Programme INTERREG III A Sardaigne/Corse - envlit

Transcription

environnement
PROGRAMME INTERREG III A SARDAIGNE / CORSE / TOSCANE
MONIQUA
Etude cofinancée par les fonds FEDER et par la Collectivité Territoriale de Corse (CTC)
(Convention MDC IIIA n° 03/08 du 17 janvier 2003 et convention 06 MCD 83 du 12 juillet 2006)
Mars 2007
3
MONItorage de la QUAlité des eaux et de l’environnement marin
(MONIQUA)
RAPPORT FINAL – REGION CORSE
Ce programme INTERREG IIIA Sardaigne / Corse / Toscane a fait l’objet d’une fiche projet et
d’un protocole d’accord tripartite daté de fin 2002, de deux conventions entre la CTC et
l’Ifremer (MCD IIIA-03/08 du 17 janvier 2003, et 06 MCD 83 en date du 12 juillet 2006), ainsi
que de deux conventions entre l’Ifremer et l’Université de Corse (N°03/3210284 et
06/3210868), correspondant aux deux phases de financement allouées et transitant par la CTC.
Maîtrise d’œuvre : IFREMER Provence-Azur-Corse* & Equipe « Ecosystèmes Littoraux »**
*
IFREMER Provence-Azur-Corse, BP 330, Zone portuaire de Brégaillon - 83507 La
Seyne-sur-Mer Cedex
** Equipe « Ecosystèmes Littoraux », Faculté des Sciences & Techniques, Université
de Corse, BP 52 – 20250 Corte
Responsables de l’étude
Roger KANTIN
Christine PERGENT-MARTINI
Participants
ANDRAL Bruno, EMERY Eric, GALGANI François, GONZALEZ Jean Louis, HERVE Gilles,
LABBE Céline, LAFABRIE Céline, MIMAULT Benoît, ORSONI Valérie, PERGENT Gérard,
RAVEL Christophe, SAUZADE Didier, STANISIERE Jean-Yves, TOMASINO Corinne.
Ce document doit être cité sous la forme :
Kantin R., Pergent-Martini C., 2007. Monitorage de la qualité des eaux et de l’environnement marin Rapport final – Région Corse. Programme INTERREG IIIA Sardaigne / Corse/ Toscane, MONIQUA
N°MCD IIIA-03/08, Convention Ifremer PAC - Equipe Ecosystèmes Littoraux & Collectivité
Territoriale de Corse MCD IIIA-03/08, Ifremer publ., La Seyne : 1-222.
Rapport final Interreg IIIA/Moniqua
Mars 2007
5
Sommaire
1.
Rappel des objectifs et argumentaires......................................................................................... 15
1.1.
Rappel des termes de référence de la convention MCD IIIA n°03/08 du 17 janvier
2003 et des objectifs visés........................................................................................................... 15
1.2.
Rappels sur les objectifs visés........................................................................................... 16
1.3.
Argumentaire sur les contaminants pris en compte............................................................ 19
1.4.
Argumentaire sur les compartiments pris en compte ......................................................... 24
1.4.1. Le compartiment « moules »......................................................................................... 24
1.4.2. Le compartiment « Posidonie »..................................................................................... 30
1.4.3. Le compartiment « sédiments » .................................................................................... 33
1.4.4. Le compartiment « eau » et l’utilisation des DGT ........................................................ 35
2. Protocoles de prélèvement et stratégie d’échantillonnage ...................................................... 39
2.1.
Les secteurs pris en compte et les points de prélèvements ............................................. 39
2.2.
Prélèvements ................................................................................................................... 46
2.2.1. Pose des cages à moules, temps d’immersion et relève des cages à moules................. 46
2.2.2. Prélèvements de posidonies .......................................................................................... 49
2.2.3. Pose et relève de DGT................................................................................................... 51
2.2.4. Prélèvement de sédiments ............................................................................................. 52
2.2.5. Hydrologie..................................................................................................................... 53
2.3.
Préparation des échantillons et protocoles d’analyse ...................................................... 53
2.3.1. Préparation et analyse des moules................................................................................. 53
2.3.2. Préparation et analyse des posidonies ........................................................................... 55
2.3.3. Analyse de DGT............................................................................................................ 57
2.3.4. Analyse de sédiments .................................................................................................... 58
2.3.5. Assurance Qualité ......................................................................................................... 59
2.3.6. Détermination du poids sestonique ............................................................................... 60
3. Résultats : Teneurs en contaminants (métaux-traces et HAP) ................................................ 61
3.1.
La campagne Canari de 2003 .......................................................................................... 61
3.1.1. Calendrier ...................................................................................................................... 61
3.1.2. Teneurs en métaux traces dans les moules.................................................................... 62
3.1.3. Teneurs en métaux traces chez la posidonie ................................................................. 64
3.1.4. Teneurs en métaux traces dans les sédiments................................................................ 68
3.2.
La campagne Canari de 2004 .......................................................................................... 70
3.2.1. Calendrier ...................................................................................................................... 70
3.2.2. Teneurs en métaux traces dans les moules.................................................................... 70
3.2.3. Teneurs en métaux traces chez la posidonie ................................................................. 72
3.2.4. Teneurs en métaux traces dans les sédiments ............................................................... 82
3.2.5 Teneurs en HAP dans les sédiments .............................................................................. 84
3.2.5. Teneurs en métaux races dans l’eau.............................................................................. 84
3.3.
La campagne Porto Torres de 2004................................................................................. 85
3.3.1. Calendrier ...................................................................................................................... 85
3.3.2. Teneurs en contaminants dans les moules..................................................................... 85
3.3.2. Teneurs en métaux traces dans les posidonies .............................................................. 89
3.4. La campagne Livourne - Rosignano de 2005.............................................................. 95
3.4.1. Calendrier ...................................................................................................................... 95
3.4.2. Teneurs en contaminants dans les moules..................................................................... 95
3.4.3. Teneurs en métaux traces dans les posidonies .............................................................. 97
3.4.4. Teneurs en métaux traces dans les sédiments ............................................................... 98
3.4.5 Teneurs dans l’eau........................................................................................................ 101
Mars 2007
6
4.
Discussion ............................................................................................................................. 103
4.1.
Niveaux de contamination............................................................................................. 103
4.1.1. Teneurs en métaux traces dissous (mesures DGT) ..................................................... 103
4.1.2. Teneurs en métaux traces dans les sédiments ............................................................. 112
4.1.3. Teneurs en Hydrocarbures Polycycliques Aromatiques dans les sédiments (HAP) ... 124
4.1.1. Teneurs en métaux lourds dans les moules ................................................................. 126
4.1.5. Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans les moules ..................... 141
4.1.6. Teneurs en métaux traces chez la posidonie ............................................................... 146
4.2.
Rappel sur les cinétiques d’accumulation des éléments traces dans les moules et les
posidonies.................................................................................................................................. 148
4.2.1. Aspects cinétiques concernant les moules .................................................................. 149
4.2.2. Aspects cinétiques concernant les posidonies ............................................................. 152
4.3.
Comparaisons des niveaux de contamination entre moules, posidonies, sédiments,
eau
153
4.3.1. Les teneurs moyennes dans les moules et les posidonies : tendances générales
intersites 153
4.3.2. Comparaison entre les teneurs dans l’eau, les sédiments et les moules ...................... 158
4.4.
Technique d’ajustement des concentrations (moules) pour la caractérisation de
l’état chimique........................................................................................................................... 164
4.4.1. Pourquoi « ajuster » les concentrations en métaux mesurés ? .................................... 164
4.4.2. Comment « ajuster les concentrations en métaux mesurés ? » ................................... 166
4.4.3. La réalisation « d’expérimentations de calage » pour valider le modèle .................... 169
4.4.4. Etude de la covariance Μ et IC et robustesse du modèle............................................ 173
4.4.5. Ajustement des concentrations mesurées .................................................................... 182
4.4.6. Facteurs de concentration et début d’explication des mécanismes de
concentration dans les moules et les posidonies ................................................................... 183
4.5.
Caractérisation d’un état chimique................................................................................ 187
4.5.1. A l’aide du biointégrateur « Moule » .......................................................................... 187
4.5.2.
Caractérisation de l’état chimique à l’aide du biointégrateur « Posidonie »......... 191
5. Contacts inter partenaires ...................................................................................................... 195
Annexe 1 Références bibliographiques .......................................................................................... 198
Annexe 2 Programme du séminaire de Porto Conte et liste des participants............................... 209
Annexe 3 Programme du séminaire de Calvi et liste des participants ......................................... 215
Annexe 4 Programme du séminaire de Livourne et liste des participants ................................... 220
Mars 2007
7
Liste des figures
Figure 1 : Localisation des points de prélèvements des campagnes MONIQUA 2003, 2004 et
2005 (dans les encadrés : moules, posidonies, sédiments, eau) et des points de prélèvements
réalisés dans le cadre des campagnes Mytilos (Interreg IIIB, moules uniquement). .............. 17
Figure 2: Voies de contamination et comportement général des HAP en milieu marin.
Sources : | Evaluation des seuils de qualité pour les HAP (document interne) | INERIS
- Portail Substances Chimiques - http://chimie.ineris.fr/ | Kennish M. J., 1992. Ecology
of Estuaries : Anthropogenic Effects................................................................................... 24
Figure 3 : Paramètres biotiques et abiotiques conditionnant la bioconcentration chez la moule
(adapté de Cossa, 1987 par Laurier, 2001).............................................................................. 26
Figure 4 : Evolutions pluriannuelles des teneurs en cadmium (4 prélèvements par an) dans les
étangs de Diana et Urbino ....................................................................................................... 27
Figure 5 : La correction s’effectue en ajustant à l’indice de condition de référence Ir la
concentration C* mesurée dans l’échantillon d’indice de condition I*. Cet ajustement
s’opère avec l’aide de la relation linéaire (droite1) unissant la concentration bioaccumulée
mesurée à l'indice de condition dont les coefficients a1 et b1 sont inconnus et proportionnels
à la concentration du contaminant dans le milieu que l'on cherche à estimer......................... 29
Figure 6 : Rôle écologique de l’herbier de posidonies (d’après J.G. Harmelin 1993 et M.A.
Mateo, inédit) .......................................................................................................................... 31
Figure 7: Capteur passif (DGT) in situ et positionnement des capteurs (4 DGT en sub-surface et
4 DGT près du fond), sur une bouée submergée de type « RINBIO ». .................................. 36
Figure 8 : Localisation des points de prélèvements lors des campagnes 2003 et 2004 dans le Golfe
de Saint Florent. Un total de 5 points (Can 1 à Can 5) a été échantillonné, le point Can 3 se
trouvant face à la mine, deux au nord (Can 4 et Can 5) et deux au sud de la mine (Can 1 et Can
2). En 2004, un point appelé Can 4 bis a été pris en compte : il s’agissait de moules positionnées
au point Can 4 en avril 2003 et récupérées en juillet 2004. ........................................................ 40
Figure 9 : Localisation des sites de prélèvements des faisceaux de Posidonie (1 : Macinaggio ;
2 : Sisco ; 3 : Bastia ; 4 : Campoloro ; 5 : Diane ; 6 : Solenzara ; 7 : Sant’Amanza ; 8 :
Bonifacio ; 9 : Propriano ; 10 : Ajaccio ; 11 : Porto ; 12 : Calvi ; 13 : Lumio ; 14 : Saint
Florent ; 15 : Canari ; 16 : Centuri)......................................................................................... 41
Figure 10 : Localisation des points de prélèvements lors de la campagne MONIQUA 2004 dans
le Golfe de l’Asinara. Le point PT 2 se trouve à la sortie du port de Porto Torres (à
l’extérieur de l’enceinte portuaire), le point PT1 un peu plus au sud, et les autres points
(PT3, PT4, PT5) se répartissent selon une radiale en direction de l’île de l’Asinara (parc
naturel) .................................................................................................................................... 42
Figure 11 : Localisation des points de prélèvements lors de la campagne MONIQUA 2005 à
Livourne et à Rosignano, en Toscane. La correspondance entre ces points et ceux pris en
compte par l’ARPAT lors de la campagne sédiments de 2004 est la suivante : Liv 1 = P32 ;
Liv 2 = M 33 ; Liv 3 = M 34 ; Liv 4 = M 28. Le point Rosignano est situé à environ 2,3 km
du point de rejet de l’usine Solvay. ......................................................................................... 43
Figure 12: La mine de Canari au Cap Corse ................................................................................. 44
Figure 13 : Vue partielle du complexe pétrochimique de Porto Torres (source : Province de
Sassari) .................................................................................................................................... 45
Figure 14: Le port de Porto Torres et localisation de la zone de rejets (source : Province de
Sassari) .................................................................................................................................... 45
Figure 15: Le secteur de Rosignano en Toscane, avec l’industrie Solvay (source ARPAL)........ 46
Figure 16: Pose d’une « cage à moules » avec la N/Oc « L’Europe ».......................................... 47
Figure 17: Récupération d’une « cage à moules » lors de la relève, au bout de 3 mois
d’immersion, en juillet 2004. .................................................................................................. 47
Mars 2007
8
Figure 18 : Les engins nautiques utilisés pour la pose des cages à moules (“L’Europe” à gauche)
et pour leur relève (Le “Cupidon”, à droite). .......................................................................... 49
Figure 19 : Positionnement des cages à moules, et récupération des moules par plongée au bout
de 3 mois, suivant la technique mise au point dans le cadre des campagnes RINBIO ........... 49
Figure 20 : Prélèvements de posidonies à partir du n/Oc de l’ARPAT, le « Poséidon », en juillet
2005......................................................................................................................................... 50
Figure 21 : Prélèvements de posidonies (faisceaux orthotropes, laissant apparaître les écailles) 50
Figure 22 : Positionnement des DGT au-dessus de l’herbier de posidonies................................. 51
Figure 23 : Collecte de sédiments (ARPAT et Ifremer) à partir d’un même prélèvement sur le
site de Rosignano .................................................................................................................... 52
Figure 24 : La sonde YSI 650 MDS.............................................................................................. 53
Figure 25 : Dissection d’un faisceau foliaire et d’un rhizome de posidonie, en vue de l’analyse
phénologique (à gauche) et lépidochronologique (à droite). M : écailles d’épaisseur
maximale ; m : écailles d’épaisseur minimale ; Rh : tronçon de rhizome. ............................. 55
Figure 26 : Comparaison des résultats obtenus par l’Ifremer et l’ARPAT relatives aux analyses
de métaux lourds dans les sédiments (fraction totale < 2mm), avec deux techniques de
minéralisation différentes........................................................................................................ 59
Figure 27 : Le golfe de St Florent (SHOM, N°6713 au 1/52000), avec indication du site de
Canari La plage de Nonza avec en arrière plan la mine d’amiante de Canari. ....................... 61
Figure 28 : L’équipe du navire océanographique l’ « Europe » en escale à Calvi, en avril 2003. 62
Figure 29: Teneurs en mercure, cadmium, plomb, chrome, nickel, cobalt, dans les moules du
site de Canari (Golfe de Saint Florent) en 2003 (mg/kg poids sec). ....................................... 63
Figure 30 : Teneurs en Cr, Ni, Co dans les moules positionnées à Canari (campagne 2003) ...... 64
Figure 31: Teneurs en éléments traces (Cd, Co, Cr, Hg, Ni, Pb), exprimées en µg.g-1 poids sec,
des feuilles adultes de posidonies dans différents sites du littoral de la Corse (1 :
Macinaggio ; 2 : Sisco ; 3 : Bastia ; 4 : Campoloro ; 5 : Diane ; 6 : Solenzara ; 7 :
Sant’Amanza ; 8 : Bonifacio ; 9 : Propriano ; 10 : Ajaccio ; 11 : Porto ; 12 : Calvi ; 13 :
Lumio ; 14 : Saint Florent ; 15 : Canari ; 16 : Cenutri)........................................................... 66
Figure 32: Teneur en métaux traces (en µg.g-1 poids sec) dans les compartiments épigé et
endogé des posidonies, au niveau de la radiale de Canari ...................................................... 68
Figure 33 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari (campagne 2003) .......... 69
Figure 34 : Teneurs en mercure, cadmium, plomb, chrome, nickel, cobalt, dans les moules du
site de Canari (Golfe de Saint Florent) en 2004 (mg/kg poids sec). ....................................... 71
Figure 35: Teneur en cadmium (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes des faisceaux de
posidonies au niveau de la radiale de Canari .......................................................................... 72
Figure 36: Teneur en cadmium (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles
(trait plein) de posidonies au niveau de la radiale de Canari .................................................. 74
Figure 37 : Teneur en cobalt (µg.g-1 poids sec) des rhizomes de posidonies au niveau de la
radiale de Canari...................................................................................................................... 74
Figure 38: Evolution temporelle des teneurs en cobalt (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes de
posidonies au niveau de la radiale de Canari. ......................................................................... 75
Figure 39 : Teneur en chrome (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au
niveau de la radiale de Canari ................................................................................................. 76
Figure 40: Teneur en chrome (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles
(trait plein) de posidonies au niveau de la radiale de Canari .................................................. 77
Figure 41 : Teneur en mercure (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au
Figure 42 : Teneur en mercure (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles
(trait plein) des posidonies au niveau de la radiale de Canari ................................................. 79
Mars 2007
9
Figure 43: Teneur en nickel (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au
Figure 44: Teneur en nickel (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait
plein) de posidonies au niveau de la radiale de Canari ........................................................... 80
Figure 45 : Teneur en plomb (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au
Figure 46: Teneur en plomb (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait
plein) de posidonies au niveau de la radiale de Canari ........................................................... 82
Figure 47 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari au sein d’une zone
d’herbier (campagne 2004) ..................................................................................................... 83
Figure 48 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari, au sein d’une zone de
vase fine (campagne 2004)...................................................................................................... 83
Figure 49 : Teneurs en métaux lourds (Ag, As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) mesurés dans
les moules immergées dans le golfe de l’Asinara (Porto Torres) (mg/Kg ps) ........................ 87
Figure 50 : Teneurs en HAP (moyenne de 16 HAP) dans les moules immergées dans le golfe de
l’Asinara, pour les 5 points (PT1 à PT5)................................................................................. 88
Figure 51 : Teneurs en HAP ventilés par type, dans le golfe de l’Asinara, pour les 5 points....... 89
Figure 52 : Teneur en métaux traces (µg.g-1 poids sec) dans les compartiments épigé (pointillés)
et endogé (trait plein) des posidonies, au niveau de la radiale de Porto Torres ...................... 90
Figure 53 : Diamètre des particules sédimentaire sur le site de PT1 ............................................ 91
Figure 54 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de PT2........................................... 91
Figure 55: Diamètre des particules sédimentaires sur le site de PT3............................................ 92
Figure 58: Teneurs en Ag, Cd, Co, Cr, Pb, Ni et Cu dans l’eau (extrapolées des concentrations
mesurées dans les DGT), à Porto Torres, en 2004 (points 2 à 5, en profondeur pour le mois
d’avril ; en surface et en profondeur pour le mois de juillet. .................................................. 94
Figure 59: Teneur en métaux traces (µg.g-1 poids sec) des limbes adultes de posidonies au
niveau de la radiale de Livourne et de Rosignano, en fonction de la période de prélèvement 96
Figure 60 : Teneurs en HAP mesurées dans les moules à Livourne et à Rosignano (Toscane), en
juillet 2005 (concentrations en µg/Kg poids sec).................................................................... 97
Figure 61: Teneurs en HAP pour les 5 stations de mesure ........................................................... 97
Figure 62: Teneur en métaux traces (µg.g-1 poids sec) des limbes adultes de posidonies au
niveau de la radiale de Livourne et de Rosignano, en fonction de la période de prélèvement.98
Figure 63: Analyse granulométrique des sédiments à Rosignano................................................. 99
Figure 64: Benne Shipeck pour le prélèvement de sédiments à Rosignano................................ 100
Figure 65 : Teneurs en Ag, Cd, Hg à Rosignano ........................................................................ 100
Figure 66 : Teneurs en éléments traces (As, Cu, Co, Ni, Cr, Pb) dans les sédiments à Rosignano.100
Figure 67 : Comparatif des teneurs en cadmium dans l’eau par la technique des DGT ............. 105
Figure 68 : Conservativité du cadmium dissous à partir d’une salinité de 15. ........................... 106
Figure 69: Teneurs en cadmium (via l’incorporation dans les DGT) (en ng.L-1) dissous sur le
point de Calvi entre avril et juillet 2003 (moyenne de 3 réplicats) ....................................... 106
Figure 70 : Comparatif des teneurs en plomb dans l’eau par la technique des DGT.................. 107
Figure 71 : Comparatif des teneurs en chrome dans l’eau par la technique des DGT ................ 108
Figure 72 : Comparatif des teneurs en nickel dans l’eau par la technique des DGT .................. 109
Figure 73 : Comparatif des teneurs en cobalt dans l’eau par la technique des DGT .................. 110
Figure 74 : Comparatif des teneurs en cuivre dans l’eau par la technique des DGT .................. 111
Figure 75 : Comparatif des teneurs en argent dans l’eau par la technique des DGT .................. 112
Figure 76 : Teneurs en mercure dans les sédiments.................................................................... 112
Mars 2007
10
Figure 77 : Teneurs en mercure dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne,
montrant sa distribution à partir du secteur de Rosignano (ARPAT) ................................... 113
Figure 78 : Teneurs en mercure dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa
distribution lors des différentes campagnes (Données de la Provincia di Sassari, Sardaigne).
La localisation des stations figure à gauche. ......................................................................... 114
Figure 79 : Teneurs en cadmium dans les sédiments .................................................................. 115
Figure 80 : Teneurs en cadmium dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne
(ARPAT) ............................................................................................................................... 115
Figure 81 : Teneurs en cadmium dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa
distribution lors des différentes campagnes (Données de la Provincia di Sassari, Sardaigne).
Figure 82 : Teneurs en plomb dans les sédiments....................................................................... 116
Figure 83 : Teneurs en plomb dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne (ARPAT)117
Figure 84 : Teneurs en plomb dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa
distribution lors des différentes campagnes (données de la Provincia di Sassari, Sardaigne).
Figure 85 : Teneurs en chrome dans les sédiments..................................................................... 119
Figure 86 : Teneurs en nickel dans les sédiments ....................................................................... 119
Figure 87 : Teneurs en cobalt dans les sédiments ....................................................................... 119
Figure 88 : Gradient de concentrations dans les sédiments prélevés dans la zone impactée sous
les rejets de la mine de Canari (en mg/kg de sédiment sec). Source : OEC/ Ifremer / LIMA.121
Figure 89 : Teneurs en cuivre dans les sédiments....................................................................... 122
Figure 90 : Teneurs en zinc dans les sédiments .......................................................................... 122
Figure 91 : Teneurs en arsenic dans les sédiments...................................................................... 123
Figure 92 : Teneurs en argent dans les sédiments....................................................................... 123
Figure 93 : Teneurs en arsenic dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa
distribution lors des différentes campagnes (données de la Provincia di Sassari, Sardaigne).123
Figure 94 : Teneurs en mesurées en 16 HAP dans les sédiments à Porto Torres et Canari, en
2004....................................................................................................................................... 125
Figure 95 : Teneurs en HAP dans les sédiments, à Rosignano, au sud de Livourne .................. 125
Figure 96 : Teneurs en mercure, cadmium et plomb dans les échantillons de moules (caging de
moules) prélevés en Corse, Sardaigne et Toscane. ............................................................... 127
Figure 97 : Teneurs en mercure dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Toscane par l’ARPAT (champ proche) et l’Ifremer (champ moyen) ................................... 128
Figure 98 : Teneurs en mercure dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le
long des côtes françaises de la Méditerranée dans le cadre du réseau RINBIO en 2003...... 129
Figure 99 : Teneurs en cadmium dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Figure 100 : Teneurs en cadmium dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés
le long des côtes françaises de la Méditerranée dans le cadre du réseau RINBIO en 2003.. 132
Figure 101 : Teneurs en plomb dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Figure 102 : Teneurs en plomb (exprimées en mg/Kg de poids humide) montrant une
contamination plus importante en plomb au nord de l’enceinte portuaire de Porto Torres
(points P1 à P3). .................................................................................................................... 134
Figure 103 : Données RNO relatives aux teneurs en plomb dans les moules dans la baie du
Lazaret, à Toulon................................................................................................................... 134
Figure 104 : Teneurs en plomb dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le
Mars 2007
11
Figure 105 : Teneurs en Cr, Ni, Co dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari,
Porto Torres et Livourne ....................................................................................................... 136
Figure 106 : Teneurs en chrome dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le
Figure 107 : (Source : Province de Sassari). Teneurs mesurées en chrome, dans les moules, à
Porto Torres (campagne et analyses effectuées par la Province de Sassari). Les
concentrations sont en mg/Kg poids humide et il est nécessaire de multiplier ces valeurs par
5 (hypothèse : 80% d’eau) pour obtenir des mg/Kg poids sec.............................................. 138
Figure 108 : Teneurs en cuivre dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari,
Figure 109 : Teneurs en zinc dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne................................................................................................................. 139
Figure 110 : (Source : ARPAT). Teneurs mesurées en cuivre, dans les moules, dans les environs de
Livourne (campagne et analyses effectuées par l’ARPAT). Données exprimées en mg/Kg poids
sec. ......................................................................................................................................... 140
Figure 111 : Teneurs en arsenic dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari,
Figure 112 : Somme des 16 HAP dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari,
Porto Torres et Livourne. Les données sont exprimées en µg/Kg (ou ng/g). ....................... 142
Figure 113 : Teneurs en phénanthrène, fluorène, acénaphtène, acétylnaphthalène et naphtalène
dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto Torres et Livourne..... 142
Figure 114 : Teneurs en benzo(a)pyrène, benzo(b)fluoranthène, benzo(a)anthracène, pyrène,
fluoranthène, et anthracène dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari,
Porto Torres et Livourne. Les données sont exprimées en µg/Kg (ou ng/g). ....................... 143
Figure 115 : (source : Province de Sassari) - Teneurs en HAP (somme de 14 HAP) et teneurs en
en Fluoranthène, à Porto Torres. Sur le graphique, les concentrations sont exprimées en µg/g
de poids humide et les concentrations doivent être multipliées par 5000 pour convertir en
µg/Kg poids sec (x 1000 pour passer des µg/g aux µg/Kg et x 5 pour passer des poids
humides aux poids secs)......................................................................................................... 144
Figure 116 : (Source Interreg IIIB / Mytilos) Somme des 16 HAP pour quelques stations situées
en régions PACA, Ligure, et Toscane................................................................................... 145
Figure 117 : Teneurs en benzo (b) fluoranthène obtenues dans le cadre du projet MONIQUA
(en haut du graphique) et dans le cadre du projet Interreg IIIB / Mytilos, pendant la même
période................................................................................................................................... 146
Figure 118 : Cinétique d’accumulation du mercure par les posidonies et les moules dans deux
sites de Méditerranée française. ............................................................................................ 149
Figure 119 : Evolution des teneurs en métaux lourds (mg.kg-1) mesurées dans les moules
pendant leur immersion entre fin mars (t0) et mi-juillet (t7) ................................................ 150
Figure 120 : Expérimentations de contamination – décontamination avec des moules,
concernant le mercure (Casas, 2005) .................................................................................... 151
Figure 121 : Cinétique de contamination des Posidonies, par le mercure (en µg.g-1) à Calvi. ... 152
Figure 122 : Cinétique de contamination des posidonies par le mercure (en µg.g-1) à Toulon. . 152
Figure 123 : Sites pris en compte pour la comparaison des teneurs en métaux traces dans les
moules et les posidonies........................................................................................................ 153
Figure 124 : Teneurs en cadmium dans les moules et les posidonies ......................................... 154
Figure 125 : Teneurs en cobalt dans les moules et les posidonies .............................................. 154
Figure 126 : Teneurs en chrome dans les moules et les posidonies............................................ 155
Figure 127 : Teneurs en mercure dans les moules et les posidonies........................................... 155
Figure 128 : Teneurs en nickel dans les moules et les posidonies .............................................. 155
Figure 129 : Teneurs en plomb dans les moules et les posidonies.............................................. 156
Mars 2007
12
Figure 130 : Teneurs (en µg.g-1) en cobalt, chrome et nickel dans les posidonies (en vert) et les
moules (en orange) au niveau de la radiale de Canari........................................................... 156
Figure 131 : Teneurs en plomb (en µg.g-1) dans les posidonies (en vert) et les moules (en
orange) au niveau de la radiale de Porto-Torres ................................................................... 157
Figure 132 : Teneurs en mercure (en µg.g-1) dans les posidonies (en vert) et les moules (en
orange) au niveau de la radiale de Livourne ......................................................................... 157
Figure 133 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en cadmium mesurées grâce aux
DGT et les niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne
les teneurs mesurées dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de
droite, concentrations en mg/Kg p.s.). Le graphique du bas donne les concentrations
moyennes dans l’eau (fraction labile dissoute piégée par les DGT) en µg/L. ...................... 159
Figure 134 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en plomb mesurées grâce aux DGT
et les niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne les
teneurs mesurées dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de droite,
concentrations en mg/Kg p.s.). Le graphique du bas donne les concentrations moyennes
dans l’eau (fraction labile dissoute piégée par les DGT) en µg/L......................................... 160
Figure 135 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en chrome mesurées grâce aux
DGT et les niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne
les teneurs mesurées dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de
droite, concentrations en mg/Kg p.s.). Le graphique du bas donne les concentrations
moyennes dans l’eau (fraction labile dissoute piégée par les DGT) en µg/L. ...................... 161
Figure 136 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en nickel mesurées grâce aux DGT
et les niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne les
teneurs mesurées dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de droite,
concentrations en mg/Kg p.s.). Le graphique du bas donne les concentrations moyennes
dans l’eau (fraction labile dissoute piégée par les DGT) en µg/L......................................... 162
Figure 137 : Résultats du RNO pour le cadmium en mg/kg poids sec à Ajaccio (à gauche ; début
des prélèvements dans ce secteur en 1986) et à Cannes (à droite)........................................ 164
Figure 138 : Régressions entre les trois indices de condition testés et la longueur de la coquille.167
Figure 139 : Méthode d’ajustement des concentrations en contaminants bioaccumulés en
fonction d’un IC moyen qui sert de référence : à partir de concentrations en métaux lourds
mesurées dans la moule, on ajuste par rapport à la pente (« a ») de la droite de régression qui
a été calculée. La valeur de cette pente est différente selon le métal pris en compte. On
aboutit ainsi à des concentrations dites ajustées, c’est à dire qui s’affranchissent de la
physiologie de la moule et qui pourront donc être comparées avec des sites différents.
L’abscisse donne l’inverse de l’indice de condition (1/IC)................................................... 168
Figure 140 : Lieux où ont été effectuées les expérimentations de calage. Les expérimentations sur
les points « Etang du Prévost », « Lazaret » et « Cannes » ont été effectuées dans le cadre du
RINBIO 2000, sur le point « Calvi » dans le cadre du Groupement de Recherches entre
l’Ifremer et l’Université de Corse, et sur les points « Canari », « Porto Torres » et « Rosignano »
dans le cadre du programme MONIQUA, en 2003, 2004 et 2005. L’expérimentation sur le site
de Canari a été réalisée deux années consécutives. .................................................................. 170
Figure 141 : Régressions intersites Plomb vs 1/IC ..................................................................... 174
Figure 142 : Régressions intersites Zinc vs 1/IC......................................................................... 175
Figure 143 : Régressions intersites Cadmium vs 1/IC ................................................................ 176
Figure 144 : Régressions intersites Nickel vs 1/IC ..................................................................... 176
Figure 145 : Régressions intersites Chrome vs 1/IC ................................................................... 177
Figure 146 : Régressions intersites Arsenic vs 1/IC ................................................................... 177
Figure 147 : Régressions intersites Mercure vs 1/IC .................................................................. 178
Figure 148 : Régressions intersites Cuivre vs 1/IC ..................................................................... 178
Mars 2007
13
Figure 149 : Régressions intersites Zinc vs 1/IC......................................................................... 179
Figure 150 : Régressions intersites DDT vs IC........................................................................... 179
Figure 151 : Régressions intersites DDD vs IC .......................................................................... 180
Figure 152 : Régressions intersites CB153 vs IC........................................................................ 180
Figure 153 : Régressions intersites Fluoranthène vs IC.............................................................. 181
Figure 154 : Ajustement des concentrations par la technique de Stanisière (2002).................... 182
Figure 155 : Pourcentage de variation intra-site de la concentration bioaccumulée générée par
l’augmentation d’un facteur 2 de l’indice de condition des moules (de IC= 0.1 à IC=0.2)........ 185
Figure 156 : Schéma conceptuel du suivi au cours du temps de la mémorisation des teneurs en
contaminant (ici le mercure). ................................................................................................ 191
Liste des tableaux
Tableau 1 : Limites supérieures des classes de qualité calculées (ern µg.g-1 p.s.) de RINBIO 2000.......... 30
Tableau 2 : Interprétation des teneurs en métaux traces (en µg.g-1) mesurées dans les tissus foliaires des
posidonies. ............................................................................................................................................ 32
Tableau 3 : Niveaux de référence de trois métaux traces (en µg.g-1) dans le sédiment............................... 34
Tableau 4 : Teneurs mesurées en métaux lourds (mg.kg-1 p.s.) dans les sédiments superficiels face à la
mine de Canari en 2003 ........................................................................................................................ 69
Tableau 5 : Evolution des teneurs en métaux lourds, face à la mine de Canari, en avril et en juillet 2003
(en ng/L) (Fond).................................................................................................................................... 70
Tableau 6 : Teneurs mesurées en HAP dans les sédiments de Canari en 2004........................................... 84
(en ng/L) (Fond).................................................................................................................................... 84
Tableau 8 : Coordonnées de points de prélèvement dans le Golfe de l’Asinara ......................................... 85
Tableau 9 : Teneurs mesurées en HAP dans les sédiments superficiels de Porto Torres en 2004 .............. 93
Tableau 10 : Teneurs en éléments traces dans l’eau à Rosignano............................................................. 101
Tableau 11 : Teneurs en cadmium dans les eaux du large. ....................................................................... 105
Tableau 12 : Teneurs en cadmium dans quelques estuaires (Cossa et Lassus, 1989). .............................. 106
Tableau 13 : Niveaux de référence des concentrations en métaux dans des sédiments fins de différentes
origines (µg/g) en Méditerranée. ........................................................................................................ 114
Tableau 14 : Etats de référence pour les métaux traces (en µg/g de poids sec de sédiment) applicables en
Méditerranée (RLM) pour l’interprétation des niveaux de contamination chimique dans les
sédiments fins en milieu côtier naturel. .............................................................................................. 118
Tableau 15 : Teneurs en cadmium relevées par Romeo et al (2003) dans les moules, suite à des
expérimentations de transplantations d’une durée d’un mois, dans la zone de Nice – Cannes.
Données en µg/Kg poids sec............................................................................................................... 130
Tableau 16 : Teneurs en métaux lourds dans les moules, en mg/Kg poids en différents secteurs de
Méditerranée et des USA .................................................................................................................... 131
Tableau 17 : Moyennes, minima et maxima (entre parenthèses) des concentrations en métaux traces (en
µg.g-1 poids sec) des feuilles de posidonies, mesurées dans différents sites et source bibliographique.
fond gris : stations considérées comme impactées par les auteurs .................................................... 147
Tableau 18 : Coefficient de contamination posidonies / moules dans les trois sites étudiés..................... 158
Tableau 19 : Facteurs de concentration mesurés entre l’eau et la moule .................................................. 183
Tableau 20 : Facteurs de concentration dans les feuilles adultes de Posidonie au niveau de la radiale de
Canari.................................................................................................................................................. 186
Porto-Torres ........................................................................................................................................ 186
Tableau 22 : Limites supérieures des classes de qualité calculées pour les données RINBIO 2003.
Unités : en µg/g p.s pour les métaux lourds, en ng/g p.s pour les composés organiques. .................. 187
Tableau 23 : Concentration en métaux lourds dans les moules, à Porto-Torres en 2004 et leurs catégories190
Tableau 24 : Evolution temporelle des teneurs en mercure dans les écailles de posidonies
(lépidochronologie) et dans les moules (RINBIO). ............................................................................ 192
Mars 2007
15
1. Rappel des objectifs et argumentaires
1.1. Rappel des termes de référence de la
convention MCD IIIA n°03/08 du 17 janvier 2003 et des
objectifs visés
Dans le cadre des programmes INTERREG III A, la Province sarde de Sassari, la région Corse
et la région Toscane ont renforcé leur coopération autour d’une thématique commune
concernant la protection et la mise en valeur de l'environnement marin méditerranéen.
L’annexe technique de la convention INTERREG IIIA MONIQUA (Monitorage de la qualité
de l’eau et de l’environnement marin) précise que le programme s’inscrit dans une optique de
surveillance des écosystèmes aquatiques côtiers, qui est une étape indispensable pour une
protection et une mise en valeur de l’environnement littoral marin des trois régions concernées.
Le programme MONIQUA a pour objectifs :
-
de mieux connaître la qualité de l’environnement marin côtier régional,
de développer en coopération une batterie d’outils de surveillance complémentaires, adaptés
aux régions concernées,
de contribuer à la mise en œuvre de la Directive Cadre Eau (DCE).
La proposition de la Région Corse au programme INTERREG IIIA prévoyait l’utilisation
d’organismes sentinelles ou "indicateurs" pour la surveillance des contaminants dans le milieu
marin.
En effet, l’utilisation d’organismes marins, phanérogames et mollusques notamment, comme
bioindicateurs de contamination est maintenant particulièrement utilisée. Parmi ceux-ci, les
moules (Mytilus galloprovincilis) et les posidonies [Posidonia oceanica (L.) Delile] sont bien
connus pour concentrer les polluants stables (espèces biointégratrices), dont les métaux-traces,
et peuvent être ainsi considérés comme des espèces indicatrices de la contamination des eaux.
L’utilisation de ces organismes « sentinelles » pour surveiller la qualité du milieu aquatique
(niveaux et tendances) est connue, pour les moules, depuis le début des années 1970. Ainsi, le
«Mussel Watch», un réseau de surveillance basé sur ces mollusques, s’est développé aux USA,
à partir de 1986 (Goldberg et Bertine, 2000). En France, plusieurs réseaux gérés par l’Ifremer
s’appuient également sur ce biointégrateur (Morel,1999). Plus récemment, de nouveaux
réseaux, basés sur l’utilisation des phanérogames marines (« Seagrass Watch ») se mettent en
place aux Etats-Unis, en Australie, au Brésil, en Tanzanie, au Vietnam, aux Philippines et en
Méditerranée (Boudouresque et al, 2000 ; McKenzie et al., 2000 ; Short et al., 2001).
Le « caging » de moules tel qu’il est pratiqué dans le cadre du réseau RINBIO, depuis 1996
(Andral et al., 2001, 2004), permet aux moules d’intégrer, sur une période de trois mois, les
contaminants présents dans l’eau et donc d’être le « reflet » de la contamination de l’eau
pendant ce laps de temps (monitorage actif). Cette technique a été étendue à l’ensemble de la
Mars 2007
16
Méditerranée dans le cadre des programmes Interreg IIIB MYTILOS (Méditerranée
Occidentale) et MYTIMED (Méditerranée Orientale).
Quant aux posidonies, phanérogames également utilisées pour refléter le degré de
contamination des eaux, elles sont à l’équilibre (monitorage passif) et donc représentatives de
l’état de contamination des masses d’eau sus-jacentes (pour les feuilles), voire de l’état de
contamination des sédiments (rhizomes).
En effet, la mesure directe des contaminants dans l'eau fait appel à des techniques analytiques
sophistiquées et coûteuses, difficilement applicables à un réseau de surveillance, la variabilité
temporelle du milieu littoral ne conférant que peu de signification à une mesure ponctuelle.
C’est pourquoi l’utilisation d’espèces biointégratrices, en permettant de bioconcentrer les
contaminants chimiques dans un facteur proportionnel à leur concentration biodisponible dans
l’eau, permet de s’affranchir de ces inconvénients. Cette réflexion apporte des éléments
d’information à la détermination de l’état chimique réalisé dans le cadre de la DCE, avec
notamment la prise en compte des contaminants bioaccumulables (notamment les métaux cités
dans l’annexe X de la DCE).
N.B. Il est intéressant de signaler que ce programme Interreg IIIA franco-italien conforte la
coopération sensu lato entre l’Ifremer et l’INSU d’une part et les institutions italiennes (CNR,
ENEA, ICRAM, CoNISMa notamment) d’autre part. Cet accord a été signé en mai 2005 à
Rome et définit la coopération à travers 3 axes, dont les projets communautaires (PCRD et
Interregs) représentent le premier. Les deux autres axes de coopération s’effectuent via des
réseaux d’instituts pour le second et via le programme intégré MEDICIS (« MEDIterranean
Contaminants Integrated System ») sur la contamination chimique en Méditerranée pour le
troisième.
1.2.
Rappels sur les objectifs visés
L’action est centrée sur la complémentarité d’utilisation des moules et des posidonies
comme organismes biointégrateurs pour la biosurveillance des contaminants et sur la
validation de ces techniques en tant qu’ « outils » de surveillance de la qualité de
l’environnement. Une plateforme commune de recherche entre l’Ifremer et l’Université de
Corse venait de se structurer en 2002 dans le cadre d’un Groupement de Recherches (GdR), ce
qui a amplement permis d’être opérationnel pour répondre aux objectifs visés par ce programme
Interreg IIIA.
Pendant les trois premières années du programme, trois secteurs soumis à des apports en
contaminants ont été surveillés, un dans chacune des régions participant au programme : la
Corse, la Sardaigne et la Toscane, avec une campagne pour la Sardaigne, une campagne pour la
Toscane, et deux campagnes pour la Corse. Ces deux dernières campagnes avaient pour but de
mettre en évidence d’éventuelles variabilités annuelles. Le choix des 3 sites correspondait à des
pressions anthropiques différentes.
Les résultats attendus, au niveau de ces secteurs, sont de cartographier l’étendue spatiale de la
contamination et de caractériser les gradients de dilution, à partir d’une source polluante
identifiée. C’est dans cet objectif que les points ont été choisis dans le « champ proche », avec pour chaque station - un prélèvement de posidonies et une pose de « cage à moules ». Des
Mars 2007
17
prélèvements de sédiments et une évaluation de la contamination dans la colonne d’eau - via des
capteurs passifs - ont été effectués sur le site de Rosignano (proximité d’un rejet ancien de
mercure) pour avoir des compléments d’information sur la contamination de la zone.
La Figure 1 montre les secteurs échantillonnés de 2003 à 2005 dans le cadre du projet
MONIQUA (dans les encadrés), et à titre d’information, les points de la campagne Interreg IIIB
/Mytilos.
Figure 1 : Localisation des points de prélèvements des campagnes MONIQUA 2003, 2004 et 2005 (dans
les encadrés : moules, posidonies, sédiments, eau) et des points de prélèvements réalisés dans le cadre
des campagnes Mytilos (Interreg IIIB, moules uniquement).
D’une manière plus détaillée, trois objectifs ont été principalement identifiés dans le cadre de
cette étude :
L’objectif premier de cette série de campagnes a consisté à comparer les niveaux de métaux
traces dans les moules et les posidonies, et - pour cela - à déterminer simultanément des
teneurs en métaux-traces dans ces deux organismes biointégrateurs afin d’observer – pour des
mêmes conditions physico-chimiques et trophiques – des écarts éventuels dans leurs
concentrations (et donc dans leur capacité à bioaccumuler ces éléments).
