert

particulaire (Figure 131) dans le Fleuve Rouge : par exemple, à 57.3 % pour les MES, à 8.9

% pour l’As, à 50.3 % pour le Cd, à 45.9 % pour le Zn et à 17.2 % pour le Cu.

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

MES/10⁴ Cu Zn As Cd×100

Flu

x (t

/j)

flux référence

flux réel

7,62

17,8

10,5

22,7

6,638,60

12,3

6,034,30

8,74

Figure 131: Comparaison entre le flux de référence et le flux réel (en t/j) pour les MES et les métaux

(4 éléments : Cu, As, Zn, Cd) à Sontay.

279

Partant de ce constat, nous avons ajouté des barres d’erreur aux flux annuels quantifiés

à SonTay à partir d’un seul prélèvement de surface (Figure 132). Ces incertitudes devront être

complétées par de prochaines campagnes de représentativité spatiale, réalisées pour

différentes conditions hydrologiques.

0

150

300

450

V

Crx

10

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

Cd

x100

Sb

Pb

x10 U

Flu

x d

es

ET

M d

iss

ou

s (

t/a

n)

0

2000

4000

6000

8000V Cr

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

x100

Cd

x100

Sb

x10

Pb

Th

Ux10

Flu

x d

es

ET

M p

art

icu

lair

es

(t/

an

)

Figure 132 : Flux moyens annuels des ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge à SonTay tenant

compte de l’incertitude liée à la méthode de prélèvement.

280

IV.2.3. Positionnement du Fleuve Rouge à l’échelle globale

Le tableau de comparaison des flux en ETM du Fleuve Rouge avec les autres fleuves

mondiaux (Tableau 33) montre que les flux des ETM particulaires exportés par le Fleuve

Rouge sont plus forts que les autres fleuves d’Asie comme le Mékong, le Jiulongjiang, le

Daliaohe ou le Minjiang et nettement plus faibles que le Huanghe et le Changjiang. Pour un

bassin de taille comparable comme le Missouri, les flux en Cu et en As particulaires du

Fleuve Rouge sont, respectivement, de 23 et 2 fois plus forts que ceux du Missouri.

La contribution des flux en ETM du Fleuve Rouge aux flux mondiaux a été également

calculée. Pour les ETM particulaires, la contribution varie entre 0.10% à 0.41% suivant

l’ordre : Mo~Cr (0.10%)<Ni(0.11%)<Co~Cd(0.12%)<V(0.14%)<Zn(0.16%)<U(0.18%)<

Cu(0.29%)<As(0.30%)<Pb(0.36%)<Sb(0.41%). Pour le dissous, la contribution varie entre

0.04% à 2.2%, suivant l’ordre : Cd(0.04%)<Cr(0.11%)<Co(0.12%)<Ni(0.18%)<Cu(0.33%)<

U(0.35%)<Mo(0.39%)<V~Pb(0.58%)<Zn(1.5%)<As(1.6%)<Sb(2.2%).

Tableau 33 : Comparaison des flux annuels en ETM particulaires et dissous du Fleuve Rouge (à

SonTay) avec d’autres fleuves mondiaux. References : 1 : Zhang et al., 1995 ; 2 : Zhang, 1995 ; 3 :

Cenci et Martin, 2004 ; 4 : Osman et Maha, 2005 ; 5 : Seyler et Boaventura, 2003 ; 6 : Horowitz et

al., 2001 ; 7 : Masson, 2007 ; 8 : Viers et al., 2009.

RivièreSurface

(km²)V Cr Co Ni Cu Zn As Mo Cd Sb Pb U

Fleuve Rouge 150000 2673 2014 396 1215 3298 4942 1650 43.3 27.1 136 3282 88

Huanghe1752000 84224 15040 44368 29328 76704 12960 203 18800

Changjiang21089000 37026 5772 37026 18513 35937 98.0 15246

Zhujiang2443000 2082 5316 16391 70.9 6645

Mékong3790000 1880 611 1175 823 1175

Jiulongjiang215000 71 255 122 720 2 195

Daliaohe227000 729 675 1377 405 1377 1188

Qiantanggjiang242000 1092 630 588 2.1 504

Minjiang261000 390.4 3.05 469.7

Nile43400000 986 408

Amazone56000000 60 6.0 42 18

Mississippi6 2979000 10724 8043 1609 4766 2711 13703 1370 626 59.6 2979

Missouri6 150000 8550 6000 1065 3600 1950 8250 960 540 43.5 2100

Gironde773000 175 190 29 117 146 1168 43 3.65 7.30 139 3.7

Flux mondial8 (103 t) 1941 1960 338 1118 1140 3123 544 45 23 33 916 50

Fleuve Rouge 150000 155 29.3 6.5 54.9 179 345 361 63.2 1.3 57.7 17.3 48.9

Huanghe1752000 15.0 52.6 7.52 993 0.75

Changjiang21089000 87.1 958.3 32.7 21.8 32.7

Amazone56000000 6.00 6.00 18.0

Mississippi6 2979000 745 953 1102 1341 596 834

Gironde773000 21.2 15.3 4.4 19.0 43.1 139 36.5 6.57 1.46 6.57 12.4

Flux mondial8 (103 t) 27 26 5.5 30 55 23 23 16 3.0 2.6 3.0 14

Flux des ETM dissous (t/an)

Flux des ETM particulaires (t/an)

Afin de pouvoir comparer les flux avec des bassins de taille différente, nous avons

déterminé les flux spécifiques, calculés en divisant les flux annuels en ETM par les

281

superficies des bassins (Figure 133). Pour les ETM particulaires, les flux spécifiques du

Fleuve Rouge sont comparables à d’autres fleuves comme le Zhujiang, le Changjiang pour les

éléments Cu, Zn, Cd et Pb. Le Fleuve Rouge présente le plus fort flux spécifique en As

particulaire. En terme de flux spécifiques des ETM dissous, le Fleuve Rouge est le plus

important pour tous éléments étudiés, sauf Cr et Cd (Figure 133).

0

20

40

60

80

100

120

V Cr

Co Ni

Cu

Zn

As

x1

0

Mo

x1

00

Cd

x1

00

Pb

Flu

x d

es

ET

M p

art

icu

lair

es

(k

g/k

m²/

an

)

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

V Cr

Co

x10 Ni

Cu

Zn

As

Mo

Cd

x10

Pb

x10

Flu

x d

es

ET

M d

iss

ou

s (

kg

/km

²/a

n)

Fleuve Rouge Huanghe Changjiang Zhujiang Amazone Mississippi Mékong Gironde

Figure 133 : Comparaison des flux spécifiques annuels en ETM particulaires et dissous du Fleuve

Rouge (à SonTay) avec des autres fleuves du monde.

282

V. Conclusion

Le suivi des concentrations en ETM dans les phases dissoute et particulaire en 2008 et

2009, au niveau de cinq sites stratégiques au Vietnam a permis d’analyser la variation spatio-

temporelle de la qualité des eaux et des particules transportées par le Fleuve Rouge. La qualité

des eaux et des particules vis-à-vis des ETM dissous et particulaires peut être considérée

comme bonne à moyenne pour une majorité d’éléments (d’après les critères de l’Agence de

l’Eau Française et les critères toxicologiques) pour les rivières Da et Lo, excepté pour Sb

particulaire, Sb et Zn dissous dans la rivière Da et pour Sb et As dissous dans la rivière Lo.

Par contre, elle est qualifiée de moyenne à mauvaise, voire très mauvaise pour plusieurs

éléments, pour le tronçon principal du Fleuve Rouge. En effet, de fortes concentrations en

ETM ont été observées dans le Fleuve Rouge en Cu, As, Pb, Ni et Zn dissous et particulaires.

Ces anomalies sont essentiellement localisées en amont (à LaoCai) et diminuent vers l’aval (à

SonTay).

L’étude de la répartition entre phases dissoute et particulaire nous a permis de mettre

en évidence que, dans le système fluvial du Fleuve Rouge, la phase particulaire était

dominante pour la plupart des ETM (excepté Mo), et ce, en raison des forts taux d’érosion

mécanique. Les coefficients de partition Kd varient fortement à l’échelle temporelle pour les

différents ETM et plus modérément à l’échelle spatiale. Les éléments Th et Pb qui sont

connus pour être principalement transportés dans la phase particulaire montrent les plus

fortes valeurs de Kd ; à l’opposé, les éléments comme Mo ou U sont caractérisés par des Kd

plus faibles, démontrant que l’équilibre dynamique est déplacé vers la phase dissoute. Seul un

effet de la concentration en MES (appelé pce) sur les coefficients de partition a pu être

observé pour As, Mo, Sb, suite à la diminution des concentrations particulaires.

L’étude à haute résolution spatiale, réalisée sur l’ensemble bassin versant du Fleuve

Rouge au Vietnam des concentrations en ETM et de leur spéciation (forme dissoute,

particulaire dans les MES et laisses de crue) a permis de mettre en évidence de fortes

anomalies géochimiques et de localiser plus précisément leur origine. Les cartographies

métalliques ont permis d’identifier plusieurs bassins situés à l’amont des rivières Da, Lo et

Fleuve Rouge présentant des concentrations élevées. Nous n’avons pu déterminer un bruit de

fond géochimique permettant de définir si ces anomalies étaient naturelles et/ou anthropiques

car les sources sont localisées dans la partie chinoise. Il sera nécessaire d’étudier, dans le

futur, des sous-bassins chinois, appartenant au bassin versant du Fleuve Rouge, afin de

caractériser le bruit de fond géochimique, et ce, essentiellement pour les éléments Cu, As, Pb,

283

Sb et Zn. Néanmoins, ces premières cartographies constituent un outil de gestion de la qualité

des eaux et des sédiments et un support scientifique permettant d’envisager des perspectives

de recherche scientifique à partir des résultats acquis et des stratégies d’échantillonnage

développées dans cette étude.