Ces expérimentations permettent, comme prévu dans le programme initial, de définir la
complémentarité d’utilisation de ces deux « outils de biosurveillance » ainsi que leurs
performances et leurs limites d’utilisation pour la surveillance du littoral.
Aucune intercomparaison entre ces deux organismes biointégrateurs que sont la moule et la
posidonie n’avait encore été conduite, et les données qui avaient été obtenues, jusqu’au
démarrage de ce projet, par l’Ifremer et l’Université de Corse, n’étaient pas exploitables (pour
Mars 2007
18
une intercomparaison) car les prélèvements n’étaient effectués ni au même endroit ni à la
même période.
Pour répondre à cette attente, trois sites ont été retenus : le secteur de l’ancienne mine de Canari
au Cap Corse, le secteur de Porto Torres – Asinara en Sardaigne, et le secteur Livourne –
Rosignano en Toscane.
Le deuxième objectif, affiché dans le programme initial, a consisté à mieux caractériser le
degré de pollution métallique des trois secteurs retenus ; toujours en utilisant moules et
posidonies comme organismes biointégrateurs. Les matrices « sédiment » et « eau », via
l’utilisation de capteurs passifs ou « DGT » (« Diffusion Gradient in Thin Film »), ont été
utilisées pour compléter cette caractérisation. Des contaminants organiques (hydrocarbures
aromatiques polycycliques ou HAP) ont été pris en compte pour les moules et les sédiments, en
complément des objectifs affichés.
Le troisième objectif a concerné le suivi temporel sur le site de Canari. Il était en effet
intéressant de voir si les gradients observés (de l’ancienne mine vers le large) étaient
reproductibles d’une année sur l’autre, et si moules et posidonies pouvaient être utilisées
invariablement pour caractériser le degré de contamination en éléments traces (notamment en
chrome et en nickel). C’est la raison pour laquelle deux campagnes océanographiques avaient
été programmées dans ce secteur.
Par ailleurs, afin de pouvoir utiliser une espèce comme représentative du degré de
contamination de son environnement, il a fallu également s’assurer que les teneurs en
contaminants dans les organismes - moules ou posidonies - reflétaient réellement « l’état
chimique » du milieu environnant et non pas des variations dues à des facteurs physiques
(température, salinité, éclairement, matériel en suspension, sels nutritifs notamment) ou
biologiques (croissance, disponibilité de nourriture, variations de la production primaire, cycle
sexuel pour les moules). Ces facteurs interviennent en effet sur la bioaccumulation des
contaminants. Etant donné qu’il était impossible de travailler, dans des mêmes conditions, sur
un lot d’individus dont les caractéristiques évoluent en fonction des périodes de l’année, il a été
indispensable de définir les conditions d’exploitation des résultats obtenus et d’arriver à
exprimer des concentrations qui ne reflétaient pratiquement que les concentrations du milieu.
En effet, ces mêmes variations (pouvant occasionner un stress sur l’animal ou le végétal)
peuvent avoir des répercussions sur la biochimie de ces organismes et donc sur leur aptitude à
accumuler et excréter les métaux.
Il est important de signaler que ces recherches ont bénéficié des acquis développés par l’Ifremer
et l’Université de Corse, avec le soutien de l’Agence de l’Eau RM&C, dans la cadre du Réseau
Intégrateurs Biologiques (RINBIO). Ce projet a également bénéficié des acquis du Groupement
de Recherches (GdR) sur la gestion des écosystèmes littoraux méditerranéens, passé en 2002
entre l’Ifremer, le laboratoire EqEL de l’Université de Corse, la Stareso et le GIS Posidonie.
Le projet MONIQUA a également matérialisé une coopération transrégionale forte entre les
Régions Corse, Toscane, et la province de Sassari au Nord de la Sardaigne, avec tenue de
plusieurs réunions de programmation, séminaires, mise en commun de matériel
océanographique, de moyens analytiques, et échanges scientifiques diversifiés.
Les lecteurs souhaitant aller directement à la partie discussion traitant des niveaux en
contaminants et des comparaisons entre matrices peuvent se reporter au chapitre 4, page 103.
Mars 2007
19
1.3. Argumentaire sur les contaminants pris en
compte
Six métaux dans un premier temps, puis une dizaine dans un second temps, ont été pris en
compte dans ce programme : le mercure, le cadmium et le plomb sont toxiques et réglementés
dans la matière vivante ; le chrome, le nickel et le cobalt présentent localement de fortes
proportions. Les quatre autres éléments traces pris en compte par la suite ont été l’arsenic,
l’argent, le cuivre et le zinc. Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ont
également été pris en compte (moules et sédiments).
Le mercure est le plus toxique des métaux traces, plus particulièrement ses formes organiques.
Depuis la " Maladie de Minamata " qui a occasionné, au Japon, une cinquantaine de morts et
environ 2000 empoisonnements entre 1938 et 1968, à cause de rejets industriels de mercure
dans la baie de Minamata ayant contaminé le poisson servant à l’alimentation de ce village de
pêcheurs, l'utilisation anarchique de semences traitées au méthylmercure en Suède dans les
années 50, et d'autres cas semblables dans plusieurs autres pays (Mexique, Guatemala, Pakistan,
Irak, Ghana) ayant occasionné plusieurs dizaines de morts (D'itri et D'itri, 1978), les
préoccupations se sont tournées vers cet élément, dont l'utilisation a par la suite été réglementée.
La méthylation du mercure est effective dans les sédiments sous l’action des microorganismes
et, dans la colonne d’eau, en présence de phytoplancton. La croissance du plancton et de larves
de bivalves est retardée à de très faibles concentrations. Le mercure se bioamplifie dans la
chaîne alimentaire et peut engendrer, en bout de chaîne, des accumulations importantes ; les
facteurs de bioaccumulation sont de l’ordre de 104 à 106.
Les composés du mercure connaissent de nombreux emplois : industrie chimique, agriculture
(fongicide), traitement du bois, explosif d'amorçage, peintures, piles ou batteries, plastiques et
caoutchoucs. Le mercure pur est utilisé sous forme métallique, comme électrode dans la
fabrication de la soude et du chlore. Il est utilisé dans la fabrication d’instruments de mesures
(thermomètres, baromètres, etc.), d’appareillages électriques (contacts au mercure, etc.) et dans
les lampes à décharge. Leur origine en mer est à rechercher dans les apports fluviatiles,
atmosphériques et le lessivage des bassins versants. Les sources de mercure liées à l'activité
humaine sont nombreuses : sur une production mondiale annuelle de l'ordre de 10000 tonnes,
environ la moitié retournerait à l'océan.
Suite à plusieurs arrêtés ministériels, à une série de textes (Code du Travail, Code de la Sécurité
Sociale, Code de la Santé Publique, Code Rural), à une série de directives européennes et
plusieurs conventions internationales (Berne, Oslo, Londres), la consommation totale de
mercure a été réduite et les rejets diminués d'autant. Les apports atmosphériques proviennent
essentiellement de la combustion d'ordures ménagères, totalisant pour la France une
cinquantaine de tonnes par an (Cossa et al, 1990).
La teneur en cet élément est réglementée dans les organismes vivants et les sédiments ; c’est
aussi une substance prioritaire citée dans l’annexe X de la Directive Cadre-Eau (DCE).
En mer, les formes " dissoutes " (celles qui passent à travers une membrane de 0,45µ) sont
représentées par les espèces mercuriques dans les eaux bien oxygénées (notamment les
chlorocomplexes stables HgCl42- dans l'eau de mer) et par Hg° et HgS en milieu suboxique et
réducteur. Parmi les formes dissoutes, on trouve aussi plusieurs formes organiques (fonctions
aminées, sulphydriles des acides aminés et des acides humiques ou fulviques, NTA); ces formes
organiques du mercure peuvent représenter l'essentiel du mercure dissous dans les eaux douces
et dans certaines eaux côtières riches en carbone organique (Cossa et al, 1990). En présence de
complexes d'hydroxydes et de chlorures mercuriques, la quantité totale de Hg2+ en solution est
représentée par CM= Hg2++ HgCl++ HgCl3-+HgCl42-+HgOH++ Hg(OH)°2.
Mars 2007
20
Le mercure s’adsorbe sur les particules en suspension, ce qui est responsable de la
prédominance du mercure sous forme particulaire dans les eaux naturelles. Les argiles sont en
outre bien connues pour piéger les formes Hg2+ de l'eau de mer. Cette absorption est cependant
plus importante en eau douce qu'en eau de mer du fait essentiellement de la stabilité et de la
solubilité des chlorocomplexes mercuriques. En plus de sa capacité à former des complexes très
stables, le mercure à la propriété de former des composés covalents avec le carbone,
principalement du méthyl et du di-méthylmercure ; les mono-alkylmercure sont relativement
solubles dans l'eau puisqu'ils peuvent se dissocier (R - Hg+) et former des complexes
relativement solubles. Les di-alkylmercure et di-arylmercure sont, quant à eux, extrêmement
volatils et peu solubles dans l'eau. L'idée que le mercure puisse être méthylé biologiquement a
été introduite par des chercheurs japonais pour expliquer la pollution de Minamata.
Le cadmium n'existe pas à l'état natif. Son minerai, très rare, est un sulfure - la greenockite
(CdS) - mais on le rencontre dans presque tous les minerais de zinc et il est exploité
industriellement comme un sous-produit de la métallurgie du zinc. Il est uniformément réparti
dans la croûte terrestre où sa concentration moyenne serait de 0,15 à 0,2 mg/kg. Il est en outre
toujours présent en combinaison avec le zinc dans une proportion variant de 1/100 à 1/1000. Il
peut également être lié à l’altération des roches ou à des incendies de forêts. Environ la moitié
du cadmium serait libérée dans les rivières (usure des roches) et dans les airs lors des feux de
forêt et des émissions volcaniques. Le cadmium est principalement utilisé pour la fabrication de
batteries et le traitement de surface des aciers (revêtements anti-corrosion). Il est également
employé pour la décoration des porcelaines, en peinture, en caoutchouterie, en émaillerie et
pour la fabrication d’antiseptiques et de pesticides. Il entre aussi dans la constitution de
plusieurs alliages, justifiant une production annuelle française d'environ 500 tonnes et une
production annuelle mondiale près de 20 000 tonnes. Le cadmium est également présent à titre
d’impuretés dans les engrais phosphatés (les phosphogypses contiennent plusieurs µg.g-1 de
cadmium) et des traces (de l’ordre du gramme par hectare) en sont épandues sur les sols avec
les engrais. On trouve également du cadmium dans la fumée de cigarette et les plaquettes de
freins automobiles.
En milieu marin, le cadmium provoque des effets sur le développement larvaire de certains
organismes, notamment les crustacés. Il est bioaccumulé (facteur de concentration jusqu’à 104),
mais ne se bioamplifie pas. Les processus responsables de la détoxification des molécules
organiques sont par ailleurs inhibés par le cadmium. La teneur en cet élément est réglementée
dans les organismes vivants et les sédiments ; il est néphrotoxique et suspecté cancérigène pour
l’homme. Sa présence inhibe en outre les mécanismes de détoxification de la cellule. C’est aussi
une substance prioritaire citée dans l’annexe X de la DCE.
Dans les eaux, le cadmium peut exister sous forme dissoute, colloïdale et particulaire; les
changements de phase sont contrôlés notamment par le pH, le potentiel redox (Eh), la force
ionique de l'eau, la présence de matière organique dissoute et particulaire, le matériel inorganique
(oxydes de Fe et de Mr) ainsi que l'activité des organismes vivants.
En eau douce - et jusqu'à pH 8 - Cd++ constitue l'espèce chimique dominante. En eau de mer, le
changement de spéciation résulte de l'augmentation de la concentration en chlorures : les
chlorocomplexes (Cd Cl2, Cd Cl+ notamment) deviennent les formes les plus stables. Il est à
noter que le cadmium est aisément chélaté par a) la matière organique dissoute (acides
humiques et fulviques), ce phénomène augmentant avec l'accroissement de leur teneur et b) les
chélatants de synthèse tels l’EDTA et la NTA, entrant notamment dans la composition des
détergents ; en eau de mer, les teneurs élevé des en chlorures ont cependant tendance à réduire
cette chélation organique du cadmium.
Mars 2007
21
Rarement disponible à l'état natif, le plomb est présent dans de nombreux minerais, notamment
la galène (PbS). Utilisé pour la fabrication d'accumulateurs et comme antidétonant dans les
carburants (utilisation des dérivés tétraméthylés ou tétraéthylés de plomb dans les essences,
source à laquelle on peut rajouter dans une moindre mesure la combustion du charbon), il arrive
majoritairement en milieu marin par les apports atmosphériques et le lessivage des zones
urbanisées. La consommation mondiale en plomb est de l'ordre de 5 millions de tonnes par an ;
la consommation française y est environ de 200 000 tonnes par an, la production d'accumulation
représentant à elle seule 60 % de la consommation. Rappelons aussi qu'il existe aussi des
apports naturels en plomb : volcanique et érosion des granites hercyniens notamment.
Les formes inorganiques sont moins écotoxiques que les formes organiques (composés alkylés)
qui inhibent la croissance du phytoplancton. Le plomb peut également provoquer des anomalies
dans le développement embryonnaire des bivalves. Il est fortement bioaccumulé (jusqu’à 105
suivant les formes). La teneur en cet élément est réglementée dans les organismes vivants et les
sédiments ; c’est aussi une substance prioritaire citée dans l’annexe X de la DCE.
Dans l'eau de mer, les formes chimiques les plus courantes du plomb dissous sont : Pb C03, Pb
Cl2, Pb Cl+ et en eau douce : Pb 0H+ et Pb++ ; un faible pourcentage de plomb (en mer) se trouve
associé aux matières humiques, ce pourcentage pourrait être plus élevé en eau douce ; de même
que pour le mercure, le plomb peut être faiblement méthylé par les bactéries dans les
sédiments. Il présente également une forte affinité pour les suspensions, surtout en eau douce ;
en eau de mer, à peine 10 % du plomb se trouverait sous forme particulaire. Une biométhylation
du plomb en présence de microorganismes anaérobies a été décrite (Schmidt et Huber, 1975 ;
Sirota et Uthe, 1977, cité par Cossa et al., 1993), mais leur existence dans l'eau de mer reste à
démontrer.
Par ailleurs, le plomb et ses composés organiques ont été classés « 2B » par le Centre
International de Recherche du cancer, c’est à dire produits suspectés cancérogènes pour
l’homme.
L’introduction de nickel d’origine anthropique vers l’atmosphère provient de l’utilisation des
combustibles fossiles, de la métallurgie et de la production de métaux non ferreux. Les eaux
usées domestiques et les boues de station d’épuration sont également riches en nickel. L’activité
volcanique et l’érosion éolienne constituent l’essentiel des flux naturels vers l’atmosphère. Cet
élément est aussi associé aux gisements de serpentine amiantifère. Le nickel est beaucoup
moins toxique pour les organismes marins que le cadmium ou le mercure. Faiblement
bioaccumulable, des effets sur le développement embryonnaire d'invertébrés marins ont
cependant été observés. La teneur en cet élément est réglementée dans les sédiments ; c’est
aussi une substance prioritaire citée dans l’annexe X de la DCE à cause notamment de son
caractère cancérogène établi (Groupe 1 du Centre International de Recherche sur le Cancer).
Le chrome fait partie des métaux les plus utilisés (10 millions de tonnes/an) dans le monde
(industrie chimique, métallurgie, technologie des réfractaires). Cet élément est aussi associé aux
gisements de serpentine amiantifère. La majeure partie du chrome parvenant à la mer depuis le
continent provient des fleuves, l’atmosphère constituant une source beaucoup moins importante.
Sa forme réduite (Cr III) fait partie des éléments essentiels dans la vie animale, la forme oxydée
(Cr VI) est par contre extrêmement toxique, cancérogène à forte dose pour l'homme ; elle
provoque des anomalies dans le développement larvaire des bivalves. La teneur en cet élément
est réglementée dans les sédiments.
Le cobalt est utilisé dans la coloration des verres, de la céramique et de l'émail ainsi que dans la
préparation d'alliages (avec le fer et le nickel) résistant à de hautes températures, à l'usure et à la
corrosion (stellite). Cet élément est aussi associé aux gisements de serpentine amiantifère. Dans
Mars 2007
22
l'industrie chimique, le cobalt intervient dans les catalyseurs pour la synthèse des carburants,
des alcools et des aldéhydes Il est également utilisé dans certains engrais. Le cobalt est un
oligoélément (il entre notamment dans la composition de la vitamine B12 ou cobalamine). Les
risques émanant des dérivés du cobalt sont faibles par rapport à ceux que présentent d'autres
métaux lourds. Les minerais riches en cobalt sont également riches en arsenic. Par ailleurs, le
cobalt et les composés du cobalt ont été classés « 2B » par le Centre International de Recherche
du cancer, c’est à dire produits suspectés cancérogènes pour l’homme.
Le zinc est un oligo-élément indispensable au développement de la vie. Les usages du zinc sont
multiples : peintures antisalissures, produits pharmaceutiques et phytosanitaires, conduits
d'évacuation des eaux pluviales (gouttières, tuyaux de descente, etc.) et piles. Une grande partie
des apports en zinc dans l’environnement est imputable à la métallurgie, à la combustion des
bois et des charbons.
Sa toxicité pour les organismes aquatiques n'en fait pas un contaminant prioritaire, bien qu'il
agisse à de fortes concentrations sur la reproduction des huîtres et la croissance des larves.
Le cuivre a un emploi extrêmement diversifié ; sa toxicité étant mise à profit dans les peintures
antisalissures (comme celle du tributylétain), dans le traitement des bois et dans des produits
phytosanitaires (désherbants, insecticides, fongicides). Le cuivre est un matériau de base de
l'industrie électrique (en concurrence avec l'aluminium) et de la construction (conduites d'eau).
Ses qualités mécaniques rendent possibles de nombreux procédés d'usinage (emboutissage,
forgeage, laminage, matriçage, tréfilage).
Il agit sur le développement embryonnaire des bivalves et sur la croissance du phytoplancton.
L’arsenic est présent naturellement dans les sols à l’état de traces, mais il est associé sous
forme de sulfures à de nombreux minerais (fer, cuivre, plomb, zinc,…) dont l’extraction, le
transport et le traitement métallurgique contribuent à sa dissémination dans le milieu
environnant. L’arsenic est alors un sous-produit peu valorisable que l’on retrouve dans les rejets
liquides ou solides et dans les émissions atmosphériques. Il est utilisé dans des préparations
phytosanitaires et l'industrie du verre. La combustion du charbon est aussi une source majeure
d’apport.
La toxicité de l’arsenic, liée à sa forme chimique, entraîne des effets sur la production primaire.
Fortement bioaccumulable, il n'entraîne pas d'effets irréversibles en bout de chaîne alimentaire,
les formes organiques prédominantes étant très peu toxiques pour l'homme.
L’argent est pris en compte car considéré comme un contaminant émergent dans le cadre du
Programme Intégré Méditerranée MEDICIS, l’argent est surtout utilisé dans l’industrie
photographique et électrique ; ses rejets dans l’environnement proviennent des laboratoires
photographiques, de la métallurgie, des industries (corrosion des équipements industriels) et de
la combustion de charbon. Ce métal arrive dans le milieu marin via le lessivage des sols et par
les égouts, dont il peut être considéré comme un « bon » traceur. L’argent est très toxique pour
les larves de mollusques (des effets sub-tétaux sont notés à partir de 200 ng/L) et présente une
importante bioaccumulation (jusqu’à 100 000).
Les HAP, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont des substances dont la
structure chimique est constituée de plusieurs noyaux aromatiques ayant en commun plus d'un
atome de carbone. Cette famille regroupe de nombreux composés. Les HAP présents dans
l'environnement résultent de différents processus dont : la biosynthèse par des organismes
vivants, les pertes à partir du transport ou de l'utilisation des carburants fossiles, la pyrolyse des
matières organiques à haute température, la combustion des charbons et pétroles. Ce dernier
Mars 2007
23
processus constitue la principale voie d'introduction des HAP dans l'environnement et résulte
majoritairement des actions anthropiques. La combustion des essences est une source
importante d'introduction de HAP dans l'atmosphère, parmi lesquels le benzo[a]pyrène (BaP),
suspecté mutagène et cancérigène (50 à 100 µg par litre de carburant consommé). Mais les
processus de production des HAP, parce qu’ils s’effectuent à des températures différentes,
génèrent des composés qui présentent des structures différentes, qui diffèrent par leur niveau
d’aromaticité et leur degré de substitution. Ces apports sont constitués par des mélanges
complexes de composition variable selon les sources. Ainsi, les rejets pétroliers sont
essentiellement constitués de molécules dont le nombre de noyaux aromatiques est
généralement inférieur à 4. Les produits de pyrolyse renferment des dérivés penta et hexaaromatiques, non substitués si la pyrolyse s'effectue à haute température (2 000° C) ou alkylés
entre 400 à 800° C. En raison de leur caractère lipophile, les HAP sont concentrés dans les
sédiments et les organismes vivants (Figure 2) ; les niveaux rencontrés dépendant de la nature et
des sources de contamination. Des teneurs en HAP totaux comprises entre 1 ng.g-1 et 20,8 µg.g-1
ont été rencontrées dans les sédiments de la Méditerranée occidentale. Dans les zones
portuaires, les concentrations sont fréquemment supérieures au µg.g-1. Dans la plupart des cas,
la contamination est attribuée à une origine pyrolitique, c’est à dire résultant de la combustion
de produits pétroliers, ou de matériel organique plus généralement, comme les incinérateurs
d’ordures ménagères, la sidérurgie ou les moteurs à combustion (par opposition aux
hydrocarbures pétrogéniques, composants naturels des pétroles bruts, et dont la composition
varie suivant l’origine).
Les HAP peuvent interagir avec les mécanismes cellulaires, soit directement en se fixant sur les
sites lipophiles, soit indirectement par liaison de leurs métabolites hydrophiles avec des
structures cellulaires (protéines, ADN), provoquant ainsi des effets à long terme. La toxicité
aiguë varie dans de très grandes proportions, mais c'est surtout les effets cancérogènes et
mutagènes qui présentent les risques écotoxicologiques les plus importants.
Les 16 HAP pris en compte sont ceux recommandés par l’AFSSA depuis la pollution de l’Erika
pour définir le « seuil d’exclusion » concernant la commercialisation des mollusques. Ce
sont les suivants : Naphtalène, Acénaphtylène, Acénaphtène, Fluorène, Phénanthrène,
Anthracène, Fluoranthène, Pyrène, Benzo(a)anthracène, Chrysène, Benzo(b)fluoranthène,
Benzo(k)fluoranthène, Benzo(a)pyrène, Dibenzo(a,h)anthracène, Benzo(g,h,i)pérylène,
Indeno(1,2,3-cd) pyrène. Ces 16 HAP recherchés sont ceux qui sont reconnus au plan
international comme présentant des risques de toxicité pour l’environnement. Parmi ceux-ci,
benzo (a )pyrène, benzo (a) anthracène, benzo (b) fluoranthène, indéno (1,2,3-cd) pyrène et
benzo (g,h,i) pérylène sont suspectés cancérogènes.
Les particules et les sédiments contiennent surtout des composés tétracycliques et
pentacycliques tels le fluoranthène, le pyrène, les benzofluoranthènes et benzopyrènes,
présentant un log Kow très élevé. Bien qu’ils possèdent une forte affinité pour les particules
solides (log K > 4), on trouve également parmi la fraction dissoute des HAP plus légers comme
le naphtalène, le fluorène, le phénanthrène et leurs dérivés alkylés qui caractérisent une origine
pétrolière.
Mars 2007
24
HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques
phénantrène
Voies de contamination et comportement général en milieu marin
AIR
Combustion du charbon, raffineries de pétrole, imbrûlés des
carburants, feux de forêts
PSA +
1/2 vie :
quelques heures
Retombées
Pertes lors du transport ou de l’utilisation (pétroliers),
atmosphériques
lessivage de poussières (imbrûlés des carburants)
EAU
1/2 vie : de quelques jours à plusieurs années selon la complexité
de la molécule et les conditions du milieu (aérobies / anaérobies)
PSE + / +++
ADS +++
TOX ++ / +++ PNEC : 0.002 à 0.120 µg.l-1
MES
SOL
Kp MES :
jusqu’à 550 000
Kp SED :
jusqu’à 275 000
MV
BAC +++
BCF : Æ 48000 (invertébrés)
Æ 6500 (poissons)
SED
Figure 2: Voies de contamination et comportement général des HAP en milieu marin. Sources : |
Evaluation des seuils de qualité pour les HAP (document interne) | INERIS - Portail Substances
Chimiques - http://chimie.ineris.fr/ | Kennish M. J., 1992. Ecology of Estuaries : Anthropogenic
Effects.
1.4. Argumentaire sur les compartiments pris en
compte
1.4.1. Le compartiment « moules »
L’expérience du RINBIO a servi de toile de fond pour élaborer la stratégie utilisée. Il est bon
d’en rappeler les points forts.
Mytilus galloprovincialis est un bivalve largement reconnu comme bioindicateur de pollution
par les métaux. La teneur en métaux dépend étroitement de leur biodisponibilité et de leur mode
de pénétration. Cette espèce concentre les métaux présents dans l’eau de mer aussi bien à partir
de la phase dissoute (branchies) que particulaire (via l’incorporation de nourriture). De
nombreux paramètres sont connus pour influencer le comportement des bivalves vis à vis des
métaux, en particulier leur absorption, assimilation, excrétion. Parmi les facteurs biotiques, on
peut noter les paramètres allométriques (taille et poids), la part du phytoplancton dans la
Mars 2007
25
nourriture, le temps de résidence des matières ingérées dans le tube digestif, le sexe et les cycles
de reproduction, l’oxygénation de l’organisme ; et parmi les facteurs abiotiques : les variations
saisonnières et notamment celles de la température, le carbone organique dissous et particulaire,
les quantités de seston, les substances humiques et fulviques, le type de sédiments, la part de la
phase dissoute et particulaire dans la nourriture (Laurier, 2001). Tous ces paramètres sont en
interrelation et dépendent du métal considéré et de la forme sous laquelle il se trouve
(spéciation), ce qui montre la complexité des phénomènes mis en jeu (Figure 3).
L’absorption des métaux à partir de la phase dissoute se fait donc principalement via les
branchies par un processus passif, tandis que les métaux associés à la nourriture (particules en
suspension) sont assimilés dans le tractus digestif de la moule. Les quantités de métaux qui y
sont concentrées résultent de leur accumulation « nette » (incorporation moins excrétion), qui
est elle-même fonction de la taille et du poids. Cette variation est importante au cours des
saisons, à cause essentiellement du cycle physiologique de la moule qui inclut la gamétogenèse
et la constitution de substances de réserve. Le programme RINBIO a notamment mis en
évidence l’influence des saisons et de la répartition géographique sur la relation métal/taille
chez la moule, les moules de petite taille présentant des concentrations en métaux plus élevées
que les grandes.
A titre d’exemple, ces variations annuelles sont particulièrement bien mises en évidence pour
les teneurs en cadmium dans les moules des étangs de Diana et d’Urbino en Corse (données
RNO extraites du bulletin de la surveillance pour la Corse où les teneurs sont déterminées 4 fois
par an http://w3.ifremer.fr/envlit/pdf/surveillancepdf/bull2002/bul_co.pdf ; Figure 4).
On observe une décroissance des concentrations (droite en rouge), mais avec des fluctuations
trimestrielles importantes autour de cette moyenne, qui sont fonction de la physiologie de la
moule ; les plus fortes concentrations sont rencontrées lors des campagnes RNO de févriermars, après la ponte, lorsque la moule a perdu de son poids de chair ; c’est à cause de cette
diminution de la biomasse de chair que les métaux s’y trouvent davantage concentrés (points
correspondant aux pics sur la Figure 4).
Par ailleurs, la biodisponibilité des métaux est très importante car elle conditionne leur
introduction dans l’organisme. De nombreux paramètres interviennent, comme leur
complexation avec les particules (sorption, importance du pourcentage de matière minérale,
d’acides humiques ou fulviques) et de leur spéciation chimique (par exemple l’accumulation du
monométhylmercure est 20 à 50 fois supérieure à celle du mercure inorganique).
Mars 2007
26
Figure 3 : Paramètres biotiques et abiotiques conditionnant la bioconcentration chez la moule (adapté de
Cossa, 1987 par Laurier, 2001)
La part du dissous est également importante surtout dans les environnements néritiques
oligotrophes pauvres en seston comme ceux de Corse. La Figure 4 récapitule l’ensemble de ces
facteurs. Sans rentrer dans le détail, on s’aperçoit que la physiologie de la moule en fonction des
saisons a des répercussions sur les mécanismes de régulation. D’où l’importance d’avoir une
reproductibilité dans les différents échantillonnages et de maîtriser les phénomènes qui peuvent
naturellement interférer dans les mécanismes d’accumulation et d’excrétion.
L’évaluation spatiale des niveaux de contamination à partir de données de bioaccumulation
nécessite que le facteur de concentration du contaminant (égal au rapport de la concentration
dans la chair à l’équilibre et de la concentration biodisponible dans le milieu) soit sensiblement
équivalent entre les sites. Or, les processus gouvernant leur bioaccumulation peuvent être,
comme nous venons de le voir, fortement modifiés par les caractéristiques physico-chimiques et
trophiques. Cette variabilité du facteur de concentration doit donc être prise en compte,
notamment dans le cas où le suivi est effectué dans des milieux différents d’un point de vue
trophique et physico-chimique (zones eutrophes ou oligotrophes).
Mars 2007
27
Figure 4 : Evolutions pluriannuelles des teneurs en cadmium (4 prélèvements par an) dans les étangs de
Diana et Urbino
Dans les différents milieux monitorés, la qualité et la quantité de nourriture (phytoplancton,
suspensions détritiques) conditionnent en grande partie l’assimilation des métaux présents (la
moule est un organisme filtreur non sélectif et l’ensemble des particules supérieures à 2 – 5 µm
sont retenues par les branchies). Ainsi, dans les milieux eutrophes, une partie de cette nourriture
particulaire est excrétée sous forme de « pseudofécès » par les moules, sans qu’elle ne soit
digérée par le système digestif. La nature de l’espèce phytoplanctonique ingérée influence
également le type de digestion, les diatomées et les dinoflagellés étant assimilés avec une
meilleure efficacité. Toutes ces conditions environnementales, forcément différentes d’un
secteur à l’autre, font que (i) d’une part que les bioaccumulations de contaminants ne
s’effectuent pas de la même manière suivant les sites (Toulon et Calvi par exemple) et que (ii)
d’autre part les concentrations mesurées dans les moules ne sont pas forcément – pour des sites
trophiquement différents – comparables entre elles pour avoir une représentation fiable de la
contamination d’un secteur.
Au cours des 3 mois de stabulation dans le milieu considéré, l’évolution de biomasse des
moules qui y sont immergées se traduit par une évolution pondérale des métaux bioaccumulés,
la ponte ne jouant qu’un rôle mineur dans les processus de décontamination (élimination des
métaux avec les gamètes).
Un des acquis du programme RINBIO est d’avoir mis en évidence, chez le « biointégrateur »
moule, deux phénomènes qui se produisent pendant ces 3 mois d’immersion :
- les moules concentrent les contaminants présents dans l’eau (formes solubles et
particulaires) jusqu’à se mettre en équilibre avec leur milieu au bout de 3 mois.
Mars 2007
28
- au fur et à mesure que leur biomasse augmente, les métaux présents dans leur chair sont en
quelque sorte « dilués », tandis qu’ils sont « concentrés » si leur biomasse diminue. Ces
variations de poids de chair de la moule pendant les 3 mois d’immersion sont non seulement
dues à leur physiologie (maturité sexuelle) mais aussi à la disponibilité de nourriture présente
dans le milieu.
L’impact de la physiologie de la moule sur les variations saisonnières dans les teneurs en
métaux est bien connu : les données RNO des 20 dernières années (Figure 4) montrent que les
teneurs minimales en métaux dans la chair des moules sont observées en été, montrant qu’il
existe une diminution relative de leurs teneurs avec l’augmentation des substances de réserve
notamment.
Pour caractériser la biomasse, Stanisière et al. (2002) ont retenu comme paramètre globalisant
l’indice de condition (IC). Il a été défini comme étant le rapport du poids sec de chair sur le
poids de coquille (PS/PC) ; il présente l’avantage (i) d’être un indice global englobant plusieurs
facteurs physiologiques (nutrition, reproduction) et (ii) de faire abstraction des variations dues
aux teneurs en eau. Cet indice est légèrement différent de celui défini par la norme AFNOR NF
V45056, qui le définit la manière suivante : IC = (Poids de chair / Poids total avec la coquille) x
100.
Les travaux, réalisés dans le cadre du réseau RINBIO, depuis 1996, ont montré que pour la
totalité des métaux- traces pris en compte (cadmium, plomb, mercure, zinc, cuivre, nickel,
chrome et arsenic), une fonction de type inversement proportionnelle reliait la concentration
bioaccumulée et l’indice de condition, à l’inverse des contaminants organiques, où une relation
proportionnelle unissait ces deux covariables. Ainsi, pour trois stations monitorées en 2000, des
régressions inverses entre leur facteur de concentration et l’indice de condition des moules
(Φmétaux = γ*1/(IC)+δ) ont été calculées pour chacun des éléments-traces mesurés, sur la durée
de l’immersion (3 mois). Pour les stations qui avaient été retenues (Stanisière et al., 2002),
l’indice de condition avait été multiplié par deux pendant la stabulation des moules d’avril à
juin.
Pour chacun des métaux analysés, cette relation linéaire inversement proportionnelle entre le
facteur de concentration et l’indice de condition a permis de corriger l’influence de la capacité
trophique des milieux, en ajustant chaque concentration mesurée par rapport à un même indice
de condition. Ces concentrations ajustées (ou calculées) permettaient donc de comparer les
différentes stations entre elles, et cela quel que soit l’indice de condition, c’est à dire quelles que
soient la période (de reproduction ou non) et la ressource trophique locale (abondance ou non de
nourriture).
Pour tous les métaux, cet ajustement des concentrations bioaccumulées mesurées par rapport
un même indice de condition, dit « de référence », permet alors l’évaluation spatiale des
niveaux de contamination dans le milieu sur la base des concentrations bioaccumulées ajustées
(Figure 5).
L’ajustement s’effectue à partir d’une seule et même relation linéaire, obtenue à l’échelle
individuelle dans un seul et même site, entre la concentration bioaccumulée du contaminant et
l’indice de condition des moules transplantées (Figure 5).
Afin de pouvoir comparer les stations entre elles, il était intéressant d’établir des classes de
contamination. C’est ce qui a été réalisé dans le cadre du réseau RINBIO, bien avant la mise en
place de la DCE, sur la base des travaux qui ont permis la mise en œuvre des systèmes
d’évaluation de la qualité (SEQ) eaux douce. Des modifications ont été apportées à cette
méthode, en raison notamment du nombre de données et des particularités du biointégrateur
Mars 2007
29
utilisé, la moule, en vue d’aboutir à une grille de contamination applicable à tous les
contaminants à l’échelle du réseau. Les 5 classes définies dans le cadre du réseau sont les
suivantes :
C*
Donnée brute
Donnée ajustée
?
Droite1 : C=a1x (I)+b1
avec a1et b1 inconnus mais
dont le rapport est connu et égal à a0/b0
1.1.1.1.1.1
Ir
Droite 0 : C = a0 x(I)+b0 avec a0 et
b0 connus
I*
Figure 5 : La correction s’effectue en ajustant à l’indice de condition de référence Ir la concentration C*
mesurée dans l’échantillon d’indice de condition I*. Cet ajustement s’opère avec l’aide de la relation
linéaire (droite1) unissant la concentration bioaccumulée mesurée à l'indice de condition dont les
coefficients a1 et b1 sont inconnus et proportionnels à la concentration du contaminant dans le milieu
que l'on cherche à estimer.
La classe 0 encadre le niveau moyen (ou bruit de fond) de la contamination côtière, donné par
le modèle de régression pour une valeur standard de l’indice de condition égale à 0,12. Elle
correspond à la gamme de référence des données pour chaque métal en indiquant à l’échelle du
réseau en l’absence d’une contamination du milieu.
La classe 1 correspond à une gamme de sécurité afin d’éviter de conclure à une contamination
certaine du milieu. Cette gamme de sécurité permet de tenir compte de la variabilité inhérente à
l’utilisation d’un biointégrateur et à la précision des méthodes analytiques. Sa borne supérieure
est calculée en incrémentant la borne supérieure de la classe 0 de deux fois la valeur de
l’intervalle de prédiction du modèle.
La classe 2 correspond à des valeurs « sub-normales » par rapport au bruit de fond de la
contamination. Elle témoigne donc d’une pollution certaine mais faible du milieu. Sa borne
supérieure est calculée en incrémentant la borne supérieure de la classe 1 de deux fois la valeur
de l’intervalle de prédiction du modèle.
La classe 3 correspond à des valeurs anormales de contamination par rapport au bruit de fond.
Elle permet avec la classe 4 de caractériser le degré d’intensité de la contamination du milieu.
Sa borne supérieure est calculée en incrémentant la borne supérieure de la classe 2 de deux fois
la valeur de l’intervalle de prédiction du modèle.
La classe 4 correspond à des valeurs extrêmes de contamination. Elle englobe les résultats
supérieurs à la borne supérieure de la classe 3.
Mars 2007
30
Les classes obtenues, pour les moules, sont les suivantes (Tableau 1) :
Tableau 1 : Limites supérieures des classes de qualité calculées (ern µg.g-1 p.s.) de RINBIO 2000.
1.4.2. Le compartiment « Posidonie »
Outre cette surveillance de la contamination par les moules, depuis plusieurs années, une
surveillance de la qualité globale du milieu littoral a été initiée en utilisant les posidonies, ces
plantes marines fréquentes sur tout le pourtour méditerranéen. Un Réseau de Surveillance
Posidonies (RSP) a été mis en place, depuis 1984, par le GIS Posidonie, en partenariat avec le
Conseil Régional PACA, l’Agence de l’Eau RMC et les Cellules Qualités des Eaux Littorales,
dans plus de 30 sites (Boudouresque et al., 2000). La vitalité des herbiers de posidonies peut
être caractérisée par différents paramètres biologiques, tels que la position bathymétrique de la
limite inférieure de ces herbiers ou la densité des faisceaux (Pergent-Martini et al., 1999). La
posidonie est particulièrement sensible aux modifications des conditions environnementales et
rend compte, par sa présence et sa vitalité (ou sa régression matérialisée par des mattes mortes),
de la qualité globale des eaux qui l’entourent. En outre des mesures, effectuées dans plusieurs
secteurs du bassin occidental, montrent que la posidonie, à l’instar de nombreux organismes,
bioaccumule les métaux-traces et qu’elle peut même, dans certaines conditions, mémoriser dans
ces tissus des teneurs passées. La posidonie peut donc permettre d’appréhender non seulement
la contamination actuelle d’un site, mais également de reconstituer l’histoire de la
contamination de ce site (Pergent-Martini et al., 1999).
Les travaux effectués sur les posidonies bénéficient de plus d’une dizaine d’années
d’expériences des chercheurs de l’Equipe Ecosystèmes Littoraux (EqEL) de l’Université de
Corse.
Cette phanérogame marine constitue de vastes herbiers au niveau de l’étage infralittoral
méditerranéen, entre 0 et 30–40 mètres de profondeur. Elle présente la particularité, comme la
moule, de concentrer les polluants dans ses tissus en fonction des teneurs présentes dans le
milieu. Ses feuilles rubanées, de 80 cm de long en moyenne pour 1 cm de large environ, sont
groupées en faisceaux de 6 à 8 feuilles, à l’extrémité de tiges souterraines appelées rhizomes.
Cet herbier joue un rôle essentiel au niveau écologique : lieu de frayères, nourricerie ou habitat
permanent pour des milliers d’espèces animales et végétales, production d’oxygène, production
et exportation de grandes quantités de matière végétale (Figure 6).
Mars 2007
31
Figure 6 : Rôle écologique de l’herbier de posidonies (d’après J.G. Harmelin 1993 et M.A. Mateo,
inédit)
La nutrition de la plante s’effectue essentiellement par voie foliaire (en tout cas dans des
herbiers denses et continus où le système racinaire est relativement réduit). Les rhizomes sont
en connexion les uns avec les autres et des transferts d'un faisceau à l'autre peuvent s’effectuer
sur plusieurs dizaines de centimètres. La composante sédimentaire (eau interstitielle) dans
l’accumulation des métaux n’est donc pas à exclure.
Pour les métaux la voie d'entrée semble souvent la même que la voie des nutriments tout au
moins pour les métaux dit essentiels. Cela étant, on sait peu de choses des phénomènes de
mobilisation de ces métaux à l'interface eau - sédiment. Néanmoins dans les secteurs où le
sédiment est contaminé, l'accumulation métallique diffère au niveau endogé par rapport aux
sites où le sédiment est peu contaminé.
Cette plante est couramment utilisée en tant qu’indicateur biologique de la qualité du milieu
marin car, quel que soit le tissu considéré, le niveau de contamination de la posidonie dépend du
niveau de contamination du milieu. Sa grande représentativité en Méditerranée (2,5 à 5 millions
d’hectares), et notamment en Corse, fait de cette espèce un organisme biointégrateur de choix
pour caractériser la qualité de l’environnement aquatique (biomonitorage passif, cette espèce
étant à l’équilibre avec les contaminants dans le milieu, et notamment les polluants stables
comme les métaux lourds). Cette phanérogame semble par ailleurs bien résister à la
contamination métallique car, malgré une baisse de sa vitalité, elle persiste au voisinage des
grandes sources de pollution (Pergent-Martini, 2000).
Cependant, contrairement à la moule, ce n’est pas la totalité de l’organisme, mais ses différents
tissus qui sont utilisés pour le monitorage, chaque matrice ayant en effet ses capacités propres
d’absorption (active ou passive) et d’excrétion. Pergent-Martini (1994), d’après un calcul réalisé
Mars 2007
32
à partir de données phénologiques relevées tout au long de l’année, signale que les feuilles
intermédiaires représentent 40% du poids du faisceau foliaire, alors que les feuilles adultes
représentent 59% et les 1% restants les feuilles juvéniles.
L’influence du tissu (nature et âge) sur la bioaccumulation des métaux est donc capitale, et le
cycle biologique (donc l’activité métabolique) de la plante reflète les variations de ces teneurs
suivant la saisonnalité. A côté des facteurs purement trophiques (sels nutritifs, luminosité)
influençant l’augmentation de la biomasse au printemps, d’autres facteurs physico-chimiques du
milieu récepteur peuvent intervenir, de même que la spéciation chimique du métal, responsable
de sa biodisponibilité. Ainsi, en secteur contaminé, les facteurs de concentration peuvent varier
d’un facteur 100 entre les racines et les feuilles (Augier et al., 1978).