Une première étude a été menée sur l’identification des signatures géochimiques des

particules érodées et laisse envisager des perspectives prometteuses quant à la détermination

des sources des MES et ETM et à leur contribution aux exports dans le delta. Elle aura permis

de mettre en évidence des signatures similaires entre les particules de LaoCai et de SonTay,

démontrant que l’amont du Fleuve Rouge (partie chinoise) contribue quasi-exclusivement aux

flux de MES. Ce résultat est fondamental car il prouve que la gestion des sédiments du delta

du Fleuve Rouge ne peut être envisagé sans des actions communes entre la Chine et le

Vietnam. Le développement des études sur les signatures géochimiques des particules du

Fleuve Rouge permettra, à moyen terme, de pouvoir quantifier les contributions des différents

sous-bassins à partir des seules observations à SonTay.

Pour la première fois, les flux métalliques exportés, annuellement, par le Fleuve

Rouge et par ses affluents (Da et Lo) dans le Delta ont pu être estimés à partir de

prélèvements ponctuels réalisés sur les 5 sites d’observation. L’analyse comparative des

apports par les sous-bassins (Da, Lo et Fleuve Rouge Amont et Aval) montre que les flux

métalliques particulaires proviennent majoritairement de l’amont du Fleuve Rouge, avec une

contribution relative au flux total variant entre 80 (pour U) et 95% (pour Cu et Pb). Le Da et

le Lo contribuent, respectivement, à 3 % et 9 % en moyenne. Ce résultat s’explique par la

forte contribution en MES du Fleuve Rouge en amont et par les forts taux de piégeage dans le

barrages de HoaBinh sur le Da. A l’inverse, la contribution moyenne au flux total des ETM

dissous pour le Da et le Lo est, respectivement, de 42 et 26%, en raison des fortes

contributions hydriques. Cette observation démontre des sources métalliques importantes dans

le bassin du Da. Enfin, nous avons réalisé une campagne supplémentaire afin de s’assurer de

la validité des flux calculés à partir d’un échantillon ponctuel prélevé en un seul site. Pour

cela, nous avons utilisé un ADCP balayant le Fleuve Rouge, à SonTay, dans sa largeur et

réalisé des prélèvements d’échantillons d’eau en différentes verticales, à la fois en surface, au

milieu et au fond. Les flux métalliques particulaires définis à partir de cette méthodologie ont

été comparés à ceux définis à partir d’un échantillon ponctuel « méthode classique ». Les flux

journaliers calculés avec la méthode « classique » tendent à être sous-estimés, entre 9 (pour

Sb) et 60% (pour Cd). A partir de cette campagne, nous avons attribué des barres d’erreur aux

flux annuels définis « classiquement ». Les flux spécifiques des ETM particulaires du Fleuve

284

Rouge sont comparables à ceux d’autres grands fleuves comme le Zhujiang (Rivière des

Perles ; S ~ 400 000 km²) ou le Yangtze pour les éléments Cu, Zn, Cd et Pb ; le flux

spécifique en As particulaire du Fleuve Rouge est le plus fort flux. En terme de flux

spécifiques des ETM dissous, le Fleuve Rouge montrerait des valeurs supérieures aux flux

reportés dans d’autres grands bassins. Il sera intéressant de pérenniser ces stations afin

d’évaluer toutes modifications des flux métalliques dans le cadre des changements globaux

(urbanisation croissante, changement climatique, …), de même que leur devenir dans le delta

et dans la mer du Tonkin.

285

Conclusion générale et Perspectives

Ce travail de thèse contribue à une meilleure compréhension des mécanismes

d’érosion-transfert-sédimentation et des transferts géochimiques (carbone, métaux) associés

dans les systèmes fluviaux. Dans cette étude, les données utilisées sont issues d’une

combinaison de différentes stratégies d’échantillonnage et d’observation :

- un suivi à long terme (39 ans) et à haute résolution temporelle (journalière) des

débits et des concentrations en MES à l’exutoire du Fleuve Rouge, juste avant son entrée dans

le delta ;

- un suivi journalier des débits et des MES durant 6 ans, couvrant des années

hydrologiques contrastées, acquis en 5 sites stratégiques du bassin versant du Fleuve Rouge ;

- un suivi géochimique (carbone, métaux) dans les phases dissoute et particulaire

réalisé en 5 sites, en 2008 et 2009, avec une fréquence d’échantillonnage hebdomadaire à

bimestrielle ;

- deux campagnes à haute résolution spatiale (40 sites) couvrant l’ensemble du bassin

versant du Fleuve Rouge au Vietnam lors des conditions hydrologiques contrastées.

Les recherches réalisées dans ce travail ont été divisées en trois grands axes traitant

pour le premier exclusivement des MES, pour le second des 4 formes de carbone (COP, COD,

CIP, CID) et pour le dernier des éléments traces métalliques.

Les principaux résultats obtenus pour les MES ont permis de dégager les conclusions

suivantes :

• En se basant sur une banque de données à haute résolution temporelle des

débits et de concentrations en MES mesurés à SonTay durant la période 1960-2008, le flux

moyen annuel de MES transporté par le Fleuve Rouge durant cette période a été estimé à

90 Mt/an, correspondant à un flux spécifique de 600 t/km²/an.

• La variabilité temporelle du flux annuel de MES du Fleuve Rouge (allant de 24

à 200 Mt / an) est apparue fortement liée aux conditions hydrologiques interannuelles et à la

présence d’un barrage majeur installé sur le Da. Ce barrage n’a pas d’incidence notable sur les

apports hydriques mais serait responsable du piégeage de la moitié des flux de MES exportés

au delta avec un taux de sédimentation estimé entre 52 et 200 cm/an.

286

• L’analyse des données obtenues au niveau des 5 sites stratégiques (LaoCai,

PhuTho, SonTay, Da et Lo) entre 2003-2008 a montré une forte variabilité spatiale des flux

inter-annuels de MES. Ils sont, respectivement, de 30 Mt/an, 38 Mt/an et 29 Mt/an à LaoCai,

PhuTho et SonTay. Pour les deux tributaires principaux, les flux inter-annuels ont été estimés

à 4.1 Mt/an pour le Da et à 6.6 Mt/an pour le Lo. Cette quantification a mis en évidence que

(i) les MES du Fleuve Rouge viennent principalement de l’érosion en amont du bassin versant

(~80%), contrairement à ce que l’on observe pour le flux hydrique (~21%) ; (ii) des processus

complexes d’érosion-transport-sédimentation ont lieu à l’intérieur du bassin, ces derniers

varient en fonction des situations hydrologiques.

L’étude concernant les quatre formes du carbone dans les eaux du Fleuve Rouge a

abouti aux résultats suivants :

• Les différentes formes de carbone n’évoluent pas de la même façon avec les

conditions hydrologiques. Les concentrations en COP et en CIP sont fortement liées aux

teneurs en MES et donc à l’intensité de l’érosion mécanique. Les concentrations en COD

présentent une faible augmentation lors de la montée des débits, résultant d’un phénomène de

lessivage des horizons organiques des sols. Les concentrations en CID sont relativement

stables au cours de l’année.

• La forme principale du carbone transporté par le Fleuve Rouge est le CID qui

représente entre 60% et 90% du carbone total. Ce résultat est conséquent à la présence de

roches carbonatées dans le bassin versant du Fleuve Rouge. La teneur en COP dans les MES

transportées par le Fleuve Rouge est faible (COP~1.5%) et serait principalement réfractaire.

• L’estimation des flux annuels de carbone a logiquement démontré que l’amont

du Fleuve Rouge contribue à 65% du flux de COP et à 80% de celui de CIP, et ceci en

relation avec les forts transferts de MES. A l’inverse, les flux de carbone dissous viennent

principalement (50%) de la rivière Da en raison des forts apports hydriques.

L’analyse spatio-temporelle portant sur les ETM (V, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Mo, Cd,

Sb, Pb, U et Th) a permis de caractériser la qualité des eaux du Fleuve Rouge et de dégager

les conclusions suivantes :

• La qualité des eaux du Fleuve Rouge, définie à partir des prélèvements

effectués sur les 5 sites du réseau d’observation, peut être considérée comme médiocre à

mauvaise pour un certain nombre d’ETM : Cu, Ni, As, Pb, Cd et Sb. Les rivières Da et Lo

présentent une meilleure qualité des eaux que le Fleuve Rouge.

287

• Les fortes anomalies métalliques, dissoutes et particulaires, ont été observées à

LaoCai, pour une majorité d’éléments, ce qui suggère que la source principale des ETM dans

les eaux vient de la partie chinoise du Fleuve Rouge.

• L’analyse de la partition des ETM, à partir des coefficients de partage Kd, a

démontré que la phase particulaire était dominante pour la plupart des ETM (excepté Mo). Un

effet de la concentration en particules (pce) sur les coefficients de partage a pu être observé

pour As, Mo, Sb, suite à la diminution des concentrations particulaires.

• L’analyse spatiale et la réalisation de cartographies sous SIG des données géo-

référencées a permis de localiser plus précisément les sources des anomalies en ETM. Ainsi,

les anomalies en As, Sb, Pb et Cu seraient localisées en amont du Fleuve Rouge mais

également en amont du Da (Pb, As, Sb dissous ; As particulaire) et du Lo (Pb et Sb dissous ;

Sb particulaire).

• Les flux d’ETM dissous et particulaires ont pu être établis sur les 5 sites du

réseau d’observation, ce qui a permis de démontrer que les flux dissous venaient

principalement de la rivière Da dû au fort apports hydriques et que les flux d’entrée (i.e. la

somme des 3 tributaires Da+Lo+Fleuve Rouge) sont plus ou moins comparables aux flux

mesurés à SonTay. A l’inverse, 88% des flux particulaires proviennent de l’axe principal du

Fleuve Rouge. Les flux d’ETM particulaires quantifiés à SonTay sont de 48 à 66% plus

faibles que la somme des flux entrants, du fait de la forte sédimentation, dans les plaines

d’inondation, localisées entre PhuTho et SonTay.

Malgré les difficultés rencontrées tout au long de la réalisation de ce travail de thèse

(alternance entre la France et le Vietnam, conditions d’accès aux sites, intempéries, …), ce

travail a apporté des éléments de réponse pour mieux comprendre les qualités, formes et

origines des matières dissoutes et particulaires véhiculées par le Fleuve Rouge, depuis les

zones très érosives en amont du bassin (Yunnan) jusqu’à la zone deltaïque. Les résultats

acquis dans cette thèse permettent d’envisager de nouvelles perspectives pour de futures

recherches :

• Nous avons pu démontrer l’intérêt de disposer de données à haute résolution et

sur le long terme. La première perspective envisagée est de pérenniser l’acquisition de

données hydrogéochimiques sur notre réseau d’observation. Il serait alors possible de mieux

caractériser la sensibilité du milieu en terme d’érosion suite aux éventuels changements

climatiques et/ou anthropiques.

288

• Dans le système du Fleuve Rouge, les crues, lors des HE, sont responsables de

~90% du transport solide. De ce fait, il serait intéressant d’échantillonner à très haute

résolution temporelle (toutes les heures, par exemple) des événements de crue, afin d’analyser

les variations temporelles et d’évaluer leur importance sur l’estimation annuelle. Il est

probable que ces périodes soient propices à un export significatif vers la zone côtière. Un

couplage avec la télédétection et la modélisation dans le delta permettrait de suivre le devenir

des apports.

• Notre étude a établi que la source principale de matières transportées à

l’exutoire du Fleuve Rouge vient de l’amont, dans la partie chinoise. Il apparait donc crucial

de mettre en place des réseaux d’observation sur la partie chinoise, ou si cela n’était pas

possible, de réaliser des profils longitudinaux sur tout le continuum. Un tel couplage amont-

aval permettrait de voir si la caractérisation des eaux et des particules s’acquiert dès les têtes

du bassin du Fleuve Rouge et de discriminer les facteurs naturels et/ou anthropiques.

• Ce travail a permis d’évaluer un taux de sédimentation très important en MES

(52 à 200 cm/an) dans le réservoir de HoaBinh générant également un piégeage d’éléments

associés (carbone, métaux). Il apparait donc important d’étudier (1) les marqueurs de la

diagenèse précoce dans les sédiments à partir d’une ou des carottes sédimentaires; (2) la

spéciation chimique et minéralogique des ETM particulaires afin de déterminer leur potentiel

de remobilisation suite à des évènements naturels (crues exceptionnelles) ou des activités

humaines. En effet, les études sur les remobilisations éventuelles de sédiments de barrages

sont primordiales pour comprendre les bilans de polluants et posent le problème de

l’aménagement du territoire vietnamien sur les dangers importants d’une pollution par

accumulation de sédiments toxiques. S’il était techniquement possible de réaliser une longue

carotte sédimentaire dans ce barrage, nous pourrions analyser l’évolution temporelle des

teneurs en ETM depuis 1989. Les activités industrielles au Vietnam s’étant développées

récemment, nous pourrions peut-être observer une augmentation des teneurs suite à ces

activités et évaluer le bruit de fond géochimique.

• Notre travail a mis en évidence des anomalies en ETM (e.g. As, Cu, Pb et Sb),

essentiellement localisées en amont ; ces dernières peuvent avoir des impacts sur la santé des

habitants qui utilisent des eaux non traitées. Il serait intéressant de caractériser également les

phases porteuses de ces éléments dans les matières transportées par le Fleuve Rouge afin de

comprendre leur comportement dans l’environnement. Pour réaliser cette caractérisation, nous

avons débuté, en collaboration avec C. Grosbois (UMR ISTO, Tours), une étude visant à

289

définir les phases minéralogiques par des voies d’observation directe sur lame mince au

microscope électronique à balayage (MEB) ; nous avons également réalisé des analyses par

microsonde électronique pour des échantillons présentant de très fortes concentrations en

ETM. Les premiers résultats montrent que la majorité des phases porteuses pourrait être

attribuée à des oxy-hydroxydes de fer et de manganèse, contenant jusqu’à 1.8 % pds de

As2O3, 0.2 %pds de CdO, 2.8 %pds de CuO, 2.8 %pds de PbO et 5.7%pds de ZnO. Une telle

étude pourrait être prochainement couplée à des analyses éco-toxicologiques.

• Les données biogéochimiques acquises dans le cadre de cette thèse pourront

être rassemblées avec des données obtenues dans d’autres programmes (Projet DAY-RIVER,

Thèse Le, 2005 et Luu, 2010 ; projet HAIPHONG EC2CO) dans une base de données

commune. Celle-ci, couplée à des données d’occupation de sols, de géologie et d’hydrologie,

permettrait d’établir un état de référence qui sera essentiel pour évaluer, dans le futur,

l’impact des modifications des pressions anthropiques et du changement climatique sur le

fonctionnement biogéochimique du Fleuve Rouge, en tenant compte également des

aménagements hydrauliques (ex. barrages actuels et futurs).

• Le développement de modèles (par exemple River-Strahler, Luu, 2010) sur tout

le continuum fluvio-deltaïque pourrait être assuré conjointement par des chercheurs

vietnamiens et français, et ce, à partir des contraintes environnementales géoréférencées et des

nouvelles données à haute résolution spatiale obtenues dans cette thèse. De tels modèles

pourraient permettre de prévoir l’évolution de la qualité des eaux de surface en termes de

pollutions métalliques et organiques.

291

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ANNEXES

Données les années 2006-2007 (Master 2)

Tableau 1 : Concentrations en MES, débits, %COP, %CIP et concentrations (mg/l) en

COP, CIP du Fleuve Rouge à Hanoi (considère le SonTay) de 2006 à 2007

Date Site MES(mg/l) Q (m3/s) COP% CIP% CTP% COP(mg/l) CIP (mg/l)

21-mars-06 Hanoi 45 1250 3.50 - - 1.6 -

29-mars-06 Hanoi 40 1340 3.30 - - 1.3 -

4-avr.-06 Hanoi 57 998 2.10 - - 1.2 -

11-avr.-06 Hanoi 37 1400 2.30 - - 0.9 -

18-avr.-06 Hanoi 123 1430 1.75 - - 2.2 -

20-avr.-06 Hanoi 38 1730 3.50 - - 1.3 -

25-avr.-06 Hanoi 21 1910 2.80 - - 0.6 -

28-avr.-06 Hanoi 25 1900 1.95 - - 0.5 -

4-mai-06 Hanoi 58 1800 1.80 - - 1.0 -

7-mai-06 Hanoi 62 1970 1.75 - - 1.1 -

13-juil.-06 Hanoi 318 8350 1.60 - - 5.1 -

15-juil.-06 Hanoi 234 7520 0.89 - - 2.1 -

18-juil.-06 Hanoi 230 9840 0.80 - - 1.8 -

19-juil.-06 Hanoi 326 12900 0.99 - - 3.2 -

23-juil.-06 Hanoi 379 10200 0.68 - - 2.6 -

25-juil.-06 Hanoi 177 7570 0.62 - - 1.1 -

27-juil.-06 Hanoi 532 6810 1.50 - - 8.0 -

29-juil.-06 Hanoi 318 6440 0.72 - - 2.3 -

2-août-06 Hanoi 595 6090 0.94 - - 5.6 -

4-août-06 Hanoi 295 4550 0.92 - - 2.7 -

7-août-06 Hanoi 391 4740 1.05 - - 4.1 -

11-août-06 Hanoi 375 5960 1.05 - - 3.9 -

14-août-06 Hanoi 341 4590 1.00 - - 3.4 -

16-août-06 Hanoi 254 4680 0.92 - - 2.3 -

21-août-06 Hanoi 557 6910 0.98 - - 5.5 -

23-août-06 Hanoi 259 5550 0.85 - - 2.2 -

25-août-06 Hanoi 331 4820 0.86 - - 2.8 -

28-août-06 Hanoi 367 4680 0.81 - - 3.0 -

30-août-06 Hanoi 351 4990 0.73 - - 2.6 -

1-sept.-06 Hanoi 234 4920 0.70 - - 1.6 -

22-sept.-06 Hanoi 290.5 2700 1.15 0.46 1.61 3.3 1.3

25-sept.-06 Hanoi 450.1 2080 0.81 0.63 1.44 3.6 2.8

27-sept.-06 Hanoi 386.7 2220 0.88 0.74 1.62 3.4 2.9

29-sept.-06 Hanoi 251.7 2160 1.35 0.88 2.23 3.4 2.2

2-oct.-06 Hanoi 128 2400 2.85 - - 3.6 -

6-oct.-06 Hanoi 132.3 2220 3.25 - - 4.3 -

9-oct.-06 Hanoi 160.4 2090 1.05 - - 1.7 -

13-oct.-06 Hanoi 1106.7 9720 1.45 0.7 2.15 16.0 7.7

16-oct.-06 Matin 1126.6 6230 1.10 0.92 2.02 12.4 10.4

16-oct.-06 Midi 1155 6230 1.00 0.91 1.91 11.6 10.5

16-oct.-06 17h 995.1 6230 0.69 0.76 1.45 6.9 7.6

20-oct.-06 Hanoi 393 3830 0.76 0.76 1.52 3.0 3.0

23-oct.-06 Hanoi 314.8 3380 0.8 0.69 1.49 2.5 2.2

27-oct.-06 Hanoi 265.3 2730 0.88 0.66 1.54 2.3 1.8

30-oct.-06 Hanoi 213.4 2440 0.92 0.69 1.61 2.0 1.5

Tableau 1 (Continuation)

Date Site MES(mg/l) Q (m3/s) COP% CIP% CTP% COP(mg/l) CIP (mg/l)