La synthèse, effectuée par Pergent-Martini et Pergent (2000), montre notamment l’intérêt
d’utiliser la posidonie pour évaluer le degré de contamination par les métaux-traces de
l’environnement littoral. Les travaux de Capiomont (2000) et Pergent-Martini et Pergent, (2000)
sur la répartition du mercure dans les différents tissus, montrent que l’accumulation des métaux
traces chez la posidonie reflète la contamination du site ; et que, à l’image de ce qui peut se
passer pour la moule avec les variations des teneurs en fonction de l’indice de condition, il
existe une variabilité saisonnière et tissulaire des taux de mercure, ces derniers présentant des
niveaux plus élevés en hiver qu’en été. Ces teneurs moins élevées en été dans les limbes de
feuilles adultes sont vraisemblablement corrélées à la biomasse de la plante, les métaux se
trouvant davantage « dilués » lorsque la biomasse augmente en été. Les taux de mercure
présentent en outre des niveaux généralement inférieurs dans les tissus plus jeunes, avec une
fixation préférentielle de ce métal dans les tissus difficilement dégradables, comme les écailles,
d’où l’utilisation de cette matrice pour dater les contaminations (lépidochronologie). Les
travaux de Capiomont (2000) ont également mis en évidence, toujours pour le mercure, une
contamination s’effectuant préférentiellement dans les feuilles en croissance (feuilles
intermédiaires) ainsi que dans les rhizomes, et peu au niveau des feuilles adultes, tandis que la
décontamination s’effectuerait plutôt au fur et à mesure de la perte des feuilles contaminées.
Il semble en fait qu’il existe deux types de comportements différents suivant les métaux
(Pergent-Martini et Pergent, 2000) : le cadmium, le cuivre et le zinc présentent en effet des
teneurs plus élevées dans les parties épigées (faisceaux foliaires) alors que l’arsenic et le
mercure présentent au contraire des concentrations plus élevées dans les parties endogées
(rhizomes et écailles). Quant au plomb, il présente des teneurs comparables dans les deux types
de tissus.
Sur la base de travaux effectués par Pergent-Martini et al. (1999) ; Pasqualini et al (2001), ont
été classé 14 secteurs représentatifs du littoral corse suivant les teneurs en métaux lourds, pour
cinq d’entre eux : arsenic, cadmium, cuivre, mercure, plomb (Tableau 2).
Tableau 2 : Interprétation des teneurs en métaux traces (en µg.g-1) mesurées dans les tissus foliaires des
posidonies.
Mercure
< 0.05
0.05 – 0.10
0.10 – 0.18
> 0.18
Cuivre
< 10
10 - 14
14 - 20
> 20
Plomb
<5
5 - 10
10 - 15
> 15
Cadmium
<1
1 – 1.5
1.5 – 2.5
> 2.5
Arsenic
< 0.15
0.15 – 0.3
0.3 – 0.6
> 0.6
Interprétation
Supra-normale
Normale
Sub-normale
Anormale
Mars 2007
33
Toujours en ce qui concerne les posidonies, une étude lépidochronologique a été effectuée sur
une période pluriannuelle en vue d’appréhender la mémorisation de certains contaminants par la
plante, au niveau des écailles. La lépidochronologie est en effet une technique de datation qui
permet d’avoir une idée, sur un site donné, non seulement de la concentration métallique
actuelle, mais également de celle enregistrée par la plante, au cours des années antérieures
(Pergent-Martini, 1998). Des mesures effectuées dans d’autres sites du littoral corse doivent
permettre de fournir une première caractérisation des niveaux observables en contaminants
métalliques.
L’homogénéisation des « grilles » moules et posidonies est un des objectifs de ce programme,
afin de faire correspondre, classe à classe, des gammes de concentration, quelle que soit
l’époque de l’année.
Il ressort des travaux effectués avant 2002 sur cette matrice que :
Les teneurs en arsenic paraissent homogènes, mais avec des teneurs élevées le long du littoral
corse.
Les teneurs en cadmium sont normales, parfois anormales, caractérisant des apports qui
provenant peut-être de l’érosion des sols.
Les teneurs en cuivre sont plus élevées sur la plaine orientale (« anormales ») notamment à
proximité de Bastia.
Le mercure et le plomb présentent dans l’ensemble des valeurs relativement faibles sur
l’ensemble du littoral, avec ponctuellement des valeurs « anormales » ou « subnormales ».
1.4.3. Le compartiment « sédiments »
La surveillance dans le sédiment est assurée dans le cadre du RNO (campagnes RNOSED),
avec une périodicité d’environ 10 ans pour la Méditerranée (campagne 2004 en cours) et, en
Corse, dans le cadre du programme LIMA.
Ce sont les sédiments fins, plus aptes à fixer les contaminants, qui ont été prélevés. Dans la
mesure du possible, les échantillons prélevés correspondent essentiellement à des fractions fines
(80 % des particules ayant une granulométrie inférieure à 63 µm, correspondant au seuil de
classification sable/limon), ce qui en fait n’est pas toujours le cas. Ces sédiments fins sont
habituellement riches en minéraux argileux, en oxy-hydroxydes de fer et de manganèse et ont
une teneur en matière organique élevée. Ils contiennent une quantité appréciable de sulfures et
sont souvent anoxiques. Ces conditions favorisent l’immobilisation effective de nombreux
contaminants. En revanche, les sédiments grossiers, pauvres en matière organique, présentent
une faible capacité d’immobilisation des métaux.
La granulométrie des sédiments est, en conséquence, un des facteurs les plus importants
régulant leur teneur en contaminants, d’où le recours à des stratégies de normalisation pour
avoir une meilleure estimation du degré de contamination. Mais cette normalisation
granulométrique ne permet pas à elle seule d’expliquer la variabilité des contaminants. C’est
pourquoi la normalisation géochimique se fonde sur le fait que des paramètres chimiques,
comme l’aluminium, peuvent être utilisés pour caractériser la fraction fine à l’état naturel (métal
/ aluminium). Il permet d’évaluer la proportion des rejets anthropiques de métaux contaminants.
Le carbone organique total (C.O.T.) peut aussi être un paramètre utile, un sédiment qui a une
forte concentration en matière organique présente une plus forte capacité d’absorption des
contaminants.
Mars 2007
34
Les aspects méthodologiques, les analyses effectuées, les procédures d’assurance qualité, sont
décrits dans l’édition de 1998 du RNO, dont le volet 2 est consacré aux contaminants chimiques
dans les sédiments du littoral méditerranéen.
Dans le cadre des programmes LIMA I et II (cofinancés par l’Office de l’Environnement
Corse), ciblés sur la cartographie de la contamination sédimentaire liée aux anciens rejets de la
mine d’amiante de Canari, au Cap Corse (11 millions de m3 de déblais rejetés en mer sur une
trentaine d’années), un certain nombre d’acquis ont été obtenus. Il apparaît notamment que les
contaminants typiques du matériau prélevé sont le chrome, le nickel et le cobalt.
-
Les teneurs maximales en chrome dans les sédiments superficiels sont de l’ordre de 1500
mg/kg, soit environ 20 fois les teneurs naturelles enregistrées dans la croûte terrestre
Les teneurs maximales en Nickel sont aussi du même ordre de grandeur et sont près de 100
fois supérieures au bruit de fond trouvé dans d’autres régions
Les teneurs maximales en Cobalt sont de l’ordre de 70 mg/kg et environ 20 fois plus élevées
que les teneurs rencontrées généralement dans les sédiments marins.
Il faut noter cependant que le socle de cette région du Cap Corse est particulièrement riche
en ces trois métaux net que les teneurs considérées comme naturelles au Cap Corse sont
déjà 10 fois plus élevées pour le chrome et le nickel et 5 fois plus élevées pour le cobalt au
Cap Corse que dans d’autres régions.
Lors des campagnes RNOSED, les niveaux de référence (exprimés en µg/g ou mg/kg de
poids sec de sédiment), considérés comme des valeurs naturelles, au-delà desquels un
sédiment fin peut être considéré comme soumis à des apports anthropiques sont estimés
(Tableau 3).
Tableau 3 : Niveaux de référence de trois métaux traces (en µg.g-1) dans le sédiment.
Elément trace
Niveaux de
référence
Mercure
Plomb
Cadmium
0.1
30
0,15
Il est utile aussi de rappeler dans cette introduction les niveaux retenus par le groupe GEODE
(la « grille GEODE » a été élaborée notamment pour l’immersion de déblais de dragage
portuaires en mer) qui permettront de porter une appréciation dans la discussion des résultats
des différentes campagnes. L’encart ci-après rappelle les seuils requis.
Mars 2007
35
1.4.4. Le compartiment « eau » et l’utilisation des DGT
En milieu aquatique, la plupart des contaminants métalliques sont présents à l’état de traces ;
leur étude implique l’utilisation de techniques d’échantillonnage « ultra-propres » et d’analyse
fiable, seule garantie d’une exploitation des résultats obtenus.
Les contaminants dans le milieu sont présents sous différentes formes (espèces):
- dissoutes (libre, complexes minéraux et organiques),
- colloïdales,
- particulaires (adsorbé, précipité..),
- intégrés par différents mécanismes dans les organismes.
Cette distribution (spéciation) est le résultat de processus physiques, chimiques et biologiques
qui sont contrôlés par de très nombreux facteurs (salinité, pH, Eh, nature et concentration des
matières en suspension, production primaire..).
C’est la spéciation d’un contaminant, et non pas sa concentration totale sous forme dissoute
et/ou particulaire, qui va déterminer sa biodisponibilité et sa toxicité, mais les techniques
actuelles, basées sur des critères opérationnels de séparation (filtration, ultrafiltration,
extractions séquentielles…) ne permettent pas une « visualisation » directe des différentes
espèces présentes dans le milieu.
Mars 2007
36
L’utilisation de « capteurs passifs » à temps de réponse court (quelques heures), de type « gels à
gradient de diffusion » (DGT) - ou G2D2 (Gels à Gradient De Diffusion) - peut permettre
d’évaluer, la fraction dissoute biodisponible de nombreux contaminants. L’utilisation de ces
capteurs, conjointement à des organismes « biointégrateurs », peut permettre en effet d’étudier
et de comprendre une partie des processus de bioaccumulation (Webb et Keough, 2002).
Le principe de ces capteurs et leurs conditions d'utilisation est décrit par Davison et Zhang
(1994) ; Zhang et Davison (1995). Ces dispositifs accumulent (sur une résine Chelex100) les
cations métalliques dissous les plus « labiles » (ions hydratés, complexes minéraux, « petits »
complexes organiques) en fonction de leur concentration dans le milieu et du temps
d’immersion du capteur. Ces dispositifs peuvent permettre une évaluation des espèces
métalliques les plus disponibles pour les organismes avec des temps de réponse très courts
(quelques heures).
Le capteur est positionné au sein de la masse d’eau, à la profondeur souhaitée, et relié à une
bouée ancrée (Figure 7) Les dispositifs restent dans la masse d’eau durant une période de
l’ordre de 24 heures environ (le temps d’immersion doit être connu avec précision: le capteur
« passif » doit en effet rester suffisamment de temps pour concentrer la résine (par diffusion
puis fixation) en cation métallique afin d’atteindre des niveaux analytiquement mesurables.
En laboratoire, et dans des conditions « ultra propres » requises pour l’échantillonnage et le
traitement d’échantillons destinés à l’analyse d’éléments traces (hotte à flux laminaire, eau
milliQ, utilisation de produits suprapurs..), la résine est récupérée et éluée en milieu acide. La
masse de contaminant accumulée dans la résine est mesurée par ICPMS. Connaissant le temps
d’immersion et la température de l’eau, il est possible de calculer les concentrations dans l’eau
en métaux lourds (sous forme soluble « labile »).
Spéciation et biodisponibilité des contaminants dans l ’environnement: les DGT exemple d ’outil d ’évaluation - Séminaire GDR 10-11 Janvier 2003
Environ 2 mètres
Diffusion « Contaminants »:
f (nature résine, gél…)
Masse d ’eau « à explorer »
Environ 1 mètre
Figure 7: Capteur passif (DGT) in situ et positionnement des capteurs (4 DGT en sub-surface et 4 DGT
près du fond), sur une bouée submergée de type « RINBIO ».
Cette technique permet aussi, grâce à l'évaluation des concentrations en métaux dissous sous les
formes les plus biodisponibles, de pouvoir les comparer (spatialement ou temporellement) aux
concentrations mesurées dans des organismes intégrateurs (moules, posidonies) afin de
connaître la voie de contamination préférentielle (eau et/ou nourriture).
Mars 2007
37
La méthode est par ailleurs une aide dans le domaine de la modélisation de la bioaccumulation
puisqu'elle a permis de connaître les variations spatiales et temporelles de l'une des voies de
contamination possible (fraction dissoute) (Casas, 2005).
N.B. : Il nous a paru utile, bien que ces mesures n’étaient initialement pas prévues au programme Interreg IIIA /
MONIQUA, de les intégrer à ces recherches suite aux acquis obtenus dans ce domaine dans le cadre du GdR
(Groupement de Recherches) « Gestion des Ecosystèmes Littoraux Méditerranéens » entre l’Ifremer, l’Université
de Corse, la Stareso et le GIS Posidonie.
Mars 2007
39
2. Protocoles de prélèvement et
stratégie d’échantillonnage
2.1.
Les secteurs pris en compte et les points de
prélèvements
Lors de la mise en œuvre de ce programme, il était prévu de comparer les niveaux de
contamination de trois secteurs soumis à des apports en micro-contaminants métalliques, un
dans chacune des régions participant au programme : la Corse, la Sardaigne et la Toscane, avec
une campagne pour la Sardaigne et la Toscane, et deux campagnes pour la région Corse. Ces
deux campagnes prévues avaient pour but de mettre en évidence une variabilité éventuelle
d’une année à l’autre, d’une part, dans les concentrations mesurées et, d’autre part, dans les
techniques d’ajustement des concentrations (variations environnementales). Le choix des 3 sites
prévus correspondait à des niveaux de pressions anthropiques différents (e.g. zone de référence,
secteur portuaire, centre urbain, montrant les secteurs échantillonnés de 2003 à 2005 ; se
reporter à la figure 1). L’infrastructure InterregIIIB /Mytilos a été utilisée pour optimiser les
efforts.
Pour la Corse (Figure 8), le site proposé correspond au Golfe de St Florent, au sens large et plus
précisément au site de Canari qui est un ancien site d’extraction de l’amiante, aujourd’hui
fermé, mais qui présente des niveaux de contamination en nickel et en chrome élevés (Andral et
al., 2001, LIMA I et II). Sur ce site, la société minière de l’amiante a exploité de 1941 à 1965
un gisement de serpentinite amiantifère. Le minerai était extrait d’une importante carrière à ciel
ouvert, formant un vaste amphithéâtre tourné vers la mer, puis traité dans une usine en
contrebas. Les déblais liés à l’exploitation (résidus de traitements et rebuts amiantifères non
commercialisables) ont été directement rejetés à la mer à partir de 1948, à raison d’environ 2
235 tonnes par jour. Au total, 11 millions de tonnes de sédiments ont ainsi été rejetés
majoritairement sous forme de galets de serpentine. Le volume rejeté à la mer est d’environ 7
millions de m3. Associés au gisement de serpentinite amiantifère, des métaux (nickel, chrome,
cobalt) ont ainsi été rejetés en mer et continuent d’alimenter le littoral par lessivage des résidus
miniers encore présents sur les flancs de la mine et de l’usine de traitement du minerai.
En complément, pour les posidonies des prélèvements ont été effectués, lors de la campagne
2003 et 2004, le long du littoral de la Corse, dans 16 stations (Figure 9).
Pour la Sardaigne (Figure 10), le site qui a été retenu lors d’une réunion de concertation avec un
représentant de la Province de Sassari, en décembre 2003, est le bassin du Rio Mannu dans le
secteur de Sassari - Porto Torres - Golfe de l’Asinara.
Pour la Toscane, le site initialement envisagé était celui de la zone du Secche della Meloria,
près de Livourne. Deux secteurs ont finalement été retenus (Figure 11) : le premier au voisinage
Mars 2007
40
du port de Livourne (site fortement anthropisé) et le second au voisinage de Rosignano, au sud
de Livourne (contamination des sédiments par le mercure).
MONIQUA
Localisation des points
2004
N
Type coordonnées :
Long : degrés décimaux
Lat : degrés décimaux
Système : WGS 84
O
E
S
0
2
4
6 Kilomètres
CORSE
Points prélèvement
Limite de commune
Ú
Ê
20
50
70
CE
NT
U
Marine de
gianottri
RI
LIA
IG
RS
O
M
Can4
Ê
Ú
Ú
Ê
PINO
Can4 (bis)
Can5
Ú
Ê
9.3248667
42.8877667
BARRETTALI
Can4
S
E
Ê
Ú
9.3309000
42.8629667
CO
R
Occupation du sol
Habitat divers
Tissu mixte
Zone industrielle et commerciale
Espaces verts
Cultures (légumes, fleurs ...)
Vignobles
Espace en mutation, friche
Bois, maquis, garrigue
Ú
Ê
A
C
O
Mine
Z
$
O
9.3153333
42.8247667
LI
A
ST
R
Can3
G
Rochers, falaise
Plage
P
CANARI
Can2
Can1
9.3360167
42.7792167
Can2
Ê
Ú
ÿ
Ú
Ê
9.3241167
42.8059667
ð
NONZA
Ú
Ê
ÿ
Can2sed
Can2sed-bis
50
OLMETA-DI
CAPOCORSO
Gol f e d e s a i n t Fl o r e n t
FARINOLE
20
PATRIMONIO
SANTO-PIETRO-DI-TENDA
cto/DEL-Pac/ 07-12-04
Souces : Ign, I fremer, SHOM
ST
.
FL O
RE
NT
BASTIA
Figure 8 : Localisation des points de prélèvements lors des campagnes 2003 et 2004 dans le Golfe de
Saint Florent. Un total de 5 points (Can 1 à Can 5) a été échantillonné, le point Can 3 se trouvant face à
la mine, deux au nord (Can 4 et Can 5) et deux au sud de la mine (Can 1 et Can 2). En 2004, un point
appelé Can 4 bis a été pris en compte : il s’agissait de moules positionnées au point Can 4 en avril 2003
et récupérées en juillet 2004.
Mars 2007
41
Figure 9 : Localisation des sites de prélèvements des faisceaux de Posidonie (1 : Macinaggio ; 2 : Sisco ;
3 : Bastia ; 4 : Campoloro ; 5 : Diane ; 6 : Solenzara ; 7 : Sant’Amanza ; 8 : Bonifacio ; 9 : Propriano ;
10 : Ajaccio ; 11 : Porto ; 12 : Calvi ; 13 : Lumio ; 14 : Saint Florent ; 15 : Canari ; 16 : Centuri).
Mars 2007
42
MONIQUA
2004
CTo/LER-Pac/16-03-07
N
O
E
S
0
2
4 Kilomètres
Sardaigne
Sources: Ifremer, SHOM
Ú
Ê
Ú
Ê
Ú
Ê
Ú
Ê
Ú
Ê
Figure 10 : Localisation des points de prélèvements lors de la campagne MONIQUA 2004 dans le Golfe
de l’Asinara. Le point PT 2 se trouve à la sortie du port de Porto Torres (à l’extérieur de l’enceinte
portuaire), le point PT1 un peu plus au sud, et les autres points (PT3, PT4, PT5) se répartissent selon une
radiale en direction de l’île de l’Asinara (parc naturel)
Mars 2007
43
MONIQUA
2004 en CORSE
N
Type coordonnées :
Long : degrés décimaux
Lat : degrés décimaux
Système : WGS 84
O
E
S
0
2
4 Kilomètres
Points prélèvement
Limite de commune
Ú
Ê
20
50
70
CE
NT
U
Marine de
gianottri
MO
Can4
RI
LIA
IG
RS
Ê
Ú
Ú
Ê
Can4 (bis)
PINO
Can5
Ú
Ê
9.3248667
42.8877667
BARRETTALI
Can4
Rochers, falaise
Plage
S
E
Ê
Ú
9.3309000
42.8629667
CO
R
Occupation du sol
Habitat divers
Tissu mixte
Zone industrielle et commerciale
Espaces verts
Cultures (légumes, fleurs ...)
Vignobles
Espace en mutation, friche
Bois, maquis, garrigue
A
C
O
O
Ú
Ê
LI
A
ST
R
9.3153333
42.8247667
ð
Mine
Z
$
G
Can3
P
CANARI
Can2
Ú
Ê
9.3241167
42.8059667
Can2
Ú
Ê
ÿ
Can1
ÿ
9.3360167
42.7792167
Can2sed
Can2sed-bis
NONZA
Ú
Ê
OLMETA-DI
CAPOCORSO
50
FARINOLE
20
SANTO-PIETRO-DI-TENDA
cto/LER-Pac/16-03-07
Golfe de
St. Florent
PATRIMONIO
BASTIA
ST
.
FL O
RE
NT
Souces : Ign, Ifremer, SHOM
Figure 11 : Localisation des points de prélèvements lors de la campagne MONIQUA 2005 à Livourne et
à Rosignano, en Toscane. La correspondance entre ces points et ceux pris en compte par l’ARPAT lors
de la campagne sédiments de 2004 est la suivante : Liv 1 = P32 ; Liv 2 = M 33 ; Liv 3 = M 34 ; Liv 4 =
M 28. Le point Rosignano est situé à environ 2,3 km du point de rejet de l’usine Solvay.
Mars 2007
44
Au cours de ces deux campagnes, les moyens nautiques de l’Ifremer et de l’ARPAT ont été
mobilisés.
Les critères de sélection des différents sites ont été les suivants : profondeur d’environ 10
mètres, présence de posidonies, facilité d’accès.
Les figures qui suivent donnent un aperçu des sites retenus. La Figure 12 montre la mine de
Canari, dont les rejets anciens en serpentine amiantifère sont responsables de la contamination
actuelle de ce secteur. Les figures 13 et 14, le complexe industrialo-portuaire de Porto-Torres en
Sardaigne et la figure 15 le complexe de Solvay, sur la commune de Rosignano en Toscane.
Figure 12: La mine de Canari au Cap Corse
Mars 2007
45
Figure 13 : Vue partielle du complexe pétrochimique de Porto Torres (source : Province de Sassari)
Figure 14: Le port de Porto Torres et localisation de la zone de rejets (source : Province de Sassari)
Mars 2007
46
Figure 15: Le secteur de Rosignano en Toscane, avec l’industrie Solvay (source ARPAL)
2.2.
Prélèvements
2.2.1. Pose des cages à moules, temps d’immersion et relève des
cages à moules
Le recours à l’utilisation de la moule repose sur la capacité de ce bivalve à concentrer dans ses
tissus les contaminants chimiques dans un facteur proportionnel à leur biodisponibilité.
Les stratégies développées sont de deux types. Certaines utilisent les populations indigènes de
moules sauvages ou cultivées (biosurveillance « passive », cas du Réseau National
d’Observation en France (RNO), du réseau de surveillance en Italie, ou du « Mussel Watch »
aux Etats Unis. D’autres ont recours aux transplants d'individus provenant d'un site de référence
(biosurveillance « active »).
Cette dernière technique est utilisée avec succès par les laboratoires de l’Ifremer en Méditerranée,
depuis 1996, dans le cadre du Réseau Intégrateurs Biologiques (RINBIO) développé en
partenariat avec l’Agence de l’Eau Rhône Méditerranée Corse (RMC) et l’Institut de Protection et
de Sûreté Nucléaire (IPSN). Son objectif est d’évaluer les niveaux de contamination chimique et
radiologique biodisponible dans chaque unité du référentiel géographique du Schéma Directeur
d'Aménagement et de Gestion des Eaux (SDAGE) du bassin Rhône Méditerranée Corse (RMC).
La transplantation d’organismes (« cages à moules »), issus d’un même site, permet en effet de
sélectionner les stations indépendamment de la présence de populations naturelles, de leur distance
à la côte et de leur profondeur. Elle permet également de réduire l’influence de nombreux facteurs
externes et internes, susceptibles d’induire des fluctuations dans les mesures : variations entre
espèces, variations saisonnières, variations pour une même classe d’âge ou de taille en raison de
Mars 2007
47
différences génétiques. La Figure 16 montre la pose d’une cage à moules et la Figure 17 la relève de
cette même cage trois mois plus tard.
Figure 16: Pose d’une « cage à moules » avec la N/Oc « L’Europe »
Figure 17: Récupération d’une « cage à moules » lors de la relève, au bout de 3 mois d’immersion, en
juillet 2004.
Les caractéristiques physico-chimiques et trophiques des sites de stabulation influencent
cependant la biodisponibilité et la spéciation du contaminant, mais également le métabolisme et
la croissance des tissus de la moule dans lesquels il est, pour ainsi dire, dilué. Une méthode,
utilisant les relations entre les concentrations en contaminants et la croissance tissulaire, a été
développée par l’Ifremer pour ajuster les résultats à un individu standard et permettre leur
comparaison indépendamment du site de stabulation. Il s’agit en effet s’assurer que les teneurs
en métaux dans les organismes reflètent la concentration dans le milieu environnant et non pas
des variations dues à des facteurs physiques (température, salinité, éclairement, matériel en
Mars 2007
48
suspension, sels nutritifs notamment) ou biologiques (croissance des moules ou des posidonies,
cycle sexuel pour les moules : gamétogénèse et ponte, disponibilité de la nourriture, variations
de la production primaire). Ces facteurs interviennent en effet sur la bioaccumulation des
contaminants. Comme il est idéalement impossible de travailler dans des mêmes conditions sur
un lot d’individus dont les caractéristiques évoluent en fonction des périodes de l’année, il est
indispensable de définir les conditions d’exploitation des résultats obtenus et d’arriver à
exprimer des concentrations qui ne reflètent pratiquement que les concentrations du milieu. En
effet, ces mêmes variations (pouvant occasionner un stress sur l’animal ou le végétal) peuvent
avoir des répercussions sur la biochimie de ces organismes et donc sur leur aptitude à accumuler
et excréter les métaux (Andral et al., 2004).
Le lot de moule utilisé est originaire des filières en mer des Aresquiers en LanguedocRoussillon, zone reconnue comme peu contaminée au regard des résultats des précédentes
études. Cette condition est indispensable à la mise en œuvre du réseau, compte tenu des
connaissances acquises sur les processus de bioaccumulation et de décontamination de la
moule. Pour garantir l’homogénéité des lots, une taille de 50 mm, correspondant à des jeunes
adultes d’environ 18 mois, est respectée à plus ou moins 5 mm. Chaque échantillon est composé
d'un lot de 3 kg de moules calibrées, stocké dans une poche ostréicole.
Le mouillage de subsurface est constitué d’une poche conchylicole, reliée à un lest de 30 kg et
maintenue en pleine eau à une profondeur de 15 m grâce à un flotteur de 11 litres. Pour pallier
aux pertes possibles liées aux activités de pêche, le mouillage de subsurface a été doublé afin
d’accroître les chances de récupération. Les dispositifs à Calvi et à Toulon (bouées submergées
avec leurs poches et leurs lests) ont représenté 16 poches de 3 kg pour chaque station, soit près
d’une centaine de kg de moules (Figure 17).
Les opérations d’immersion de cages à moules (t0) ont bénéficié de la technologie RINBIO, en
particulier pour la préparation des dispositifs : fabrications des mouillages, préparation des
poches à moules, demandes d’autorisation, logistique de pose avec le navire océanographique
de l’Ifremer « l’Europe », catamaran d’une trentaine de mètres et équipé d’une cinquantaine de
2
m de locaux scientifiques (Figure 18).
Une immersion d’environ trois mois, comprise entre avril et la première quinzaine de juillet est
retenue comme compromis entre plusieurs exigences :
-
-
immerger des individus avec suffisamment de réserves énergétiques pour éviter des
différences importantes de composition biochimique chez les individus à l’échelle du
réseau,
opérer pendant la phase de repos sexuel ou le métabolisme des individus est le plus stable.
La récupération des échantillons en mer a été réalisée avec le « Cupidon ». Catamaran de 12m,
rapide et maniable, ce bateau s'est avéré bien adapté à la recherche et à la récupération des
mouillages. L’instrumentation à bord (GPS différentiel, carte informatique, sonar latéral et
sondeur classique, moyens de télécommunication, radar) a permis notamment d’améliorer
l’efficacité des opérations de relève. L’équipement frigorifique est adapté à une bonne
conservation des échantillons (réfrigération des échantillons et congélation des piluliers).
Le temps de recherche des mouillages dans les conditions normales (météo, présence du
dispositif et du mouillage principal) a été de 5 à 10 minutes en moyenne, grâce à l’utilisation
d’un GPS différentiel.
La récupération s'est faite en plongée. Le temps de récupération a demandé environ 5 minutes
par station. Elle est peu contraignante car les poches sont stabulées entre 6 et 10 m de
profondeur, ce qui ne nécessite pas de palier de décompression
Mars 2007
49
Figure 18 : Les engins nautiques utilisés pour la pose des cages à moules (“L’Europe” à gauche) et pour
leur relève (Le “Cupidon”, à droite).
Le contenu complet d’une poche de moules était récupéré à chaque plongée, en utilisant un
sécateur pour découper la poche (Figure 19).
Figure 19 : Positionnement des cages à moules, et récupération des moules par plongée au bout de 3
mois, suivant la technique mise au point dans le cadre des campagnes RINBIO
2.2.2. Prélèvements de posidonies
Les prélèvements ont été effectués en plongée de manière concomitante avec ceux de moules
(Figure 20 ; Figure 21), à une profondeur de 10 m environ. Une trentaine de faisceaux
orthotropes, c’est-à-dire verticaux (tiges dressées de plus de 5 cm), ont été collectés sur une
large surface (cercle d’une dizaine de mètres de diamètre environ), sachant que compte tenu de
la variabilité individuelle observée, un nombre minimum de 15 faisceaux est nécessaire pour
caractériser une station.
Mars 2007
50
Figure 20 : Prélèvements de posidonies à partir du n/Oc de l’ARPAT, le « Poséidon », en juillet 2005
Figure 21 : Prélèvements de posidonies (faisceaux orthotropes, laissant apparaître les écailles)
Les faisceaux prélevés sont distants d’un mètre environ les un des autres (Pergent et al., 1995)
de façon à collecter, dans la mesure du possible, des faisceaux indépendants. En effet, étant
donné que les magnoliophytes longévives telles que les posidonies sont à même de former un
herbier à partir d’un même genet de très grande taille, il est tout à fait probable que les faisceaux
collectés soient en fait des ramets (unités modulaires issues de la reproduction végétative d’un
même genet, pouvant être physiologiquement indépendantes, Inglis & Waycott, 2001).
Les faisceaux sont cassés manuellement au niveau du sédiment ou à 2 –3 cm en dessous et
placés dans un sac de plongée.
Mars 2007
51

Dans le secteur de Canari, les prélèvements de posidonies ont été effectués, lors de la
phase de récolte des moules, au mois de juillet 2003 (Campagne 2003) et des prélèvements
complémentaires ont eu lieu au mois d’avril 2004 (Campagne 2004).
Dans le secteur de Sassari - Porto Torres - Golfe de l’Asinara, les prélèvements de
posidonies ont été effectués au mois d’avril 2004 dans toutes les stations (Figure 10)
exceptée la station PT1, où l’herbier n’est pas présent.
Dans le secteur de Livourne – Rosignano (Toscane), les prélèvements ont été effectués en
juillet 2005 sur les secteurs où avaient été positionnées les cages à moules
2.2.3. Pose et relève de DGT
Les capteurs passifs ont été immergés pendant des périodes de l’ordre de 24 heures (temps
d’immersion et température de l’eau notés précisément), suivant la technique mise au point par
Gonzalez (2004, 2005, 2006).
Afin de maintenir ces capteurs dans l’eau, deux dispositifs de mouillage ont été utilisés
(constitués d’une bouée, d’une ligne de mouillage, d’un lest non métallique, et de deux supports
en PVC sur lesquels étaient accrochés les capteurs (Figure 22).
Figure 22 : Positionnement des DGT au-dessus de l’herbier de posidonies.
Pour chaque point et chaque période retenue, trois capteurs étaient positionnés en sub-surface et
trois autres au niveau du fond.
La pose du dispositif nécessitait un certain nombre de précautions d’une part pour éviter que les
capteurs ne touchent le sédiment (ligne de mouillage en tension) et d’autre part pour éviter les
contaminations (travail avec des gants pour attacher les capteurs à leur support). L’ensemble lest –
DGT – bouée était tracté manuellement à partir de l’embarcation de surface.
Lors de la relève, le jour suivant la pose du DGT (opération effectuée pendant que les plongeurs
récoltaient les moules et les posidonies), un certain nombre de précautions devaient être prises
pour éviter leur contamination: relève du dispositif, récupération des capteurs avec des gants,
rinçage à l’eau milliQ sur les des deux faces, mise des capteurs dans un petit flacon
dimensionné pour les recevoir, puis de l’ensemble dans un sac plastique, référençage et
Mars 2007
52
conditionnement dans une glacière réservée à cette utilisation, note de la date et heure de relève
(ainsi que de la température mesurée à l’aide d’une sonde équipée d’un câble d’une dizaine de
mètres).
2.2.4. Prélèvement de sédiments
Des prélèvements de sédiments ont été effectués sur les trois sites, en début en en fin de
campagne, à l’aide de trois carottiers en PVC, autour du point de prélèvement, et dont le
contenu a ensuite été homogénéisé. Les prélèvements ont été effectués en plongée sur les cinq
premiers centimètres environ, à proximité de l’endroit où les posidonies étaient collectées. Les
échantillons étaient tamisés (2mm) à bord et la fraction inférieure à 2 mm récupérée dans un sac
plastique, identifiée, et congelée suivant la technique utilisée dans le cadre du Réseau Lagunaire
Corse (RLC)
Des prélèvements de sédiments ont eu lieu, en 2005, sur le site de Rosignano, au sud de
Livourne. Ce prélèvement a donné l’occasion d’intercalibrer les méthodes de prélèvement et
d’analyses entre l’ARPAT et l’Ifremer, car 3 techniques de prélèvement différentes ont été
utilisées et – pour une de ces techniques (benne Shipek) – deux analyses différentes (Figure 23).
Figure 23 : Collecte de sédiments (ARPAT et
Ifremer) à partir d’un même prélèvement sur
le site de Rosignano
Ainsi ce sont deux carottiers différents (Shipek et Van Veen) et un carottier à main qui ont été
utilisés. Pour ce dernier moyen, les prélèvements ont été effectués en plongée sur les cinq
premiers centimètres environ, à proximité de l’endroit où les posidonies étaient collectées, sur 3
secteurs distants de quelques mètres, et homogénéisés. Le sédiment total a été placé dans un sac
plastique, identifié, et congelé suivant la technique utilisée dans le cadre du Réseau Lagunaire
Corse (RLC) Le tamisage (et la granulométrie) ont été effectués ultérieurement. Ces données
Mars 2007
53
complètent l’important programme, entrepris par l’ARPAT en 2004, sur la cartographie de la
contamination chimique des sédiments de la Secche della Meloria, face à Livourne.
2.2.5. Hydrologie
Des mesures de température et de salinité étaient effectuées à l’aide d’une sonde YSI 650 MDS,
munie d’un câble d’une vingtaine de mètres, acquise dans le cadre du programme. Des
prélèvements d’eau sont également effectués en vue de la détermination du poids sestonique
(Figure 24).
Figure 24 : La sonde YSI 650 MDS
2.3. Préparation des échantillons et protocoles
d’analyse
2.3.1. Préparation et analyse des moules
Sur site (à bord de l’embarcation), les moules récupérées en plongée sont lavées à l'eau de mer,
dégrappées, triées en séparant les individus morts des individus vivants, et comptabilisées. La
mortalité de chaque poche est déterminée. Un lot de 15 individus est constitué pour le suivi
biométrique des échantillons. Un lot d’environ 80 individus est constitué pour la mise en
pilulier en vue des analyses chimiques.
En laboratoire, les opérations suivantes ont été effectuées :
-
Détermination de la mortalité de chaque lot
-
Détermination de la taille d’une quinzaine d’individus à l’aide d’un pied à coulisse (1/10ème de
mm).
Mars 2007
54
-
Ecoquillage d’une quarantaine de moules (en utilisant des gants), égouttées et réparties
dans deux piluliers préalablement tarés. Le nombre d’individus par pilulier est également
noté. Les piluliers sont ensuite congelés à –18°C en attendant l’analyse.
-
Séchage à 40°C et détermination du poids sec de coquilles correspondant à chaque lot (ce qui
permettra ultérieurement de calculer l’indice de condition défini comme étant le rapport entre le
poids sec de chair et le poids sec de coquille).
Les déterminations des poids sec de chair sont effectuées par le laboratoire municipal de Rouen,
en vue de déterminer l’indice de condition (rapport poids sec de chair / poids sec de coquilles),
paramètre indispensable pour passer de la concentration mesurée à la concentration calculée.
Les analyses de métaux dans les moules sont également réalisées au Laboratoire Municipal de
Rouen par spectrophotométrie d’absorption atomique, four ou flamme suivant le métal, d’après
les méthodes utilisées pour le RNO. Les analyses sont été effectuées paf GFAAS sauf pour le
mercure (vapeurs froides - fluorescence atomique).
Le manuel Qualité clients de ce laboratoire accrédité COFRAC, sur la base du référentiel NF
EN ISO/CEI 17025, ainsi que le tableau récapitulatif des résultats (zscores) du laboratoire aux
essais interlaboratoires (EIL) organisés par QUASIMEME et AGLAE dans les sédiments et les
matrices organiques sont un garant de l’irréprochabilité de la mesure. Ce laboratoire est par
ailleurs périodiquement testé par l’Ifremer dans le cadre des réseaux RNO et RINBIO.
N.B. Le dosage de métaux dans les organismes marins utilise couramment les méthodes de
spectroscopie d’absorption ou d’émission. L’application de ces méthodes nécessite un
traitement préalable de l’échantillon à analyser. L’échantillon de moules préalablement
lyophilisées doit subir une attaque acide à chaud des tissus biologiques, la minéralisation. Cette
étape est commune aux six métaux. Elle a pour but de détruire la matière organique et de mettre
les éléments à analyser dans leur état ionique le plus oxydé. Cadmium et plomb sont dosés par
spectrométrie d’absorption atomique à four. Le volume restant de l’échantillon va permettre
l’analyse du mercure. Le mercure est tout d’abord oxydé en mercure minéral puis réduit et
finalement dosé par fluorescence atomique. Le nickel et le chrome, après la minéralisation, sont
dosés par GF AAS ou ICP.
En vue de connaître la stabilité inter-sites des relations entre le facteur de concentration du
contaminant dans les moules et leur indice de condition (« manipulation de calage »), des
prélèvements supplémentaires de moules ont été effectués sur Canari, Porto Torres et
Rosignano, pour confirmer que le modèle de bioaccumulation proposé était vérifié pour
l’ensemble des sites, et ce malgré l’hétérogénéité physico-chimique de ces milieux (et
l’hétérogénéité de réponse physiologique potentielle de la moule).
Pour estimer une erreur sur cette estimation, la solution préconisée est la technique de
rééchantillonnage (« boostrap » ou « calage ») : Pour un contaminant donné et pour chaque site
représentatif, il a été procédé à un retirage de 200 échantillons de moules en 2003 et en 2004 à
Canari, en 2004 à Porto Torres, et en 2005 à Rosignano, au sud de Livourne. Chaque moule a
été écoquillée, numérotée, les coquilles sont pesées individuellement, les chairs de chaque
moule sont positionnées dans des sachets individuels, les moules lyophilisées une par une (pour
calculer le poids sec de chair), et les indices de condition calculés pour chacun des 200
échantillons (pour chaque site).
Ces échantillons ont été ensuite regroupés par lots de 20 environ (un poids sec de 1, 3 grammes
est nécessaire pour effectuer la série d’analyses chimiques) représentatifs d’une même famille
d’indice de condition, et chaque lot analysé. On obtient ainsi une dizaine d’analyses
représentatives de plusieurs indices de condition pour un même lieu et une même période.
Mars 2007
55
Une nouvelle droite de régression est ainsi calculée entre la concentration en contaminant et
l’indice de condition, fournissant une valeur de la pente a0 qui sera ensuite utilisée pour ajuster
les concentrations mesurées.
Cette expérimentation a été comparée avec les précédentes expérimentations de calage
effectuées dans le cadre de RINBIO afin de comparer les résultats spatiaux (intersites) et
temporels (même site, d’une année à l’autre).
2.3.2. Préparation et analyse des posidonies
Les faisceaux prélevés sont maintenus au frais (glacière) et ramenés au laboratoire, où ils sont
analysés. L’analyse phénologique est réalisée sur l’ensemble des faisceaux foliaires. Elle permet
de déterminer la typologie des feuilles et de relever, pour chaque type, les caractéristiques
biométriques.
Le faisceau est disséqué selon le protocole de Giraud (1979) et permet d’individualiser (Figure
25) :
-
les feuilles adultes, constituées d’un limbe chlorophyllien et d’une base (ou pétiole)
dépigmentée, d’au moins 2 mm et séparée du limbe par une ligule.
-
les feuilles intermédiaires, de longueur supérieure à 50 mm et dépourvues de base.
-
les feuilles juvéniles, de longueur inférieure à 50 mm.
Figure 25 : Dissection d’un faisceau foliaire et d’un rhizome de posidonie, en vue de l’analyse
phénologique (à gauche) et lépidochronologique (à droite). M : écailles d’épaisseur maximale ; m :
écailles d’épaisseur minimale ; Rh : tronçon de rhizome.
Les différentes structures foliaires sont ensuite dénombrées et mesurées (e.g. longueur, largeur,
nombre ; Pergent et al., 1995). Une mesure du Coefficient A, ou pourcentage de feuilles ayant
perdues leur extrémité apicale, et de la surface foliaire par faisceau est également réalisée.
Mars 2007
56
L’analyse lépidochronologique est réalisée sur les mêmes faisceaux que l’analyse phénologique
(Figure 25). Elle vise à dater les rhizomes et les anciennes bases foliaires (ou écailles) des feuilles
adultes. Ces tissus peu putrescibles, peuvent persister plusieurs décennies dans un état de
conservation satisfaisant. L'évolution, au cours du temps, de l'épaisseur de la dernière écaille,
apparue à l'apex du rhizome, est un phénomène cyclique présentant une alternance de deux phases
: ascendante et descendante. Le passage d'une phase à l'autre détermine l'inversion du cycle. Ces
cycles ont une périodicité annuelle avec un maximum et un minimum d'épaisseur par an.
Les dates d'inversion des cycles d'épaisseur sont constantes, d'une année à l'autre, pour une
même station : les écailles "fines" apparaissent à la fin de l'hiver ou au début du printemps,
tandis que les écailles "épaisses" apparaissent en automne (Pergent, 1990). On parle donc
d’années lépidochronologique et ces années ne sont pas forcément en phase avec les années
calendaires (décalage de 2 à 4 mois). En outre, l’année lépidochronologique 2000 correspond en
fait à des feuilles qui ont vécues au cours de l’année 1999 et sont tombées au cours de l’année
2000.
A l’issue du prélèvement, les rhizomes sont nettoyés et les écailles soigneusement détachées. Les
écailles étant emboîtées les unes dans les autres, la dissection se fait des plus anciennes vers les
plus récentes. Elles sont numérotées en fonction de leur rang d’insertion, l'écaille se trouvant juste
en dessous de la première feuille vivante porte le rang N°1. La position des maxima et des minima
d’épaisseur est notée pour chaque rhizome. Lorsque l’épaisseur de l’écaille est minimale, le
rhizome est coupé au niveau de l’insertion de cette écaille. On obtient donc une série de tronçons
de rhizome et un lot d’écailles correspondant à une année (Figure 25).