3-nov.-06 Hanoi 199.7 2340 0.96 0.72 1.68 1.9 1.4

6-nov.-06 Hanoi 151.2 2240 1.4 - - 2.1 -

10-nov.-06 Hanoi 145.2 2050 1.65 - - 2.4 -

14-nov.-06 Hanoi 112.1 1780 1.05 - - 1.2 -

17-nov.-06 Hanoi 121.4 1880 1.7 - - 2.1 -

20-nov.-06 Hanoi 109.5 1670 1.35 - - 1.5 -

24-nov.-06 Hanoi 127.9 1690 1.65 - - 2.1 -

27-nov.-06 Hanoi 95.1 1390 1.5 - - 1.4 -

1-déc.-06 Hanoi 77.8 1300 1.3 - - 1.0 -

4-déc.-06 Hanoi 83.1 1150 1.3 - - 1.1 -

8-déc.-06 Hanoi 69.4 1320 1.75 - - 1.2 -

11-déc.-06 Hanoi 73.4 1140 1.3 - - 1.0 -

15-déc.-06 Hanoi 84.9 1220 1.05 - - 0.9 -

18-déc.-06 Hanoi 51.9 1090 1.9 - - 1.0 -

5-janv.-07 Hanoi 93.2 1480 1.3 - - 1.2 -

8-janv.-07 Hanoi 49.4 1170 1.85 - - 0.9 -

12-janv.-07 Hanoi 71.1 1440 1.25 - - 0.9 -

15-janv.-07 Hanoi 56.7 1160 2.1 - - 1.2 -

19-janv.-07 Hanoi 107.4 2040 1.2 - - 1.3 -

22-janv.-07 Hanoi 101.6 1850 1.6 - - 1.6 -

26-janv.-07 Hanoi 73.3 1350 1.1 - - 0.8 -

29-janv.-07 Hanoi 60.4 1380 2.65 - - 1.6 -

2-févr.-07 Hanoi 75.1 1780 1.4 - - 1.1 -

5-févr.-07 Hanoi 64.3 1940 2.35 - - 1.5 -

9-févr.-07 Hanoi 48.2 1170 1.55 - - 0.7 -

23-févr.-07 Hanoi 46.1 908 3.45 - - 1.6 -

26-févr.-07 Hanoi 31.5 959 2.35 - - 0.7 -

2-mars-07 Hanoi 78.2 1440 2.15 - - 1.7 -

5-mars-07 Hanoi 46.5 1060 2.15 - - 1.0 -

9-mars-07 Hanoi 41.6 1140 2.92 - - 1.2 -

12-mars-07 Hanoi 30.2 1050 3.9 - - 1.2 -

16-mars-07 Hanoi 45.3 1300 2.2 - - 1.0 -

19-mars-07 Hanoi 34.3 1100 1.75 - - 0.6 -

23-mars-07 Hanoi 37.2 1090 2.25 - - 0.8 -

26-mars-07 Hanoi 26.5 984 3.3 - - 0.9 -

30-mars-07 Hanoi 19.4 1360 2.95 - - 0.6 -

2-avr.-07 Hanoi 26.4 1050 2.15 - - 0.6 -

4-avr.-07 Hanoi 14.7 1360 3.25 - - 0.5 -

8-avr.-07 Hanoi 18.3 1080 5.75 - - 1.1 -

11-avr.-07 Hanoi 14.7 990 5.22 - - 0.8 -

18-avr.-07 Hanoi 38.4 1160 2.27 - - 0.9 -

20-avr.-07 Hanoi 25.4 830 3.21 - - 0.8 -

25-avr.-07 Hanoi 12.1 1310 7.33 - - 0.9 -

28-avr.-07 Hanoi 46.1 1360 0.78 - - 0.4 -

30-avr.-07 Hanoi 30.8 1350 1.9 - - 0.6 -

4-mai-07 Hanoi 22.7 1980 1.85 - - 0.4 -

7-mai-07 Hanoi 53.7 2250 1.55 - - 0.8 -

11-mai-07 Hanoi 38.1 2150 1.8 - - 0.7 -

14-mai-07 Hanoi 47.5 1360 1.8 - - 0.9 -

18-mai-07 Hanoi 42.1 2140 1.95 - - 0.8 -

21-mai-07 Hanoi 139.0 3820 1.8 - - 2.5 -

25-mai-07 Hanoi 213.5 3010 1.6 - - 3.4 -

Tableau 1 (Continuation)

28-mai-07 Hanoi 200.8 1990 1.65 - - 3.3 -

31-mai-07 Hanoi 123.0 3690 1.45 - - 1.8 -

4-juin-07 Hanoi 161.8 3000 1.7 - - 2.8 -

8-juin-07 Hanoi 134.2 3190 1.5 - - 2.0 -

11-juin-07 Hanoi 125.8 2800 1.3 - - 1.6 -

15-juin-07 Hanoi 202.2 4310 1.35 - - 2.7 -

25-juin-07 Hanoi 148 3780 1.36 - - 2.0 -

29-juin-07 Hanoi 159.2 3900 1.52 - - 2.4 -

2-juil.-07 Hanoi 150 4900 1.17 - - 1.8 -

6-juil.-07 Hanoi 146 5430 1.29 - - 1.9 -

9-juil.-07 Hanoi 250.8 6220 1.12 - - 2.8 -

13-juil.-07 Hanoi 229.6 5540 1.17 - - 2.7 -

16-juil.-07 Hanoi 348.8 7250 1.12 - - 3.9 -

19-juil.-07 Hanoi 240.4 9010 1.00 0.31 1.31 2.4 0.7

23-juil.-07 Hanoi 453.7 8940 0.76 0.42 1.18 3.5 1.9

25-juil.-07 Hanoi 555.0 8440 0.83 0.42 1.25 4.6 2.3

27-juil.-07 Hanoi 488.1 7890 0.84 0.49 1.33 4.1 2.4

30-juil.-07 Hanoi 816.3 10600 0.87 0.45 1.322 7.1 3.7

1-août-07 Hanoi 479.8 10400 0.90 0.01 0.905 4.3 0.0

3-août-07 Hanoi 447.2 9960 0.74 0.68 1.42 3.3 3.1

4-août-07 Hanoi 427.6 10100 1.24 0.31 1.544 5.3 1.3

5-août-07 Hanoi 411.0 11500 0.72 0.26 0.982 3.0 1.1

6-août-07 Hanoi 1424.6 12100 0.80 0.49 1.29 11.5 6.9

8-août-07 Hanoi 849.9 9640 0.73 0.44 1.17 6.2 3.7

10-août-07 Hanoi 717.2 6790 0.70 0.53 1.23 5.0 3.8

13-août-07 Hanoi 646.9 5000 0.85 0.56 1.41 5.5 3.6

15-août-07 Hanoi 790.6 5520 0.88 0.55 1.43 7.0 4.3

17-août-07 Hanoi 2072.5 5540 0.86 0.47 1.33 17.8 9.8

20-août-07 Hanoi 1177.1 4690 0.63 0.60 1.23 7.4 7.1

22-août-07 Hanoi 2873.8 4280 0.73 0.26 0.988 20.9 7.5

24-août-07 Hanoi 1195.1 4380 0.63 0.49 1.12 7.6 5.8

27-août-07 Hanoi 735.6 4740 0.79 0.55 1.34 5.8 4.0

29-août-07 Hanoi 1398.1 5810 0.74 0.50 1.24 10.3 7.0

31-août-07 Hanoi 2683.4 5540 0.77 0.50 1.27 20.7 13.4

5-août-07 Hanoi 1518.7 7620 0.87 0.51 1.38 13.2 7.7

7-sept.-07 Hanoi 1290.3 7780 0.83 0.55 1.38 10.7 7.1

10-sept.-07 Hanoi 919.8 6500 0.76 0.57 1.33 7.0 5.2

18-sept.-07 Hanoi 598.7 5620 0.96 0.40 1.36 5.8 2.4

20-sept.-07 Hanoi 799.7 4840 0.72 0.58 1.3 5.8 4.6

24-sept.-07 Hanoi 759.9 3850 0.66 0.65 1.31 5.0 4.9

26-sept.-07 Hanoi 359.6 4130 0.95 0.58 1.53 3.4 2.1

12.1 830 0.62 0.01 0.91 0.36 0.03

2874 12900 7.33 0.92 2.23 20.9 13.4

346 3915 1.55 0.55 1.42 3.4 4.5Moyenne

Max

Min

Tableau 2 : Concentrations (en mg/l) en COD, CID et en CTD du Fleuve Rouge à Hanoi

durant les années 2006-2007

Date Site COD (mg/l) CID (mg/l) CTD (mg/l)