Pour appréhender l’évolution temporelle de la contamination métallique, l’analyse
lépidochronologique est effectuée sur des faisceaux présentant huit cycles annuels,
correspondant de 2003 à 1996. En fonction de caractéristiques propres à chaque station (e.g.
nature du substrat, hydrodynamisme, phénomène de déchaussement, présence d’herbivores)
l’intégrité des écailles peut être réduite, ce qui ne permet pas de disposer de la totalité des
cycles ; l’analyse est alors effectuée sur un nombre plus réduit de rhizomes.
A l’issue du tri, et afin d’avoir une bonne appréhension de la variabilité individuelle, les
faisceaux seront regroupés par 5, permettant de disposer de 3 lots pour chaque station. La
contamination métallique est analysée sur les rhizomes, les écailles et le faisceau foliaire,
chacun pris isolément. Dans la mesure où l’on souhaite à terme comparer les teneurs
accumulées dans les moules et les posidonies, seules les années lépidochronologiques 1997,
1999 et 2001 sont prises en compte puisqu’elles correspondent aux campagnes RINBIO de
1996, 1998 et 2000.
Chaque échantillon est lyophilisé (lyophilisateur Heto FD4-85, 72 h minimum), puis broyé afin
d’obtenir une poudre homogène. Une fraction de 50 mg est ensuite prélevée en vue de l’analyse
du mercure, qui est réalisée par le laboratoire EqEL. Le sous échantillon restant est conditionné
dans un tube en téflon, étiqueté et envoyé au laboratoire municipal de Rouen, pour le dosage
des autres éléments métalliques (Cd, Cr, Ni et Pb).
Les analyses de mercure sont réalisées, à l’Université de Corse, selon le protocole suivant :
Chaque échantillon est minéralisé dans un réacteur en Téflon (CEM®) de 100 mL, résistantes à
13.8 bars, dans un four micro-onde (Mars V ; CEM®), selon le protocole défini par Capiomont
(2000) et amendé par Ferrat (2001). La procédure analytique est vérifiée par l’utilisation de
Mars 2007
57
matériel de référence certifié (CRM 60 - Lagarosiphon major; 0,34 ± 0.04 µg.g-1 de mercure
total). Le mercure est dosé par spectromètrie d’absorption atomique sans flamme (FIMS 100,
Perkin Elmer®). Le FIMS 100 est programmé pour effectuer trois réplicats d’une même
solution, à l’aide d’une boucle d’échantillonnage de 1000 µL. Le mercure est véhiculé par un
gaz vecteur (argon "C", Air Liquide®). 500 µl de minéralisat sont prélevés et mis en présence de
la solution d’HNO3 à 5 % (Prolabo Normapur®) et transportés vers la solution réductrice de
SnCl2 (Sigma®). Les ions mercuriques Hg2+ du minéralisat sont réduits en ions métalliques Hg0
gazeux, et entraînés vers la cellule de mesure. Le signal lu correspond à la hauteur du pic
d’absorption. La méthode des ajouts-dosés est utilisée pour établir la courbe-étalon.
Les analyses de Cd, Cr, Ni et Pb sont réalisées au Laboratoire de Rouen, en triplicat et en
utilisant des échantillons certifiés de référence.
Un poids d’échantillon de 0.75 g est nécessaire. Lorsque ce poids minimal n’est pas atteint (e.g.
faible biomasse de certains tissus) un regroupement des réplicats d’un même échantillon est
réalisé. Les teneurs en métaux traces des posidonies sont ensuite réalisées selon un protocole
identique à celui déjà décrit pour les moules.
Les tests statistiques sont réalisés à l’aide du logiciel "Statgraphics for Windows" de Statistical
Graphics Corporation®. Les moyennes sont calculées avec un intervalle de confiance à 95% (en
µg.g-1 de matière sèche).
L’analyse de variance (ANOVA) ne peut être validée que si les populations étudiées sont
considérées comme normales, de même variance et que si les échantillons sont aléatoires,
simples et indépendants. Dans notre étude, la normalité et l’homoscédasticité ont été vérifiées
par les tests de Shapiro Wilks et de Bartlett respectivement (Zar, 1984). Pour les cas rencontrés
de normalité et/ou d’homogénéité des variances, l’analyse de variance (ANOVA) est effectuée.
Pour les cas de non-normalité et/ou de non homogénéité des variances, des tests nonparamétriques ont été appliqués. Le test de Kruskal-Wallis est l’analogue de l’analyse de
variance à un critère de classification.
2.3.3. Analyse de DGT
L’extraction des métaux de la membrane des DGT (récupération de la résine, élution) est
effectuée à l’Ifremer (Gonzalez 2004, 2005, 2006) ; toutes ces opérations (blancs, analyses
préliminaires, extraction), sont réalisées sous hotte à flux laminaire, avec du matériel
conditionné qualité "métaux traces" et d’eau milliQ, permettant de travailler dans des conditions
« ultrapropres ». Les éluats acides sont ensuite envoyés pour analyse au laboratoire retenu sur la
base d’analyses préliminaires (FILAB).Pour chaque série de DGT analysés, des blancs de résine
sont aussi effectués et envoyés au laboratoire pour analyse.
Les analyses ont été effectuées par ICP-MS sur éluat par le laboratoire FILAB, accrédité
COFRAC. Les éléments qui ont été mesurés sont: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Sn, Zn. (Ag et Co
n'ont été mesurés qu'à partir de 2004).
Trois remarques s’imposent au niveau méthodologique :
-
En ce qui concerne As et Sn, les données obtenues, ainsi que leur signification, doivent être
validées car ces deux éléments sont surtout présents dans le milieu sous forme anionique
pour As et organométallique pour Sn.
Mars 2007
58
-
Pour Zn, les fortes valeurs de blanc qui ont été mesurées pour les résines ne permettent pas
d'utiliser les DGT dans des milieux peu contaminés en Zn.
Pour Hg, les faibles concentrations de cet élément dans le milieu après un temps
d'immersion de 24 à 48 h ne permettent pas de mesurer dans les résines une teneur en Hg
supérieure à la limite de détection. Des périodes d'immersion beaucoup plus longues
seraient nécessaires.
Les valeurs qui sont données (concentrations dans l’eau en ng.L-1) correspondent à la moyenne
de 3 échantillons.
2.3.4. Analyse de sédiments
Les sédiments tamisés (2 mm) et congelés sont adressés au laboratoire municipal de Rouen.
L’envoi des échantillons a été assuré par « Jet Services » sous 24 heures, dans une boite
isotherme. Comme pour les moules, la procédure d’assurance qualité a été respectée pour le
transport.
La minéralisation a assurée par ce laboratoire (Hg : NF EN 13346 ; autres éléments : NF X 31147). Pour les analyses :
- Granulométrie : méthode laser
- Mercure : NF EN 13506 modifié. La prise d'essai est soumise à l'action de l'acide nitrique.
Le minéralisat est analysé par fluorescence atomique après réduction de Hg++ en Hg° par le
chlorure stanneux.
- Plomb : FDT 90-119
- Cadmium, chrome total, nickel, aluminium : NF EN ISO 11885
- Cobalt : FDT 90-119
Pour les métaux autres que le mercure, après dissolution totale de la prise d'essai par les acides
nitrique et fluorhydrique, les métaux sont dosés par spectrophotométrie d'absorption atomique
avec flamme ou four graphite selon la concentration.
- Matières sèches : NF ISO 11465
- Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) : les extraits organiques sont purifiés sur
colonne de gel de silice. Après reprise des extraits par de l'acétonitrile, l'analyse est réalisée
par chromatographie liquide haute performance couplée à un détecteur à fluorescence
(méthode XP X 33-012) de longueur d'onde d'excitation et d'émission programmable.
- colonne / Vydack 201 TP, 25 cm, 4.6 mm
- mode phase inverse
- volume injecté : boucle de 10 µl
- four colonne : 30 ° C
- injection automatique
- Fluoranthène, Benzo (b) fluoranthène: (excitation : 260 nm) - (émission : 420 nm)
- Benzo (k) fluoranthène, Benzo (a) pyrène, Benzo (ghi) pérylène: (excitation : 290 nm)
- (émission : 430 nm)
- Indéno (1,2,3-cd) pyrène: (excitation : 300 nm) - (émission : 500 nm)
Une comparaison a porté sur les analyses de métaux lourds dans les sédiments par l’Ifremer et
l’ARPAT à partir d’un prélèvement, effectué avec une benne Shipek, en juillet 2005, sur le
Mars 2007
59
secteur de Rosignano (Figure 26). Les prélèvements ont été recueillis extemporanément, et
congelés en attendant l’analyse.
La méthode utilisée par l’Ifremer et le laboratoire de Rouen consiste en une minéralisation par
les acides nitrique et fluorhydrique (et dosage par AAS), extrayant donc la totalité des métaux
présents y compris les ceux piégés dans la matrice cristalline alumino-silicatée. Celle utilisée
par l’ARPAT utilise un mélange d’acides nitrique et chlorhydrique (four à micro-ondes) et
analyse par ICP. C’est ce qui explique que les concentrations mesurées par l’Ifremer sont
supérieures à celles enregistrées par l’ARPAT, et notamment pour le plomb (valeurs doublées),
puis pour le chrome, le nickel et le cobalt (valeurs supérieures de 20 à 30%).
Figure 26 : Comparaison des résultats obtenus par l’Ifremer et l’ARPAT relatives aux analyses de
métaux lourds dans les sédiments (fraction totale < 2mm), avec deux techniques de minéralisation
différentes.
2.3.5. Assurance Qualité
Le plan qualité du laboratoire de Rouen permet de se rendre compte que le laboratoire, accrédité
COFRAC pour les matrices et les contaminants analysés, maîtrise le contrôle des résultats
d’analyse (passage régulier de blancs, passage d’échantillons de contrôle, analyse des résultats,
contrôles en aveugle, vérification mensuelle de la saisie). Le tableau récapitulatif des résultats
(zscores) du laboratoire aux essais inter-laboratoires (EIL) organisés par « QUASIMEME » et
« AGLAE » relatifs aux analyses de contaminants dans les sédiments et les matrices organiques,
sont satisfaisants.
Concernant l’estimation des incertitudes de mesure, la procédure formalisée au sein du
laboratoire de Rouen reprend les grands principes de la norme XP T90-920 (Protocole
d’estimation de ‘incertitude de mesure associée à un résultat d’analyse pour les méthodes
physico-chimiques) et plus particulièrement l’approche « contrôle interne ». La description du
processus d’analyse est réalisée au préalable via la définition du mesurande et de l’analyse du
processus de mesure.
Mars 2007
60
Le laboratoire FILAB, qui a effectué les analyses de métaux lourds dans les éluats fournis par
l’Ifremer par ICP-MS, pratique les BPL courantes : passage régulier de blancs, passage
d’échantillons de contrôle, analyse des résultats, contrôles en aveugle. L’Ifremer (Gonzalez,
com.pers.) a testé leurs capacités puisque les analyses sont faites en triplicats (en aveugle), avec
des blancs DGT.
2.3.6. Détermination du poids sestonique
Le poids sestonique est le poids de matériel particulaire en suspension dans les eaux (matériel
détritique et vivant, organique et minéral). La filtration s’effectue sur des filtres Whatman GF/C
(porosité 0,45 microns) de 45 mm de diamètre.
Avant les prélèvements, les filtres neufs sont lavés sur leur support de filtration avec de l’eau
distillée, puis mis à l’étuve à 105°C pendant 1 heure. Le filtre est numéroté sur sa boite. Une
fois refroidi, le filtre est pesé avec une précision de 0,1 mg (poids P1) et placé dans un
dessiccateur.
Quatre litres d’eau sont prélevés dans 2 flacons plastique de 2 litres lavés et rincés à l’eau
milliQ. Les bouteilles ayant servi aux prélèvements sont gardées à l’abri du soleil et au frais.
L’échantillon est filtré en laboratoire le lendemain du prélèvement (pour éviter une
sédimentation des particules ou des transformations) sur des filtres Whatman GF/C (porosité
0,45 microns). Le volume filtré est mesuré (V). Les filtres sont séchés à l’étuve pendant 1 heure
à 105°C puis refroidis et pesés (P2). Le poids sestonique est égal à P2 – P1 / V (en mg.L-1).
Mars 2007
61
3. Résultats : Teneurs en contaminants
(métaux-traces et HAP)
Ce chapitre présente chronologiquement les différentes campagnes annuelles, réalisées en 2003,
2004 et 2005, avec leurs résultats de mesures
3.1. La campagne Canari de 2003
3.1.1. Calendrier
Parmi les secteurs soumis à des apports en micro-contaminants métalliques, le site de Canari,
dans le Golfe de St Florent, est un ancien site d’extraction de l’amiante, aujourd’hui fermé
(Figure 27), mais qui présente des niveaux de contamination en nickel et en chrome élevés
(Andral et al., 2001).
Figure 27 : Le golfe de St Florent (SHOM, N°6713 au 1/52000), avec indication du site de Canari La
plage de Nonza avec en arrière plan la mine d’amiante de Canari.
La première campagne océanographique sur ce secteur a été réalisée le 9 avril 2003, à l’aide du
navire océanographique « L’Europe » (Figure 28).
Cinq stations (sur 2 radiales) ont été effectuées. Au cours de cette campagne, les cages à moules
ont été positionnées et des prélèvements de posidonies effectués. Des capteurs passifs ont
également été positionnés pour les mesures des éléments-traces dans l’eau. Des prélèvements de
sédiments ont été effectués sur un point proche de la mine.
Mars 2007
62
Lors de la seconde campagne, effectuée trois mois plus tard le 19 juillet 2003, les cages à
moules ont été récupérées et des plongées effectuées pour prélever les posidonies. La relève de
ces cages a été réalisée avec le catamaran « Cupidon » d’une douzaine de mètres, disposant
également à son bord de GPS différentiel, sonar latéral et sondeur classique. La récupération
s’est faite en plongée. L’ensemble du dispositif (y compris son lest d’une trentaine de kg) était
tracté à bord du catamaran à l’aide d’un touret électrique. Les échantillons ont été traités à la
Stareso de Calvi, suivant le protocole précédemment décrit.
Figure 28 : L’équipe du navire océanographique l’ « Europe » en escale à Calvi, en avril 2003.
Les teneurs en matériel particulaire en suspension étaient inférieures à 10 mg/L (7,8 mg/L sur
Toulon, 9 mg/L sur Calvi et 9,5 mg/L sur Canari), relativement peu chargées.
3.1.2. Teneurs en métaux traces dans les moules
¾
Mortalité de moules
Les conditions de stabulation (immersion pendant 3 mois pour que les moules soient en
équilibre avec leur milieu) ont été respectées. Le taux de mortalité était de l’ordre de 10%, en
grande partie imputable aux stress des opérations de calibrage (deux passages en grille) et non à
la stabulation elle-même.
¾
Indices de condition
L’analyse de la distribution de l’indice de condition à Canari en 2003 (rapport du poids sec de
chair sur le poids sec de coquille) en fonction du temps (entre la pose au mois d’avril 2003 et la
relève au mois de juillet 2003), montre que cet indice a fortement diminué : de 0,11 à 0,077
(valeur moyenne). La diminution de cet indice de condition est marquée (perte notable du poids
Mars 2007
63
de chair) du fait du caractère oligotrophique de ces eaux (faible concentration en
phytoplanctontes, nourriture des moules).
¾
Résultats bruts de contamination chimique
Les teneurs en métaux lourds dans les moules sont visualisées dans la figure 29. Les données
sont exprimées en mg/kg (ou µg/g) poids sec. La valeur t0 correspond à la teneur en
contaminant dans les moules immergées, donc avant équilibre dans le nouveau milieu.
En ce qui concerne les teneurs mesurées, il est surtout intéressant de regarder les tendances.
(L’interprétation des niveaux s’effectuera sur les concentrations ajustées – et non pas sur les
concentrations mesurées - pour s’affranchir des modifications induites par la physiologie de la
moule).
On note clairement des niveaux élevés en chrome et en nickel aux stations « Can 3 » face à la
mine, et « Can 2 » légèrement plus au sud (se reporter au paragraphe 2.1 pour la localisation des
stations)
Hg (teneurs mesurées, 2003)
Cr (teneurs mesurées 2003)
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Hg
Can 1
Can 1
Cr
t0
t0
0
0
0,1
4
8
12
16
0,2
Cd (teneurs mesurées, 2003)
Ni (teneurs mesurées, 2003)
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Cd
Ni
Can 1
Can 1
t0
t0
0
0,5
1
1,5
0
2
Pb (teneurs mesurées, 2003)
3
6
9
12
Co (teneurs mesurées, 2003)
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Pb
Can 1
Co
Can 1
t0
t0
0
1
2
0
0,5
1
1,5
2
Figure 29: Teneurs en mercure, cadmium, plomb, chrome, nickel, cobalt, dans les moules du site de
Canari (Golfe de Saint Florent) en 2003 (mg/kg poids sec).
Mars 2007
64
La Figure 30 montre, pour les 3 métaux incriminés dans les rejets de l’ancienne mine,
l’évolution des concentrations pour les 5 stations monitorées, et – à titre de comparaison- les
valeurs mesurées dans le site de référence (Thau au moment de l’immersion des cages à moules
(t0).
Teneurs en cobalt, chrome et nickel dans les
moules positionnées à Canari - Campagne 2003
20
15
Cr mesuré
10
Ni mesuré
5
Co mesuré
0
Can 1
(sud
mine)
Can 2
(sud
mine)
Can 3
(mine)
Can 4
(nord
mine)
Can 5
(nord
mine)
Can 6
(nord
mine)
Figure 30 : Teneurs en Cr, Ni, Co dans les moules positionnées à Canari (campagne 2003)
Pour le Cr, les concentrations mesurées dans les moules récupérées après 3 mois de stabulation
dépassent la barre des 10 mg/kg aux stations 2 et 3, et décroissent très vite puisqu’aux autres
stations, les teneurs sont bien inférieures, mais encore significatives, puisque le « bruit de
fond », à la station 1, la moins contaminée, est de 3 mg/kg, bien supérieur à l’échantillon de
référence (< 1 mg/kg).
Pour le Ni, les concentrations mesurées dans les secteurs les plus contaminés (stations 2 et 3)
avoisinent ou dépassent les 10 mg/kg, alors que le « bruit de fond » enregistré à la station 5, au
nord de la mine, dépasse les 5 mg/kg. Le site de référence de l’étang de Thau, quant à lui,
présente des valeurs comprises entre 1 et 2 mg/kg.
Pour le Co, les teneurs sont plus faibles, mais témoignent toujours d’apports issus des rejets de
la mine, puisque les plus fortes valeurs sont enregistrées aux points 2 et 3.
Pour le chrome et le nickel, les concentrations sont très élevées puisqu’elles dépassent la valeur
de 10 mg/Kg, et pour le cobalt, une teneur significativement supérieure à 1 mg/Kg.
3.1.3. Teneurs en métaux traces chez la posidonie
¾
Niveau de contamination chimique le long du littoral de la Corse
Les concentrations de la plupart des métaux varient notablement selon la localisation des
stations de prélèvements (Figure 31).
Les concentrations en cadmium aux stations 2 (Sisco), 10 (Ajaccio), 11 (Porto), 12 (Calvi), 14
(Saint Florent) et 15 (Canari) sont significativement plus élevées que celles mesurées dans les
autres stations (ANOVA, p < 0.05).
Les plus fortes concentrations en cobalt, chrome et nickel sont mesurées au niveau des stations
14 et 15. La concentration en cobalt, à la station 15 et les concentrations en chrome et nickel
aux stations 14 et 15 sont significativement plus élevées que dans les autres stations (ANOVA,
p < 0.05).
Mars 2007
65
La plus faible concentration en mercure est mesurée à la station 12 (p < 0.05) ; les
concentrations en mercure dans les autres stations ont des valeurs similaires.
La concentration en plomb est maximale pour la station 10, mais des différences significatives
sont observées entre les stations 1 (Macinaggio), 4 (Campoloro), 7 (Sant’Amanza), 8
(Bonifacio), 9 (Propriano), 13 (Lumio) et 15 (ANOVA, p < 0.5).
Mars 2007
66
Figure 31: Teneurs en éléments traces (Cd, Co, Cr, Hg, Ni, Pb), exprimées en µg.g-1 poids sec, des
feuilles adultes de posidonies dans différents sites du littoral de la Corse (1 : Macinaggio ; 2 : Sisco ; 3 :
Bastia ; 4 : Campoloro ; 5 : Diane ; 6 : Solenzara ; 7 : Sant’Amanza ; 8 : Bonifacio ; 9 : Propriano ; 10 :
Ajaccio ; 11 : Porto ; 12 : Calvi ; 13 : Lumio ; 14 : Saint Florent ; 15 : Canari ; 16 : Cenutri).
Mars 2007
67
¾
Niveau de contamination chimique au niveau de la radiale de Canari
Chez la posidonie on distingue le compartiment épigé qui correspond généralement aux feuilles
et ici à l'ensemble "limbes - bases des feuilles adultes" et le compartiment endogé qui
correspond à l'ensemble tiges enfouies et racines et est représenté ici par l’ensemble "écailles rhizomes" des années 1997, 1999, 2001 et 2003 cumulées.
L’étude de la contamination de ces deux compartiments montre des différences en fonction des
métaux pris en compte au niveau de la radiale de Canari (Figure 32) :
Pour le cadmium, quel que soit le site, la concentration dans la partie épigée est
significativement supérieure à celle de la partie endogée (p< 0.05). Si l'on considère uniquement
le compartiment épigé, c'est le site Can 3 qui apparaît comme le plus contaminé par le cadmium
([Cd]Can 3 = 3.44 µg.g-1) et les sites Can 1 et Can 5 qui sont les moins contaminés ([Cd]Can 1 =
2.85 µg.g-1, [Cd]Can 5 = 2.46 µg.g-1 ; p<0.05). Si l'on considère le compartiment endogé, c'est le
site Can 3 qui apparaît toujours comme le plus contaminé ([Cd]Can 3 = 1.33 µg.g-1 ; p<0.05) et on
observe une augmentation significative de la teneur en cadmium du site Can 1 ([Cd]Can 1 = 0.73
µg.g-1) au site Can 3 (p<0.05);
Pour le cobalt, quel que soit le site, la concentration dans le compartiment épigé est supérieure
à celle du compartiment endogé. Il convient de signaler que lors d’études précédentes (Kantin &
Pergent, 2007) les teneurs en cobalt mesurées dans les écailles se sont toujours révélées
inférieures au seuil de détection de l’appareil (0.01 µg.g-1), elles n’ont pas été mesurée pour
cette étude. La valeur du compartiment endogé correspond donc uniquement ici aux teneurs
mesurées dans les tronçons de rhizomes. Si l'on considère la partie épigée, c'est le site Can 2 qui
apparaît comme le plus contaminé en cobalt ([Co]Can 2 = 11.14 µg.g-1) et les sites Can 1 et Can 5
comme les moins contaminés ([Co]Can 1 = 3.84 µg.g-1, [Co]Can 5 = 3.04 µg.g-1; Kruskal Wallis,
p<0.05 ;
Pour le chrome, ce sont les concentrations du compartiement endogé qui sont significativement
supérieure pour tous les sites, à l’exception de Can 3. Au sein des compartiments, aucune
différence significative entre les sites n’est observée.
Pour le mercure, les concentrations dans les deux compartiments ne sont pas significativement
différentes pour les sites Can 1, Can 4 et Can 5. A l’inverse les teneurs du compartiment épigé
sont significativement inférieure à celle du compartiment endogé pour Can 2 et Can 3 (p>0.05).
Si l'on considère uniquement le compartiment épigé, ce sont les sites Can 2 et Can 3 qui
apparaissent comme les moins contaminés ([Hg]Can 2 = 0.049 ± 0.009 µg.g-1 ; [Hg]Can 3 = 0.046
± 0.011 µg.g-1 ; Kruskal Wallis, p<0.05) et on note une diminution de la teneur en mercure du
site Can 1 au site Can 3 ([Hg]Can 1 = 0.065 ± 0.014 µg.g-1) mais celle-ci n'est pas significative
puis une augmentation significative de Can 3 à Can 5 ([Hg]Can 5 = 0.075 ± 0.022 µg.g-1 ;
p<0.05). Si l'on considère le compartiment endogé, c'est le site Can 3 qui apparaît toujours
comme le moins contaminé ([Hg]Can 3 = 0.058 ± 0.014 µg.g-1).
Pour le nickel, les concentrations du compartiment épigé sont supérieures à celle du
compartiment endogé mais cette différence n'est significative que pour les sites Can 4 et Can 5
(ANOVA, p<0.05). Si l'on considère chacun des compartiments individuellement, c’est le site
Can 2 qui apparaît comme le plus contaminé ([Ni]Can 2 = 102.40 µg.g-1 et [Ni]Can 2 = 86.52 µg.g1
; Kruskal Wallis, p<0.05 ).
Pour le plomb, quel que soit le site, la concentration du compartiment épigé est supérieure mais
cette différence n'est significative que pour les sites Can 1 et Can 3 (ANOVA, p<0.05). Si l'on
considère chacun des compartiments séparément, aucune différence significative entre les sites
n’est observée.
Mars 2007
68
Co
Cd
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
Endogé
2,5
3,0
3,5
4,0
0
2
4
Epigé
Endogé
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
10
20
30
Endogé
40
50
60
0,00
0,02
Epigé
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
40
Endogé
12
0,04
0,06
0,08
Epigé
Pb
Can 5
20
10
Epigé
Endogé
Ni
0
8
Hg
Cr
0
6
60
80
Epigé
100
120
0,0
0,5
1,0
Endogé
1,5
2,0
2,5
Epigé
Figure 32: Teneur en métaux traces (en µg.g-1 poids sec) dans les compartiments épigé et
endogé des posidonies, au niveau de la radiale de Canari
3.1.4. Teneurs en métaux traces dans les sédiments
¾
Granulométrie
Les analyses de métaux ont été effectuées dans la fraction totale (tamisée à 2mm), et les
résultats n’ont pas été normalisés, s’agissant d’une fraction grossière où la part inférieure à 63
µm est infime.
La Figure 33 visualise le diamètre des particules, analysée par granulométrie laser, sur le site de
Canari en 2003.
Mars 2007
69
On constate que le pourcentage de fraction inférieure à 63 µm est de 5,2 % (contre 26,3% à
Calvi), caractérisant un sédiment très grossier, peu apte à fixer les métaux.
Figure 33 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari (campagne 2003)
¾
Teneurs en contaminants dans les sédiments
Le Tableau 4 récapitule les résultats obtenus en 2003.
Tableau 4 : Teneurs mesurées en métaux lourds (mg.kg-1 p.s.) dans les sédiments superficiels face à la
mine de Canari en 2003
Sites
Dates de prélèvement
Canari
03/04/03
Cd
Cr
0.05
652
Hg
Ni
Pb
0.02
309
4
Co
27
Face à la mine, les teneurs en mercure, cadmium et plomb sont très faibles. Par contre, celles en
chrome, nickel, cobalt sont très élevées, même pour une granulométrie très grossière (5% de
fraction inférieure à 63 µm et 16% de fraction inférieure à 0,5 mm), passif des quelques 11
millions de mètres cubes de déblais rejetés pendant la période d’activité de la mine.
3.1.5. Teneurs en métaux traces dans l’eau
Les concentrations en métaux lourds dans l’eau ont été calculées à partir des concentrations
analysées dans la résine des capteurs passifs.
Mars 2007
70
On note une forte variabilité temporelle des concentrations (Tableau 5).
(en ng/L) (Fond)
Métaux
CANARI avril 2003
CANARI juillet 2003
Cd
6
16
Pb
40
48
Cu
86
354
Cr
185
152
Ni
489
1380
Ces mesures, ponctuelles - puisqu’elles intègrent des mesures effectuées sur des pas de temps
de 24 heures -, présentent pour le cadmium, le cuivre et le nickel, des teneurs 3 à 4 fois plus
élevées le 19 juillet que le 23 avril. Il s’agit de mesures effectuées à environ 1 m du fond, à
proximité des cages à moules et de l’herbier de posidonies.
3.2.
La campagne Canari de 2004
3.2.1. Calendrier
La campagne océanographique 2004 sur le secteur de Canari a été réalisée les 13 et 14 avril
2004, à l’aide du navire océanographique « L’Europe ».
Les mêmes cinq stations (sur 2 radiales) qu’en 2003 ont été prises en compte. Au cours de cette
campagne, les cages à moules ont été positionnées et des prélèvements de posidonies effectués.
Des capteurs passifs ont aussi été positionnés pour les mesures dans l’eau. Des prélèvements de
sédiments ont été effectués sur deux points proches de la mine, le premier au niveau de l’herbier
et le second dans une zone plus éloignée de la côte, mais constituée de sédiments plus fins
(absence d’herbier de posidonies).
Lors de la seconde campagne effectuée trois mois plus tard, effectuée le 22 juillet 2004, les
cages à moules ont été récupérées et des plongées effectuées pour prélever posidonies. La relève
de ces cages a été réalisée avec le catamaran « Cupidon ». Comme l’année précédente, les
échantillons ont été traités à la Stareso de Calvi.
Des prélèvements de sédiments ont été effectués en plongée sur le point le moins profond, au
dessus de l’herbier (carottiers à main) et à l’aide d’un carottier Kullenberg pour le prélèvement
à 40 m de profondeur.
3.2.2. Teneurs en métaux traces dans les moules
¾
Mortalité de moules
En 2004, le taux de mortalité du lot de moules était de l’ordre de 20%, soit deux fois plus qu’en
2003. Cette mortalité est imputable à la fois aux stress des opérations de calibrage (deux
passages en grille) mais aussi à l’absence de nourriture (le phytoplancton), ayant fragilisé le
cheptel (amaigrissement des moules pendant la période de stabulation), cette zone étant connue
pour son caractère oligotrophe (teneurs en seston mesurées en juillet 2004 de 11,1 mg/L, mais
avec vraisemblablement une partie importante de fractions minérales en provenance de
l’ancienne mine).
¾
Indices de condition
Mars 2007
71
L’analyse de la distribution de l’indice de condition à Canari en 2004 (rapport du poids sec de
chair sur le poids sec de coquille) en fonction du temps (entre la pose au mois d’avril 2003 et la
relève au mois de juillet 2003), montre que cet indice a fortement diminué : de 0,12 à 0,075
(valeur moyenne). Comme en 2003, la perte notable du poids de chair traduisant cette baisse de
l’indice de condition est liée au caractère oligotrophe de ces eaux.
¾
Résultats bruts de contamination chimique
Les teneurs mesurées en métaux lourds dans les moules sont visualisées dans la Figure 34. Les
données sont exprimées en mg/kg (ou µg/g) poids sec. La même représentation (code de
couleurs, échelle des valeurs en abscisse) a été utilisée pour en faciliter la comparaison.
En ce qui concerne ces teneurs, on note clairement – pour les métaux associés aux rejets de
serpentine amiantifère - des niveaux élevés en chrome, nickel et cobalt aux stations « Can 3 »
face à la mine, et « Can 2 » légèrement plus au sud (se reporter au paragraphe 2.1 pour la
localisation des stations), comme pour la campagne 2003, même si les valeurs mesurées sont
inférieures en 2004.
Hg (teneurs mesurées, 2004)
Cr (teneurs mesurées, 2004)
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0
1
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
0,5
1
3
4
5
Ni (teneurs mesurées, 2004)
Cd (teneurs mesurées, 2004)
0
2
1,5
0
2
1
2
3
4
5
6
Co (teneurs mesurées, 2004)
Pb (teneurs mesurées, 2004)
Can 5
Can 5
Can 4
Can 4
Can 3
Can 3
Can 2
Can 2
Can 1
Can 1
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
0
0,5
1
1,5
Figure 34 : Teneurs en mercure, cadmium, plomb, chrome, nickel, cobalt, dans les moules du site de
Canari (Golfe de Saint Florent) en 2004 (mg/kg poids sec).
Mars 2007
2
72
¾
Evolution temporelle de la contamination chimique, au niveau de la radiale de
Canari, dans chaque compartiment
Compartiment endogé
Dans chaque tissu, la teneur calculée correspond à la moyenne des teneurs mesurées pour les
années 1997, 1999, 2001 et 2003.
Pour le cadmium, toutes années confondues, les teneurs dans les écailles et les rhizomes des
faisceaux de posidonies ne sont pas différentes quel que soit le site considéré (Figure 35).
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en cadmium dans les écailles (Figure 36),
on ne note pas de différences entre 1997 et 2003 excepté pour les sites Can 4 et Can 5 où on
observe une augmentation entre 1997 et 1999 pour Can 4 ([Cd]Can 4 = 0.62 µg.g-1 en 1997 et
[Cd]Can 4 = 1.70 µg.g-1 en 1999) et une diminution entre 1999 et 2001 pour les deux sites
([Cd]Can 4 = 0.72 µg.g-1 en 2001 ; [Cd]Can 5 = 1.98 µg.g-1 en 1999 et [Cd]Can 5 = 1.08 µg.g-1 en
2001).
Ecailles
Rhizomes
1,6
1,46
1,39
1,24
1,2
0,8
0,63
1,06
1,03
0,89
1,39
1,08
0,63
0,4
0,0
Can 1
Can 2
Can 3
Can 4
Can 5
Figure 35: Teneur en cadmium (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes des faisceaux de
posidonies au niveau de la radiale de Canari
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en cadmium dans les rhizomes, on ne
note pas de différences entre 1997 et 2003 sauf entre 2001 et 2003 pour les sites Can 2, Can 3 et
Can 4 où on observe une augmentation ([Cd]Can 2 = 0.76 µg.g-1, [Cd]Can 3 = 0.89 µg.g-1, [Cd]Can 4 =
1.02 µg.g-1 pour 2001 ; et, [Cd]Can 2 = 1.53 µg.g-1, [Cd]Can 3 = 1.90 µg.g-1, [Cd]Can 4 = 2.49 µg.g-1
pour 2003;Figure 36).
Mars 2007
73
Can 1
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
1997
1999
2001
2003
2001
2003
2001
2003
2001
2003
Can 2
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
1997
1999
Can 3
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
1997
1999
Can 4
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
1997
1999
Mars 2007
74
Can 5
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
1997
1999
2001
2003
Figure 36: Teneur en cadmium (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait plein)
de posidonies au niveau de la radiale de Canari
Les teneurs en cobalt sont mesurées uniquement dans les rhizomes de posidonies. Les valeurs
sont très faibles à l’exception du site Can 2 qui présente une teneur moyenne en cobalt, toutes
années confondues, de 1.78 µg.g-1 soit près de quatre fois les valeurs mesurées dans les autres
sites (Figure 37).
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en cobalt dans les rhizomes (Figure 38),
on note une diminution régulière de 1997 à 2003 pour tous les sites, à l’exception de Can 2 qui
présente une cinétique particulière.
Rhizomes
2,0
1,78
1,5
1,0
0,5
0,45
0,45
0,35
0,28
Can 4
Can 5
0,0
Can 1
Can 2
Can 3
Figure 37 : Teneur en cobalt (µg.g-1 poids sec) des rhizomes de posidonies au niveau de la radiale de
Canari
Mars 2007
75
Can 1
Can 2
3,0
3,0
2,5
2,5
2,0
2,0
1,5
1,5
1,0
1,0
0,5
0,5
0,0
0,0
1997
1999
2001
2003
1997
1999
2001
2003
Can 4
Can 3
3,0
3,0
2,5
2,5
2,0
2,0
1,5
1,5
1,0
1,0
0,5
0,5
0,0
0,0
1997
1999
2001
1997
2003
1999
2001
2003
Can 5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
2001
2003
-1
Figure 38: Evolution temporelle des teneurs en cobalt (µg.g poids sec) dans les rhizomes de posidonies
au niveau de la radiale de Canari.
En effet, on observe, pour cette station, une diminution très brutale entre 1997 et 1999 ([Co]1997
= 2.90 µg.g-1 et [Co]1999 = 0.80 µg.g-1), puis une augmentation très brutale entre 1999 et 2001
([Co]2001 = 3.00 µg.g-1) et à nouveau une diminution très brutale entre 2001 et 2003 ([Co]2003 =
0.40 µg.g-1. ; ).
Pour le chrome, toutes années confondues, les teneurs dans les écailles sont supérieures à celles
mesurées dans les rhizomes de posidonies pour tous les sites. On observe des teneurs dans les
écailles pour Can 1 et Can 2 qui sont environ trois fois plus élevées que dans les autres sites
(Figure 39).
Mars 2007
76
Ecailles
Rhizomes
100
80
77,68
67,30
60
40
20
31,88
16,15
12,10
16,55
11,38
4,00
0
Can 1
Can 2
Can 3
0,83
Can 4
7,13
Can 5
Figure 39 : Teneur en chrome (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au niveau de
la radiale de Canari
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en chrome dans les écailles (Figure 40),
on observe une tendance générale à la diminution entre les années 1997 et 2003 pour tous les
sites sauf pour Can 1 et Can 2 où on observe une diminution de 1997 à 1999 pour ces deux sites
([Cr]1997 = 122.00 µg.g-1 ; [Cr]1999 = 60.60 µg.g-1 pour Can 1 ; [Cr]1997 = 102.00 µg.g-1 et [Cr]1999
= 61.80 µg.g-1 pour Can 2) puis une augmentation de 1999 à 2001 pour Can 2 ([Cr]2001 = 99.10
µg.g-1) et enfin à nouveau une diminution significative de 2001 à 2003 pour Can 2 ([Cr]2003 =
6.30 µg.g-1).
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en chrome dans les rhizomes, on observe
une tendance générale à la diminution entre les années 1997 et 2003 pour tous les sites sauf
pour Can 1 où on note une augmentation significative de 1999 à 2001 ([Cr]1999 = 4.10 µg.g-1 et
[Cr]2001 = 33.40 µg.g-1) puis une diminution de 2001 à 2003 ([Cr]2003 = 4.30 µg.g-1 ;Figure 40).
Pour le mercure (Figure 41), les teneurs mesurées dans les écailles et les rhizomes de
posidonies, toutes années confondues, ne sont pas différentes quel que soit le site considéré.
Pour les écailles, elles se situent en moyenne autour de 0.061 µg.g-1 et pour les rhizomes autour
de 0.068 µg.g-1.
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en mercure dans les écailles (Figure 42)
on n’observe aucune différence significative entre les années pour tous les sites sauf pour Can 1
où une diminution significative est enregistrée entre 1997 et 2001 (Kruskal Wallis, p<0.05).
Pour la teneur dans les rhizomes on observe une augmentation qui est significative entre 2001 et
2003 pour les sites Can 3, Can 4 et Can 5 (Kruskal Wallis, p<0.05 ; Figure 42).
Can 1
140
120
100
80
60
40
20
0
1997
1999
2001
2003
Mars 2007
77
Can 2
140
120
100
80
60
40
20
0
1997
1999
2001
2003
2001
2003
2001
2003
2001
2003
Can 3
140
120
100
80
60
40
20
0
1997
1999
Can 4
140
120
100
80
60
40
20
0
1997
1999
Can 5
140
120
100
80
60
40
20
0
1997
1999
Figure 40: Teneur en chrome (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait plein)
de posidonies au niveau de la radiale de Canari
Mars 2007
78
Ecailles
Rhizomes
0,10
0,077
0,08
0,06
0,069
0,065
0,057
0,054
0,064
0,072
0,073
0,070
0,056
0,04
0,02
0,00
Can 1
Can 2
Can 3
Can 4
Can 5
Figure 41 : Teneur en mercure (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au niveau de
la radiale de Canari
Can 1
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1997
1999
2001
2003
2001
2003
2001
2003
Can 2
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1997
1999
Can 3
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1997
1999
Mars 2007
79
Can 4
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1997
1999
2001
2003
2001
2003
Can 5
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1997
1999
Figure 42 : Teneur en mercure (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait plein)
des posidonies au niveau de la radiale de Canari
Pour le nickel, toutes années confondues, on observe une teneur moyenne plus élevée dans les
écailles que dans les rhizomes pour le site Can 2 ([Cr]Can 2 = 111.15 µg.g-1 pour les écailles
contre [Cr]Can 2 = 49.58 µg.g-1 pour les rhizomes ; Figure 43).
Aucune différence n’est observée dans les écailles entre 1997 et 2003 (), à l’exception de Can 2 où les
teneurs en nickel diminuent brutalement entre 1997 et 2003 (de 189.00 µg.g-1 à 40.80 µg.g-1).
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en nickel dans les rhizomes, on n'observe
pas de différence entre 1997 et 2003 et ce pour tous les sites (Figure 44).
Ecailles
120
Rhizomes
111,15
100
80
60
40
49,58
34,90
25,53
38,30
23,73
20
12,63
7,30
10,60
16,85
0
Can 1
Can 2
Can 3
Can 4
Can 5
-1
Figure 43: Teneur en nickel (µg.g poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au niveau de la
radiale de Canari
Mars 2007
80
Can 1
200
150
100
50
0
1997
1999
2001
2003
2001
2003
Can 2
200
150
100
50
0
1997
1999
Can 3
200
150
100
50
0
1997
1999
2001
2003
2001
2003
Can 4
200
150
100
50
0
1997
1999
Mars 2007
81
Can 5
200
150
100
50
0
1997
1999
2001
2003
Figure 44: Teneur en nickel (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait plein) de
Les teneurs en plomb, toutes années confondues, sont beaucoup plus élevées dans les écailles
que dans les rhizomes, quel que soit le site considéré. Les teneurs dans les rhizomes sont très
faibles et se situent à la limite de détection de l'appareil (Figure 45).
Ecailles
2,0
1,6
Rhizomes
1,88
1,75
1,58
1,35
1,2
1,08
0,8
0,4
0,08
0,05
0,05
0,0
Can 1
Can 2
Can 3
0,06
Can 4
0,06
Can 5
Figure 45 : Teneur en plomb (µg.g-1 poids sec) des écailles et des rhizomes de posidonies au niveau de la
radiale de Canari
En ce qui concerne l’évolution temporelle de la teneur en plomb dans les écailles, on observe la même
tendance pour tous les sites, c'est à dire une diminution assez brutale entre 1997 et 2003. Pour la teneur
dans les rhizomes, on n’observe pas de différence sur la période 1997-2003 et ce pour tous les sites (
Figure 46).
Can 1
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
2001
2003
Mars 2007
82
Can 2
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
2001
2003
2001
2003
2001
2003
2001
2003
Can 3
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
Can 4
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
Can 5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
1997
1999
Figure 46: Teneur en plomb (µg.g-1 poids sec) dans les rhizomes (pointillés) et les écailles (trait plein) de
En 2004, dans un souci de vérification des résultats mesurés l’année précédente, les analyses
d’éléments-traces dans les sédiments ont été réalisées sur le même secteur face à la mine de
Mars 2007
83
Canari, mais en 2 points, distants d’environ 500 m, le premier dans l’herbier (Point Can 2) et le
second dans une dépression remplie de vase fine (Point Can 2bis), vers 40 m de profondeur.
Le point de suivi posidonies « Can2 » est constitué de fractions grossières, avec une médiane
d’environ 1mm de diamètre, caractérisant un sédiment peu apte à fixer les métaux, ce qui
confirme les analyses granulométriques de l’année précédente (Figure 47).