20-avr.-06 Hanoi 1.3 - -

25-avr.-06 Hanoi 1.5 - -

04-mai-06 Hanoi 1.5 - -

07-mai-06 Hanoi 1.4 - -

05-juil.-06 Hanoi 1.4 15.7 17.1

07-juil.-06 Hanoi 0.5 6.7 7.2

10-juil.-06 Hanoi 0.5 - -

13-juil.-06 Hanoi 1.3 - -

18-juil.-06 Hanoi 1.0 - -

20-juil.-06 Hanoi 7.3 9.2 16.5

25-juil.-06 Hanoi 0.8 - -

27-juil.-06 Hanoi 0.9 16.2 17.1

30-juil.-06 Hanoi 1.1 - -

02-août-06 Hanoi 2.3 - -

04-août-06 Hanoi 4.0 - -

07-août-06 Hanoi 2.6 - -

09-août-06 Hanoi 3.9 - -

11-août-06 Hanoi 2.5 - -

14-août-06 Hanoi 1.0 15.3 16.3

16-août-06 Hanoi 0.9 - -

21-août-06 Hanoi 0.9 12.5 13.4

25-août-06 Hanoi 0.9 14.4 15.3

28-août-06 Hanoi 0.9 12.7 13.6

30-août-06 Hanoi 1.2 14.0 15.2

01-sept.-06 Hanoi 1.1 18.1 19.2

06-sept.-06 Hanoi 1.4 - -

14-nov.-06 Hanoi 0.8 - -

05-juil.-06 Hanoi 0.8 - -

10-juil.-06 Hanoi 1.2 - -

20-juil.-06 Hanoi 1.2 - -

05-août-06 Hanoi 0.9 - -

14-nov.-06 Hanoi 0.7 - -

19-juil.-07 Hanoi 1.5 17.7 19.2

23-juil.-07 Hanoi 1.7 11.3 13.0

27-juil.-07 Hanoi 2.8 13.7 16.4

30-juil.-07 Hanoi 3.5 13.7 17.2

01-août-07 Hanoi 1.9 12.4 14.3

03-août-07 Hanoi 3.4 17.2 20.5

05-août-07 Hanoi 1.6 29.3 30.8

08-août-07 Hanoi 2.3 31.3 33.6

15-août-07 Hanoi 1.7 21.6 23.3

20-août-07 Hanoi 3.7 32.6 36.2

22-août-07 Hanoi 1.5 21.6 23.0

24-août-07 Hanoi 1.8 13.2 15.0

27-août-07 Hanoi 2.2 23.6 25.7

29-août-07 Hanoi 1.7 18.9 20.6

31-août-07 Hanoi 1.3 29.7 31.0

05-sept.-07 Hanoi 3.4 17.4 20.8

07-sept.-07 Hanoi 2.7 18.5 21.2

18-sept.-07 Hanoi 1.9 17.5 19.3

20-sept.-07 Hanoi 1.3 16.9 18.2

24-sept.-07 Hanoi 2.5 16.2 18.7

26-sept.-07 Hanoi 1.4 29.8 31.1

Min 0.5 6.7 7.2

Max 7.3 32.6 36.2

Moyenne 1.8 18.0 20.0

Données de thèse durant les années 2007-2009

Tableau 3 : Tableau de concentrations en MES, débit, %COP, %CIP, concentrations en COP,

CIP, CTD, COD, CID et CTD du Fleuve Rouge à LaoCai, PhuTho et les rivières Da et Lo

durant les années 2007-2009.

A : Fleuve Rouge à LaoCai

Date SiteMES

(mg/l)Q (m3/s) %COP %CIP CTP%

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

CTP

(mg/l)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)

CTD

(mg/l)

3-août-07 LaoCai 3605 2090 1.00 0.74 1.74 36.1 26.7 62.7 4.8 13.6 18.3

4-août-07 LaoCai 2809 3820 0.79 0.67 1.46 22.2 18.8 41.0 1.5 17.2 18.7

5-août-07 LaoCai 2620 3450 0.6 0.80 1.4 15.7 21.0 36.7 1.2 24.3 25.5

5-août-07 LaoCai 1055 3820 0.64 0.71 1.35 6.8 7.5 14.2 1.0 23.7 24.7

5-sept.-07 LaoCai 1266 2170 0.57 1.05 1.62 7.2 13.3 20.5 1.8 20.3 22.0

12-sept.-07 LaoCai 1221 1210 0.78 0.82 1.6 9.5 10.0 19.5 1.5 22.1 23.5

7-avr.-08 LaoCai 431 146 0.86 0.71 1.57 3.71 3.06 6.8 1.2 19.3 20.5

6-juin-08 LaoCai 1150 333 0.60 0.62 1.23 6.9 7.2 14.1 1.5 24.1 25.6

19-juil.-08 LaoCai 1008 1160 0.50 0.44 0.94 5.04 4.4 9.4 1.8 27.9 29.7

24-sept.-08 LaoCai 153 584 0.73 1.94 2.67 1.12 2.97 4.09 2.4 25.6 27.9

27-oct.-08 LaoCai 313 825 1.68 1.05 2.73 5.26 3.29 8.56 0.7 23.2 23.9

1-juin-09 LaoCai 184 335 1.61 0.54 2.15 2.96 0.99 4.0 2.4 16.2 18.6

29-juin-09 LaoCai 238 456 1.07 0.77 1.84 2.5 1.8 4.4 3.1 20.2 23.3

20-juil.-09 LaoCai 1838 828 1.19 0.10 1.29 21.9 1.8 23.7 1.4 15.6 17.0

7-août-09 LaoCai 394 836 0.76 0.87 1.63 3.0 3.4 6.4 3.6 16.4 20.0

153 146 0.50 0.10 0.94 1.12 0.99 3.96 0.7 13.6 17

3605 3820 1.68 1.94 2.73 36.1 26.7 62.7 4.8 27.9 29.7

1218.99 1471 0.89 0.79 1.68 9.99 8.4 18.4 2.0 20.6 22.6Moyenne

Max

Min

B : Fleuve Rouge à PhuTho

Date SiteMES

(mg/l)Q (m

3/s) %COP %CIP CTP%

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

CTP

(mg/l)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)

CTD

(mg/l)

16-sept.-07 PhuTho 1551 1220 0.68 - - 10.5 - - 1.4 - -

12-mars-08 PhuTho 1185 284 1.6 0.80 2.40 18.96 9.48 28.44 1.42 19.3 20.7

6-avr.-08 PhuTho 859 246 1.27 0.33 1.60 10.91 2.83 13.74 1.8 12.3 14.1

9-juin-08 PhuTho 1834 792 0.64 0.58 1.22 11.74 10.64 22.37 1.66 23.4 25.1

23-juil.-08 PhuTho 1588 1290 0.7 0.65 1.35 11.12 10.32 21.44 1.63 15.2 16.8

3-sept.-08 PhuTho 892 1570 1.09 2.63 3.72 9.72 23.46 33.18 2.63 14.2 16.8

2-oct.-08 PhuTho 824 1240 1.2 0.78 1.98 9.89 6.43 16.32 1.55 18.8 20.4

6-nov.-08 PhuTho 9240 3170 0.73 0.46 1.19 67.2 42.9 110 0.98 21.9 22.9

28-nov.-08 PhuTho 927 665 0.94 0.59 1.53 8.68 5.50 14.18 1.2 23.5 24.7

4-juin-09 PhuTho 738 1330 1.20 0.29 1.49 8.9 2.1 11.0 2.2 13.6 15.8

15-août-09 PhuTho 804 693 1.26 0.35 1.61 10.1 2.8 12.9 5.1 13.3 18.4

30-juin-09 PhuTho 1498 676 1.58 0.30 1.88 23.7 4.5 28.2 1 16.6 17.6

22-juil.-09 PhuTho 1620 1030 1.51 0.33 1.84 24.5 5.3 29.8 5.9 15.7 21.6

738 246 0.64 0.29 1.19 8.7 2.1 11.0 0.98 12.3 14.1

9240 3170 1.60 2.63 3.72 67.2 42.9 110 5.9 23.5 25.1

1812 1093 1.11 0.67 1.82 17.4 10.5 28.5 2.2 17.3 19.6

Max

Moyenne

Min

C : Rivière Da

Date SiteMES

(mg/l)Q (m

3/s) %COP %CIP CTP%

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

CTP

(mg/l)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)

CTD

(mg/l)

16-sept.-07 R.Da 135 3930 0.8 - - 1.1 - - 1.06 - -

12-mars-08 R.Da 9.6 737 3.59 0.25 3.84 0.34 0.02 0.37 1.15 16.1 17.3

13-avr.-08 R.Da 34 308 1.17 0.42 1.59 0.40 0.14 0.54 0.85 19.6 20.4

9-juin-08 R.Da 15.6 1480 5.01 2.19 7.20 0.78 0.34 1.12 1.25 19.8 21.0

23-juil.-08 R.Da 148 5340 1.63 0.47 2.10 2.41 0.70 3.11 1.97 18.3 20.3

15-sept.-08 R.Da 35 2240 9.35 0.75 10.1 3.27 0.26 3.54 2.90 10.5 13.4

2-oct.-08 R.Da 46.9 2270 3.71 0.44 4.15 1.74 0.20 1.94 3.47 20.5 24.0

6-nov.-08 R.Da 76.7 3710 1.97 0.20 2.17 1.51 0.15 1.66 0.72 16.9 17.6

4-juin-09 R.Da 38 1940 1.89 0.10 1.99 0.73 0.04 0.77 1.90 17.0 18.9

30-juin-09 R.Da 52 1760 1.52 0.32 1.84 0.78 0.17 0.95 1.80 17.2 19.0

22-juil.-09 R.Da 79 3990 1.08 0.24 1.32 0.85 0.19 1.04 3.70 10.3 14.0

15-août-09 R.Da 78 2610 1.15 0.05 1.20 0.89 0.04 0.93 7.50 8.7 16.2

9.6 308 0.80 0.05 1.20 0.34 0.02 0.37 0.72 8.7 13.4

148 5340 9.35 2.19 10.1 3.27 0.70 3.5 7.50 20.5 24.0

62 2526 2.74 0.49 3.41 1.23 0.20 1.45 2.36 16 18.4Moyenne

Min

Max

D : Rivière Lo

Date SiteMES

(mg/l)Q (m

3/s) %COP %CIP CTP%

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

CTP

(mg/l)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)

CTD

(mg/l)

16-sept.-07 R.Lo 26.9 1540 3.1 - - 0.8 - - 2.30 - -

12-mars-08 R.Lo 26.2 255 2.37 0.20 2.57 0.62 0.05 0.67 1.60 18.8 20.4

31-mars-08 R.Lo 65 305 1.52 0.39 1.91 0.99 0.25 1.24 1.15 20.0 21.1

9-juin-08 R.Lo 150 1190 1.22 1.30 2.52 1.83 1.95 3.78 1.53 18.8 20.3

23-juil.-08 R.Lo 251 2420 1.3 0.90 2.20 3.26 2.26 5.52 1.33 14.0 15.3

26-août-08 R.Lo 136 1440 1.55 0.64 2.19 2.11 0.87 2.98 1.15 14.0 15.1

2-oct.-08 R.Lo 100 1290 1.16 1.45 2.61 1.16 1.45 2.61 0.81 19.4 20.2

6-nov.-08 R.Lo 70 3720 1.57 1.70 3.27 1.10 1.19 2.29 0.67 13.8 14.5

4-juin-09 R.Lo 435 1650 1.19 0.37 1.56 5.17 1.61 6.78 5.70 8.9 14.6

30-juin-09 R.Lo 63 1170 1.78 0.25 2.03 1.12 0.16 1.28 1.80 21.6 23.4

22-juil.-09 R.Lo 51 1700 2.4 0.44 2.84 1.22 0.22 1.45 9.20 10.6 19.8

15-août-09 R.Lo 28 753 2.35 0.18 2.53 0.66 0.05 0.71 3.80 12.2 16.0

26.2 255 1.16 0.18 1.56 0.62 0.05 0.67 0.67 8.9 14.5

435 3720 3.10 1.70 3.27 5.17 2.26 6.78 9.20 21.6 23.4

117 1453 1.79 0.71 2.38 1.67 0.92 2.67 2.59 15.6 18.2

Min

Max

Moyenne

Tableau 4 : Tableau de concentrations en MES, débits, %COP, %CIP, %CTP, concentrations

en COP, CIP, COD, CID et DTD du Fleuve Rouge à SonTay durant 2007-2009

Date SiteMES

(mg/l)Q (m

3/s) %COP %CIP CTP%

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)

CTD

(mg/l)

RD, S 289 7960 0.774 0.28 1.05 2.23 0.80 4.9 25.6 30.4

RD, M 256 - 0.827 0.19 1.02 2.11 0.49 - - -M, S 288 - 0.863 0.20 1.06 2.49 0.57 - - -

RG, S 626 - 0.935 0.70 1.63 5.85 4.35 - - -RG, M 683 - 0.872 0.69 1.56 5.95 4.70 - - -RG, F 655 - 0.866 0.73 1.6 5.67 4.81 - - -

10-août-07 Sontay 525 6970 0.655 0.43 1.08 3.44 2.23 - - -

22-août-07 Sontay 3336 4280 0.713 0.27 0.986 23.78 9.11 10.9 24.3 35.2

7-sept.-07 Sontay 2156 7780 0.959 0.52 1.48 20.68 11.24 1.6 27.0 28.6

18-sept.-07 Sontay 577 5620 0.697 0.72 1.42 4.02 4.18 1.6 26.3 27.9

24-sept.-07 Sontay 526 3850 0.66 - - 3.47 - 1.7 12.0 13.6

26-sept.-07 Sontay 523 3150 0.67 - - 3.50 - 4.7 31.6 36.3

21-janv.-08 Hanoi 175 2400 1.00 0.52 1.52 1.75 0.91 1.1 18.9 20.0

20-févr.-08 Hanoi 57.3 1500 1.17 2.81 3.98 0.67 1.61 0.9 17.8 18.7

12-mars-08 Hanoi 41.3 1220 1.62 0.53 2.15 0.67 0.22 1.1 16.2 17.3

13-avr.-08 Sontay 47 1250 1.15 0.36 1.51 0.54 0.17 0.9 16.9 17.8

17-avr.-08 Sontay 52.9 1440 3.09 0.52 3.61 1.63 0.28 9.7 11.0 20.7

Sontay 116 3440 1.47 0.28 1.75 1.71 0.33 7.4 27.3 34.7

RD, S 74 - 1.34 0.56 1.90 0.99 0.42 - - -RD, M 129 - 1.03 0.62 1.65 1.33 0.80 - - -M, S 122 - 1.11 0.48 1.59 1.36 0.59 - - -

RG, S 129 - 1.19 0.58 1.77 1.53 0.75 - - -RG, M 107 - 1.16 0.49 1.65 1.24 0.52 - - -RG, F 131 - 1.19 0.49 1.68 1.56 0.64 - - -

9-juin-08 Sontay 159 2890 1.27 0.27 1.54 2.02 0.43 3.5 17.5 21.0

17-juin-08 Sontay 277 4390 1.43 0.42 1.85 3.96 1.16 3.5 20.5 24.0

3-juil.-08 Sontay 158 6440 1.05 0.41 1.46 1.66 0.65 3.6 18.1 21.7

14-juil.-08 Sontay 129 7350 0.91 0.22 1.13 1.17 0.28 1.7 21.2 22.9

15-juil.-08 Sontay 112 7370 0.81 0.29 1.10 0.91 0.32 1.6 24.0 25.6

18-juil.-08 Sontay 112 9110 1.10 0.13 1.23 1.23 0.15 - - -1.1 102 - 0.90 0.32 1.22 0.92 0.33 - - -1.2 154 - 0.60 0.34 0.94 0.92 0.52 - - -1.3 137 - 0.68 0.37 1.05 0.93 0.51 - - -2.1 363 - 0.31 0.34 0.65 1.13 1.23 - - -2.2 106 - 0.98 0.24 1.22 1.03 0.25 - - -2.3 139 - 0.90 0.25 1.15 1.25 0.35 - - -2.4 192 - 0.77 0.16 0.93 1.48 0.31 - - -

.3.1 171 - 0.66 0.50 1.16 1.13 0.86 - - -

3.2 143 - 0.82 0.28 1.10 1.17 0.41 - - -3.3 154 - 0.78 0.36 1.14 1.21 0.56 - - -3.4 182 - 0.65 0.47 1.12 1.18 0.85 - - -4.1 328 - 0.69 0.31 1.00 2.26 1.02 - - -4.2 255 - 0.67 0.23 0.90 1.71 0.59 - - -4.3 281 - 0.49 0.45 0.94 1.38 1.27 - - -4.4 824 - 0.78 0.20 0.98 6.42 1.65 - - -

5.1 148 - 0.83 0.02 0.85 1.23 0.03 - - -

5.2 457 - 0.39 1.04 1.43 1.78 4.75 - - -5.3 658 - 0.32 0.54 0.86 2.11 3.55 - - -6.1 279 - 0.54 0.07 0.61 1.51 0.20 - - -

6.2 236 - 0.78 0.03 0.81 1.84 0.07 - - -

6.3 342 - 0.50 0.68 1.18 1.71 2.32 - - -

26/07/2007,

Test

variabilité

spatiale

22/05/2008,

Test

variabilité

spatiale

Test

variabilité

spatiale,

21 points

Tableau 4 (continuation)

23-juil.-08 Sontay 186 9230 0.82 0.18 1.00 1.53 0.34 1.8 22.3 24.1

6-août-08 Sontay 255 7120 0.86 0.27 1.13 2.19 0.69 1.7 17.9 19.6

19-août-08 Sontay 286 6900 0.98 0.40 1.38 2.80 1.14 1.7 19.2 20.9

4-sept.-08 Sontay 155 6690 2.3 0.78 3.08 3.57 1.21 2.9 13.4 16.3

2-oct.-08 Sontay 122 5780 1.09 0.20 1.29 1.33 0.24 1.1 17.4 18.5

17-oct.-08 Sontay 85.2 3950 1.18 0.38 1.56 1.01 0.32 0.9 20.3 21.3

6-nov.-08 Sontay 2467 11800 0.97 0.37 1.35 24.01 9.24 0.7 19.5 20.2

21-nov.-08 Sontay 161 3940 0.92 0.47 1.39 1.48 0.76 1.5 19.1 20.7

28-nov.-08 Sontay 109 2770 1.05 0.44 1.49 1.14 0.48 1.8 17.7 19.5

13-mai-09 Sontay 171 4030 1.47 0.39 1.86 2.51 0.67 2.2 20.6 22.7

20-mai-09 Sontay 364 5630 1.39 0.21 1.6 5.07 0.77 1.5 19.7 21.2

27-mai-09 Sontay 135 3820 1.44 0.34 1.78 1.94 0.46 1.2 20.6 21.8

3-juin-09 Sontay 179 4750 1.58 0.01 1.59 2.83 0.02 2.7 17.8 20.4

10-juin-09 Sontay 123 4100 1.36 0.37 1.73 1.68 0.46 1.5 18.7 20.2

17-juin-09 Sontay 227 3960 1.38 0.32 1.7 3.14 0.73 2.6 17.2 19.8

25-juin-09 Sontay

138 3720 1.44 0.27 1.71 1.98 0.37 1.6 18.7 20.3

30-juin-09 Sontay 162 4420 1.28 0.30 1.58 2.08 0.49 2.7 16.9 19.6

8-juil.-09 Sontay 222 10900 1.13 0.24 1.37 2.51 0.53 1.9 16.0 17.9

16-juil.-09 Sontay 243 8340 1.09 0.19 1.28 2.65 0.46 2.6 12.9 15.5

22-juil.-09 Sontay 227 7510 1.51 0.18 1.69 3.43 0.41 3.3 13.7 17.0

1-août-09 Sontay 193 8250 0.98 0.31 1.29 1.89 0.60 3.4 12.6 16.0

8-août-09 Sontay 195 7890 1.07 0.28 1.35 2.08 0.55 3.4 11.6 15.0

15-août-09 Sontay 111 4610 1.16 0.30 1.46 1.29 0.33 6.0 12.3 18.3

22-août-09 Sontay 251 5060 0.86 0.31 1.17 2.16 0.78 5.9 10.1 16.0

28-août-09 Sontay 137 4880 0.99 0.44 1.43 1.36 0.60 5.1 11.6 16.7

3-sept.-09 Sontay 257 3850 1.2 0.31 1.51 3.08 0.80 4.7 11.2 15.9

41 1220 0.31 0.01 0.61 0.54 0.0 0.7 10.1 13.6

3336 11800 3.09 2.81 3.98 24.0 11.2 10.9 31.6 36.3

330 5385 1.01 0.40 1.43 2.91 1.3 2.9 18.2 21.2Moyenne

Max

Min

Table 5 : Tableau de données obtenues durant deux campagnes spécifiques en basses eaux et

en hautes eaux du bassin du Fleuve Rouge en 2008

A : Mission en Basses eaux

N° pHCond.