Au point (Can 2 bis), situé dans une fosse plus profonde constituée de vase, où la posidonie
n’est pas présente, on note un éventail plus important dans le diamètre des particules avec une
plus fraction importante de vases fines (Figure 48).
Dans les deux points de prélèvements face à l’ancienne mine, les teneurs en chrome et nickel sont
très élevées y compris au point « Can 2 » où la granulométrie est très grossière, de l’ordre du
millimètre, puisque les valeurs dépassent le gramme par kilogramme de sédiment (poids sec). Les
teneurs en cobalt aussi sont importantes, de l’ordre de 70 mg/Kg dans les deux points. Quant aux
teneurs en cadmium et en mercure, on ne note pas d’effet matrice lié à la granulométrie puisque les
concentrations sont sensiblement équivalentes, plus élevées cependant pour le mercure dans le
sédiment présentant des fractions plus fines. L’analyse de ces niveaux est effectuée dans le chapitre
suivant.
Figure 47 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari au sein d’une zone d’herbier
(campagne 2004)
Figure 48 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de Canari, au sein d’une zone de vase fine
(campagne 2004)
Mars 2007
84
3.2.5 Teneurs en HAP dans les sédiments
Les teneurs en HAP sont récapitulées dans le Tableau 6. Elles sont faibles, ce secteur étant
éloigné des grands secteurs urbains (apports atmosphériques). Les niveaux dans la vase plus
fine (point Can 2 bis) sont cependant plus élevés.
Tableau 6 : Teneurs mesurées en HAP dans les sédiments de Canari en 2004
HAP
Can 2 sed
Can 2 sed bis
<1
1.5
Naphtalène
< 10
< 10
Acénaphtylène
<1
<1
Acénaphtène
<1
1
Fluorène
3.2
14
Phénanthrène
<1
1.7
Anthracène
5.9
26
Fluoranthène
3.5
21
Pyrène
<1
7.3
Benzo(a)anthracène
<1
5.5
Chrysène
<1
9.2
Benzo (b) fluoranthène
<1
4.4
Benzo (k) fluoranthène
<1
3.9
Benzo (a) pyrène
<1
<1
Dibenzo (a,h) anthracène
<1
4.6
Benzo (ghi) pérylène
<1
6.1
Indéno (1,2,3 - cd) pyrène
Somme des 16 HAP
23.6
112.2
3.2.5. Teneurs en métaux races dans l’eau
Les concentrations en métaux lourds dans l’eau à Canari, en 2004, ont été calculées à partir des
concentrations analysées dans la résine des capteurs passifs (DGT), après une immersion de 24
heures (temps noté avec précision pour le calcul des concentrations). La pose des DGT n’a été
effectuée qu’en avril sur ce secteur, les DGT prévus pour le mois de juillet à Canari ayant été
positionnés en Sardaigne. Les analyses ont été effectuées en triplicat pour chaque mesure.
Rappelons que les capteurs passifs ont été positionnés à environ 1 m du fond, à proximité des
cages à moules et de l’herbier de posidonies pour le premier point et sur une zone plus
profonde (40 mètres), sans herbier et dont le fond était constitué de vase.
On note une certaine homogénéité entre les deux points mesurés, tous deux face à la mine et
distant de quelques centaines de mètres (Tableau 7).
(en ng/L) (Fond)
Métaux
Cd
Pb
Cu
Cr
Ni
Co
Ag
CANARI avril 2004 (vase)
7
134
134
379
122
12
9
CANARI juillet 2003 (sur herbier)
5
191
117
417
393
17
8
Mars 2007
85
Il s’agit bien sûr de mesures ponctuelles - puisqu’elles intègrent un pas de temps de 24 heures
(13-14 avril 2004).
3.3.
La campagne Porto Torres de 2004
3.3.1. Calendrier
Cinq points de prélèvements ont été retenus grâce aux informations fournies par la Province de Sassari
(cf. carte paragraphe 2.1). Le choix des points a été guidé sur des critères de profondeur (entre 10 et 20
mètres) et la présence de posidonies. Les bouées pour la mesure en continu de paramètres
physicochimiques, mises en place par la Province de Sassari (Nord Sardaigne), avaient été retirées
pendant cette période pour nettoyage.
Les 5 points de prélèvements ont été appelés PT1, PT2, PT3, PT4 et PT5. Le tableau 8 donne
leur emplacement.
Tableau 8 : Coordonnées de points de prélèvement dans le Golfe de l’Asinara
STATION Long_dmd_wgs84 Lat_dmd_wgs84
PT5
8.18.2832
41.3.5676
PT4
8.16.0818
40.59.1618
PT3
8.18.5706
40.52.86
PT2
8.22.389
40.51.7062
PT1
8.26.6136
40.51.0198
dmd = degrés, minutes, décimales
Les cages à moules ont été positionnées avec « L’Europe » les 18 et 19 mars 2004 (doublées à
la station PT2, à la sortie du port, pour l’expérimentation de calage) et relevées avec le
« Cupidon » les 17 et 18 juillet 2004. Les prélèvements de sédiments avaient été effectués lors
de la pose des cages à moules, en plongée, à l’aide de la même technique des carottiers à main
(3 carottes mélangées), sur les points PT2 à PT5 où se trouvait l’herbier de posidonies
Cinq DGT ont été positionnés le 19 juillet et relevés le 20 juillet 2004 avec un temps
d’immersion de 14 h à 16 h seulement (température 25,1°C sur toute la colonne d’eau). Un
mouillage avec ses DGT (PT1) a été dérobé pendant cette période.
Les teneurs en seston mesurées étaient de 11, 14 mg/L.
3.3.2. Teneurs en contaminants dans les moules
N.B. : Dans ce paragraphe il est fait mention de teneurs mesurées et de teneurs ajustées (ou
calculées) dans les moules. La méthode d’ajustement, basée sur l’indice de condition (IC), est
détaillée au paragraphe 4.3. Les concentrations sont données en valeurs mesurées, sauf
indication contraire.
Mars 2007
86
Les résultats sont présentés sur la Figure 49. Ils concernent les concentrations mesurées en
éléments traces.
-
Les concentrations en mercure pour les 3 points les plus proches du pole pétrochimique de
Porto Torres sont plus élevées qu’au Nord de la ville (parc de l’Asinara), dépassant la
valeur de 0,1 mg/kg. Les teneurs en mercure dans les secteurs les plus éloignés de la ville de
Porto Torres sont comparables aux niveaux enregistrés à Canari.
-
Les teneurs en cadmium dans le golfe de l’Asinara sont du même ordre de grandeur que celles
relevées à Canari. On note cependant es valeurs moins élevées en cadmium au sud de la ville (1,1
mg/kg) que sur les autres points (teneurs égales ou supérieures à 1,6 mg/kg). C’est le point PT3 qui,
avec 2 mg/kg en Cd, présente la plus forte valeur.
La plus forte teneur e plomb est aussi enregistrée au point PT3, avec 1,8 mg/kg, alors que le point
PT1 (le moins contaminé), accuse une concentration de 1,1 mg/kg. Ces concentrations sont aussi du
même ordre de grandeur que celles enregistrées à Canari.
Pour le chrome et le nickel, les concentrations sont inférieures à 1 mg/kg pour le chrome et
inférieures à 2 mg/kg pour le nickel, caractéristiques d’un bruit de fond non contaminé.
Les teneurs en cobalt sont faibles, inférieures d’un facteur 2 environ à celles de Canari
Les teneurs en en zinc sont de l’ordre de 300 à 450 mg/kg, environ deux fois plus élevées que celles
enregistrées le long des côtes de Corse.
Les teneurs en cuivre se situent aux alentours de 4 mg/kg, niveaux comparables à ceux observés
autour de la Corse.
Les teneurs en arsenic sont de l’ordre de 25 à 30 mg/kg, comparables à celles que l’on rencontre en
Corse dans le cadre du réseau RINBIO.
-
-
Mars 2007
87
Cr
Hg
PT5
PT5
PT4
PT4
PT3
Mercure
PT3
Chrome
PT2
PT2
PT1
PT1
0
0,1
0
0,2
4
8
12
Cd
16
Ni
PT5
PT5
PT4
PT4
PT3
Cadmium
PT2
PT2
PT1
PT1
0
0,5
1
1,5
Nickel
PT3
0
2
3
6
Pb
9
12
Co
PT5
PT5
PT4
PT4
PT3
Plomb
PT3
PT2
PT2
PT1
PT1
0
1
2
Cobalt
0
0,5
1
As
PT5
PT4
PT4
PT3
Arsenic
PT3
PT2
PT2
PT1
PT1
10
2
Zn
PT5
0
1,5
20
30
Zinc
0
40
100
200
300
400
500
Cu
Ag
PT5
PT5
PT4
PT4
PT3
Argent
PT2
PT3
Cuivre
PT2
PT1
PT1
0
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0
1
2
3
4
5
Figure 49 : Teneurs en métaux lourds (Ag, As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) mesurés dans les moules
immergées dans le golfe de l’Asinara (Porto Torres) (mg/Kg ps)
Mars 2007
88
Les Figures 50 et 51 visualisent les teneurs en hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)
obtenues pour les 5 sites, d’abord pour la somme des 16 HAP, puis pour chacun des 16 HAP.
Les 16 HAP sont pris en compte par l’AFSSA depuis la pollution de l’Erika pour définir le
« seuil d’exclusion » concernant la commercialisation des mollusques. Ce seuil est de 500 ng/g
ps (somme des 16 HAP).
Paradoxalement, la plus forte valeur est enregistrée au point PT5, le plus éloigné de la ville de
Porto Torres, avec près de 130 ng/g poids sec, niveau qui peut être comparé à celui de la rade de
Toulon ; Les teneurs dans le golfe de l’Asinara sont par contre environ deux fois plus élevées
que celles rencontrées le long des côtes corses (champ moyen), où les concentrations sont la
plupart du temps inférieures à 50 ng/g. A noter que certains sites plus contaminés ont aussi été
notifiés lors de la campagne RINBIO 2003 : 126 ng/g à Bages (dans le grau), 175 ng/g à Jarre
(près de Marseille), 111 ng/g à Antibes et – pour la Corse – 131 ng/g à Olmeta di Capo (près de
Nonza).
16 HAP
140
120
100
80
60
40
20
0
16 HAP
PT1
PT2
PT3
PT4
PT5
Figure 50 : Teneurs en HAP (moyenne de 16 HAP) dans les moules immergées dans le golfe de
l’Asinara, pour les 5 points (PT1 à PT5)
Parmi les hydrocarbures les plus représentés, la Figure 51 montre que ce sont les hydrocarbures
de la série des naphtalènes, acénaphtènes, fluoranthènes benzo a anthracène, pyrène,
phénanthrène, qui représentent l’essentiel des hydrocarbures. Les fluoranthènes, utilisés comme
représentatifs des HAP dans les réseaux de l’Ifremer RNO et RINBIO n’ont pas des niveaux
particulièrement élevés, puisqu’ils sont, pour les 5 points, inférieurs à 10 ng/g, niveaux
inférieurs d’un facteur 3 à 4 de ceux que l’on peut retrouver dans des sites contaminés.
Mars 2007
89
60
50
PT1
PT2
PT3
PT4
PT5
40
30
20
10
N
ap
ht
al
Ac
èn
én
e
ap
ht
yl
èn
Ac
e
én
ap
ht
èn
e
Fl
uo
rè
Ph
ne
én
an
th
rè
ne
An
th
ra
cè
Fl
ne
uo
ra
nt
hè
ne
Be
nz
Py
orè
ane
an
th
ra
cè
ne
Be
C
nz
h
r
oys
bèn
flu
Be
e
or
nz
an
ot
hè
kne
flu
or
an
Be
th
èn
D
nz
ib
e
o
en
-a
-p
zo
yr
-a
èn
he
an
Be
th
ra
nz
çè
one
gh
In
dé
i-p
no
ér
yl
-1
èn
23
e
-c
dpy
rè
ne
0
Figure 51 : Teneurs en HAP ventilés par type, dans le golfe de l’Asinara, pour les 5 points.
3.3.2. Teneurs en métaux traces dans les posidonies
L’étude de la contamination des compartiments épigé et endogé de posidonies au niveau de la
radiale de Porto-Torres montre que :
- Pour le cadmium, quel que soit le site, la concentration dans le compartiment épigé est
significativement supérieur (ANOVA, p<0.05). Si l'on considère le compartiment épigé,
c'est le site PT2 qui apparaît comme le plus contaminé en cadmium ([Cd]PT2 = 2.24 µg.g-1)
et on observe une diminution constante de la teneur en cadmium de PT2 à PT5 ([Cd]PT5 =
1.46 µg.g-1). Si l'on considère le compartiement endogé, c'est le site PT3 qui apparaît
comme le plus contaminé ([Cd]PT3 = 0.84 µg.g-1) et PT4 comme le moins contaminé
([Cd]PT4 = 0.49 µg.g-1) mais les différences entre les sites ne sont pas significatives (Figure
52).
- Pour le cobalt, quel que soit le site, la concentration dans le compartiment épigé est supérieure à
celui du compartiment endogé. Si l'on considère le compartiment épigé, c'est le site PT1 qui
apparaît comme le plus contaminé en cobalt ([Co]PT1 = 1.62 µg.g-1) et on observe une
diminution constante de la teneur en cobalt de PT2 à PT5 ([Co]PT5 = 1.16 µg.g-1; Figure 52).
- Pour le chrome, quel que soit le site, la concentration est significativement plus élevée dans
le compartiment endogé (ANOVA, p<0.05). Si l'on considère le compartiment épigé, ce
sont les sites PT2 et PT3 qui apparaissent comme les plus contaminés ([Cr]PT2 = [Cr]PT3 =
0.17 µg.g-1). Au niveau du compartiment endogé, c'est le site PT3 qui apparaît comme le
plus contaminé ([Cr]PT3 = 1.29 µg.g-1) mais on n’observe pas de différence significative
entre les sites (Kruskal Wallis, p>0.05 ; Figure 52).
- Pour le mercure, quel que soit le site, la concentration du compartiment endogée est
supérieure à celle du compartiment épigé mais la différence n'est significative que pour le
site PT2 (ANOVA, p<0.05). Si l'on considère le compartiment épigé, c'est le site PT3 qui
apparaît comme le plus contaminé ([Hg]PT3 = 0.102 ± 0.016 µg.g-1) et on observe une
diminution significative de la teneur en mercure du site PT3 au site PT5 ([Hg]PT5 = 0.049 ±
0.007 µg.g-1). Au niveau du compartiment endogé, c'est le site PT2 qui apparaît comme le
plus contaminé ([Hg]PT2 = 0.175 ± 0.029 µg.g-1) et on observe une diminution qui est
significative de PT2 à PT4 (Kruskal Wallis, p<0.05 ; Figure 52).
- Pour le nickel, quel que soit le site, les concentrations sont significativement plus élevées
dans le compartiment épigé. Pour le compartiment épigée, c'est le site PT4 qui apparaît
comme le plus contaminé ([Ni]PT4 = 23.86 µg.g-1) et on observe une augmentation de la
Mars 2007
90
-
teneur en nickel du site PT2 ([Ni]PT2 ≅ [Ni]PT3 ≅ 18.00 µg.g-1) au site PT4 puis une
diminution de PT4 à PT5 ([Ni]PT5 = 18.92 µg.g-1). Au niveau du compartiment endogé, on
n’observe pas de différence significative entre les sites (Figure 52).
Pour le plomb, quel que soit le site, les concentrations ne diffèrent pas d’un compartiment à
l’autre. Si l'on considère le compartiment épigé, c'est le site PT3 qui apparaît comme le plus
contaminé ([Pb]PT3 = 2.30 µg.g-1) et on observe une augmentation de la teneur en plomb du
site PT2 au site PT3 ([Pb]PT2 = 1.82 µg.g-1) puis une diminution de PT3 à PT4 ([Pb]PT4 =
1.43 µg.g-1). Si l'on considère le compartiment endogé, on observe une augmentation de la
teneur en plomb du site PT2 au site PT5 mais la différence inter sites n’est pas significative
([Pb]PT2 = 1.10 µg.g-1 ; [Pb]PT5 = 1.47 µg.g-1 ; Kruskal Wallis, p>0.05 ; Figure 52).
Cd
Co
PT5
PT5
PT4
PT4
PT3
PT3
PT2
PT2
0,00
0,50
1,00
1,50
Endogé
2,00
2,50
0,00
0,50
Epigé
1,00
Endogé
Cr
PT5
PT4
PT4
PT3
PT3
PT2
PT2
0,20
0,40
0,60
0,80
Endogé
1,00
1,20
1,40
0,00
0,05
Epigé
Endogé
PT5
PT4
PT4
PT3
PT3
PT2
PT2
10,00
15,00
Endogé
0,15
0,20
Epigé
Pb
PT5
5,00
Epigé
0,10
Ni
0,00
2,00
Hg
PT5
0,00
1,50
20,00
25,00
30,00
Epigé
0,00
0,50
1,00
Endogé
1,50
2,00
2,50
Epigé
-1
Figure 52 : Teneur en métaux traces (µg.g poids sec) dans les compartiments épigé (pointillés)
et endogé (trait plein) des posidonies, au niveau de la radiale de Porto Torres
Mars 2007
91
3.3.4. Teneurs en contaminants dans les sédiments
Les analyses granulométriques ont été effectuées sur les 5 points de prélèvements, de PT1 à
PT5 (Figure 53 à Figure 57) lors de cette campagne 2004.
Les sédiments sont constitués de particules grossières, mais plus fines qu’à Canari, donc
davantage aptes à piéger les métaux.
Figure 53 : Diamètre des particules sédimentaire sur le site de PT1
Figure 54 : Diamètre des particules sédimentaires sur le site de PT2
Mars 2007
92
Figure 55: Diamètre des particules sédimentaires sur le site de PT3
Les concentrations sont récapitulées dans le Tableau 9. On constate que les teneurs y sont
relativement faibles et peuvent s’expliquer par le fait que les prélèvements ont été effectués à
l’extérieur du port.
Mars 2007
93
Tableau 9 : Teneurs mesurées en HAP dans les sédiments superficiels de Porto Torres en 2004
HAP
Naphtalène
Acénaphtylène
Acénaphtène
Fluorène
Phénanthrène
Anthracène
Fluoranthène
Pyrène
Benzo(a)anthracène
Chrysène
Benzo (a) pyrène
Somme des 16 HAP
PT 1
<1
< 10
<1
<1
<1
<1
2.4
2.6
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
16.5
PT 2
2.4
< 10
1.8
3.2
25
<1
16
20
5.1
3.7
6.6
2.7
5.4
<1
3.7
3.8
105.4
PT 3
<1
< 10
<1
1
8.8
<1
4.3
6.4
1.7
1.4
2.4
<1
<1
<1
1.5
1.5
37
PT 4
<1
< 10
<1
<1
9.1
<1
9.9
9
2.6
14
5.7
2.1
2.8
<1
3.6
4.8
71.1
PT 5
<1
< 10
<1
<1
10
<1
12
11
3.6
1.5
4.1
1.9
3.3
<1
2.6
2.9
60.4
3.3.5. Teneurs en métaux traces dans l’eau
Les teneurs dans l’eau à Porto Torres et dans la baie de l’Asinara adjacente sont rassemblées
dans la Figure 58.
Les teneurs en contaminants analysés dans l’eau grâce à la technique des DGT ne sont pas
particulièrement élevées, à l’exception du chrome qui présente des teneurs anormalement
élevées quelle que soit la période (avril ou juillet 2004) ou le niveau (surface ou profondeur). La
Figure 58 montre en effet que les teneurs en chrome y sont environ de 300 ng/l.
Mars 2007
94
Avril 2004 Fond
Ag DGT en ng/l
Avril 2004 Fond
Cd DGT en ng/l
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Fond
Juillet 2004 Fond
12
10
ng/l
ng/l
8
6
4
2
0
1
2
3
n° Station
4
1
5
2
3
4
Avril 2004 Fond
Avril 2004 Fond
Cr DGT en ng/l
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Fond
Juillet 2004 Fond
400
30
300
ng/l
40
20
200
100
10
0
0
1
2
3
n° Station
4
1
5
2
Avril 2004 Fond
Pb DGT en ng/l
3
n° Station
4
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Fond
200
ng/l
150
100
50
0
1
2
3
4
5
Cu DGT en ng/l
700
600
500
400
300
200
100
0
1
n° Station
5
Avril 2004 Fond
Ni DGT en ng/l
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Fond
ng/l
5
n° Station
Co DGT en ng/l
ng/l
14
12
10
8
6
4
2
0
2
3
4
5
n° Station
Avril 2004 Fond
Juillet 2004 Surf
Juillet 2004 Fond
500
ng/l
400
300
200
100
0
1
2
3
4
5
Les valeurs indiquées sont la moyenne de
triplicats, pour la plupart des stations et des
éléments, Certaines valeurs ne représentent
que la moyenne de duplicats, car des valeurs
anormales (trop fortes ou trop faibles) ont dû
être écartées.
n° Station
Figure 58: Teneurs en Ag, Cd, Co, Cr, Pb, Ni et Cu dans l’eau (extrapolées des concentrations mesurées
dans les DGT), à Porto Torres, en 2004 (points 2 à 5, en profondeur pour le mois d’avril ; en surface et
en profondeur pour le mois de juillet.
Mars 2007
95
3.4. La campagne Livourne - Rosignano de 2005
3.4.1. Calendrier
La pose des cages à moules a été effectuée avec le N/Oc « L’Europe » le 17 avril 2005 en 5
points (le point à Rosignano a été doublé à cause de la réalisation d’une expérimentation de
calage) et leur relève a été effectuée trois mois plus tard avec le N/Oc de l’INSU, le « Tethys
2 », le 15 juillet 2005, sur les 4 points au large de Livourne (L1 à L4), sur des hauts fonds
baptisés « Secche della Meloria », ainsi qu’au point situé à Rosignano, à une trentaine de
kilomètres plus au Sud, à proximité d’un complexe industriel. Le laboratoire humide à bord de
ce dernier navire a permis de traiter in situ les échantillons de moules recueillis.
Les prélèvements de posidonies ont été effectués avec le N/Oc de l’ARPAT « Poséidon » le 16
juillet sur ces 5 points.
Les prélèvements de sédiments ont été effectués sur le point Rosignano uniquement, une
campagne importante portant sur une trentaine de points au large de Livourne étant menée
simultanément par l’ARPAT. Sur ce point, à une profondeur de 25 m, avec présence de
sédiment fin, trois techniques de prélèvements ont été utilisées afin de valider les résultats
obtenus avec chacune de ces techniques :
- Une benne Shipeck (à partir du Tethys2). Deux aliquotes ont été préparés, une pour
l’ARPAT et 1’autre pour l’Ifremer, en vue d’intercalibrer les deux techniques analytiques
(et de minéralisation) ;
- Une benne Ekman (à partir du Poséidon) : analyses par l’ARPAT ;
- Des carottiers à main (plongeurs du Poséidon) : analyses par l’Ifremer.
Trois DGT ont été positionnés à Rosignano à partir du « Poséidon » (pose le 15 juillet 2005 à
19h35 et relevés le 18 juillet à 8h55), pour la première fois avec des temps d’immersion
supérieurs à 24 heures, suivant les recommandations fournies par Gonzalez (com. pers., 2005).
La température de l’eau était de 20,4°C au fond et 24,5°C en surface, la salinité en surface de
37,85 pour mille, et les teneurs en seston mesurées de 9,25 mg/L.
3.4.2. Teneurs en contaminants dans les moules
Les teneurs mesurées en métaux lourds dans les moules sont récapitulées dans la Figure 59
-
Les teneurs en mercure sur la radiale face au port de Livourne sont égales ou supérieures à
0,1 mg/Kg p.s. A Rosignano, elles atteignent 0,15 mg/Kg.
-
Les teneurs en cadmium et en plomb sont de l’ordre de 1 mg/kg poids sec et ne présentent
pas de grandes différences entre les différentes stations.
-
Les teneurs en arsenic oscillent entre 14 et 23 mg/Kg p.s., avec la teneur maximale au point
L2.
-
Les concentrations en chrome total et nickel sont faibles, de l’ordre de 1 mg/Kg pour le
nickel et de 0,5 mg/Kg pour le chrome.
Mars 2007
96
-
Les teneurs en cuivre sont de l’ordre de 7 à 8 mg/Kg et celles en zinc de 200 à 300 mg/Kg,
avec des valeurs légèrement plus élevées à Rosignano.
Cadmium
Cobalt
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
2,00
4,00
6,00
0,00
2,00
4,00
Chrome
6,00
8,00
10,00
Mercure
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
0,20
0,40
0,60
0,000
0,050
0,100
0,150
0,200
0,250
Plomb
Nickel
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
0,00
1,00
2,00
3,00
Figure 59: Teneur en métaux traces (µg.g-1 poids sec) des limbes adultes de posidonies au niveau de la
radiale de Livourne et de Rosignano, en fonction de la période de prélèvement
Quant aux teneurs en HAP, elles dénotent un bruit de fond de l’ordre de 30 à 60 mg/Kg (somme
des 16 HAP), avec des teneurs plus élevées à la station livournaise la plus côtière avec 90
mg/Kg p.s. et surtout à Rosignano avec 105 mg/Kg p.s. (Figure 60)
Mars 2007
97
Somme HAP (µg/kg/sec)
Livourne 4
Livourne 3
Livourne 2
Livourne 1
Rosignano
0
20
40
60
80
100
120
Figure 60 : Teneurs en HAP mesurées dans les moules à Livourne et à Rosignano (Toscane), en juillet
2005 (concentrations en µg/Kg poids sec)
Parmi les stations présentant les niveaux les plus élevés (somme des 16 HAP), sur les sites de
Rosignano (complexe industriel) et Livourne 1 (station la plus proche du port), on note une
forte proportion de naphtalène, acénaphtène, fluorène et phénanthrène, caractérisant les apports
en HAP lors des rejets gazeux automobiles. Les teneurs en dérivés benzo sont plus faibles
(Figure 61)
40
Teneurs en HAP en µg/Kg
35
Rosignano
1 : Naphtalène
2: Acénaphtylène
3 : Acénaphtène
4 : Fluorène
5 : Phénanthrène
6 :Anthracène
7 :Fluoranthène
8 :Pyrène
9 :Benzo (a) anthracène
10 : Chrysène
11 : Benzo (b) fluoranthène
12 : Benzo (k) fluoranthène
13 :Benzo (a) pyrène
14 : Dibenzo(a,h) anthracène
15 : Benzo (g,h,i) pérylène
16 : Indéno (1-2-3-cd) pyrène
Livourne 1
Livourne 2
30
Livourne 3
Livourne 4
25
20
15
10
5
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
Figure 61: Teneurs en HAP pour les 5 stations de mesure
3.4.3. Teneurs en métaux traces dans les posidonies
L’étude de la contamination des limbes des feuilles adultes, au niveau de la radiale de Livourne
montre que les teneurs en métaux traces sont globalement plus élevées en avril qu’en juillet
(Figure 62).
Les concentrations en cadmium, en cobalt et en nickel varient peu entre les sites, elles se
situent respectivement autour de 4.00 µg.g-, de 6.00 µg.g-1 et de de 35.00 µg.g-1. La
concentration maximale en chrome est mesurée au niveau du site Liv 1 en Avril (0.57 µg.g-1) et
la concentration minimale au niveau du site Liv 4 en Avril (0.20 µg.g-1). La concentration
maximale en mercure est mesurée dans le site de Rosignano en Avril (0.210 µg.g-1), elle est
nettement plus élevée que celles des autres sites. La concentration maximale en plomb est
Mars 2007
98
également enregistrée au niveau du site de Rosignano en Avril (2.73 µg.g-1), les concentrations
en plomb des autres sites se situent autour de 1.20 µg.g-1.
Cobalt
Cadmium
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
2,00
4,00
0,00
6,00
2,00
4,00
Chrome
6,00
8,00
10,00
Mercure
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
0,20
0,40
0,60
0,000
0,050
0,100
Nickel
0,150
0,200
0,250
Plomb
Rosi
Rosi
Liv 4
Liv 4
Liv 3
Avril
Liv 3
Avril
Liv 2
Juillet
Liv 2
Juillet
Liv 1
Liv 1
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
0,00
1,00
2,00
3,00
Figure 62: Teneur en métaux traces (µg.g-1 poids sec) des limbes adultes de posidonies au niveau de la
radiale de Livourne et de Rosignano, en fonction de la période de prélèvement.
Une campagne dédiée sédiments a été réalisée par l’ARPAT sur le même secteur, mais afin de
continuer dans le même esprit que les campagnes antérieures, des analyses ont également été
effectuées sur les sites où étaient positionnées les cages à moules et collectées les posidonies.
La granulométrie est de l’ordre de 0,4 µm à 0,4 mm, dénotant une part non négligeable de vase fine,
apte à piéger les contaminants ; les prélèvements ont eu lieu entre les mattes de posidonies, avec
l’aide de carottiers à main, en plongée, en prélevant (environ) les cinq premiers centimètres (Figure
63). Trois prélèvements ont été effectués, distants de quelques mètres autour de la cage à moules, et
homogénéisés. Une seule analyse a été effectuée.
Mars 2007
99
Le pourcentage de fraction inférieure à 63 µm est de 79,3%.
Figure 63: Analyse granulométrique des sédiments à Rosignano
Un second prélèvement a eu lieu dans le même secteur sur un site distant de quelques dizaines
de mètres du premier, avec une drague de type « Shipeck », utilisée à partir du N/Oc « Tethys »
(Figure 64), dans le but d’intercalibrer les techniques d’analyse entre l’Ifremer et l’ARPAT
(techniques de minéralisation différentes).
Mars 2007
100
Figure 64: Benne Shipeck pour le prélèvement de sédiments à Rosignano
Les teneurs en mercure et cadmium sont récapitulées dans la Figure 65. On constate des
niveaux non négligeables en mercure et en cadmium, ainsi que présence d’argent (indicateur de
pollution domestique généralement)
Rosignano
Argent
Cadmium
Mercure
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Figure 65 : Teneurs en Ag, Cd, Hg à Rosignano
Les niveaux en arsenic, cuivre, cobalt, nickel, chrome total, plomb, dans les sédiments à
Rosignano sont rassemblés dans la Figure 66. On constate que les niveaux en plomb ne sont pas
négligeables et que ceux en nickel et chrome sont bien inférieurs à ceux de Canari. Ces résultats
sont discutés dans le chapitre suivant.
Rosignano
Arsenic
Cuivre
Cobalt
Nickel
Chrome total
Plomb
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Figure 66 : Teneurs en éléments traces (As, Cu, Co, Ni, Cr, Pb) dans les sédiments à Rosignano.
Mars 2007
101
3.4.5 Teneurs dans l’eau
Les résultats sont rassemblés dans le Tableau 10.
Tableau 10 : Teneurs en éléments traces dans l’eau à Rosignano
Concentration en ng/L
Cd
Pb
Ni
Cr
Co
Cu
Ag
6
6
38
197
616
8
144
5,1
Pour la première fois des teneurs dans l’eau en mercure ont pu être décelées à une valeur
équivalente à environ trois fois le bruit de fond des DGT, à savoir – en valeur convertie eau – 6
ng/L. Les autres concentrations ne sont pas très élevées (voir analyse des résultats dans le
chapitre suivant).
Mars 2007
103
4. Discussion
Dans le cadre de la discussion quatre éléments sont abordés :
-
la caractérisation de la contamination des secteurs étudiés en comparant les niveaux
observés (eau, sédiment, biote) avec les données d’autres secteurs,
-
la comparaison des niveaux observés entre les différentes matrices et notamment les
moules et les posidonies,
-
la validation de la technique d’ajustement des concentrations pour la moule,
permettant d’utiliser cet organisme pour caractériser l’état de l’environnement et
-
des recommandations pour l’utilisation de la posidonie comme espèce biointégratrice
permettant également de caractériser un état chimique environnemental.
4.1. Niveaux de contamination
Après avoir présenté les résultats obtenus pour les différents contaminants, pour chaque
campagne et pour chaque compartiment, il était intéressant - avant de comparer les différentes
matrices entre elles et notamment les moules et les posidonies - de situer les valeurs mesurées
en métaux traces dans les différents compartiments (eau, sédiments, moules et posidonies) par
rapport à d’autres secteurs.
4.1.1. Teneurs en métaux traces dissous (mesures DGT)
Ces analyses concernent les métaux suivants : Cd, Hg, Pb, Cu, Zn, Cr, Ni, Co, et Ag. Rappelons
que les teneurs mesurées dans le cadre de ce programme concernent les concentrations
« labiles » dissoutes, mesurées à l’aide d'échantillonneurs passifs à partir de la méthodologie
mise au point par Gonzalez (Com. pers.). Les résultats sont discutés contaminant par
contaminant. Les précisions sont apportées lorsque les comparaisons concernent la fraction
dissoute totale ou la fraction dissoute et particulaire.
¾
Mercure (eau)
Comme signalé au paragraphe 3.4.5., les seules teneurs en mercure ayant pu être mesurées dans
l’eau dans le cadre de Interreg IIIA / MONIQUA l’ont été à Rosignano, avec une valeur de 6
ng.L-1en dissous, la technique utilisée (DGT) n’ayant pas permis de déterminer des teneurs en
mercure dans les autres sites corses et toscans. Pour ces derniers, le temps d'immersion n'a pas
été suffisant pour atteindre les limites de détection requises.
Casas (2005), dans le site du Lazaret, connu pour sa contamination en mercure, avait noté des
teneurs maximales dans l’eau inférieures à celles observées à Rosignano : de l’ordre de 2,5 à 3
ng.L-1 (dans la baie du Lazaret, en rade de Toulon) ; à Bages – une lagune languedocienne – il
avait constaté – avec la même technique - un bruit de fond de l’ordre de 0,5 ng.L-1. Des
Mars 2007
104
analyses, effectuées dans le site de référence non contaminé, au nord de l’île de Port Cros,
présentaient une valeur moyenne de 0,35 ng.L-1 en mercure dissous. Rappelons ici qu’il s’agit
de fractions labiles dissoutes, c’est à dire une partie (plus ou moins importante en fonction des
conditions physico-chimiques et du métal) seulement de la fraction soluble, celle qui serait la
plus biodisponible, et que les comparaisons avec les autres données bibiographiques sont
parfois délicates.
En Méditerranée occidentale (Cossa et al, 1997) et en Méditerranée orientale (Horvat et al,
2003), les teneurs en mercure total (dissous + particulaire) mesurées dans les eaux de surface
sont de l’ordre de 0,2 – 0,6 ng.L-1, pouvant atteindre 2,3 - 2,5 ng/L dans le delta du Rhône, sur
des échantillons filtrés (Cossa et Martin,1991 ; Tronczynski et al, 1995). Dans les eaux littorales
libanaises (Nakhlé, 2003), les concentrations maximales en mercure total sont de 8 ng/L à 100
m du rivage (en période humide où les concentrations mesurées sont 5 fois plus élevées qu’en
période sèche) et caractérisent des eaux très contaminées. Dans le Golfe de Gascogne, Cossa et
Noël (1987) avaient enregistré des teneurs en mercure total comparables à celles de la
Méditerranée, mais avec un maximum à 5,5 ng.L-1.
La mesure unique (effectuée en triplicat) à Rosignano nécessite d’être confirmée. Cependant,
cette teneur en mercure dissous enregistrée ponctuellement à Rosignano doit être considérée
comme très élevée et caractérisant – au moment de la mesure - des apports diffus en provenance
de l’usine SOLVAY fabriquant du chlore et de la soude par électrolyse (à partir du NaCl de
l’eau de mer). Ce type d’industrie, qui utilise des cellules à mercure, occasionne en effet des
rejets de mercure dans l’environnement. Nous n’avons pu obtenir de données sur les flux de
mercure rejetés, mais – à titre de comparaison – une usine du même type, en France, rejetait –
en 1997 – 4 Kg de mercure par an. Les constructions de nouvelles unités à cathode de mercure
sont actuellement interdites, et l’abandon total d’exploitation de ce type d’industrie aura lieu à
l’horizon 2020.
Le site net de Solvay (solvay.com) signale des émissions dans l’eau de : mercure (0,34 tonne),
zinc (40 tonnes) ; plomb (16 tonnes), chrome (7 tonnes), cuivre (5 tonnes), nickel (4 tonnes),
arsenic (1,5 tonne), cadmium : 0,5 tonne, cobalt : 0,25 tonne, mais sans préciser le type
d’industrie et le pas de temps. La banque de données de Solvay (SERF, c’est à dire Solvay
Environmental File Release) signale des émissions de mercure dans l’eau mais sans en préciser
les concentrations ou les flux.
On sait par ailleurs que - pour le mercure - la fraction la plus bioaccumulable est la forme
méthylée du mercure, assimilée dans les organismes par la nourriture à cause de son caractère
lipophile. Gonzalez – Davila (1995) rappelle d’ailleurs le rôle du phytoplancton dans
l’assimilation du mercure, la production primaire pouvant influencer grandement la chimie de
cet élément.
¾
Cadmium (eau)
Les teneurs en cadmium dans l’eau varient de 3 à 10 ng.L-1, avec un pic à 16 ng.L-1, à Canari au
mois de juillet 2003 (Figure 67). Dans ce dernier cas, ces teneurs semblent liées à la nature du
socle, naturellement riche en cadmium, et donc aux apports par le bassin versant
(ruissellements, à partir des déblais de l’ancienne mine notamment).
Ces résultats sont de l’ordre de grandeur de ceux rapportés par Mart et Numberg (1986) pour la
Méditerranée, qui donnent des teneurs en cadmium total comprises entre <0,5 et 12 ng.L-1, et –
pour ce métal – peuvent être comparées avec les teneurs mesurées avec les DGT lorsque l’on
Mars 2007
105
sait que – en milieu marin – environ 80% du cadmium se trouve sous forme de
chlorocomplexes solubles (et donc intégrés par les échantillonneurs passifs de type DGT).
Cd
Rosignano - 2005 juillet Fond
Porto Torres 5 - 2004 Avril Fond
Porto Torres 4 - 2004 Juillet Fond
Canari 2004 avril Posido
Canari 2004 avril vase
Canari 2003 juillet Fond
Canari 2003 avril Fond
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Figure 67 : Comparatif des teneurs en cadmium dans l’eau par la technique des DGT
Les concentrations en cadmium (moyenne de 3 réplicats) qui avaient été observées à Calvi, au
Nord Ouest de la Corse, étaient également élevées, avec un pic dépassant 15 ng.L-1, dénotant
encore l’influence du « socle », naturellement riche en cadmium dans cette partie de l’île.
Ces teneurs sont de l’ordre de grandeur de celles enregistrées généralement en Méditerranée
Occidentale, y compris en rade de Marseille (Gonzalez, com. Pers.) et inférieures à celles
enregistrées dans le panache du Rhône, avoisinant 20 ng.L-1.
Dans les autres secteurs de l’océan mondial (Tableau 11), les teneurs peuvent être plus élevées
qu’en Méditerranée, avec des teneurs en cadmium dans la gamme de 1 à 20 ng.L-1. Les
concentrations les plus élevées (> 20 ng.L-1) se rencontrent dans les eaux riches en sels nutritifs,
aux latitudes élevées de l'hémisphère Nord et dans les zones d'upwelling (Cossa et Lassus,
1989).
Tableau 11 : Teneurs en cadmium dans les eaux du large.
Mers
Océan Atlantique
Mer Méditerranée
Mer du Nord
Concentration (ng.l-1)
cadmium dissous
0,2 – 16
< 0,5 - 12
8 – 25
Dans certains estuaires, et notamment en Gironde, les teneurs sont connues pour être
particulièrement élevées, 10 à 50 fois plus qu’en mer ouverte (le cadmium dissous étant
remobilisé à partir des formes particulaires à partir d’une salinité de 15 (Tableau 12).
Mars 2007
106
Tableau 12 : Teneurs en cadmium dans quelques estuaires (Cossa et Lassus, 1989).
Estuaires
German Bight (Allemagne)
Estuaire de l'Elbe (Allemagne)
Estuaire Ouest de l'Escaut (PaysBas / Allemagne)
Estuaire de l'Humber (RoyaumeUni)
Gironde (France)
Concentration (ng.l-1)
Cadmium dissous
16 – 47
20 - 80
120 - 450
100 - 600
100 – 400
Pour illustrer ce comportement du cadmium dans l’eau, la Figure 68 ci-après (Boutier et al.,
2000) montre - pour l’estuaire de la Gironde - le profil des teneurs en cadmium entre 0 et 35 de
salinité : de 0 à 15 les teneurs en cadmium dissous augmentent avec la salinité, passent par un
maximum entre 15 et 25 , puis décroissent de façon linéaire à mesure que la salinité augmente.
Figure 68 : Conservativité du cadmium dissous à partir d’une salinité de 15.
Ces teneurs sont par ailleurs très variables pour un même site puisque, pour un point situé au large de
Calvi, Kantin et Pergent (2007) ont montré des variations importantes en cadmium dissous allant de 3 à
16 ng.L-1suivant les saisons (Figure 69).
18
16
14
12
10
8
Calvi 2003
Variations / quinzaine
6
4
2
0
Figure 69: Teneurs en cadmium (via l’incorporation dans les DGT) (en ng.L-1) dissous sur le point de
Calvi entre avril et juillet 2003 (moyenne de 3 réplicats)
¾
Plomb (eau)
Mars 2007
107
Les teneurs en plomb pour l’ensemble des résultats recueillis dans le cadre de Interreg IIIA /
MONIQUA sont rassemblées dans la Figure 70.
Pb
0
50
100
150
200
250
Figure 70 : Comparatif des teneurs en plomb dans l’eau par la technique des DGT
Les concentrations DGT de Pb oscillent suivant les secteurs de 40 à 190 ng/L, les deux maxima
supérieurs à 150 ng.L-1 étant relevés à Porto Torres (paradoxalement la plus éloignée du
complexe pétrochimique) et à Canari en 2004. Rappelons qu’il s’agit de valeurs ponctuelles,
intégrant les teneurs en plomb dissous sur des pas de temps de l’ordre de 24 à 48 heures et qui
ne sont donc ponctuelles car tributaires des apports et des conditions météorologiques (apports
atmosphériques et hydriques).
A titre de comparaison, Casas (2005) mesurait (DGT) en baie du Lazaret (Toulon), connue pour
être impactée par cet élément-trace, une valeur moyenne (n = 19) de 110 ng.L-1 avec un
maximum à 190 ng.L-1, alors que dans le site de référence de Port Cros, cet auteur mesurait des
niveaux de 15 ng.L-1 de plomb (dissous) dans l’eau. Sur le site de Calvi, dans le cadre du GdR
« Gestion des écosystèmes littoraux méditerranéens », Kantin et Pergent (2007) avaient noté des
teneurs en plomb dissous allant de 20 à 140 ng.L-1 dénotant entre autres d’une variabilité
importante des teneurs en cet élément, surtout au niveau du fond (en fait à environ 1 m au
dessus de l’herbier de posidonies), vraisemblablement fonction des apports du basin versant
mais encore des remises en suspension. Gonzalez (com.pers.) observe, en subsurface, dans la
baie de Marseille, des teneurs en plomb légèrement inférieures, avec une moyenne de 42 ng/L,
et un maximum de 83 ng/L entre Les Goudes et La Madrague.
Beiras et al. (2002), une concentration de 188 ng.L-1, en Galice, mais sans préciser s’il s’agissait
de formes solubles totales.