(µS/cm)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)COP (%) CIP (%)

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

MES

(mg/l)

1 (LC) 7.97 293 1.20 20.5 0.86 0.71 3.71 3.06 431

2 8.67 254 0.50 27.9 4.61 0.59 0.22 0.03 4.7

3 7.24 84 1.85 6.45 3.30 0.42 0.63 0.08 19

4 7.88 175 1.35 11.8 1.28 0.56 1.28 0.56 300

5 (PT) 7.76 143 1.80 12.3 1.27 0.33 2.64 0.69 208

6 (Da) 8.68 184 0.85 20.4 1.17 0.42 0.04 0.01 3.0

7 7.95 219 1.25 19.8 4.29 0.53 0.67 0.08 16

8 8.22 219 0.70 21.9 3.41 0.40 0.66 0.08 20

9 8.02 442 1.15 43.3 1.98 3.70 0.52 0.98 27

10 8.13 141 1.35 5.6 3.13 0.04 0.48 0.01 15

11 8.19 227 0.90 22.7 1.48 0.22 0.69 0.10 47

12 8.11 237 0.70 26.8 3.49 0.94 0.38 0.10 11

13 8.16 204 0.80 20.6 3.14 0.23 0.54 0.04 17

14 8.08 187 0.90 17.9 1.13 0.44 0.63 0.25 56

15 8.25 80 0.85 5.15 2.71 0.10 0.45 0.02 17

16 8.24 248 0.75 24.8 1.86 0.63 0.42 0.14 23

17 8.05 162 1.00 17.3 2.31 0.70 0.30 0.09 13

18 8.35 225 0.10 21.3 3.45 0.62 0.41 0.07 12

19 (Lo) 7.82 218 1.15 23.1 1.52 0.39 0.99 0.25 65

20 7.51 181 2.60 17.2 2.16 0.45 0.48 0.10 22

21 7.88 220 0.95 17.7 1.34 0.48 1.49 0.53 111

22 8.13 280 0.70 23.6 1.47 0.62 0.63 0.27 43

23 7.81 240 1.90 26.6 7.75 0.54 0.33 0.02 4.2

24 7.73 251 0.80 23.5 5.70 1.49 0.26 0.07 4.5

25 7.76 219 1.75 25.3 9.4 2.37 0.74 0.18 7.8

26 7.87 240 1.30 22.9 4.31 1.80 0.24 0.10 5.5

27 6.65 26 0.80 2.15 3.99 1.65 0.33 0.14 8.2

28 8.18 312 1.35 20.3 1.95 0.65 0.49 0.16 25

29 8.16 303 0.85 21.2 3.46 0.85 0.29 0.07 8.5

30 8.07 250 1.05 21.7 2.93 0.98 0.32 0.11 11

31 7.67 198 1.15 24.7 3.87 1.17 0.16 0.05 4.2

32 7.24 323 2.85 32.5 6.21 0.86 0.52 0.07 8.4

33 7.65 196 1.25 22.5 5.70 0.05 0.19 0.00 3.3

34 7.71 196 1.35 23.9 1.50 0.51 4.49 1.52 299

35 - - - - - - - - -

36 8.08 241 0.85 27.7 2.79 2.71 0.43 0.42 15

37 8.2 229 0.60 25.6 4.60 2.53 0.29 0.16 6.2

38 7.83 160 1.00 19.7 3.95 0.96 0.81 0.20 21

39 7.98 199 0.95 24.8 3.41 2.83 0.41 0.34 11.9

40 (ST) 8.00 200 0.85 17.8 1.15 0.36 0.54 0.17 47

Min 6.65 26 0.10 2.15 0.86 0.04 0.035 0.002 3.00

Max 8.68 442 2.85 43.3 9.44 3.7 4.49 3.06 431

Moyenne 7.95 215.5 1.13 20.8 3.18 0.92 0.75 0.29 50.5

B : Mission en Hautes Eaux

N° pHCond.

(µS/cm)

COD

(mg/l)

CID

(mg/l)COP (%) CIP (%)

COP

(mg/l)

CIP

(mg/l)

MES

(mg/l)

1 (LC) 8.35 252 2.38 23.2 0.73 1.94 1.48 3.94 203

2 8.64 245 1.79 18.5 1.33 4.00 1.33 4.00 100

3 - - - - - - - - -

4 8.24 188 2.64 14.7 0.82 3.43 3.25 13.58 396

5 (PT) 8.30 150 2.63 14.2 1.09 3.72 4.93 16.81 452

6 (Da) 9.40 139 1.94 12.6 16.0 33.6 0.64 1.34 4.0

7 8.17 151 2.01 12.8 3.71 13.8 1.74 6.48 47

8 8.19 150 1.47 14.3 0.21 1.37 0.45 2.92 213

9 8.13 377 1.50 42.1 1.42 1.12 1.53 1.21 108

10 8.36 110 1.47 8.5 3.94 16.6 0.24 0.99 6.0

11 8.40 180 1.90 18.2 1.37 0.13 0.66 0.06 48

12 8.36 158 1.80 14.8 1.01 0.29 1.75 0.50 174

13 8.34 147 2.33 11.6 1.02 0.33 2.75 0.90 270

14 8.30 132 2.57 10.0 0.91 0.21 0.84 0.19 92

15 7.60 57 2.14 2.53 1.17 0.20 1.28 0.22 110

16 8.23 149 1.48 13.4 0.68 0.96 1.23 1.74 181

17 8.43 118 2.07 9.1 0.66 0.18 0.64 0.17 97

18 8.20 183 3.10 13.4 3.68 0.0 0.75 0.00 20

19 (Lo) 8.07 196 1.15 25.1 1.55 0.64 2.11 0.87 136

20 7.70 184 1.48 23.4 1.85 0.69 0.91 0.34 49

21 8.07 203 1.71 19.8 0.74 0.65 3.01 2.67 409

22 8.30 209 4.00 9.5 0.99 0.19 1.16 0.22 117

23 8.21 170 1.41 23.4 1.61 1.27 1.01 0.80 63

24 8.40 228 0.72 19.5 3.10 2.28 0.44 0.32 14

25 8.17 152 1.39 21.8 1.26 9.52 7.30 55.0 578

26 8.20 135 1.71 23.1 1.15 5.22 8.56 39.0 747

27 7.30 19 1.28 1.79 1.83 0.10 0.64 0.04 35

28 8.53 227 2.10 20.6 1.08 2.36 39.2 86.0 3 639

29 8.53 221 1.31 29.9 0.64 0.71 1.02 1.14 160

30 8.30 219 1.60 25.1 0.64 3.56 0.73 4.06 114

31 8.50 177 1.29 25.4 1.50 1.25 0.48 0.40 32

32 8.07 271 1.77 45.8 0.96 2.44 0.22 0.56 23

33 8.14 226 1.18 41.7 7.13 8.42 0.43 0.51 6.0

34 8.25 215 0.52 37.7 1.45 2.96 1.19 2.43 82

35 8.10 114 1.83 10.7 0.77 0.75 1.09 1.07 142

36 8.40 231 1.63 28.1 1.15 3.53 4.60 14.17 401

37 8.28 215 0.80 27.2 0.76 0.95 3.08 3.81 403

38 8.45 223 0.97 28.3 1.50 1.40 1.28 1.19 85

39 8.40 225 0.84 34.1 0.95 0.38 0.94 0.38 99

40 (ST) 8.19 167 1.67 15.9 1.09 0.19 2.94 0.51 270

Min 7.30 19 0.52 1.79 0.21 0.02 0.221 0.004 4.00

Max 9.40 377 4.00 45.8 16.0 33.6 39.2 86.0 3639

Moyenne 8.26 182.4 1.73 20.30 1.88 3.37 2.77 6.94 260

VALORISATION SCIENTIFIQUE DES TRAVAUX

PUBLICATIONS

Dang T.H., Coynel A., Orange D., Blanc G., Etcheber H. and Le L.A. (2010), Long-

term monitoring (1960-2008) of the river- sediment transport in the Red River Watershed

(Vietnam): temporal variability and dam impact. Science of the Total Environment 408, 4646-4664.

Dang T.H., Coynel A., Orange D., Blanc G., Etcheber H., Tran H.T. and Le L.A. (soumis, Journal of Asian Earth Sciences) : Spatial Variability of Sediment Fluxes in a large

Asian tropical system: origin and controlling factors in the Red River (China/Vietnam).

Luu T.N.M., Orange D., Dang T.H., Le L.A., Garnier J., (2007) Impact des activités

anthropiques sur les flux de matières en suspension et sur la qualité des eaux du fleuve Rouge

à l’entrée du delta. Actes des JSIRAUF,Vietnam, 7pp.

COMMUNICATIONS ORALES ET POSTERS

Dang T.H., Coynel A., Grosbois C., Blanc G., Orange D., Etcheber H., Le L.A. (2010). Distribution, source and annual flux of arsenic in a typical humid tropics river

originating from the Himalaya Mountains: the Red River Watershed (China/Vietnam). 23ème Réunion des Sciences de la Terre, Bordeaux, France, 25-29 oct. 2010, Bordeaux, France (Poster).

Deschatre M., Dang T.H., Coynel A., Blanc G., Le L.A., Schäfer J., Orange D. (2010). Etat des lieux de la contamination en mercure dans le bassin versant du Fleuve Rouge

(Vietnam) : distribution, source et bilan. 23ème Réunion des Sciences de la Terre, Bordeaux, France, 25-29 oct. 2010, Bordeaux, France (Poster).

Dang T.H., Coynel A. (2009). Qualité des eaux du Fleuve Rouge sous surveillance. Conférence-Diaporama-Débat, Aquaforum Océan, 22 oct. 2009, Villenave d’Ornon (comm. orale).

Dang T.H., Coynel A., Orange D., Blanc G., Etcheber H., Schäfer J., Le LA (2009). Erosion and impact of human disturbance on sediment transport in the Red River, Vietnam, Goldschmidt Conference – Rates and Mechanisms of Erosion and Weathering Processes: From Experiments to Models, Davos, Switzerland, 22-27 june 2009 (Poster).

Dang T.H., Coynel A., Orange D., Blanc G., Tran H.T., Etcheber H., Schafer J., Le L.A. (2009). Estimating river - Discharges in the Red River (Vietnam) using rating curves

and impact of reservoirs on transport, Biogeomon 2009, the 6th international symposium on ecosystem behaviour, University of Helsinki, Finland, 28 june – 3 july 2009 (Poster).

Orange D., Dang T.H., Tran H.T., Luu T.N.M., Noble A., Garnier J., Coynel A., Le L.A., Tran D.T. and Valentin C. (2009): “Hydropower dam needs and erosion control: The

case of the Red River in Vietnam”, 8th IAHS Scientific Assembly and 37th IAH Congress: Sediment problems and sediment management in Asian river basins, India, Sep.6-12, 2009 (Com Orale).

Dang T.H., Orange D., Coynel A., Le L.A., Etcheber H., Blanc G. (2008). Origin of

the matter in water of the Red River system, Vietnam. Proceeding of The Chemistry and Environment Conference, Hanoi, Vietnam, 12-14 sept. 2008 (Poster).

23ème

Réunion des Sciences de la Terre, 25 au 29 octobre 2010, Bordeaux, France

Tóm tắt

Quá trình xói mòn và vận chuyển vật chất (chất rắn lơ lửng, các-bon và kim loại nặng) bởi

các dòng sông, suối chịu ảnh hưởng tổng hợp từ các quá trình tự nhiên (địa chất, khí hậu) và

các hoạt động của con người. Dựa trên các bảng số liệu ngày về hàm lượng chất rắn lơ lửng

và lưu lượng nước trong giai đoạn từ năm 1960 đến năm 2008 trên trục chính của sông Hồng

tại trạm Sơn Tây (hạ nguồn của hệ thông sông Hồng trước khi chảy vào vùng đồng bằng),

mục tiêu đầu tiên của luận án là nghiên cứu sự biến đổi theo thời gian tải lượng trung bình

chất rắn lơ lửng của sông Hồng. Các kết quả cho thấy trong giai đoạn quan trắc, hàng năm

sông Hồng chuyển tải ra biển khoảng 24×106 đến 200×106 tấn/năm (trung bình các năm là

90×106 tấn /năm), tương đương với hệ số xâm thực từ 160 đến 1330 tấn/km²/năm. Chính sự

phụ thuộc mạnh mẽ của hàm lượng chất rắn lơ lửng vào các điều kiện thuỷ văn khác nhau đã

tạo ra sự đa dạng về tải lượng chất rắn chuyển tải hàng năm của hệ thống sông Hồng. Tuy

nhiên, trong những năm 1989-1990, khi hồ chứa Hoà Bình đi vào hoạt động, tải lượng chất

rắn lơ lửng chuyển tải ra biển của hệ thống sông Hồng đã giảm sút còn khoảng 50×106 tấn,

tức là đã giảm khoảng 50%. Dựa trên chiều cao và thể tích của hồ Hoà Bình, hệ số lắng đọng

chất rắn lơ lửng trong lòng hồ được xác định vào khoảng 52-200 cm/năm. Như vậy, sau 20

năm đi vào hoạt động, độ dầy lớp bùn đất lắng đọng trong hồ Hoà Bình khoảng 10.4-40m,

làm giảm đáng kể thể tích của hồ Hoà Bình.

Mục tiêu tiếp theo của luận án là thiết lập cân bằng hàm lượng chất rắn lơ lửng trong các

đoạn sông từ thượng nguồn sông Hồng (trạm Lào Cai), tại các hạ nguồn của 3 nhánh sông

chính (sông Hồng tại Phú Thọ, sông Đà và sông Lô tại Việt Trì) và tại Sơn Tây trong thời kỳ

2003-2008. Diễn biến của các quá trình xói mòn, chuyển tải và lắng đọng diễn ra trên các

đoạn sông một cách phức tạp, đan xen lẫn nhau và phụ thuộc chặt chẽ vào các điều kiện thuỷ

văn. Tuy vậy, hiện tượng lắng đọng mạnh mẽ các chất rắn lơ lửng trong vùng hạ nguồn của hệ

thống sông Hồng (từ Phú Thọ đến Sơn Tây) đã được ghi nhận trong tất cả các năm quan trắc,

không phụ thuộc vào điều kiện thuỷ văn. Ngoài ra, dựa vào các số liệu thu thập được, chúng

tôi đã lập bản đồ xói mòn cho toàn bộ lưu vực sông Hồng tại Việt Nam. Hơn thế, các kết quả

còn chỉ ra rằng độ cao và độ dốc trung bình lưu vực là hai yếu tố chính ảnh hưởng đến hệ số

xâm thực của lưu vực sông Hồng.

Đánh giá chất lượng nước và chất lượng chất rắn lơ lửng chuyển tải trong hệ thống sông

Hồng là mục tiêu thứ 3 của luận án. Để đạt được mục tiêu trên, chúng tôi đã tiến hành lấy các

mẫu nước và chất rắn lơ lủng trên trục chính cũng như trên các nhánh sông chính của sông

Hồng để phân tích hàm lượng các-bon hữu cơ và vô cơ cũng như hàm lượng kim loại nặng

trong hai năm 2008-2009, với chu kì lấy mẫu hàng tuần đến hàng tháng. Hàm lượng các-bon

hữu cơ (dạng hoà tan và lơ lửng) trong nước sông Hồng tương đối thấp tại tất cả các điểm lấy

mẫu và nguồn gốc chính của các-bon hữu cơ là allochtone. Ngược lại, hàm lượng các-bon vô

cơ hoà tan rất cao, chiếm khoảng 60-90% hàm lượng các-bon tổng và được giải thích bằng sự

có mặt phong phú của núi đá vôi trên toàn lưu vực.

Đối với kim loại nặng, dựa trên các kết quả phân tích về hàm lượng kim loại nặng trong

nước và trong chất rắn lơ lửng và các tiêu chuẩn đánh giá chất lượng nước QCVN 08, chúng

tôi đã đánh giá chất lượng nước cho toàn bộ hệ thống sông Hồng từ Lào Cai đến Sơn Tây.

Nếu nước sông Hồng trên vùng thượng nguồn (tại Lào Cai và Phú Thọ) không đảm bảo chất

lượng để có thể sử dụng làm nguồn nước sinh hoạt thì tại các vùng hạ lưu của sông Hồng,

sông Đà và sông Lô, nhìn chung nước của 3 nhánh sông có thể dùng để cung cấp nước sinh

hoạt nhưng phải qua các quá trình xử lí tách cặn lơ lửng. Hơn nữa, trong năm 2008, chúng tôi

đã thực hiện hai chương trình lấy mẫu nước, chất rắn lơ lửng và trầm tích trên 40 điểm phân

bố đều trên toàn bộ lưu vực sông Hồng tại Việt Nam trong mùa cạn và mùa mưa. Mục tiêu

của hai chương trình lấy mẫu này là thiết lập bản đồ phân bố hàm lượng kim loại nặng trên

lưu vực sông Hồng, từ đó xác định các điểm dị thường (anomaly) và nguồn gốc của chúng.

Các kết quả đầu tiên cho thấy hàm lượng kim loại nặng trong nước và trong chất rắn lơ lửng

tại các điểm trên vùng thượng nguồn của 3 nhánh sông chính (sông Hồng tại Lào Cai, sông

Đà tại Lai Châu và sông Lô tại Hà Giang) là rất cao, vượt xa một số chỉ tiêu cho phép về chất

lượng nước mặt, về độc tính học môi trường và hàm lượng kim loại nặng trung bình trong

nước và chất rắn lơ lửng của các sông lớn trên thế giới; sau đó hàm lượng các kim loại nặng

giảm dần về phía hạ nguồn. Điều đó chứng tỏ rằng nguồn gốc của các kim loại nặng trong

nước sông Hồng là từ các quá trính xói mòn, phong hoá trên vùng thượng nguồn tại Trung

Quốc. Để hiểu rõ hơn các quá trình này xảy ra một cách tự nhiên hay chịu tác động của con

người, việc lấy mẫu theo thời gian và không gian trên vùng thượng lưu sông Hồng (tại Trung

Quốc) và so sánh với các kết quả thu được tại vùng hạ lưu là vô cùng cần thiết.

Cuối cùng, chuyển tải kim loại nặng dạng hoà tan và lơ lửng của hệ thông sông Hồng, lần

đầu tiên đã được định lượng. Hàng năm, sông Hồng chuyển tải ra biển khoảng 4000 tấn Zn,

3000 tấn Cu, 2800 tấn Pb, 1600 tấn As, 1700 tấn Cr, 1000 tấn Ni, 130 tấn Sb và 22 tấn Cd

dạng lơ lửng và 360 tấn As, 340 tấn Zn, 180 tấn Cu, 55 tấn Ni, 30 tấn Cr, 58 tấn Sb, 17 tấn Pb

và 1.2 tấn Cd dạng hoà tan.

Từ khoá : Sông nhiệt đới, sông Hồng, Việt Nam, xói mòn, chuyển tải, lưu lượng, chất rắn

lơ lửng, các-bon, kim loại nặng.

n° d’ordre : 4236 these l’universite bordeaux...

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