En Méditerranée toujours, Danielsson et al. (1983, cités par Cossa, 1993) faisaient état de
teneurs de 29 à 35 ng.L-1, et Mart et al (1982, cités par Cossa 1993) de teneurs de 133 ng.L-1 sur
les côtes ligures et tyrrhéniennes (fractions dissoutes). Dans le panache du Rhône, à une salinité
de 38 pour mille, les concentrations relevées en Pb dissous étaient de 160 ng.L-1 (Dai et al.,
1995; Nicolai et al., 1999). Beiras et al. (2002), observaient une concentration de 188 ng.L-1, en
Galice, mais sans préciser s’il s’agissait de formes solubles totales. Dans les eaux du large de
l’Océan Atlantique (zone OSPAR), les teneurs varient de 5 à 20 ng/L (fractions dissoutes).
Mars 2007
108
On voit, d’une part, que les teneurs en plomb dans les eaux côtières sont à peine plus élevées
qu'en zone océanique - à cause des processus d'enlèvement intense dans les zones où les
matières en suspension sont plus importantes et - d’autre part - que des eaux côtières dont les
teneurs sont inférieures à 50 ng.l-1 peuvent être considérées comme non contaminées par cet
élément trace (Marchand et Kantin, 1997).
A l’exception des deux pics enregistrés ponctuellement, plutôt liés à des remises en suspension
au niveau du fond, les teneurs en plomb ne sont pas très élevées du fait de l’éloignement des
grandes métropoles et de ses apports atmosphériques notamment.
¾
Chrome (eau)
Les teneurs DGT en chrome dans l’eau présentent des valeurs élevées à Rosignano (moyenne de 3
réplicats), avec plus de 600 ng/L, soit davantage qu’à Canari, où les teneurs les plus élevées
étaient de l’ordre de 400 ng/L (Figure 71). Ces fortes valeurs mesurées une seule fois sont à
confirmer.
Cr
0
100
200
300
400
500
600
700
Figure 71 : Comparatif des teneurs en chrome dans l’eau par la technique des DGT
A titre de comparaison, sur le site de Calvi, les teneurs moyennes sont plus basses, de l’ordre de
60 ng.L-1, mais des fluctuations importantes (de 10 à de 100 ng.L-1) ont pu être mises en
évidence. Sur le secteur de Toulon (résultats obtenus dans le cadre du GdR « Gestion des
écosystèmes littoraux méditerranéens »), la teneur moyenne est inférieure à 100 ng/L, mais avec
des fluctuations de l’ordre de 50 à 350 ng.L-1, vraisemblablement fonction des apports du bassin
versant.
A titre indicatif, les teneurs en chrome dissous (mesurées comment ?) dans la zone OSPAR sont de
90 à 120 ng/L, valeurs considérées comme pouvant être considérées comme « bruit de fond »,
Mars 2007
109
légèrement inférieures à celles enregistrées en Méditerranée par Sherrell et Boyle, (1988) et celles
observées par Gonzalez (com.pers.), qui sont de l’ordre de 200 ng.L-1. Est-ce comparable ??
¾
Nickel (eau)
Les teneurs en nickel dans l’eau (Figure 72) présentent les mêmes tendances que celles en
chrome (sauf pour Rosignano où les teneurs sont faibles), avec des concentrations très élevées
à Canari (en juillet 2003 notamment, près du fond), où les concentrations atteignent 1400 ng.L-1
(1,4 µg/L), soit environ 7 fois les teneurs naturellement constatées en Méditerranée occidentale
ou dans la zone OSPAR (160 – 250 ng.L-1). Ces teneurs à Canari dénotent à la fois des apports
dus au lessivage du socle et à ceux provenant des déblais de l’ancienne mine rejetés en mer
(représentant 11 millions de tonnes). Des relargages à partir des sédiments peuvent aussi
expliquer les niveaux les plus élevés.
A titre de comparaison, à Calvi, les teneurs habituellement rencontrées sont en moyenne deux
fois supérieures à ce bruit de fond, avec une moyenne d’environ 400 ng.L-1, dénotant encore
l’influence du lessivage du socle, naturellement riche en nickel en certains endroits, en dehors
de toute exploitation minière.
Ni
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
Figure 72 : Comparatif des teneurs en nickel dans l’eau par la technique des DGT
Les niveaux moyens pour la Méditerranée occidentale et le panache du Rhône sont
respectivement 200 en 300 ng.L-1. En baie de Marseille, Gonzalez (com.pers.) observe des
concentrations DGT moyennes en nickel dans l’eau (environ 360 ng/L) légèrement supérieures
à celles de Calvi, mais inférieures à celles enregistrées à Canari, face à la mine, dénotant aussi
d’apports liés aux rejets anciens de la mine.
¾
Cobalt (eau)
Les teneurs en cobalt mesurées dans le cadre de l’étude sont rassemblées dans la Figure 73.
Mars 2007
110
On note des teneurs élevées à Porto Torres et Canari, dépassant occasionnellement la valeur de
15 ng.L-1. Le site de référence de Calvi, étudié dans le cadre du GdR (Kantin et Pergent, 2007) a
accusé une concentration dans l’eau de 6 ng.L-1.
Co
0
5
10
15
20
25
Figure 73 : Comparatif des teneurs en cobalt dans l’eau par la technique des DGT
Peu de données existent sur les teneurs en cobalt dissous dans l’eau de mer. En baie de
Marseille (Gonzalez, com.pers.), les teneurs en cobalt (DGT) dans l’eau de mer sont
comparables avec celles observées à Canari (une valeur de 22 ng/L a même été observée en face
des chantiers navals du Port Autonome de Marseille).
Le cobalt est par ailleurs adsorbé en grande partie par les sédiments (Ineris, 2004) ou bien
précipité sous forme de carbonate ou d’hydroxyde.
¾
Cuivre (eau)
Les teneurs moyennes en cuivre mesuré par DGT au cours des différentes campagnes (Figure 74)
sont de : 150 ng.L-1pour Rosignano, 100 à 400 ng.L-1à Porto Torres, et 100 à 350 ng.L-1à Canari,
toujours à partir de mesures effectuées au niveau du fond, au dessus de l’herbier de posidonies.
Mars 2007
111
Cu
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
Figure 74 : Comparatif des teneurs en cuivre dans l’eau par la technique des DGT
En utilisant la même technique avec des échantillonneurs passifs de type DGT, Gonzalez
(com.pers.) observe des teneurs comparables en baie de Marseille, et Casas (2005) (mesures
classiques ou DGT ?) des teneurs beaucoup plus élevées dans l’étang de Bages et la baie du
Lazaret, près de Toulon, avec des moyennes respectives de 990 et 580 ng.L-1de cobalt dans
l’eau (et des pics dépassant 1,5 µg/L).
¾
Zinc (eau)
Les données relatives aux concentrations DGT en zinc dans l’eau n’ont concerné que le site de
Cortiou en 2004. Les teneurs en zinc mesurées y étaient de 2 µg/L-1, du même ordre de grandeur
que celles observées par Casas (2005) au Lazaret. D’autres analyses menées par Gonzalez
(com.pers.) en baie de Marseille viennent confirmer ces niveaux.
¾
Argent (eau)
Les concentrations DGT en argent sont rassemblées dans la Figure 75. Les plus fortes teneurs,
supérieures à 15 ng.L-1ont été enregistrées à Porto Torres et caractérisent très
vraisemblablement des apports de la ville. Ces concentrations sont environ 50 fois plus élevées
que dans les secteurs propres situés à l’écart des zones d’influence des rejets urbains.
A Cortiou (émissaire de la ville de Marseille), les concentrations en Ag dissous dans l’eau sont
de 7 ng/L-1, soit environ 20 fois supérieures à celles d’autres secteurs, même industrialisés, mais
non situés dans la zone d’influence de rejets urbains (Gonzalez, com.pers.).
Mars 2007
112
Ag
Rosignano - 2005 15 juillet Fond
Porto Torres 5 - 2004 10 Avril Fond
Porto Torres 4 - 2004 20 Juillet Fond
Canari M3 - 2004 14 avril sur Poisido
Canari M3- 2004 14 avril sur vase
0
5
10
15
20
25
30
35
Figure 75 : Comparatif des teneurs en argent dans l’eau par la technique des DGT
¾
Mercure (sédiments)
Les résultats sont synthétisés dans la Figure 76.
Hg
Rosignano 2005 Shipek
Rosignano 2005 Carottier
Porto Torres 5 - 2004
Canari M3 - 2004 Vase
Canari M3- 2004 Posido
CANARI M3- 2003
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
Figure 76 : Teneurs en mercure dans les sédiments
Les plus forts niveaux en mercure dans les sédiments sont enregistrés à Rosignano, avec près de
0,6 mg.kg-1 poids sec, sur un sédiment contenant environ 80% de fraction fine (se reporter au
paragraphe 3.4.4.). Cette valeur est supérieure au niveau I de « Geode » et à l’« état 3 » (le plus
élevé) de la grille RLM (Réseau Littoral Méditerranéen), qui est de 0,40 mg.kg-1. Ces résultats –
dans les sédiments – sont comparables à ceux observés par Kantin et Pergent (2007) dans le
cadre du GdR « Gestion des écosystèmes littoraux méditerranéens » sur la rade de Toulon (situé
entre d’un herbier de posidonies), secteur connu pour être impacté par le mercure. La
concentration y était de 0,41 mg.kg-1 de Hg poids sec, avec seulement 26% de fraction fine
inférieure à 63µm. Sur des sédiments plus fins, en baie du Lazaret, toujours en rade de Toulon,
les teneurs en mercure dans les sédiments sont beaucoup plus élevées, avec des concentrations
pouvant atteindre 3,5 mg.kg-1 (ou µg.g-1) dans des zones plus riches en sédiments fins
(campagnes RNOSED 94 et 95).
Mars 2007
113
Au sud de Livourne, Serena et al., (2005) ont mis en évidence des concentrations maximales du
même ordre, à savoir de 0,6 à 0,6 mg.kg-1 de mercure dans les sédiments, avec par contre des
teneurs beaucoup plus faibles, inférieures à 0,1 mg.kg-1 au nord de Livourne. Ces auteurs
expliquent que ces plus fortes concentrations peuvent provenir de la zone industrielle de
Rosignano Solvay, puisque le transport sédimentaire s’effectue du sud vers le nord (Figure 77).
Ils signalent aussi que les teneurs moyennes en mercure dans les sédiments, en se basant sur
environ 10 000 résultats obtenus entre 1993 et 2002, correspondent à environ 2 fois le niveau
chimique de base défini par l’ICRAM, et- qu’une grande partie du mercure présent dans les
sédiments livournais seraient originaires de Rosignano Solvay, comme le montre la (source
ARPAT). Dans cette figure, le site de Rosignano est situé au sud de Castiglioncello.
LA VIA DEL MERCURIO?
0,06
0,2
0,2
0,2
0,3
0,1
0,1
0,3
0,5
0,1
0,4
0,08
0,08
0,2
0,06 0,05 0,03
0,7
0,03
0,05
0,05
0,05
0,16
0,07
0,3
0,8
0,6
0,6
0,6
0,5
0,6
0,3
1,0
2,0
3,8
0,4
0,9
0,7
0,5
0,4
Figure 77 : Teneurs en mercure dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne, montrant sa
distribution à partir du secteur de Rosignano (ARPAT)
Des teneurs non négligeables ont été également observées à Porto Torres, au point situé à la
sortie du port - zone non envasée puisque avec présence d’herbier de posidonie (fraction
relativement grossière peu apte à fixer les métaux : médiane à 0,4 mm) - avec 0,36 mg.kg-1 de
mercure total. A Porto Torres toujours, on note un gradient décroissant en mercure de la sortie
du port vers le nord de la baie de l’Asinara (parc régional), éloignée du complexe industriel,
mettant en évidence par le complexe industrialo portuaire de la ville d’une contamination dont
la source n’est pas identifiée. Le point PT3 présente encore des teneurs supérieures à 0,1 mg.kg1
Hg poids sec, seuil limite « au delà duquel une contamination est suspectée » établie à partir
des mesures réalisées sur l’ensemble du littoral français (campagnes Ifremer / RNO).
Ces données sont à relier avec celles observées par Serra (2006) dans le cadre du projet
MONIQUA, à l’intérieur du port de Porto Torres : des teneurs variant de 0,1 à 1 mg.kg-1 ont été
observées, mais avec un pic très élevé dépassant 5 mg.kg-1 Hg poids sec (Figure 81) situé au
centre du port (point P10), soit des niveaux 10 fois supérieurs à ceux de Rosignano. Une
recherche des apports en mercure dans l’enceinte du port de Porto Torres est indispensable, les
vases fines étant propices à la biométhylation du mercure et à sa bioaccumulation dans le biote.
Ces concentrations dans les sédiments sont plus de 10 fois supérieures au niveau 2 de GEODE,
Mars 2007
114
ce qui signifie que le rejet en mer en de tels sédiments contaminés (déblais de dragage) serait
largement interdit. Ces concentrations semblent cependant confinées dans l’enceinte du port,
les concentrations à l’extérieur étant 10 à 100 fois plus faibles (Figure 78).
Mercurio
6
mg/Kg
5
4
3
2
1
0
P7
campagna 1
P8
Camp. 5
P9
Camp. 7
P10
Camp. 2005
Camp. 2006
Figure 78 : Teneurs en mercure dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa distribution lors
des différentes campagnes (Données de la Provincia di Sassari, Sardaigne). La localisation des stations
figure à gauche.
Le point le plus éloigné de la ville de Porto Torres (Asinara Nord) accuse une teneur en mercure
dans les sédiments de 0,01 mg.kg-1, pour une granulométrie à peu près équivalente (paragraphe
3.3.4) ; ces faibles teneurs sont d’ailleurs semblables à celles que l’on peut rencontrer à Canari
au dessus de l’herbier de posidonies et de l’ordre de celles du bruit de fond enregistré en
Méditerranée (Tableau 13, colonne Hg).
Cu
15
20 – 30
15 ± 5
Zn
49
60 – 85
50 ± 5
Cd
0.2
0.15 ±
0.15
Pb
23
25 ± 5
Hg
-
Régions
Sources
Rade de Venise
Donazzolo et al. 1984
Mer Ligure
Cauwet et Monaco 1982
Estimation du bruit
Whitehead et al. 1984
de fond
méditerranéen
25-36
70-95
0.06- 17-21
Maroc (Baie d'Al
Ifremer - données non publiées
0.08
Hoceima)
20
88
0.12
25.7
0.03
Carotte 95-19
RNO 94-95
18
85
0.11
26.1
0.03
Carotte 95-21
RNO 94-95
24
83
0.14
43
0.06
Carotte 94-40
RNO 94-95
23
81
0.12
36
0.07
Carotte 94-40
RNO 94-95
19
73
22
0,06
Golfe de Saros
21
71
24
Nord Marmara
Cagatay et al, 1996
28
125
40
0,5
Erdek Bay
Balkis, 1998
49
87
34
Mer Noire Sud
Yucesoy, 1991
50
90
20
0,3
Shale
Krauskopf, 1985
0.14
53.8
0.27
Bastia Nord
OEC / LIMA
0.06
20.5
0.05
Ajaccio Nord
OEC / LIMA
Saint Florent
OEC / LIMA
30
90
0.15
30
0.1
Valeur limite au delà de laquelle une contamination est
suspectée (Source : RNO, 1998)
Tableau 13 : Niveaux de référence des concentrations en métaux dans des sédiments fins de différentes
origines (µg/g) en Méditerranée.
Cadmium (sédiments)
Mars 2007
115
Les résultats sont synthétisés dans la Figure 79.
Cd
CANARI M3- 2003
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Figure 79 : Teneurs en cadmium dans les sédiments
Les concentrations les plus élevées sont enregistrées à Rosignano avec des teneurs variant entre
0,3 et 0,5 mg.kg-1 suivant le secteur utilisé (le carottier à main a été utilisé sur l’herbier de
posidonie et la benne Shipek à l’extérieur de l’herbier sur des sédiments plus fins). Ces teneurs
ne sont pas supérieures à celles du niveau 1 du groupe de travail GEODE (1,2 mg.kg-1), mais
correspondent à l’état 2 (intermédiaire) de la grille de seuils environnementaux du RLM
(Réseau Littoral Méditerranée), comprise entre 0,15 et 0,6 mg.kg-1 de Cd p.s (tableau 13). Elles
correspondent à 25 fois le niveau chimique de base défini par l’ICRAM, en Italie, avec une
valeur moyenne de 2,75 mg.kg-1 montrant la forte anthropisation de tout ce secteur livournais
(Figure 80).
CADMIO
0,25
0,3
0,1
0,1
0,1
0,1
0,1
0,8
0,1
0,1
0,1
0,3
0,3
0,3
0,1
0,3
0,3
0,2
0,3
0,2
0,3
0,3
0,1
0,1
0,3
0,2
0,1
0,3
0,3
0,3
0,1
0,2
0,6
0,8
0,5
0,4
0,2
0,2
Figure 80 : Teneurs en cadmium dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne (ARPAT)
Mars 2007
116
Cette concentration observée à Rosignano est de l’ordre de grandeur mg.kg-1 de celle mesurée en
1994 en grande rade de Toulon, avec une concentration de l’ordre de 0,35 mg.kg-1.
Dans leur rapport effectué dans le cadre de ce même programme, Serena et Baino (2005) notent des
concentrations quasi homogènes sur tout le secteur de la Secche della Meloria, entre 0,25 et 0,35
mg.kg-1. Ces auteurs signalent que de telles concentrations, élevées, peuvent avoir pour origine
le complexe portuaire de Livourne.
-1
Dans les deux autres sites les teneurs sont plus faibles, de l’ordre de 0,1 mg.kg ou très faibles,
comparables avec celles enregistrées en Méditerranée par d’autres auteurs (Tableau 13).
A Porto Torres, il semble que la contamination en cadmium soit confinée dans l’enceinte du port et ne
dépasse pas les infrastructures (digues), comme le montre la Figure 81 ci-après. On y voit des teneurs plus
élevées à l’intérieur de l’enceinte portuaire avec des concentrations en cadmium dépassant à plusieurs reprises
la valeur de 0,4 mg/Kg de cadmium (données de la Province de Sassari).
Cadmio
1
m g/Kg
0,8
0,6
0,4
0,2
0
P7
P8
campagna 1
Camp. 5
P9
Camp. 7
P10
Camp. 2005
Camp. 2006
Figure 81 : Teneurs en cadmium dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa distribution lors
des différentes campagnes (Données de la Provincia di Sassari, Sardaigne). La localisation des stations
figure à gauche.
Plomb (sédiments)
Les résultats sont synthétisés dans la Figure 82 :
Pb
CANARI M3- 2003
0
10
20
30
40
50
60
Figure 82 : Teneurs en plomb dans les sédiments
Mars 2007
117
Les teneurs en plomb dans les sédiments du point situé à Rosignano correspondent à l’état 2 de
la grille de référence du RLM (Tableau 14); elles sont cependant inférieures au niveau 1 de
GEODE et comparables aux niveaux enregistrés dans d’autres secteurs méditerranéens (tableau
13). Serena et Baino (2005) font état de teneurs équivalentes au sud de Livourne, dans la zone
d’influence du secteur industrialo portuaire de Rosignano, avec des concentrations comprises
entre 0,3 et 0,4 mg.kg-1poids sec. De telles concentrations sont environ 5 fois supérieures au
niveau chimique de base défini par l’ICRAM italien (moyennes 1993 – 2002).
La Figure 83, élaborée par l’ARPAT permet de visualiser ces teneurs sur l’ensemble de la zone
monitorée, avec des teneurs plus élevées au sud qu’au nord.
PIOMBO
17
20
15
20
16
33
16
11
28
17
13
16
10
14
10
12
11
7
37
7
21
16
20
13
32
25
30
25
38
31
31
25
30
25
32
20
6
8,5
Figure 83 : Teneurs en plomb dans les sédiments, de Rosignano au nord de Livourne (ARPAT)
La zone de Porto Torres – Asinara présente des teneurs mesurées de 16 à 22 mg/Kg Pb p.s.
toujours à l’extérieur de l’enceinte portuaire, inférieures au niveau 1 de GEODE. A
l’intérieur de l’enceinte portuaire, Serra (com. Pers.) enregistre des teneurs comparables,
mais au cours de la campagne 2006, des teneurs avoisinant 30 mg/Kg de plomb dans les
sédiments ont été mises en évidence (Figure 84).
Mars 2007
118
m g /K g
Piombo
35
30
25
20
15
10
5
0
P7
Camp. 1
P8
Camp. 5
P9
Camp. 7
Camp. 2005
P10
Camp. 2006
Figure 84 : Teneurs en plomb dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa distribution lors
des différentes campagnes (données de la Provincia di Sassari, Sardaigne). La localisation des stations
figure à gauche.
Quant au secteur de Canari, il présente des teneurs en plomb de l’ordre de grandeur du bruit de
fond (RNO) pour la Méditerranée, à la fois pour des raisons d’éloignement des grandes
métropoles et aussi du fait de la fraction grossière de ces sédiments, peu aptes à fixer ce métal
d’origine anthropogénique.
Plomb
Zinc
Mercure
Cuivre
Cadmium
Etat 1
≤25
≤90
≤0.05
≤15
≤0.15
Etat 2
25< ≤50 90< ≤200 0.05< ≤0.4 15< ≤60
0.15< ≤0.6
Etat 3
> 50
> 0.6
> 200
> 0.4
> 60
Tableau 14 : Etats de référence pour les métaux traces (en µg/g de poids sec de sédiment) applicables en
Méditerranée (RLM) pour l’interprétation des niveaux de contamination chimique dans les sédiments
fins en milieu côtier naturel.
Chrome, nickel et cobalt (sédiments)
Les teneurs de ces trois métaux dans les sédiments sur les sites échantillonnés dans le cadre de
ce programme sont visualisés aux Figure 85, Figure 86 et. Figure 87.
A Rosignano et à Porto Torres, les concentrations sont faibles. Seule la mesure effectuée avec le
benne Shipek à Rosignano est supérieure au niveau 1 de Geode à la fois pour le chrome et pour
le nickel. A l’exception de cette dernière valeur, qui semble isolée, ces faibles concentrations
sont également rencontrées par Serena et Baino (2005) pour la région de Livourne, confirmant
leur origine probablement géologique. Bardiggiani (com.pers) signale que environ 60% du
chrome et du nickel seraient d’origine géologique, non liée à la fraction organique.
Mars 2007
119
Cr
CANARI M3- 2003
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
Figure 85 : Teneurs en chrome dans les sédiments
Ni
CANARI M3- 2003
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Figure 86 : Teneurs en nickel dans les sédiments
Co
CANARI M3- 2003
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Figure 87 : Teneurs en cobalt dans les sédiments
Mars 2007
120
Sur le site de Canari (mesure effectuée sur le point face à la mine en 2003), les teneurs en
chrome, nickel, cobalt sont par contre très élevées, même pour une granulométrie très grossière
(5% de fraction inférieure à 63 µm et 16% de fraction inférieure à 0,5 mm). Chrome et nickel y
présentent des valeurs très largement supérieures au niveau 2 de la grille GEODE, avec :
pour le chrome : 1600 mg.kg-1 (niveau 2 GEODE = 180 mg.kg-1)
pour le nickel : 1320 mg.kg-1 (niveau 2 GEODE = 74 mg.kg-1)
Pour le cobalt (métal non pris en compte par le groupe GEODE), les teneurs sont aussi très
élevées avec 70 mg.kg-1, contamination à mettre aussi en relation avec les anciens rejets miniers
de la mine d’amiante de Canari.
Rappelons que cette mine de serpentine amiantifère, exploitée de 1941 à 1965, était en fait une
importante carrière à ciel ouvert, formant un vaste amphithéâtre tourné vers la mer. Les déblais,
non traités par l’usine en contrebas de la mine, ont été rejetés à la mer, ce qui a représenté au
total environ 11 millions de tonnes de sédiments rejetés majoritairement sous forme de galets de
serpentine. Associés à ces rejets, le nickel, le chrome et le cobalt continuent d’alimenter le
littoral par lessivage des résidus miniers encore présents sur les flancs de la mine.
Ces teneurs sont supérieures à celles qui avaient été mesurées à l’occasion des campagnes
programme LIMA (Littoral Marin), piloté par l’Office de l’Environnement Corse (OEC) avec le
soutien de l’Agence de l’Eau Rhône Méditerranée & Corse (OEC/Ifremer, 2004) : pour la
fraction inférieure à 2 mm, les teneurs en nickel étaient de 230 mg.kg-1, celles en chrome de 350
mg.kg-1et celles en cobalt de 16 mg.kg-1dans les sédiments à proximité de la mine. Les
campagnes « Canari I » et « Canari II » - cofinancées par l’OEC - avaient montré que la nature
des sédiments de surface, devant la mine, par moins de 100 m de profondeur, étaient gris
foncés, comparable aux déchets solides prélevés sur la côte aux abords de la mine. Les
« sédiments noirs », constitués en fait de vase fine, présentaient des teneurs en nickel et en
chrome supérieures à 400 mg.kg-1et les valeurs de référence pour cette zone étaient de 100
mg.kg-1 pour le chrome et 60 mg.kg-1pour le nickel.
Normalisé par rapport à la granulométrie, les teneurs en nickel et en chrome seraient environ
100 fois plus élevées dans la fraction fine (et 120 fois si la normalisation s’effectuait par rapport
à l’aluminium).
Il est utile de rappeler ici que deux campagnes océanographiques dédiées notamment à
l’évaluation de la contamination chimique avaient été réalisées en 1999 et en 2000, dans le
cadre d’un partenariat avec l’Office de l’Environnement Corse.
Les cartes suivantes, extraites du rapport LIMA réalisé dans le cadre de la convention Ifremer /
OEC n° 2002/358, donnent les gradients de concentration pour 10 métaux mesurés dans les
sédiments à proximité de la mine, dont le nickel (en rouge, en haut à droite), le chrome (couleur
bleu vert en bas à droite), et le cobalt (en bleu, en bas, carte du milieu). Ces « sédiments noirs »
possèdent les concentrations les plus fortes en chrome, nickel et cobalt ; toutefois, dans la vase
fine (grise) prélevée plus au large et/ou plus au Sud de cette zone de « sédiments noirs », les
concentrations en chrome et nickel dépassent fréquemment 400 mg.kg-1 et les concentrations en
cobalt 40 mg.kg-1, alors que l’on peut considérer comme valeurs de référence pour cette zone
100 mg/kg pour le chrome, 60 mg.kg-1 pour le nickel et 6 mg/kg pour le cobalt (Figure 88).
Mars 2007
121
Les analyses en Cr, Ni, Co effectuées dans le cadre d’Interreg IIIA / MONIQUA correspondent aux
valeurs maximales mentionnées sur cette carte. C’est dans ce secteur, face à la mine, et dans le secteur le
plus contaminé qu’ont été effectuées les mesures dans les moules et les posidonies.
10
70
1000
1000
800
800
600
600
400
400
200
200
9
8
30
66
7
6
62
20
5
4
58
3
10
2
54
1
Mn
Pb
Al
0
0
0
0
50
Zn
Ni
1600
70
10
0.20
0.18
1400
60
0.16
8
1200
50
18
0.14
1000
0.12
6
40
800
0.10
30
0.08
4
600
14
20
0.06
400
2
0.04
10
200
0.02
Cu
0
0
10
0.00
Cd
Co
Cr
0
Fe
Figure 88 : Gradient de concentrations dans les sédiments prélevés dans la zone impactée sous les rejets
de la mine de Canari (en mg/kg de sédiment sec). Source : OEC/ Ifremer / LIMA.
Cuivre et zinc (sédiments)
Les teneurs en cuivre et zinc sont rassemblées dans les Figure 89 et Figure 90.
Mars 2007
122
Cu
Rosignano 2005
Shipek
Rosignano 2005
Carottier
Canari M3 - 2004
Vase
Canari M3- 2004
Posido
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
Figure 89 : Teneurs en cuivre dans les sédiments
Zn
Rosignano2005 Shipek
0
10
20
30
40
50
60
70
Figure 90 : Teneurs en zinc dans les sédiments
Cuivre et zinc dans les sédiments face à la mine de Canari et à Rosignano sont de l’ordre de 20
mg/Kg et 40 - 60 mg.kg-1 respectivement, ce qui correspond respectivement à l’état 2
(« niveau faible ») et à l’état 1 (« au niveau de base ») de la grille de référence du RLM et
définis lors de la campagne LIMA effectuée en 2000 sur l’ensemble de la Corse (OEC/Ifremer,
2004).
Pour le secteur de Livourne, Serena et Baino (2005) confirment les mesures effectuées par
l’Ifremer : Cuivre et zinc y sont dans la même gamme de concentration qu’à Rosignano, avec
cependant une valeur isolée plus élevée en cuivre, au sud de Livourne, avec 90 mg.kg-1 Cu p.s.,
d’origine anthropique selon ces auteurs (apports par le bassin versant de l’Arno).
Les résultats de cette même campagne avaient montré que, pour le site de Calvi, les teneurs
dans les sédiments étaient comparables pour le zinc, mais inférieures pour le cuivre, avec pour
ce dernier métal, des concentrations mesurées de 2 à 4 mg.kg-1 (OEC/Ifremer, 2004).
A titre de comparaison, les sédiments de la rade de Toulon (données RNO sédiment de la
campagne 94) présentaient des teneurs comparables pour la station située en grande rade, mais
par contre des concentrations environ 4 fois plus élevées dans la baie du Lazaret, davantage
anthropisée et constituée de sédiments plus fins, avec absence d’herbiers de posidonies.
Mars 2007
123
Dans les sédiments du secteur de Porto Torres - Asinara, les teneurs en zinc et en cuivre sont
très faibles, caractéristiques du bruit de fond méditerranéen.
Arsenic et argent (sédiments)
Les concentrations en arsenic et en argent sont rassemblées dans les Figure 91 et Figure 91
As
Ag
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Figure 91 : Teneurs en arsenic dans les
sédiments
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
Figure 92 : Teneurs en argent dans les
sédiments
Les teneurs en arsenic (Figure 91), avec environ 15 mg.kg-1 poids sec, sont plus élevées à
Rosignano que sur les autres sites corses et sardes, mais sans atteindre des niveaux
préoccupants, car inférieurs au niveau 1 (25 mg/Kg) défini par le groupe d’experts GEODE.
Les valeurs mesurées au large de Livourne se situent de part et d’autre de cette valeur (15
mg.kg-1), avec toujours un maximum au sud de Livourne, dans la zone d’influence des rejets
de Rosignano (maximum à 25 mg.kg-1).
Sur le secteur de Porto Torres – Asinara, on note un gradient depuis la sortie du port jusqu’à
l’extrémité de l’Asinara, non anthropisé (de 4 à 1 mg.kg-1). L’origine portuaire de cet élément
est mise en évidence par les analyses effectuées par la Province de Sassari dans le cadre de ce
programme : des teneurs en arsenic supérieures à 10 mg/Kg poids sec y ont été mises en
évidence (Figure 93).
Arsenico
50
mg/Kg
40
30
20
10
0
P7
campagna 1
P8
Camp. 5
P9
Camp. 7
Camp. 2005
P10
Camp. 2006
Figure 93 : Teneurs en arsenic dans les sédiments du port de Porto Torres, montrant sa distribution lors
des différentes campagnes (données de la Provincia di Sassari, Sardaigne).
Mars 2007
0,12
124
A Canari, les teneurs sont un peu plus élevées, de l’ordre de 10 mg.kg-1, valeur intermédiaire
entre les niveaux les plus élevés (côte orientale) et les plus faibles (sud et sud-ouest de la
Corse), la gamme de concentration variant de 1 à 29 mg.kg-1, toujours pour des sédiments
grossiers, contenant moins de 30% de fractions fines pour la plupart (Ifremer/OEC, 2004).
Les concentrations en arsenic relevées dans le cadre de ce programme sont inférieures au
niveau 1 de GEODE pour cet élément, à savoir 25 mg.kg-1 p.s.
Quant aux concentrations en argent, il n’existe pas de réglementation pour cette matrice, mais
on sait que ce métal, comme signalé au paragraphe 1.3, est un indicateur de contamination
domestique. La seule concentration qui se détache du bruit de fond a été enregistrée à
Rosignano (0,1 mg.kg-1 p.s.) à partir du prélèvement avec la benne Shipek (sédiment plus fin,
situé à l’extérieur de l’herbier de posidonie).
4.1.3. Teneurs en Hydrocarbures Polycycliques Aromatiques dans
les sédiments (HAP)
En ce qui concerne les hydrocarbures (HAP), les données les plus nombreuses concernent le
fluoranthène, composé dominant de la famille des HAP, et pour lequel un plus grand nombre
de valeurs existe dans la littérature. Les teneurs à Canari (Can2, au sud de la mine) en 2004 y
sont de 5,9 µg.kg-1 dans la fraction grossière (présence de posidonies) et de 26 µg.kg-1 à
proximité, dans des vases plus fines. Ces teneurs sont faibles, et bien inférieures à que l’on
peut rencontrer à proximité de zones portuaires comme Ajaccio (1000 µg.kg-1) ou Bastia (3000
µg.kg-1). Elles sont légèrement supérieures, pour ce composé, au bruit de fond géochimique fixé pour
le RNO sédiment qui est de 10 µg.kg-1, vraisemblablement dû à la navigation de plaisance dans ce
secteur (les HAP proviennent des imbrûlés des moteurs à explosion). Quant aux teneurs en benzo a
pyrène (suspecté cancérigène), les teneurs sont très faibles.
La somme des 16 HAP y est de 23,6 mg/Kg dans le fraction plus grossière au dessus de
l’herbier de posidonie, et de 112,2 mg/Kg sur le sédiment plus fin et plus profond, toujours
face à la mine, caractérisant des faibles niveaux, vraisemblablement dus aux apports
atmosphériques lointains ou à la navigation de plaisance.
A Porto Torres, les teneurs mesurées sont rassemblées dans la Figure 94.
On observe logiquement des teneurs plus élevées en HAP (somme des 16 HAP) au point PT2,
le plus proche de l’entrée du port, dénotant l’origine des apports, avec toutefois des
concentrations relativement faibles, de l’ordre de grandeur de celles que l’on observe à
Canari. Les données analysées dans les sédiments du port de Sassari confirment leur faible
contamination par les HAP (Serra, com. pers.).
Mars 2007
125
Somme des 16 HAP
120
100
80
60
40
20
0
PT 1
PT 2
PT 3
PT 4
PT 5
Can 2 sed Can 2 sed
bis
Figure 94 : Teneurs en mesurées en 16 HAP dans les sédiments à Porto Torres et Canari, en 2004
A Rosignano, au sud de Livourne, que ce soit avec le carottier à main ou la benne shipek, les
pourcentages de fraction fine (fraction < 63 µm) varient de 70 à 80 %. Les points de
prélèvement ne sont distants que de quelques dizaines de mètres, les prélèvements avec le
carottier ayant été effectués au dessus de l’herbier de posidonies, et celui avec la benne shipek
à l’extérieur.
Les prélèvements effectués dans le sédiment de granulométrie plus fine accusent des teneurs élevées
puisque la somme les 16 HAP dépasse 1270 µg/Kg, vraisemblablement due à la navigation non
négligeable dans ce secteur (port de Rosignano) ; les teneurs dans les sédiments au dessus de l’herbier
ne dépassent pas 130 µg/Kg p.s. et le piégeage des HAP y est vraisemblablement beaucoup plus faible.
L’ensemble des résultats est visualisé dans la Figure 95.
300
HAP
Naphtalène
Acénaphtylène
250
Acénaphtène
Somme 16 HAP
1400
1200
Fluorène
200
Phénanthrène
1000
Anthracène
Fluoranthène
150
800
Pyrène
Benzo(a)anthracène
Chrysène
100
50
600
400
200
Benzo (a) pyrène
0
0
carottier
shipeck
ca
e
tti
ro
r
e
ip
sh
ck
Figure 95 : Teneurs en HAP dans les sédiments, à Rosignano, au sud de Livourne
Ces teneurs dépassent, à Rosignano, les niveaux chimiques de base (Livelle Chimico di Base)
rapportés par l’ICRAM, pour le réensablement des plages, limité à 0,4 mg.kg-1 ainsi que du même
niveau (LCB) pour le déplacement en mer de sédiments, limité à 1 mg.kg-1.
Mars 2007
126
4.1.1. Teneurs en métaux lourds dans les moules
Comme signalé en introduction, les processus gouvernant la bioaccumulation des
contaminants peuvent être fortement modifiés par les caractéristiques physico-chimiques et
trophiques. L’augmentation de biomasse de la moule se traduit en effet par une dilution
pondérale des métaux bioaccumulés. La bioaccumulation des éléments-traces ne dépend donc
pas uniquement du niveau d’exposition (c’est à dire de leurs teneurs dans l’eau de mer), mais
aussi de la physiologie de la moule, une diminution du poids de la moule (c’est-à-dire une
diminution de son indice de condition) se traduisant par une augmentation des teneurs en
éléments-traces dans la chair de la moule (et une augmentation en contaminants organiques,
hydrophobes). Il faut noter également que la qualité et la quantité de nourriture conditionne
en grande partie l’assimilation des métaux présents. Elle est constituée par le matériel
particulaire en suspension dans l’eau, plus ou moins assimilables, dont le phytoplancton.
Pour rester homogène avec la discussion par compartiment (eau, sédiments, moules,
posidonies), nous discuterons ici, contaminant par contaminant, les niveaux rencontrés en les
comparant avec la bibliographie. Les concentrations sont données en valeurs mesurées, sauf
indication contraire.
La méthode d’ajustement des concentrations et sa validation dans le cadre de ce projet sont
abordées dans le paragraphe 4.3.
Dans les paragraphes qui suivent, nous comparons les niveaux en contaminants enregistrés
avec ceux (i) obtenus par l’ARPAT à Livourne et par la Province de Sassari à Porto Torres,
(ii) ceux obtenus par ailleurs dans le cadre des réseaux RNO (Réseau National d’Observation)
et RINBIO (Réseau Intégrateurs Biologiques) de l’Ifremer, voire (iii) d’autres données issues
de la littérature. Ces comparaisons tiennent compte bien entendu de la localisation des
prélèvements (dans le champ « proche », près de la côte et des apports potentiels en
contaminants) ou dans le champ moyen (à quelques centaines de mètres de la côte, en utilisant
des poches à moules immergées), ainsi que des unités et de leur expression en poids sec ou en
poids humide.
Mercure (moules)
Les résultats donnant - pour les trois régions : Corse (Canari), Sardaigne (Porto Torres) et
Toscane (Livourne) - les teneurs en mercure, cadmium et plomb, mesurées dans les moules,
en mg/Kg poids sec, sont rassemblés dans la Figure 96.
Mars 2007
127
0 ,9
Rosi
1,13
0 ,12
Liv 4
1,1
1,0 5
0 ,1
0 ,9
Liv 3
0 ,12
Liv 2
0 ,13
1,13
1,2
1,2 1
1
Liv 1
Pb
0 ,11
Cd
1,11
1,3
PT 5
1,2
PT 4
Hg
1,7
0 ,0 8
1,6
0 ,0 9
1,8
PT 3
2
0 ,12
1,5
PT 2
1,7
0 ,13
PT 1
1,1
1,1
0 ,14
1,1
Can 4 bis (2004)
2 ,0 4
0 ,11
1
Can 5 (2004)
0 ,1
Can 4 (2004)
0 ,0 9
1,6 7
1
1,8 3
1,3
Can 3 (2004)
0 ,0 9
Can 2 - 2004
0 ,0 9
1,7 3
1,2
1,9 1
1,2
Can 1 (2004)
0 ,0 9
Can 6 (2003)
0 ,0 9
Can 5 (2003)
0 ,0 8
1,6 5
1,1
1,4
1,2
Can 4 (2003)
0 ,0 9
Can 3 (2003)
0 ,1
Can 2 ( 2003)
0 ,1
Can 1 (2003)
0 ,0 7
1,3
1,3
1,3
1,2
0 ,9
0
1,6
1,4
0,5
1
1,5
1,3
1,5
2
2,5
Figure 96 : Teneurs en mercure, cadmium et plomb dans les échantillons de moules (caging de
moules) prélevés en Corse, Sardaigne et Toscane.
Les teneurs en mercure mesurées dans les moules – après trois mois d’immersion dans le milieu
– ne sont dans l’ensemble pas très élevées (valeurs reportées sur la Figure 97), les valeurs les
hautes étant observées à Porto Torres (maxima aux points PT1 et PT2, les plus proches du port)
et à Livourne (maxima à Rosignano et aux points Liv 2 et Liv 3, les plus proches de la côte). A
Canari, près de l’ancienne mine, les niveaux sont égaux ou inférieurs à 0,1 mg/Kg. Ces teneurs
en mercure sont comparables à celles enregistrées dans les secteurs les plus éloignés de la ville
de Porto Torres, au nord de la baie de l’Asinara.
Les plus fortes valeurs enregistrées à Porto Torres et à Livourne (0,13 – 0,14 mg/Kg) sont
comparables à celles mesurées par la même méthode sur le site de Toulon (Kantin et Pergent,
2007), connu pour être impacté par cet élément trace. Des valeurs encore plus élevées en
Mars 2007
128
mercure avaient été observées dans le cadre du réseau Réseau National d’Observation de la
qualité du milieu marin (RNO) de l’Ifremer en baie du Lazaret, avec des concentrations
atteignant 0,5 mg.kg-1p.s. sur un site de production mytilicole, confirmé par les études
cinétiques de Casas (2005). Toujours dans le cadre du RNO, en Corse, des teneurs élevées
avaient aussi été observées dans le champ proche, à Ajaccio, où – en 1997 – une teneur de
0,26 mg/Kg poids sec avait été mesurée.
Si l’on compare avec les données issues de l’ARPAT (campagnes en mars et septembre
2004), en prenant en compte les valeurs mesurées, on s’aperçoit (Figure 97) que ces données
sont légèrement supérieures, ce qui est normal car les prélèvements ARPAT ont eu lieu dans
le champ proche (monitorage actif, moules à l’équilibre dans leur milieu) et ceux de l’Ifremer,
dans le champ moyen, à plusieurs centaines de mètres des côtes (monitorage passif, caging de
moules permettant de biointégrer les contaminants sur une période de 3 mois, d’avril à juillet).
Hg (données ARPAT et Ifremer)
Rosignano Lillatro
Livorno Porto
Foce Ombrone
M arina di Castagneto
Cinquale
Carbonifera
Antignano
Fiume Morto
Foce Arno
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
Figure 97 : Teneurs en mercure dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Toscane par l’ARPAT (champ proche) et l’Ifremer (champ moyen)
Quant aux teneurs en mercure observées par la Provincia di Sassari dans le cadre de ce projet,
sur le même secteur de Porto Torres, les teneurs en mercure – en poids humide – sont
comprises entre 0 et 0,0005 mg/Kg p.h., ce qui correspond approximativement (pour une
teneur en eau moyenne de 80%) à des teneurs en poids sec n’excédant pas 0,0025 mg/Kg, ce
qui semble très faible.
Deux constatations peuvent être faites :
-
Ces données (Corse, Sardaigne, Toscane, dans le champ moyen) sont comparables avec
celles enregistrées dans le cadre du « Mussel Watch » le long des côtes
américaines (O’Connor, 1998) : avec 100 à 200 stations de mesure le long des côtes
Mars 2007
129
-
américaines, les teneurs en mercure enregistrées de 1986 à 1996 variaient de 0,09 à 0,12
mg/Kg Hg poids sec ;
Elles sont également comparables avec les données recueillies dans le cadre du réseau
RINBIO en 2003 le long des côtes françaises (Figure 98). Pour les eaux côtières
(diagrammes en bleu sur la figure), les résultats entre les teneurs ajustées et mesurées
diffèrent peu. Nous y voyons - qu’à l’exception de la rade de Toulon, connue pour ses
forts niveaux en mercure, supérieurs à 0,2 mg/Kg Hg p.s. - les concentrations dans le
champ moyen (masses d’eaux côtières) sont en général inférieures à 0,1 mg/Kg p.s.
Réseau RINBIO (campagne 2003) :
concentrations ajustées en Mercure
Toulon Petite rade
Toulon Grande rade
Carqueiranne
Giens
Hyeres ouest
Hyere est
Port Cros
Porquerolles
Ile du Levant
Lavandou
Cavalaire
Pampelone
St Tropez
Les Issambres
Fréjus ouest
Fréjus est
Cannes ouest
Cannes est
Ile St Honorat
Antibes
Aeroport Nice
Villefranche
Menton
Cap d'ail
Meria
Bastia sud
Emb du Golo
Fium Orbu
Tavignano
Cavu
Porto Vecchio
Santa Manza
Lavezzi
Figari
Propriano
Sartène
Ajaccio
Cargese
Porto
Revellata
Ile rousse
Ometa di Capo
Pino
Etg de Salse
Etg de Leucate
Etg de Leucate Anse Roquette
Etg de Lapalme
Etg d'Ayrolle
Etg de Bages grau
Etg de Bages nord
Etg de Bages sud
Etg de Thau nord
Etg de Thau sud
Etg de La Peyrade
Etg d'Ingrill
Etg d'Arnel 1
Etg d'Arnel 2
Etg d'Arnel 3
Etg du Prévost
Etg de l'Or centre
Etg de l'r Ouest
Etg du Ponant
Etg de Berre
Etg de Diana
Etang d'Urbino
Etg de Palo
Banyuls
Port Vendre
Argeles
Cannet plage
Port la nouvelle
Fleury
Valras Ouest
Valras Est
Sète
Frontignan
Palavas
Grau du roi
Stes maries
Emb rhône
Rhône
Plage Napoleon
Ponteau
Port de Bouc
Carry
Planier
Marseille jetée
Marseille sud
Pointe rouge
Cortiou
Jarre
Cassis
La Ciotat
Bandol
Embiez
Cicié
St Mandrier
0.2
0.1
0.0
Concentration (en µg/ g p.s)
0.3
Etang
Mer
Stations
Figure 98 : Teneurs en mercure dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le long
des côtes françaises de la Méditerranée dans le cadre du réseau RINBIO en 2003.
Cadmium (moules)
Les teneurs en cadmium sont visualisées sur le Tableau 15 Les concentrations les plus élevées
ont été observées lors des campagnes 2004 de Canari et de Porto Torres (Figure 99) où les
concentrations en cadmium – dans le champ moyen – ont atteint 2 mg/Kg poids sec (point
PT3), témoignant d’une contamination (apports vraisemblables par le complexe industrialo
portuaire de Porto Torres). Au large de Livourne et à Rosignano, les teneurs en cadmium dans
les moules sont plus basses, comprises entre 0,9 et 1,2 mg/Kg poids sec. On note cependant
des valeurs moins élevées en cadmium au sud de la ville (1,1 mg/kg) que sur les autres points
(teneurs égales ou supérieures à 1,6 mg/kg).
Les valeurs les plus élevées enregistrées dans la bibliographie concernent notamment celles
mesurées dans l’étang de Bages, en Languedoc Roussillon, connu pour sa contamination en
Mars 2007
130
cadmium, où les concentrations avoisinent 5 mg/Kg (données RINBIO, Ifremer, 2004 Tableau 16 -ou encore celles mesurées dans les coquillages de l’estuaire de la Gironde qui
présentent des teneurs largement supérieures à cette valeur seuil, et qui ne sont donc pas
commercialisables pour cette raison (contamination par des rejets miniers anciens en amont).
Les plus fortes teneurs enregistrées dans le cadre de ce programme Interreg IIIA / MONIQUA
n’atteignent toutefois pas le seuil de 1 mg/Kg poids humide, défini par le règlement CEE
466/2001, soit environ 5 mg/Kg poids sec si l’on considère une teneur en eau de 80%.
A titre de comparaison, les teneurs qui avaient été enregistrées à Toulon (entre la grande rade
et la petite rade) sont plus faibles, de l’ordre de 1,2 mg/Kg ; celles sur la pointe de la
Revellata, au nord de Calvi étaient, à la même époque, de l’ordre de 1,7 mg/Kg dénotant
l’influence du socle sur le lessivage du bassin versant, cette dernière zone n’étant pas connue
pour être anthropisée. Cette origine géologique a d’ailleurs été mise en évidence par d’autres
analyses le long du littoral corse : 1,5 mg.kg-1p.s. de cadmium dans les moules à Ajaccio dans
le cadre du RNO et du RINBIO, avec 1,4 à 1,8 mg.kg-1 de Cd mesuré, soit 1,1 à 1,4 mg.kg-1
en concentrations ajustées. Les concentrations sont encore à comparer avec celles observées
par Roméo et al (2003), qui avaient trouvé, dans les moules transplantées dans les ports de
Nice et Cannes, des teneurs mesurées de l’ordre de 0,8 mg/Kg p.s. (Tableau 15).
Station 2
Station 3
Station 4
Station 5
Station 6
Port de Nice
Port de Cannes
île de Lérins
Ferme aquacole
Date releve
oct-99
juin-00
oct-00
juin-00
oct-00
oct-99
juin-00
oct-99
juin-00
oct-99
juin-00
oct-00
oct-99
juin-00
oct-00
oct-99
juin-00
oct-99
oct-00
oct-99
juin-00
Cd ng/g p.s.
798+-32
849+-78
550+-60
1007+-96
550+-40
533+-66
862+-81
656+-158
801+-62
743+-97
943+-96
840+-90
802+-87
860+-85
830+-60
837+-108
782+-92
910+-107
970+-80
636+-32
733+-63
Tableau 15 : Teneurs en cadmium relevées par Romeo et al (2003) dans les moules, suite à des
expérimentations de transplantations d’une durée d’un mois, dans la zone de Nice – Cannes. Données
en µg/Kg poids sec.
En Italie, Conti et Ceretti (2002) avaient enregistré, en mai 2000 dans le golfe de Gaeta, en
mer Tyrrhénienne, une valeur de 0,38 mg/Cd de cadmium (poids sec) dans les moules et
Plessi et al ( 2001), dans le golfe de Trieste, une teneur moyenne de 1,2 mg/Kg, mais avec un
maximum à 1,9 mg/Kg poids sec. Zatta et al (1992) avaient noté, dans la lagune de Venise,
Mars 2007
131
0,13 mg/Kg de Cd poids humide, soit environ 0,65 mg/Kg de cadmium poids sec. Les teneurs
enregistrées par O’Connor (1998) dans le cadre du « Mussel Watch » font état de variations
annuelles moyennes de 1,97 à 3,2 mg/Kg p.s. Ces données sont récapitulées dans le Tableau
16 (données poids sec, converties en poids sec lorsqu’elles étaient exprimées en poids humide
en prenant pour hypothèse une teneur en eau de 80%) .
Lieu
Golfe de Trieste
Golfe de Trieste
Golfe de Trieste
Muggia Bay, Trieste
Golfe de Gaeta (Italie)
Golfe de Gaeta, Italie
Lagon de Venise
Lagon de Venise
Lagon de Venise,
Modéne (Italie)
Lim Fjord (Nord adriatique)
le long de la côte italienne
Hg
Pb
Cu
Zn
0,64 - 3,29
1,26 - 1,48
14,6 - 27,4
0,120 - 0,380
0,16 - 2,2
0.830--2.230
Ni
Cr
Co
0.48--1.79
0,38
2,07
0.33--0.49
1.67--2.49
Références
Majori et al. (1978)
99--236
0.12--0.38
Observations
Conti et Cecchetti, 2002
0.7--1.9
0.77--2.23
hépatopancréas
6.90--29.60
5.51--11.50
Adami et al. (2002)
Favretto et al. (1987)
123--180
0,90
Conti, Cecchetti (2000)
0.46--1.31
Conti et Cecchetti (2000)
0,31
0,32
N.C
N.C
1,41
n.d--1.64
0.014--1.18
0.009--2.53
1.48--37.32
n.d.--1.20
Zatta et al. (1992)
0.05--4.54
6.18--80.26
5.08--20.89
82--185
0.37--20.38
Widdows et al. (1997)
0,137
0,19
1,57
20,8
0.062--0.48
0.15--11.8
N.C
N.C
0.4--6
2.7--117
2.4--15.5
97--644
0,16
0,44
N.C
N.C
0,22
0,17
N.C
0.13--0.35
0.11--0.26
N.C
N.C
0.005--0.010
0.07--0.11
0,24 - 0,29
0,58 - 0,63
0,1 - 0,17
0,038
Plessi et al, 1001
NW Mer Mediterrannée
Bakar-Bay (ex Yougoslavie)
Grado et Marano Lagon Split,
Kastela Bay (Croatie)
Grado et Marano Lagon Split (Croatie)
Bay of Biscay and Iberian Coast
Ria of Vigo
Ria of Pontevedra
Ria of Arousa
Cd
0,21-0,29
Martincic et al. (1984)
Giordano et al.(1989,1991)
0.5--29
Eisler (1981)
N.C
0,94
N.C
N.C
0.28--2.78
N.C
N.C
0.32--0.75
0.01--0.19
0.76--1.10
11.6--30
0,54 - 0,77
3,4 - 6,1
6,8 - 10,0
85 - 138
1,7 - 4,9
2,5 - 11,9
0,45 - 2,09
Beiras et al, 2002
0,43 - 0,51
2,8 - 5,4
10,1 - 29,9
207 - 447
0,9 - 3,4
2,2 - 7,9
0,84 - 2,69
Beiras et al, 2002
0,20 - 0,57
0,3 - 4,1
8,8 - 11,3
138 - 181
2,3 - 19,0
5,1 - 45,7
1,65 - 1,92
Beiras et al, 2002
Ozretic et al. (1990)
Vukadin et Odzak (1991)
2,52
Beiras et al, 2002
Tableau 16 : Teneurs en métaux lourds dans les moules, en mg/Kg poids en différents secteurs de
Méditerranée et des USA
Cd (données MONIQUA)
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
PT 1
Rosignano Lillatro
Livorno Porto
Foce Ombrone
Marina di Castagneto
Cinquale
Carbonifera
Antignano
Fiume Morto
Foce Arno
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
0
0,5
1
1,5
2
2,5
Figure 99 : Teneurs en cadmium dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Mars 2007
132
La Figure 100 récapitule les résultats obtenus en Méditerranée dans le cadre du réseau
RINBIO. Ces résultats sont du même ordre de grandeur que ceux mesurés dans le cadre du
projet MONIQUA pour la Corse.
concentrations ajustées en Cadmium
Etg de Bages nord
Etg de Bages sud
Etg de Thau nord
Etg de Thau sud
Etg de La Peyrade
Etg d'Ingrill
Etg d'Arnel 1
Etg d'Arnel 2
Etg d'Arnel 3
Etg du Prévost
Etg de l'Or centre
Etg de l'r Ouest
Etg du Ponant
Etg de Berre
Etg de Diana
Etang d'Urbino
Etg de Palo
Banyuls
Port Vendre
Argeles
Cannet plage
Port la nouvelle
Fleury
Valras Ouest
Valras Est
Sète
Frontignan
Palavas
Grau du roi
Stes maries
Emb rhône
Rhône
Plage Napoleon
Ponteau
Port de Bouc
Carry
Planier
Marseille jetée
Marseille sud
Pointe rouge
Cortiou
Jarre
Cassis
La Ciotat
Bandol
Embiez
Cicié
St Mandrier
Toulon Petite rade
Toulon Grande rade
Carqueiranne
Giens
Hyeres ouest
Hyere est
Port Cros
Porquerolles
Ile du Levant
Lavandou
Cavalaire
Pampelone
St Tropez
Les Issambres
Fréjus ouest
Fréjus est
Cannes ouest
Cannes est
Ile St Honorat
Antibes
Aeroport Nice
Villefranche
Menton
Cap d'ail
Meria
Bastia sud
Emb du Golo
Fium Orbu
Tavignano
Cavu
Porto Vecchio
Santa Manza
Lavezzi
Figari
Propriano
Sartène
Ajaccio
Cargese
Porto
Revellata
Ile rousse
Ometa di Capo
Pino
Etg de Salse
Etg de Leucate
Etg de Lapalme
Etg d'Ayrolle
Etg de Bages grau
4
2
0
6
Etang
Mer
Stations
Figure 100 : Teneurs en cadmium dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le long
Plomb (moules)
Les teneurs en plomb sont visualisées sur la Figure 101. Les concentrations les plus élevées
ont été observées lors des campagnes 2004 de Canari et de Porto Torres où les concentrations
en plomb – dans le champ moyen – ont dépassé 1,5 mg/Kg poids sec (points PT3 avec 1,8
mg/Kg et Can 3 avec 1,6 mg/Kg). A Livourne et à Rosignano, les concentrations oscillent
autour de 1 mg/Kg p.s.
A l’inverse de ce que nous avions pu noter pour les concentrations en cadmium, celles en
plomb dans les moules sont plus élevées dans les prélèvements côtiers, fait vraisemblablement
à relier avec les apports en plomb atmosphérique en provenance de l’agglomération de Porto
Torres. En particulier le point de prélèvement face au port de Livourne, effectué par
l’ARPAT, accuse une valeur de 3,4 mg/Kg, soit plus de trois fois la valeur mesurée au point
situé plus au large (point Liv 1), dont le niveau a d’ailleurs été confirmé dan le cadre du
programme Interreg IIIB / Mytilos (Andral, com. pers).
Mars 2007
133
Pb (données MONIQUA)
P. Sassari P8
P. Sassari P7
P. Sassari P4
P. Sassari P3
P. Sassari P1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
PT 1
Rosignano Lillatro
Livorno Porto
Foce Ombrone
M arina di Castagneto
Cinquale
Carbonifera
Antignano
Fiume M orto
Foce Arno
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
Figure 101 : Teneurs en plomb dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés en
Les niveaux enregistrés par l’ARPAT sont dans l’ensemble plus faibles (Figure 102) ; en effet
ils ont été rencontrés lors de campagnes différentes, ne sont pas positionnés sur les mêmes
sites que les prélèvements Ifremer, mais ils donnent tout de même un ordre de grandeur
permettant de dire que les niveaux de contamination ne sont pas très élevés. Les niveaux
enregistrés peuvent donc être assimilés à un bruit de fond (eaux côtières), comme le montrent
par ailleurs les résultats obtenus dans le cadre du réseau RINBIO, en 2003, le long de la
façade méditerranéenne. Les données obtenues dans le cadre d’Interreg IIIB / «Mytilos » en
2004 confirment ces niveaux (1,0 mg/Kg face au port de Livourne ; Andral com. Pers.)
A Porto Torres, les données recueillies par l’Ifremer (1,5 mg/Kg Pb p.s. au point PT2 (Figure
104) pour le plomb, sont légèrement inférieures à celles obtenues par la Province de Sassari
(point P7, proche du point PT2) : les concentrations en plomb dans les moules au point P7,
peu éloigné du point de prélèvement de l’Ifremer, sont – converties en poids sec – de l’ordre
de 1,85 mg/Kg. Les résultats obtenus par la Province de Sassari font par contre état de plus
Mars 2007
134
fortes concentrations, au nord de la zone portuaire, dans une zone de rejet, avec 5 mg/Kg
poids sec (ou 1 mg/Kg poids humide).
Piombo nel Biota (Provincia di Sassari)
1,000
0,900
0,800
0,700
0,600
µg/g
ww
0,500
0,400
0,300
0,200
0,100
0,000
P1
P1 bis
P2
P2 bis
P3
P4
P5
P6
P8
Pb 0,8754 0,563 0,5227 0,604 0,8529 0,2800 0,3621 0,3162 0,3639 0,1866
Figure 102 : Teneurs en plomb (exprimées en mg/Kg de poids humide) montrant une contamination
plus importante en plomb au nord de l’enceinte portuaire de Porto Torres (points P1 à P3).
Ces niveaux sont à comparer avec ceux de la zone de Toulon, connue pour être impactée en
plomb, comme cela a notamment été mis en évidence (i) dans le cadre du réseau RNO dans le
champ proche (Figure 103) avec des niveaux proches du seuil limite de qualité sanitaire du
règlement CE n°221/2002 de la Commission du 6 février 2002 (1,5 mg.kg-1 poids humide,
soit 7,5 mg.kg-1 p.s environ, correspondant à 4,5 fois la médiane nationale), et (ii) dans le
cadre du réseau RINBIO en 2003 (Ifremer/AERMC, 2004), dans le champ moyen, avec des
valeurs situées autour de 3 mg.kg-1 (Figure 104).
Plomb
10
0
5
mg/kg, p.s.
15
Zoom 1:1
79 81 83 85 87 89 91 93 95 97 99 01 03 05
Figure 103 : Données RNO relatives aux teneurs en plomb dans les moules dans la baie du Lazaret, à
Toulon
Mars 2007
135
concentrations ajustées en Plomb
Marseille jetée
Pointe rouge
Cortiou
Marseille sud
Jarre
Cassis
La Ciotat
Bandol
Embiez
Cicié
St Mandrier
Etg d'Ingrill
Etg d'Arnel 1
Etg d'Arnel 2
Etg d'Arnel 3
Etg du Prévost
Etg de l'Or centre
Etg de l'r Ouest
Etg du Ponant
Etg de Berre
Etg de Diana
Etang d'Urbino
Etg de Palo
Banyuls
Port Vendre
Argeles
Cannet plage
Port la nouvelle
Fleury
Valras Ouest
Valras Est
Sète
Frontignan
Palavas
Grau du roi
Stes maries
Emb rhône
Rhône
Plage Napoleon
Ponteau
Port de Bouc
Carry
Planier
Etg de Salse
Etg de Leucate
Etg de Lapalme
Etg d'Ayrolle
Etg de Bages grau
Etg de Bages nord
Etg de Bages sud
Etg de Thau nord
Etg de Thau sud
Toulon Grande rade
Carqueiranne
Giens
Hyeres ouest
Hyere est
Port Cros
Porquerolles
Ile du Levant
Lavandou
Cavalaire
Pampelone
St Tropez
Les Issambres
Fréjus ouest
Fréjus est
Cannes ouest
Cannes est
Ile St Honorat
Antibes
Aeroport Nice
Villefranche
Menton
Cap d'ail
Meria
Bastia sud
Emb du Golo
Fium Orbu
Tavignano
Cavu
Porto Vecchio
Santa Manza
Lavezzi
Figari
Propriano
Sartène
Ajaccio
Cargese
Porto
Revellata
Ile rousse
Ometa di Capo
Pino
Toulon Petite rade
Etg de La Peyrade
4
2
0
6
Etang
Mer
Stations
Figure 104 : Teneurs en plomb dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le long
Conti et Cecchetti (2000) et Conti et al (2002) observaient des teneurs équivalentes pour le
golfe de Gaeta, situé entre Rome et Naples. En revanche, des teneurs records en plomb dans
les moules ont été publiées par Widdows et al (1997) pour la lagune de Venise, avec un
maximum à 80 mg/Kg poids sec, complétant les études de Majori et al (1991) qui avaient
observé pour cette lagune un maximum de 3,6 mg/Kg.
Chrome, Nickel, Cobalt (moules)
Les niveaux observés dans le cadre des campagnes 2003 à 2005 sont rassemblés dans la
Figure 105. Les teneurs en cadmium et nickel dans les moules, après trois mois de
stabulation, au droit de la mine de Canari (Can3) et légèrement plus au sud (Can 2), sont
particulièrement élevées et correspondent aux apports en éléments traces solubles libérés par
la matrice sédimentaire et le bassin versant, suite aux rejets en mer des terrils amiantifères.
C’est ainsi que des concentrations supérieures à 10 mg/Kg de chrome p.s. et 8 mg/Kg de
nickel p.s. ont pu être notées lors de la campagne de juillet 2004. En 2003, à Canari, les
valeurs enregistrées étaient plus faibles qu’en 2004, vraisemblablement dû à des apports
moins importants (lessivage du bassin versant et échanges eau – sédiment moins importants).
L’influence de ces apports se fait encore sentir aux points les plus extrêmes des deux radiales,
Can 1 et Can 6, à plusieurs kilomètres de la mine : pour le chrome les teneurs sont, avec 1 à 2
mg/Kg encore significatives, puisque le « bruit de fond » puisque supérieur à l’échantillon de
référence (< 1 mg/kg) ; pour le nickel, les stations les plus éloignées des radiales, à Canari, sont de
Mars 2007
136
l’ordre de 3 à 4 mg/kg, alors que le site de référence (étang de Thau) présentait des valeurs comprises
entre 1 et 2 mg/kg.
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
Ni
PT 2
PT 1
Co
Can 4 bis (2004)
Can 5 (2004)
Cr
Can 4 (2004)
Can 3 (2004)
Can 2 - 2004
Can 1 (2004)
Can 6 (2003)
Can 5 (2003)
Can 4 (2003)
Can 3 (2003)
Can 2 ( 2003)
Can 1 (2003)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Figure 105 : Teneurs en Cr, Ni, Co dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne
En Corse, l’« effet Canari » a bien été mis en évidence dans le cadre de la campagne RINBIO
2003 : on y note un bruit de fond de l’ordre de 0,5 mg/Kg de chrome poids sec, avec un pic de
3,5 mg/Kg Cr p.s. à la station « Pino », proche de la mine de Canari.
Mars 2007
137
La Figure 106, extraite de la campagne Rinbio 2003, avait d’ailleurs permis de choisir le site
qui était à la fois le plus proche de la mine et qui présentait un herbier de posidonie.
5
concentrations ajustées en Chrome
Pino
3
Etg de Salse
Etg de Leucate
Etg de Lapalme
Etg d'Ayrolle
Etg de Bages grau
Etg de Bages nord
Etg de Bages sud
Etg de Thau nord
Etg de Thau sud
Etg de La Peyrade
Etg d'Ingrill
Etg d'Arnel 1
Etg d'Arnel 2
Etg d'Arnel 3
Etg du Prévost
Etg de l'Or centre
Etg de l'r Ouest
Etg du Ponant
Etg de Berre
Etg de Diana
Etang d'Urbino
Etg de Palo
Banyuls
Port Vendre
Argeles
Cannet plage
Port la nouvelle
Fleury
Valras Ouest
Valras Est
Sète
Frontignan
Palavas
Grau du roi
Stes maries
Emb rhône
Rhône
Plage Napoleon
Ponteau
Port de Bouc
Carry
Planier
Marseille jetée
Marseille sud
Pointe rouge
Cortiou
Jarre
Cassis
La Ciotat
Bandol
Embiez
Cicié
St Mandrier
Toulon Petite rade
Toulon Grande rade
Carqueiranne
Giens
Hyeres ouest
Hyere est
Port Cros
Porquerolles
Ile du Levant
Lavandou
Cavalaire
Pampelone
St Tropez
Les Issambres
Fréjus ouest
Fréjus est
Cannes ouest
Cannes est
Ile St Honorat
Antibes
Aeroport Nice
Villefranche
Menton
Cap d'ail
Meria
Bastia sud
Emb du Golo
Fium Orbu
Tavignano
Cavu
Porto Vecchio
Santa Manza
Lavezzi
Figari
Propriano
Sartène
Ajaccio
Cargese
Porto
Revellata
Ile rousse
Ometa di Capo
2
0
1
4
Etang
Mer
Stations
Figure 106 : Teneurs en chrome dans les échantillons de moules (caging de moules) prélevés le long
Les concentrations en nickel et en chrome dans les moules à Livourne et à Porto Torres sont
inférieures à 1 mg/Kg pour le premier et comprises entre 1 et 2 mg/Kg pour le second. Si l’on
compare avec les résultats obtenus par l’ARPAT – pour la mission de septembre, qui
correspond le mieux à celle de l’Ifremer – on constate que les teneurs mesurées dans les
moules y sont 2 à 3 fois plus élevées : de l’ordre de 1 à 2 mg/Kg pour le chrome et de 3 à 6
mg/Kg pour le nickel. L’étude (ultérieure) des teneurs ajustées permettrait sans doute de
réduire cet écart. Cependant il faut aussi prendre en compte le fait que - comme nous l’avons
signalé - les cages à moule Ifremer sont positionnées dans le champ moyen (cf. Figure 109)
tandis que les prélèvements effectués par l’ARPAT se situent dans le champ proche. L’origine
de ces niveaux plus élevés, notamment au nord est en cours d’étude par l’ARPAT (apports par
le fleuve Arno notamment).
A Porto Torres, les concentrations en chrome et nickel (après conversion des poids humides
en poids sec) sont comparables avec les résultats obtenus par la Province de Sassari sur ce
secteur (Figure 107).
Mars 2007
138
Cromo nel Biota
0,500
0,450
0,400
µg/g ww
0,350
0,300
0,250
0,200
0,150
0,100
0,050
0,000
P1
P 1 bis
P2
P 2 bis
P3
P4
P5
P6
P7
P8
C r 0,2463 0,2463 0,2234 0,2214 0,2270 0,4633 0,2619 0,2202 0,2811 0,4434
Figure 107 : (Source : Province de Sassari). Teneurs mesurées en chrome, dans les moules, à Porto
Torres (campagne et analyses effectuées par la Province de Sassari). Les concentrations sont en mg/Kg
poids humide et il est nécessaire de multiplier ces valeurs par 5 (hypothèse : 80% d’eau) pour obtenir
des mg/Kg poids sec.
En ce qui concerne les teneurs en cobalt, les teneurs sont plus faibles mais témoignent
toujours d’apports issus des rejets de la mine, puisque les plus fortes valeurs sont enregistrées
aux points Can2 et Can3. Les concentrations à Porto Torres et à Rosignano correspondent au
bruit de fond.
Cuivre et Zinc (moules)
Les niveaux en cuivre et en zinc dans les trois régions sont rassemblés dans les Figure 108 et Figure 109.
Mars 2007
139
Cu
R o si
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
PT 1
C a n 4 bis ( 2 0 0 4 )
C an 5 (2004)
C an 4 (2004)
C an 3 (2004)
C an 2 - 2004
C an 1 (2004)
0
2
4
6
8
Figure 108 : Teneurs en cuivre dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne
Zn
R o si
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
PT 1
C a n 4 bis ( 2 0 0 4 )
C an 5 (2004)
C an 4 (2004)
C an 3 (2004)
C an 2 - 2004
C an 1 (2004)
0
100
200
300
400
500
Figure 109 : Teneurs en zinc dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne
Mars 2007
140
Les teneurs en zinc (Figure 109) sont par contre plus élevées à Porto Torres que sur les deux autres
sites, et correspondent à environ deux fois le niveau rencontré sur le littoral corse (données RINBIO
2003). Ces plus forts niveaux en zinc sont peut être à relier avec des rejets, mais ne se retrouvent pas
dans les analyses effectuées par la Province de Sassari (Serra, com.pers.)
Quant aux teneurs en cuivre dans les moules, elles sont toutes plus élevées dans la région de Livourne,
même pour les stations du large ; à Porto Torres, ces teneurs se situent aux alentours de 4 mg/kg,
niveaux comparables à ceux observés à Canari, comme d’ailleurs sur l’ensemble de la Corse –données
RINBIO). Ces plus fortes teneurs en cuivre dans les moules dans la zone de Livourne ont été vérifiées
par ca campagne ARPAT réalisées à partir de moules situées à la côte et sont comparables aux analyses
effectuées par l’Ifremer dans le champ moyen, à l’exception des valeurs observées à Rosignano Lillatro
et Foce Arno, comme visualisé dans la Figure 110. Ces données sont du même ordre de grandeur que
celles observées par Conti et Cecchetti (2002) dans le golfe de Gaeta, de Majori et al (1991) et Favretto
et al (1987) à Trieste ainsi que celles de Widdows et al (1997) dans la lagune de Venise (présentant
cependant un maximum à 20 mg/Kg p.s.).
Cu (données ARPAT)
Rosignano Lillatro
Livorno Porto
Foce Ombrone
Marina di Castagneto
Cinquale
Carbonifera
Antignano
Fiume Morto
Foce Arno
0
5
10
15
20
25
Figure 110 : (Source : ARPAT). Teneurs mesurées en cuivre, dans les moules, dans les environs de
Livourne (campagne et analyses effectuées par l’ARPAT). Données exprimées en mg/Kg poids sec.
Arsenic et argent (moules)
Les teneurs en argent sont toutes inférieures au seuil de détection analytique qui est de 0,1
mg/Kg.
Celles en arsenic sont rassemblées dans la Figure 111. Elles sont de l’ordre de 20 à 30 mg/kg,
comparables à celles que l’on rencontre en Corse dans le cadre du réseau RINBIO. Une origine
géologique est très probable, puisque dans le cadre du « Mussel Watch » américain, les concentrations
en arsenic dans les moules, pour les années 1986 à 1996 (O’Connor, 1998), faisaient état de teneurs de
l’ordre de 8 à 10 mg/Kg. Sur Toulon, en 2000 (Ifremer, 2002), les résultats du RINBIO affichaient des
teneurs de l’ordre de 40 mg/Kg.
Mars 2007
141
As
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
PT 1
Can 4 bis (2004)
Can 5 (2004)
Can 4 (2004)
Can 3 (2004)
Can 2 - 2004
Can 1 (2004)
0
5
10
15
20
25
30
35
Figure 111 : Teneurs en arsenic dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne
4.1.5. Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans
les moules
Les Figure 112 à Figure 114 visualisent les teneurs en HAP obtenues pour les trois sites,
d’abord pour la somme des 16 HAP (Figure 115), puis pour le phénanthrène, le fluorène,
l’acénaphtène, l’acétylnaphthalène et le naphtalène (Figure 116) et enfin pour le
benzo(a)pyrène, le benzo(b)fluoranthène, le benzo(a)anthracène, le pyrène, le fluoranthène, et
l’anthracène (Figure 117). La somme des 16 HAP avait été prise en compte par l’Agence
Française de Sécurité Sanitaire des Aliments (AFSSA) depuis la pollution de « l’Erika », pour
définir des seuils concernant la commercialisation des mollusques. Ce seuil est de 1000 µg/Kg
p.s. (valeur d’exclusion) ou de 500 µg/Kg p.s. (valeur guide) pour la somme des 16 HAP.
Mars 2007
142
Somme 16 HAP
Rosi
89,8
Liv 4
105,5
66
Liv 3
34,2
Liv 2
Liv 1
32,4
125,5
PT 5
63,5
PT 4
108,5
PT 3
PT 2
89,5
PT 1
89,4
Can 4 bis
18,5
Can 4
18,5
Can 4
19,1
Can 3
19
18,5
Can 2
18,5
Can 1
0
20
40
60
80
100
120
140
Figure 112 : Somme des 16 HAP dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto
Torres et Livourne. Les données sont exprimées en µg/Kg (ou ng/g).
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
Phénanthrène
PT 1
Fluorène
Acénaphtène
Can 4 bis
Can 4
Acétylnaphtalène
Can 4
Naphtalène
Can 3
Can 2
Can 1
0
10
20
30
40
50
60
Figure 113 : Teneurs en phénanthrène, fluorène,
acénaphtène, acétylnaphthalène et naphtalène
dans les moules positionnées dans les trois
régions, à Canari, Porto Torres et Livourne.
Les données sont exprimées en µg/Kg (ou ng/g).
Mars 2007
143
Rosi
Liv 4
Liv 3
Liv 2
Liv 1
PT 5
PT 4
PT 3
PT 2
Benzo(a)pyrène
PT 1
Benzo(b)
fluoranthène
Can 4 bis
Benzo(a)anthracène
Can 4
Pyrène
Can 4
Fluoranthène
Can 3
Can 2
Anthracène
Can 1
0
5
10
15
20
Figure 114 : Teneurs en benzo(a)pyrène, benzo(b)fluoranthène, benzo(a)anthracène, pyrène,
fluoranthène, et anthracène dans les moules positionnées dans les trois régions, à Canari, Porto Torres
et Livourne. Les données sont exprimées en µg/Kg (ou ng/g).
La somme des 16 HAP, prise en compte pour apprécier les niveaux de contamination
chronique (et contenant elle même 8 contaminants de l’annexe X de la DCE), est en moyenne
5 fois plus élevée à Porto Torres qu’à Canari, site de référence peu contaminé par les
hydrocarbures. Les teneurs dans les moules positionnées à la sortie de l’enceinte portuaire
sont de 90 µg/Kg alors que dans le secteur le plus éloigné, elles sont de 125 µg/Kg,
vraisemblablement lié à la navigation de plaisance. Ce niveau peut être comparé à celui de la
rade de Toulon ; Les teneurs dans le golfe de l’Asinara sont par contre environ 2 fois plus
élevé que celles rencontrées le long des côtes corses (champ moyen), où les concentrations
sont la plupart du temps inférieures à 50 µg/Kg.
Toujours à Porto Torres, les mesures effectuées par la Province de Sassari font état de
concentrations beaucoup plus élevées, d’environ 500 µg/Kg pour la plus faible et 2000 µg/Kg
poids sec pour la plus élevée. Ces différences s’expliquent vraisemblablement par le fait que
les moules ont été prélevées à la côte, à proximité des apports (Figure 115), données qu’il
serait nécessaire de vérifier.
Mars 2007
144
Fluorantene vs IPA totali nel BIOTA
0,45000
0,40000
Conc. µg/g ww
0,35000
0,30000
0,25000
0,20000
0,15000
0,10000
0,05000
0,00000
P1
P2
P3
P4
Fluorantene
P5
P6
P7
P8
IPA totali
Figure 115 : (source : Province de Sassari) - Teneurs en HAP (somme de 14 HAP) et teneurs en en
Fluoranthène, à Porto Torres. Sur le graphique, les concentrations sont exprimées en µg/g de poids
humide et les concentrations doivent être multipliées par 5000 pour convertir en µg/Kg poids sec (x
1000 pour passer des µg/g aux µg/Kg et x 5 pour passer des poids humides aux poids secs).
En Toscane, à Rosignano, à environ 2 Km du port, la somme des 16 HAP atteint 90 µg/Kg ; à
Livourne, les teneurs qui ont été enregistrées au large sont plus élevées (105 µg/Kg) que près
de la côte. Des apports atmosphériques par l’agglomération de Livourne sont à prendre en
compte (Figure 115).
Ces teneurs mesurées dans le cadre d’Interreg IIIA / MONIQUA par la Région Corse sont
inférieures à la valeur guide de 500 µg/Kg, mais dénotent, aussi bien à Livourne qu’à Porto
Torres, une pollution chronique. La Figure 116 (Andral com.pers.) donne à titre de
comparaison les sommes des 16 HAP mesurées dans le cadre du programme Interreg IIIB /
Mytilos en régions PACA, Ligure et Toscane. Les résultats montrent des concentrations en
HAP du même ordre de grandeur que celles mesurées dans le cadre du programme Interreg
IIIA / MONIQUA.
Mars 2007
145
Somme 16 HAP (Interreg IIIB / Mytilos)
Source Ifremer / AERM&C
Portoferraio
Isola Giannutri
Porto San Stefano
Ombrone
Piombino chiusa
Livorno porto
Forte dei marmi
Santa Margherita
Imperia
Nice ville
Toulon/Hyeres
MarseilleCortiou
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
Figure 116 : (Source Interreg IIIB / Mytilos) Somme des 16 HAP pour quelques stations situées en
régions PACA, Ligure, et Toscane.
A noter que certains sites plus contaminés avaient aussi été notifiés lors de la campagne
RINBIO en 2003 : 126 µg/Kg à Bages (dans le grau), 175 µg/Kg à Jarre (près de Marseille),
111 µg/Kg à Antibes. En 1995, des teneurs de 2000 µg/Kg avaient aussi été observées par
Baumard et al (1999) à proximité du bassin d’Arcachon. Des teneurs maximales de 7000
µg/Kg poids sec avaient été observées à Pen Bron (Atlantique) après la pollution de l’Erika
(Tronczynski et al, 2004). Avec la même technique du caging de moules, Andral (com.pers) a
observé des teneurs particulièrement élevées, supérieures à 200 µg/Kg poids sec) dans les
moules proches de Valence, en Espagne.
Parmi les hydrocarbures les plus représentés, les Figures 116 et 117 montrent que ce sont les
hydrocarbures de la série des naphtalènes, acénaphtènes, fluoranthènes, benzo (a) anthracène,
pyrène, phénanthrène, qui représentent l’essentiel des hydrocarbures.
Le fluoranthène, utilisé comme représentatif des HAP dans les réseaux de l’Ifremer RNO et
RINBIO présente des niveaux hétérogènes, avec des valeurs bien plus élevées à Porto Torres
qu’à Livourne (les teneurs à Canari sont en dessous du seuil de détection) (Figure 117).
Il est à noter enfin que c’est dans tout le secteur de Porto Torres (Figure 117) que l’on
retrouve les plus forts niveaux en hydrocarbures aromatiques d’origine pyrolytique à 4 et 5
noyaux, se formant à haute température, dont plusieurs - comme le benzo (a )pyrène, le
benzo (a) anthracène, le benzo (b) fluoranthène, l’indéno (1,2,3-cd) pyrène et le benzo (g,h,i)
pérylène - sont suspectés cancérogènes (cf. paragraphe 1.3).
A titre indicatif, la Figure 117 donne les niveaux en benzo(b) fluoranthène enregistrés à Porto
Torres avec la technique de « caging » et sont mis en parallèle avec les résultats obtenus –
avec la même technique – dans le cadre des deux premières campagnes Mytilos (Andral,
Mars 2007
146
com.pers.). Les résultats entre Nice et le sud Toscane ont été retenus, réalisés dans le cadre de
la première campagne, et ceux de Sardaigne, réalisés dans le cadre de la deuxième campagne.
Benzo (b) fluoranthène (µg/kg poids sec)
PT 5 (Porto Torres)
PT 3 (Porto Torres)
Cagliari
Tavolara
Maddalena
Oristano
Portoscuso
Portoferraio
Isola giannutri
Porto san stefano
Ombrone
Piombino chiusa
Livorno porto
Forte dei marmi
Punta san pietro
Santa margherita
Cornigliano
Haven a
Zinola
Imperia
Nice ville
0
2
4
6
8
10
Figure 117 : Teneurs en benzo (b) fluoranthène obtenues dans le cadre du projet MONIQUA (en haut
du graphique) et dans le cadre du projet Interreg IIIB / Mytilos, pendant la même période.
On observe que les teneurs mesurées à Porto Torres sont comparables à celles de Piombino
(cages à moules situées proches du complexe industriel) et de Porto Ferraio sur l’Ile d’Elbe,
probablement dû à la navigation (ferries). Des interprétations complémentaires sont
nécessaires pour faire le lien entre les niveaux observés à Porto Torres et les apports par la
raffinerie de pétrole.
¾ Littoral de la Corse
Au regard des teneurs métalliques à l’échelle de la Méditerranée, les niveaux de
contamination rapportés dans ce document sont parmi les valeurs les plus faibles disponibles
dans la littérature (Tableau 17).
Mars 2007
147
Dans le cas du chrome et du plomb, nos valeurs sont au-dessous de celles précédemment
rapportées à l’exception de celles de Campanella et al. (2001) qui sont assez similaires
(Tableau 17).
Tableau 17 : Moyennes, minima et maxima (entre parenthèses) des concentrations en métaux traces
(en µg.g-1 poids sec) des feuilles de posidonies, mesurées dans différents sites et source
bibliographique. fond gris : stations considérées comme impactées par les auteurs
Cd
Cr
-
3.97 a
(1.95-8.57)a
2.81
(2.02-3.87)
1.99
Hg
0.05-0.13
0.02 c
0.16 c
0.38 a
0.07 a
(0.02-0.19)
Ni
-
-
a
-
2.89
-
-
21.22
23,78
(19.0530.72)
Pb
4.15 a
(1.85-9.55)
a
Station
Port-Cros (France)
Corsica (France)
Rosignano (Italie)
Rosignano (Italie)
Costantini et al.,
-
-
Aegean Sea (Greece) Panayotidis, 1993
Catsiki and
-
-
2.4
3.8
1.53
1.67
0.96
0.02
0.09
-
-
39.5
(10.5-123)
5.8
2.4
7.76
8.35
5.96
1.0
-
-
3.4
Ile d’Ischia (Italie)
-
-
-
-
2.22
(1.13-2.78)
0.50
(0.31-0.74)
0.51
(0.39-0.63)
0.06
(0.05-0.07)
-
-
-
0.91
(0.70-1.18)
2.35 b
(1.29-3.44)b
0.36 b
(0.12-1.29)b
Rosignano (Italie)
Tonnara (Corse,
France)
Favignana Island
(Sicile, Italie)
Tonnara (Corse,
France)
Lérins (France)
Rosignano (Italy)
Littoral Corse
(France)
20.8
(2.70-44.0)
4.1
4.1
2.4
2.1
2.3
-
0,07 c
0,07 c
0,26 c
0.05 b
(0.01-0.06)b
Maserti et al., 1988
Ferrara et al., 1989
1991
Littoral italien
Côte tyrrhénienne
Taramelli et al., 1991
(Italy)
Iles Cyclades (Grèce) Catsiki and Bei, 1992
3.65
(1.75-5.73)
2.94
(2.24-3.88)
-
Référence
Augier et al., 1980
19.79 b
1.71 b
(11.73-39.45) b (0.99-2.66)b
Ile Lesbos (Grèce)
Golfe d’Antikyra
(Grèce)
Calvi (Corse, France)
Marseille (France)
Marseille (France)
Ischia (Italie)
Calvi (Corse, France)
Catsiki et al., 1994
Malea et al., 1994
Pergent-Martini,
1994
Warnau et al., 1995
Schlacher-Hoenlinger
and Schlacher, 1998
Capiomont et al.,
2000
Campanella et al.,
2001
Ferrat et al., 2003
Ce travail
Concernant le cadmium, le mercure et le nickel, nos valeurs sont assez similaires à celles
rapportées dans la littérature à l’exception de la valeur trouvée au niveau du site impacté du
golfe d’Antikyra en Grèce pour le cadmium (Malea et al., 1994) et ceux trouvés dans le site
impacté de Rosignano en Italie pour le mercure (Maserti et al ., 1988 ; Ferrara et al., 1989 ;
Capiomont et al., 2000 ; Ferrat et al., 2003 ; Tableau 17). Par conséquent, nos résultats
reflèteraient le bruit de fond de la contamination métallique en Méditerranée.
a
: estimé à partir de la valeur moyenne du ratio poids frais/poids sec rapporté par les auteurs
b
: calculé à partir des concentrations et des biomasses des limbes et des bases
c
: calculé à partir des concentrations des limbes et des bases (Juin 2000 pour Ferrat et al.,
2003; possible variations saisonnières) et des biomasses mesurées dans cette étude
Mars 2007
148
A l’échelle du littoral de la Corse, nous observons pour le cadmium une répartition en 2
parties avec les plus fortes valeurs rencontrées au dessus d’une diagonale nord-est sud-ouest.
Des valeurs élevées en cadmium au niveau du littoral nord-ouest de la Corse ont déjà été
relevés dans le cadre du Réseau Intégrateur Biologique RINBIO basé sur l’utilisation des
moules (Andral et al., 2004). Ce résultat peut être lié aux particularités géologiques et
morphologiques de la Corse et à des phénomènes d’upwellings dans cette zone.
Les concentrations maximales en cobalt, chrome et nickel sont rencontrées dans les stations
14 et 15, ce qui est en accord avec les résultats rapportés dans le RINBIO (Andral et al.,
2004). Ce résultat est particulièrement intéressant dans la mesure où la station 15 est située
juste au dessous d’une ancienne mine d’amiante, la mine de Canari.
La concentration en mercure est similaire dans toutes les stations, ce qui est en accord avec ce
attendu puisque aucune source de contamination anthropogénique en mercure n’est connue
sur l’île.
La concentration maximale en plomb est mesurée au niveau de la station d’Ajaccio ; ce
résultat peut être mis en relation avec le fait qu’Ajaccio est la plus grande ville de l’île.
¾ Radiales
Au niveau de l’ancienne mine d’amiante de Canari, les teneurs de trois métaux, le cobalt, le
chrome et le nickel diminuent avec l’éloignement. Ce résultat est intéressant dans la mesure
où ces trois métaux sont associés aux fibres d’amiante (communication personnelle).
Au niveau de la radiale de Porto-Torres, les teneurs en cadmium, cobalt et mercure
diminuent avec l’éloignement depuis la ville de Porto Torres. La présence de ces
contaminants traduit une contamination d’origine anthropique probablement à mettre en
relation avec la présence du complexe pétro-chimique au niveau du port de Porto-Torres.
Au niveau de la radiale de Livourne, une diminution de la concentration métallique,
depuis le site de Rosiganno, est mis en évidence pour le mercure. Ce résultat est intéressant
dans la mesure où une usine chimique de fabrication de soude est située à Rosigano et dans la
mesure où de nombreuses études ont révélé la présence de fort taux de mercure dans cette
zone (Maserti et al., 1988 ; Ferrara et al., 1989 ; Capiomont et al., 2000 ; Ferrat et al., 2003).
Ainsi, ces résultats mettent en évidence l’intérêt et la grande sensibilité de Posidonie
en tant qu’indicateur biologique de la contamination métallique.
4.2. Rappel sur les cinétiques d’accumulation des
éléments traces dans les moules et les posidonies
Les cinétiques d’accumulation des métaux traces dans les moules et les posidonies ont été
étudiées dans le cadre du Groupement de Recherches «Gestion des écosystèmes littoraux
méditerranéens » (GdR) entre l’Ifremer et l’Université de Corse (Kantin & Pergent, 2007).
Ces cinétiques, réalisées en 2003 dans deux secteurs : Toulon (fortement anthropisé) et Calvi
(peu anthropisé), présentent de fortes similitudes (Figure 118).
Pour le site de Calvi, où les concentrations en mercure sont faibles (bruit de fond), la
cinétique de contamination dans les tissus foliaires de posidonies est similaire à celle
enregistrée dans les moules (pentes comparables : αposidonies = 0,0028 ; αmoules = 0,003) même
Mars 2007
149
si les valeurs de départ sont décalées (teneurs dans les moules « implantées » supérieures aux
posidonies à t0).
Pour le site fortement anthropisé de Toulon, les moules présentent assez rapidement un équilibre
avec le milieu (1 à 2 mois) et leurs teneurs restent stables après cette période. Pour les posidonies,
l’accumulation est plus régulière et augmente avec l’âge des tissus au cours des quatre mois de
l’étude ; il faut également noter que la cinétique est beaucoup plus rapide qu’à Calvi (pente :
αPosidonies = 0,014).
Posidonies Calvi
Moules Calvi
Posidonies Toulon
Moules Toulon
0.16
0.14
0.10
-1
[Hg µg.g ]
0.12
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
T0
T1
T2
T3
T4
T5
T6
T7
T8
Figure 118 : Cinétique d’accumulation du mercure par les posidonies et les moules dans deux sites de
Méditerranée française.
4.2.1. Aspects cinétiques concernant les moules
L’évolution des teneurs en éléments-traces entre l’immersion et la relève des cages à moules,
pour les métaux lourds, est visualisée dans la Figure 119 montrant l’évolution des teneurs
mesurées d’avril à juillet 2003, avec une périodicité bimensuelle, pour les différents métaux.
Les concentrations ajustées, c’est à dire corrigées de l’effet lié à l’évolution de l’indice de
condition, est détaillé dans le paragraphe suivant. Pour plus de clarté, les graphiques
présentant les concentrations mesurées et ajustées sont présentées conjointement.
Pour le mercure, on note une accumulation importante pendant le premier mois. Lors de
l’installation de la cage à moules à Toulon le 26 mars 2003, les teneurs en mercure étaient de
0,06 mg.kg-1. Près d’un mois après (le 23 avril), elles étaient de 0,15 mg.kg-1 pour osciller, les
deux mois suivants, entre 0,12 et 0,14 mg.kg-1. Sur le site de Calvi, l’incorporation de mercure
était plus lente avec une croissance régulière de 0,06 à 0,9 mg.kg-1 pendant le même laps de
temps.
-
Pour le cadmium, on constate, surtout pour le site de Calvi, connu pour présenter un
« bruit de fond » en cadmium relativement important, que l’équilibre semble atteint au
bout du troisième mois d’immersion. Pour le site de Toulon, dont les teneurs en cadmium
sont comparables à celles du lot de départ (moules en provenance des filières des
Aresquiers), l’évolution est moins probante.
Mars 2007
150
-
Pour le plomb, il est difficile de faire une interprétation, car les fluctuations des teneurs
dans le milieu, surtout pour le site de Toulon connu pou présenter des teneurs élevées en
plomb, représentent vraisemblablement les variations du milieu et des apports. Les
concentrations ajustées ne permettent pas non plus de tirer des conclusions.
Cd :
Cd : Concentrations ajustées
concentrations mesurées
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Cd Calvi
Cd Toulon
t0
t1
t2
Pb :
t3
t4
t5
t6
t7
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Cd aj. Toulon
Cd aj. Calvi
t1
t8
t2
t3
t4
t5
t6
t7
t8
Pb : Concentrations ajustées
3,5
3,5
3
3
2,5
2,5
2
Pb Calvi
Pb Toulon
1,5
2
1
1
0,5
0,5
0
Pb aj. Toulon
Pb aj. Calvi
1,5
0
t0
t1
t2
Cr :
t3
t4
t5
t6
t7
t8
t1
Cr Calvi
Cr Toulon
t1
t2
t3
t4
t5
t6
t7
Ni :
t3
t4
t5
t6
t7
t8
Cr : Concentrations ajustées
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
t0
t2
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
t8
Cr aj. Toulon
Cr aj. Calvi
t1
t2
t3
t4
t5
t6
t7
t8
Ni : Concentrations ajustées
3
3
2,5
2,5
2
2
Ni Calvi
Ni Toulon
1,5
1
1
0,5
0,5
0
Ni aj. Toulon
Co aj. Calvi
1,5
0
t0
t1
t2
Co :
t3
t4
t5
t6
t7
t8
t1
0,8
0,6
Co Calvi
Co Toulon
0,4
0,2
0
t1
t2
t3
t4
t5
t6
t7
t3
t4
t5
t6
t7
t8
Co : Concentrations ajustées
1
t0
t2
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Co aj. Toulon
Ni aj. Calvi
t1
t2
t3
t4
t5
t6
t7
t8
Figure 119 : Evolution des teneurs en métaux lourds (mg.kg-1) mesurées dans les moules pendant leur
immersion entre fin mars (t0) et mi-juillet (t7)
Mars 2007
151
Pour les concentrations en chrome, nickel et cobalt, si l’on se réfère aux cinétiques sur le site
de Calvi (teneurs naturellement plus élevées en ces éléments), on peut considérer qu’un
pseudo-équilibre est atteint au bout de 3 mois.
Les études de contamination – décontamination des éléments traces dans les moules
effectuées dans le cadre de la thèse de Casas (2005) ont permis de vérifier ces résultats
(Figure 120).
CONTAMINATION
DECONTAMINATION
[Hg] moule (mg/kg PS)
0,6
0,5
Lazaret
Bages
0,4
0,3
0,2
0,1
0
1,4
Poids chair sèche (g)
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
sept- oct02
02
nov- déc- janv- févr- mars- avr- mai- juin02
02
02
03 03
03 03
03
Figure 120 : Expérimentations de contamination – décontamination avec des moules, concernant le
mercure (Casas, 2005)
Ces cinétiques, qui correspondent en fait à des expérimentations de contamination (partie
gauche du graphique de la Figure 123) et de décontamination (partie droite), montrent
(graphique du haut) la contamination des moules de septembre à février, correspondant à la
fois à une biointégration des contaminants (la baie du Lazaret présente de forts niveaux en
mercure) et à l’effet de concentration lié à l’amaigrissement des moules. Cet amaigrissement
est visible sur le graphique du bas (Figure 123), visualisant le poids sec de chair, et le lien
entre la ponte du mois de décembre et l’accroissement concomitant des concentrations en
mercure. Sur la partie droite du graphique du haut, le transfert des cages à moules vers un site
non contaminé induit rapidement une chute des concentrations.
Mars 2007
152
4.2.2. Aspects cinétiques concernant les posidonies
La cinétique de contamination des trois tissus d’âge et de nature différente (limbe et base de la
feuille adulte de rang 1, limbe de la feuille intermédiaire de rang 1) est étudiée, d’avril à
juillet 2003, à raison d’un prélèvement toutes les deux semaines.
Ainsi pour le mercure, la cinétique de contamination diffère en fonction du site (Figure 121 ;
Figure 122) :
- Pour le site de Calvi, l’augmentation des teneurs entre avril et juillet est similaire pour les
trois tissus : entre 47 et 53 % et le facteur « âge » ne semble pas jouer un rôle majeur dans
cette cinétique (coefficients de détermination compris entre 0,17 et 0,34).
Limbe Adl
Base Adl
Limbe Int
0.160
0.140
0.120
0.100
0.080
0.060
0.040
0.020
0.000
T0
T1
T2
T3
T4
T5
T6
T7
T8
Figure 121 : Cinétique de contamination des Posidonies, par le mercure (en µg.g-1) à Calvi.
Limbe Adl
Base Adl
Limbe Int
0.160
0.140
0.120
0.100
0.080
0.060
0.040
0.020
0.000
T0
T1
T2
T3
T4
T5
T6
T7
T8
Figure 122 : Cinétique de contamination des posidonies par le mercure (en µg.g-1) à Toulon.
- Pour le site de Toulon l’augmentation est plus importante : entre 71 à 153%, et le facteur
« âge » semble à l’origine de la cinétique observée (coefficients de détermination compris
entre 0,66 et 0,94).
Pour les autres métaux, les données disponibles fournissent des résultats assez similaires avec
une cinétique d’accumulation peu marquée à Calvi et plus nette à Toulon, en particulier pour
Mars 2007
153
ce qui concerne les limbes des feuilles adultes. Cependant des différences sont observées en
fonction du métal pris en compte (Cd notamment).
Ces cinétiques montrent que les teneurs accumulées par les feuilles adultes sont
représentatives de ce qui se passe dans l’ensemble du faisceau foliaire et peuvent donc être
suffisantes.
4.3. Comparaisons des niveaux de contamination
entre moules, posidonies, sédiments, eau
4.3.1. Les teneurs moyennes dans les moules et les posidonies :
tendances générales intersites
Une comparaison des teneurs en métaux traces est réalisée chez les posidonies et les moules.
Les valeurs prises en compte concernent les trois sites surveillés dans le cadre du programme
Interreg IIIA – MONIQUA mais aussi les résultats obtenus, dans le cadre du GdR (Kantin et
Pergent, 2007) pour les sites de Calvi (site de référence, peu anthropisé) et de Cortiou
(émissaire de la ville de Marseille ; Figure 123). Seules les teneurs mesurées en juillet sont
utilisées pour cette comparaison, dans la mesure où (i) le pseudo équilibre avec le milieu est
atteint pour les moules, (ii) cela correspond aux concentrations maximales pour les posidonies
et (iii) on s’affranchit des variations saisonnières.
Figure 123 : Sites pris en compte pour la comparaison des teneurs en métaux traces dans les moules et
les posidonies
Quel que soit le métal pris en compte, les tendances sont identiques : ainsi les concentrations
maximales sont enregistrées par les deux organismes pour les mêmes sites (Figure 124; Figure 125;
Mars 2007
154
Figure 126; Figure 127; Figure 128; Figure 129).
6.00
5.00
[Cd] µg.g
-1
4.00
3.00
2.00
1.00
0.00
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Figure 124 : Teneurs en cadmium dans les moules et les posidonies
12.0
10.0
[Co] µg.g
-1
8.0
6.0
4.0
2.0
0.0
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Figure 125 : Teneurs en cobalt dans les moules et les posidonies
4.0
3.5
[Cr] µg.g
-1
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Mars 2007
155
Figure 126 : Teneurs en chrome dans les moules et les posidonies
y
0.16
0.14
[Hg] µg.g
-1
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Figure 127 : Teneurs en mercure dans les moules et les posidonies
80.0
70.0
[Ni] µg.g
-1
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Figure 128 : Teneurs en nickel dans les moules et les posidonies
Mars 2007
156
6.0
5.0
[Pb] µg.g
-1
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0
Posidonia
Calvi
Posidonia
Toulon
Posidonia
Canari
Posidonia
Livourne
Posidonia
P.Torres
Mytilus
Calvi
Mytilus
Toulon
Mytilus
Canari
Mytilus
Livourne
Mytilus
P.Torres
Figure 129 : Teneurs en plomb dans les moules et les posidonies
Ces observations sont également valables lorsqu’on s’intéresse uniquement à un seul secteur.
Ainsi les tendances entre stations au niveau des radiales de Canari (Figure 130), Porto Torres
(Figure 131) et Livourne (Figure 132) sont identiques pour les deux organismes testés tout au
moins en ce qui concerne les métaux traces majoritairement présents dans ces secteurs.
Radiale de Canari
16.0
Cobalt (µg.g-1)
N
1.8
1.6
14.0
1.4
12.0
1.2
10.0
1.0
8.0
0.8
6.0
0.6
4.0
C5
Chrome (µg.g-1) 0.4
2.0
1.4
0.2
16.0
0.0
1.2
C2
1.0
0.0
14.0
C1
C4
C3
C4
C5
12.0
10.0
0.8
8.0
C3 X Mine de Canari
C2
C1
0.6
6.0
0.4
Nickel (µg.g-1)4.0
0.2
140.0
2.0
12.0
0.0
120.0
0.0
10.0
C1
C2
100.0
C3
C4
C5
8.0
80.0
6.0
60.0
4.0
40.0
2.0
20.0
0.0
0.0
C1
C2
C3
C4
C5
Figure 130 : Teneurs (en µg.g-1) en cobalt, chrome et nickel dans les posidonies (en vert) et les moules
(en orange) au niveau de la radiale de Canari
Mars 2007
157
Radiale de Porto-Torres
N
Plomb (µg.g-1)
3.5
2.0
1.8
3.0
P4
1.6
2.5
1.4
1.2
2.0
1.0
1.5
0.8
0.6
1.0
0.4
0.5
P3
0.2
0.0
0.0
P1
P2
P3
P4
P2
P1
Usine
petrochimique
X
Figure 131 : Teneurs en plomb (en µg.g-1) dans les posidonies (en vert) et les moules (en orange) au
niveau de la radiale de Porto-Torres
Radiale de Livourne
N
Mercure (µg.g-1)
L3
L2
0.25
0.25
0.20
0.20
0.15
0.15
0.10
0.10
0.05
0.05
0.00
0.00
L1
L1
L2
L3
X Usine
chimique
Figure 132 : Teneurs en mercure (en µg.g-1) dans les posidonies (en vert) et les moules (en orange) au
niveau de la radiale de Livourne
Les teneurs en métaux traces mesurées chez la posidonie et les moules sont globalement du
même ordre de grandeur avec en moyenne une concentration plus élevée dans les tissus foliaires
de posidonies. Ce résultat peut paraître surprenant dans la mesure où on dispose d’organismes
de niveaux trophiques différents (producteur primaire et filtreur) mais qui présente aussi des
teneurs en lipides très différentes : moins de 1% (poids frais) dans la posidonie, avec un profil
lipidique spécifique (Brichon, com.pers., Viso et al., 1993) et peuvent varier de 10 à 25% chez
la moule, suivant les saisons (Deslous-Paoli et al, 1992)
Mars 2007
158
Des écarts en termes de capacité d’accumulation existent entre les deux organismes. Ainsi si les
capacités d’accumulations semblent comparables pour le mercure (Figure 127) et le plomb (Figure
129), la posidonie accumule plus fortement le cadmium (Figure 124), le cobalt (Figure 125) et le
nickel (Figure 128) que la moule. A l’inverse pour le chrome, des valeurs équivalentes (
Figure 126) ou plus importantes (secteur de Canari) sont enregistrées par la moule.
Il apparaît donc possible d’utiliser l’un ou l’autre de ces organismes pour évaluer le niveau de
contamination d’un site. Un « coefficient d’intercalibration » préliminaire peut être calculé en
fonction du métal mesuré (Tableau 18). La pertinence de ce coefficient devra être vérifiée et
appliqué à d’autres sites de Méditerranée.
Tableau 18 : Coefficient de contamination posidonies / moules dans les trois sites étudiés.
Concentration moyenne posidonies
Concentration moyenne moules
Coefficient posidonies/moules
Intervalle de confiance 95 %
Cd
4.2
1.4
3.1
2.1
Co
5.6
1.0
5.8
4.2
Cr
0.6
5.3
0.1
9.9
Hg
0.08
0.11
0.74
0.09
Ni
49.4
4.5
11.0
40.0
Pb
2.8
2.2
1.3
2.3
4.3.2. Comparaison entre les teneurs dans l’eau, les sédiments et
les moules
Les Figure 133 à Figure 136 comparent - pour le cadmium, le plomb, le chrome et le nickel
(les analyses de mercure n’étant pas exploitables) - les concentrations « labiles » mesurées
par DGT avec celles des « biointégrateurs » sédiments et moules.
Dans chacune des figures qui suivent, le graphique du haut donne les teneurs mesurées
dans les moules et les sédiments, pour les différentes régions concernées par le programme
MONIQUA, ainsi que pour d’autres sites pris en compte dans le cadre du réseau RINBIO
(Andral et al., 2001) et du RNO matière vivante et sédiments. Le graphique du bas
visualise les résultats obtenus dans le cadre du programme MONIQUA ainsi que ceux
obtenus par Casas (2005) et dans le cadre du PNEC "Lagunes" (Gonzalez, com.pers.).
En ce qui concerne le RNO sédiment, il s'agit de concentrations moyennes du suivi sur 10
ans (1991-2001, www.ifremer.fr/envlit/). Pour le chrome et le nickel, il s'agit de données
ponctuelles (Chiffoleau et Michel, 1994 ; Roux et al., 2001).
Les discussions permettant d’apprécier les niveaux en contaminant, compartiment par
compartiment ont été abordées dans le paragraphe précédent. Nous insisterons plus
particulièrement ici sur les niveaux mesurés dans l’eau (avec les DGT).
Les teneurs en cadmium dans l’eau n’évoluent pas de la même manière que dans les
moules et les sédiments, les pas de temps étant différents : les teneurs dans l’eau intègrent
en effet les contaminants sur des pas de temps de 24 ou 48 heures, alors que moules et
sédiments sont en équilibre avec le milieu. Par exemple les teneurs en mercure à
Rosignano ne sont pas particulièrement élevées, comparativement avec celles mesurées
dans les autres stations ; par contre, les niveaux dans les sédiments y sont comparativement
plus élevés. Le même cas de figure se présente pour les stations situées à Porto Torres, où
Mars 2007
159
les niveaux dans l’eau sont plus faibles qu’aux autres stations, et les concentrations dans
les moules plus élevées (à l’exception de l’étang de Bages, connu pour être contaminé par
cet élément à cause de rejets industriels passés).
Moules RNO
Cd (µg/g) dans les moules et les sédiments
S: 4.75
7
Moules RINBIO
Moules (µg/g p.s.)
6
1.2
5
1
4
0.8
3
0.6
2
0.4
1
0.2
0
Sédiments (µg/g)
1.4
∗
∗
∗
Moules GDR
Sédiments RNO
Sédiments RINBIO
Sédiments GDR
0
Ba
ge
s
Th
M C au
ar or
se ti
ill ou
e
Ch
L a .N
G zare
de t
R
Po a d
rt e
Cr
os
Ca
l
C a vi
na
r
P. i
T
2
P.
T
3
P.
T
4
R o P.T
ss 5
ig
na
no
Cd DGT (ng/l): Concentrations moyennes
ou
Ch
.N
La
za
re
G
de t
Ra
P o de
rt
Cr
os
Ca
lv
i
Ca
na
ri
P.
T
2
P.
T
3
P.
T
4
P.
T
Ro
ss 5
ig
na
no
u
eil
le
rti
Co
M
ar
s
Th
a
Ba
ge
s
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Figure 133 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en cadmium mesurées grâce aux DGT et
les niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne les teneurs
mesurées dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de droite, concentrations en
mg/Kg p.s.). Le graphique du bas donne les concentrations moyennes dans l’eau (fraction labile
dissoute piégée par les DGT) en µg/L.
Les teneurs en plomb dans l’eau varient d’environ 20 à plus de 150 ng/L et sont
vraisemblablement liées aux apports diffus dans le milieu. C’est dans le secteur de Porto
Torres que sont rencontrés les niveaux les plus élevés dans l’eau (seule la baie du Lazaret,
à Toulon, connue pour présenter de forts niveaux en plomb dépasse ces valeurs), mais ne
présente pas, par contre, les niveaux les plus élevés dans les moules ou dans les sédiments.
Mars 2007
160
Moules RNO
Moules RINBIO
Pb (µg/g) dans les moules et les sédiments
S: 573
8.00
200
150
4.00
100
3.00
2.00
1.00
50
0.00
0
Sédiments (µg/g)
6.00
5.00
∗
∗
∗
Moules GDR
Sédiments RNO
Sédiments RINBIO
Sédiments GDR
Ba
ge
s
Th
M C au
ar o
se rti
ill ou
e
Ch
La .N
G zar
de e t
R
Po a d
rt e
Cr
os
Ca
l
Ca vi
na
r
P. i
T
2
P.
T
3
P.
T
4
R o P. T
ss 5
ig
na
no
Moules (µg/g p.s.)
7.00
Pb DGT (ng/l): Concentrations moyennes
250
200
150
100
50
Ba
ge
s
Th
au
Co
M
ar
se r tio
u
ill
eC
h.
N
La
za
Gd r et
eR
Po ad e
rt
Cr
os
Ca
lv
Ca i
na
ri
P.
T
2
P.
T
3
P.
T
4
R o P. T
ss
ig 5
na
no
0
Figure 134 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en plomb mesurées grâce aux DGT et les
niveaux mesurés dans les sédiments et les moules. Le graphique du haut donne les teneurs mesurées
dans les moules (échelle de gauche) et les sédiments (échelle de droite, concentrations en mg/Kg p.s.).
Le graphique du bas donne les concentrations moyennes dans l’eau (fraction labile dissoute piégée par
les DGT) en µg/L.
Pour le secteur de Canari, l’ensemble des mesures : eau, sédiments, moules et posidonie)
concordent : les concentrations y sont largement plus élevées que sur les autres sites. Pour ces
autres sites, il n’est pas possible de faire le lien entre les niveaux dans les différents
compartiments. A Porto Torres, les teneurs dans l’eau mesurées au moment de la pose des
DGT étaient plus élevées (300 à 400 ng/L), mais les niveaux dans les moules ou les sédiments
ne reflétaient pas particulièrement ces plus forts niveaux.
Mars 2007
161
Moules RNO
Moules RINBIO
Cr (µg/g) dans les moules et les sédiments
S: 350 - 1600
M:14.9
30
25
3
20
2
15
10
1
5
∗
∗
∗
Moules GDR
Sédiments RNO
Sédiments RINBIO
Sédiments GDR
0
Ba
ge
s
Th
M C au
ar o
se rti
ill ou
e
Ch
L a .N
G zar
de e t
R
Po a d
rt e
Cr
os
Ca
l
C a vi
na
r
P. i
T
2
P.
T
3
P.
T
4
Ro P.T
ss 5
ig
na
no
0
Sédiments (µg/g)
Moules (µg/g p.s.)
4
S:70 - 100
Cr DGT (ng/l): Concentrations moyennes
700
600
500
400
300
200
100
Th
a
Co u
ar
r
t
i
se
ill ou
eC
h.
N
La
za
r
G
de et
Ra
Po de
rt
Cr
os
Ca
lv
i
C
an
ar
i
P.
T
2
P.
T
3
P.
T
4
P.
R
os T 5
sig
na
no
M
Ba
ge
s
0
Figure 135 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en chrome mesurées grâce aux DGT et les
les DGT) en µg/L.
Quant aux teneurs en nickel, même à Canari, à proximité de l’ancienne mine d’amiante, les
teneurs dans l’eau ne sont pas le reflet des niveaux mesurés dans les moules ou dans les
sédiments. Sur le site de Cortiou, à proximité de la sortie de l’émissaire de la ville de
Marseille, les niveaux plus importants observés en chrome dans les sédiments ne coïncident
pas avec les celles mesurées dans les moules ou dans l’eau.
Mars 2007
162
Moules RNO
Moules RINBIO
Ni (µg/g) dans les moules et les sédiments
40
8.000
30
6.000
20
4.000
2.000
10
0.000
0
∗
∗
∗
Moules GDR
Sédiments RNO
Sédiments RINBIO
Sédiments GDR
Ba
ge
s
Th
M C au
ar o
se rti
ill ou
e
Ch
L a .N
G zar
de e t
R
Po a d
rt e
Cr
os
Ca
l
Ca vi
na
r
P. i
T
2
P.
T
3
P.
T
4
R o P.T
ss 5
ig
na
no
Moules (µg/g p.s.)
10.000
50
Sédiments (µg/g)
S: 222 - 1330
12.000
Ni DGT (ng/l): Concentrations moyennes
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
Th
a
Co u
ar
r ti
se
ill ou
eC
h.
N
La
za
Gd r et
eR
Po ade
rt
Cr
os
Ca
lv
i
Ca
na
ri
P.
T
2
P.
T
3
P.
T
4
Ro P. T
ss
ig 5
na
no
M
Ba
ge
s
200
0
Figure 136 : Comparaison entre les concentrations "labiles" en nickel mesurées grâce aux DGT et les
les DGT) en µg/L.
Si parfois les tendances concernant les niveaux en contaminants dans les différentes matrices
évoluent dans le même sens, ce n’est pas toujours le cas.
Nous avons vu, dans le paragraphe précédent, que les biointégrateurs moules et posidonies
évoluaient de la même manière et permettaient de caractériser des profils de concentration
similaires, même si la réponse de ces biointégrateurs était différente en terme de
bioaccumulation. De même, les teneurs dans les moules et les sédiments, à part quelques
exceptions, semblent bien correspondre. Par contre les niveaux dans l’eau semblent plus
erratiques et pas forcément reliés avec les niveaux observés dans le sédiment ou le biote. Ces
observations - dans des secteurs retenus comme étant a priori contaminés - vont à l’encontre
de celles de Webb et Keough (2002) qui avaient montré que les DGT présentaient les même
variations périodiques que les concentrations bioaccumulées dans les moules.
Il est possible à ce niveau, d’effectuer trois constatations :
-
Les concentrations dans les sédiments et dans les posidonies sont à l’équilibre, celles dans
les moules sont, au bout de trois mois d’immersion, en « pseudo-équilibre » avec le
milieu, comme l’ont montré les études cinétiques. Ces matrices intègrent donc des pas de
temps de l’ordre de trois mois pour les moules, de l’ordre de l’année pour les posidonies
(sauf pour les écailles, à la base des limbes, où il est possible d’effectuer une
Mars 2007
163
lépidochronologie), de l’ordre de plusieurs années pour les sédiments. En ce qui concerne
les DGT, leur temps de résidence dans l’eau (24heures ou 48 heures) ne permet d’avoir
qu’un « instantané » du niveau de la contamination, ciblé sur un pas de temps relativement
court par rapport aux autres matrices biologiques et sédimentaire. Les concentrations en
éléments-traces dans l’eau - du moins par cette technique où les capteurs passifs ne restent
que peu de temps dans l’eau - ne reflètent en effet que le degré de contamination au moment
où a été effectuée la mesure, et les niveaux observés sont donc fonction de l’importance des
fluctuations temporelles des apports et de la circulation des masses d’eau, depuis la source
jusqu’au « champ moyen » où ont été positionnés les DGT.
-
Les niveaux mesurés dans l’eau correspondent aux fractions dissoutes piégées sur la
résine des DGT, qualifiée de fraction labile dissoute, biodisponible. C’est le cas de la
plupart des métaux se trouvant sous forme ionique ou de chlorocomplexes par exemple, et
donc directement assimilables par le biote (par les feuilles de posidonies ou par les
branchies chez la moule). La moule peut également intégrer les fractions particulaires
(phytoplancton), par la nourriture, notamment pour les éléments traces dont le
comportement se rapproche des organiques, comme le mercure, ce qui se répercute sur les
niveaux observés dans cette matrice. Dans les sédiments, intégrateurs à long terme des
polluants, se retrouvent les formes particulaires (comme dans le matériel particulaire en
suspension), et certaines formes solubles dans l’eau interstitielle. Le sédiment est souvent
pris en compte pour caractériser une pollution passée (une rétrodatation est également
possible par carottage) et les pas de temps pour caractériser des changements sont de
l’ordre de 5 ans pour les ports dans le cadre du REPOM, et de l’ordre de 10 ans, dans le
champ moyen, dans le cadre du Réseau National d’Observation (RNO) sédiments.
-
Les réflexions actuelles, dans le cadre de da Directive Cadre Eau (DCE), s’orientent vers
des modèles biologiques permettant de calculer les teneurs dans l’eau à partir de matrices
biologiques notamment (Casas, 2005). Ces matrices biologiques sont considérées comme
des intégrateurs à moyen terme et correspondent bien aux approches de la Directive. Des
normes de qualité environnementales (NQE) ont été définies pour l’eau, qui serviront de
base pour attribuer un état chimique à la masse d’eau, en vue de répondre aux exigences
définies en 2006 (risque NABE) et de vérifier leur évolution vers le bon état (ou leur
maintien) en 2012. Des approches sont en cours de proposition pour les définir à partir de
normes de qualité biote et sédiment, mais qui ne sont pas encore stabilisées. Elles
s’orientent également vers la mesure d’organiques directement dans l’eau en utilisant des
capteurs passifs ayant un temps de rémanence plus important dans la masse d’eau. Des
travaux sont en cours début 2007 sur la définition de capteurs type SPMD pour les
organiques et des travaux ont été engagés en collaboration avec l’Université de Harvard
sur l’utilisation de résines « longue durée » (Gellyfish), mais les résultats sont toujours en
cours d’analyse (référence).
Mars 2007
164
4.4. Technique d’ajustement des concentrations
(moules) pour la caractérisation de l’état chimique
4.4.1. Pourquoi « ajuster » les concentrations en métaux mesurés ?
Cette approche part d’un constat :
La concentration en métaux lourds dans la matière vivante et notamment dans les moules
n’est pas le seul facteur qui détermine les quantités de métaux bioaccumulés. En effet, de
nombreux paramètres sont connus pour influencer leur bioaccumulation ; ils se répartissent en
deux classes : les facteurs biotiques (liés à la physiologie de la moule) et les facteurs
abiotiques (facteurs du milieu).
Parmi les facteurs biotiques qui peuvent influer sur l’accumulation des contaminants, on peut
noter, pour la moule :
-
La taille et le poids des individus ; ils peuvent être caractérisés par l’indice de
condition (rapport entre le poids sec de chair sur le poids de la coquille) ;
L’âge de la moule ;
Le sexe et les cycles de reproduction (émission des gamètes dans l’eau) ;
La variabilité intraspécifique (toutes les moules n’ont pas toutes la même croissance) ;
La part du phytoplancton, nourriture des moules (plus ou moins abondant suivant que
le secteur est oligotrophe ou eutrophe).
Cette approche de l’influence des facteurs biotiques sur la concentration en élément traces est
visualisée dans la Figure 137. En effet, depuis le début des mesures de contaminants
effectuées dans le cadre du RNO, il a été observé – annuellement - des pics en certains
contaminants (notamment en métaux lourds) lors des campagnes de fin février (RNO
d’ « hiver »).
Figure 137 : Résultats du RNO pour le cadmium en mg/kg poids sec à Ajaccio (à gauche ; début des
prélèvements dans ce secteur en 1986) et à Cannes (à droite).
Quatre mesures par an étaient effectuées (deux actuellement), et on observe périodiquement un pic en
février. Extrait du rapport Ifremer « Résultats de la Surveillance de la Qualité du Milieu Marin
Littoral, départements Haute Corse et Corse du Sud » Edition 1999, visible sur le site :
http://www.ifremer.fr/envlit/pdf/surveillancepdf/bull1999/.
Mars 2007
165
Ces variations dans les concentrations en métaux en fonction des saisons, qui se reproduisent
cycliquement, sont essentiellement reliées aux variations de poids de chair de la moule : c’est
en effet lorsque le poids de chair de la moule est au plus bas (février) que les concentrations
en métaux lourds sont les plus fortes : l’augmentation de la concentration en métaux dans la
moule va de pair avec une perte de son poids de chair (l’inverse se produisant pour les
contaminants organiques, c’est à dire une augmentation en contaminants quand augmente le
poids de chair).
Et parmi les facteurs abiotiques pouvant concourir à des variations dans les concentrations, on
peut noter :
-
Les variations saisonnières des paramètres du milieu (température, salinité, oxygène
dissous…) ;
Les courants et donc la quantité d’eau filtrée ;
Les quantités de seston (particules en suspension organiques et inorganiques) ;
La disponibilité de la réserve nutritive pour les posidonies.
Toutes ces variations mettent en évidence la difficulté qu’il y a à comparer des teneurs en
contaminants dans des échantillons de matière vivante situés dans des zones géographiques
différentes et/ou à des périodes différentes. Il était donc important de s’affranchir de ces
facteurs de variabilité.
La nécessité d’ajuster les concentrations en contaminants (à partir des concentrations
mesurées) part donc du constat que la concentration des métaux dans le milieu n’est pas le
seul facteur qui détermine les quantités de métaux bioaccumulés, cette concentration étant
influencée par les variations des facteurs biotiques (liés à la physiologie de la moule) précités.
Les concentrations en contaminants dans la moule sont donc dues aux concentrations dans le
milieu et aussi aux variations de poids de chair de la moule : c’est en effet lorsque le poids de
chair de la moule est au plus bas que les concentrations en métaux lourds sont les plus fortes,
sorte de concentration apparente des métaux dans la moule consécutive à une perte de poids,
l’inverse se produisant pour les contaminants organiques.
La proposition qui a été adoptée pour la moule, et validée par le Comité Technique et
Scientifique de Suivi (CSTS) de l’Ifremer, et validée lors des campagnes RINBIO depuis
1996, est présentée dans les paragraphes qui suivent.
En fait, le bioindicateur idéal est celui pour lequel la concentration du contaminant dans la
chair est proportionnelle à sa concentration biodisponible dans le milieu, selon une équation
du type :
où :
•
C
moule
ij
= Φij C j
eau
C eau
est la concentra tion biodisponible du conta minant
j
dans l’eau dans le site j
•
Φ ij est le fac teur d e concentra tion du conta minant
dans la chair de moule i si tuée dans le si te j
Mars 2007
166
L’évaluation et la comparaison des niveaux de contamination à l’échelle spatiale et/ou
temporelle supposent en effet un facteur de concentration constant.
Φ
ij
= Cste
Il est donc nécessaire, comme défini plus haut, de s’affranchir des variations liées à la
physiologie de la moule, qui « faussent en quelque sorte l’appréciation des teneurs dans le
milieu.
N.B. En ce qui concerne la posidonie, des facteurs biotiques interviennent également : (i) la
surface foliaire et la biomasse des tissus, (ii) le broutage des feuilles par les herbivores et la
casse liée à l’hydrodynamisme qui vont affecter la biométrie foliaire, (iii) l’âge des tissus
foliaires, (iv) le type de tissu pris en compte (limbe, base, feuille adulte ou intermédiaire,
écailles, rhizomes). Un tel ajustement n’est pas envisageable pour la posidonie, car non
seulement les feuilles de posidonies sont sujettes au broutage par les herbivores, mais aussi
différentes feuilles cohabitent dans les faisceaux (feuilles adultes de stade 1 à 4, feuilles
intermédiaires, écailles, matrices) qui sont toutes susceptibles de présenter des teneurs
différentes, associées à leur stade de développement (saisonnalité). Ce point sera développé
au paragraphe 4.4.
4.4.2. Comment « ajuster les concentrations en métaux
mesurés ? »
Hypothèses de travail
Les acquis du réseau RINBIO ont montré que la teneur en métaux traces bioaccumulés dans la
moule varie de manière inversement proportionnelle avec l’indice de condition des moules,
défini comme étant le rapport du poids de chair sur le poids de coquille (PS/PC), selon une
fonction du type : [C] = -a * IC + b.
En effet, parmi tous les paramètres influant sur la bioaccumulation, c’est l’indice de condition
qui est le mieux corrélé avec les teneurs en contaminants (Stanisière et al. rapport non publié).
En fait, c’est l’inverse de cet indice, ou 1/IC, qui est pris en compte car il présente meilleure
corrélation pour les métaux. Les équations obtenues sont donc, pour les métaux lourds, du
type y = -a * IC + b ou, plus précisément y = a * 1/IC + b (alias y = a * CI + b) le coefficient
de corrélation étant plus élevé dans cette deuxième équation.
Dans son étude intitulée “ Considerazioni Critiche sul Contenuto di metalli Pesanti nei mitili”,
Baino (2007) a analysé les facteurs physiologiques pouvant affecter les fluctuations en
métaux lourds dans les moules : (i) la longueur, la largeur et l’épaisseur de la coquille, (ii) le
poids humide et le poids sec, (iii) la taille et le poids, (iv) la saisonnalité, et (v) l’indice de
condition. Pour ce dernier facteur, trois indices ont été comparés par l’ARPAT (Baino et al.,
2007) : (i) le poids sec de chair / poids sec coquille, qui est l’indice utilisé par l’Ifremer, (ii)
l’indice « classique » : poids total / longueur de la coquille^3, et (iii) l’indice de Fulton défini
comme étant le poids total / longueur de la coquille^b (b=2.4).
Les résultats de l’étude montrent une bonne correspondance entre l’indice utilisé par l’Ifremer
et l’indice classique. L’indice de Fulton est indépendant de la taille de la coquille (il utilise le
Mars 2007
167
coefficient exponentiel de la corrélation longueur – poids, égal à 2,4). Les résultats sont
visualisés dans la Figure 138 (source : ARPAT).
2,0
Ifremer
1,8
Classic
Fulton
y = -0,0187x + 1,6413
R2 = 0,4507
Indice di condizione standardizzato
1,6
Lineare (Ifremer)
Lineare (Classic)
Lineare (Fulton)
1,4
y = -0,0162x + 1,5571
1,2
R2 = 0,6154
1,0
y = -0,0004x + 1,0146
R2 = 0,0011
0,8
0,6
0,4
L'indice di fulton è l'unico invariante rispetto alla taglia, in quanto usando
l'esponente b elimina l'effetto dell'accrescimernto
0,2
0,0
0
10
20
30
40
50
60
lunghezza individuale mm
(source ARPAT)
Figure 138 : Régressions entre les trois indices de condition testés et la longueur de la coquille.
Rappelons que l’indice de condition (IC) retenu permet d’évaluer essentiellement les états
nutritionnels et physiologiques (liés à la reproduction) des moules. C’est l’indice normalisé
(AFNOR NF V45056) : IC = (Poids de chair / Poids total avec la coquille) x 100.
Pour tous les métaux, un ajustement des concentrations bioaccumulées mesurées à un même
indice de condition dit « de référence » permet alors l’évaluation spatiale des niveaux de
contamination dans le milieu sur la base des concentrations bioaccumulées ajustées.
Cet ajustement permet donc de comparer des teneurs en contaminants dans des moules situées
dans des zones géographiques différentes (croissance plus ou moins rapide selon les secteurs,
saisonnalité,…) et d’attribuer les concentrations ajustée aux teneurs dans le milieu.
Les résultats montrent que les concentrations ajustées diffèrent peu des concentrations
mesurées, en terme de concentration, au bout de 3 mois d’immersion : les principales
tendances sont les mêmes, mais les niveaux diffèrent légèrement, du fait des variations liées à
l’évolution de l’indice de condition des moules pendant les 3 mois de stabulation.
Technique d’ajustement des concentrations
Dans le cadre du réseau RINBIO (Réseau Intégrateurs Biologiques), l’Ifremer a proposé une
méthode qui consiste à ajuster, c’est à dire calculer des concentrations dans la moule, qui
s’affranchissent des variations liées à sa physiologie. Comme déjà signalé, c’est l’indice de
condition de la moule, c’est à dire le rapport de son poids de chair sur son poids de coquille, qui
Mars 2007
168
permet en quelque sorte de normaliser les concentrations et de pouvoir comparer les résultats en
termes de concentrations, et ce pour des secteurs différents qui ne présentent pas tous la même
ressource trophique (lagunes eutrophes et zones côtières oligotrophes par exemple).
Les concentrations calculées, ou ajustées, sont censées être représentatives des teneurs en
métaux lourds dans le milieu, et non pas des fluctuations dues à la physiologie de la moule.
La Figure 139 visualise la technique d’ajustement, qui passe par la détermination d’un indice
de condition de référence (IC r), moyenne arithmétique des indices de condition des moules
recueillies lors de la campagne réalisée (ce qui suppose, pour chaque point de mesure, de
déterminer sur un lot d’une vingtaine d’individus le poids sec de chair et le poids sec de
coquille). Les concentrations mesurées sont donc ajustées par rapport à cet individu de même
indice de condition IC r. Cette figure visualise cette tendance inverse (la régression est
positive car c’est l’inverse de l’indice de condition qui figure en abscisse) entre l’évolution
des concentrations en métaux et l’indice de condition.
[CONT]mes
[CONT]aj
R1
R2
[CONT]exp
[CONT]ref
Modèle : [CONT] = a * (PS/PC)+b
(PS/PC)ref=0.2
300
300
DONNEES BRUTES
DO NNEES AJUSTEES
250
250
200
200
[Zinc]
[Zinc]
(PS/PC)mes
150
150
100
100
50
50
0
0
S T A T IO N S
S T A T IO N S
Figure 139 : Méthode d’ajustement des concentrations en contaminants bioaccumulés en fonction d’un
IC moyen qui sert de référence : à partir de concentrations en métaux lourds mesurées dans la moule,
on ajuste par rapport à la pente (« a ») de la droite de régression qui a été calculée. La valeur de cette
pente est différente selon le métal pris en compte. On aboutit ainsi à des concentrations dites ajustées,
c’est à dire qui s’affranchissent de la physiologie de la moule et qui pourront donc être comparées avec
des sites différents. L’abscisse donne l’inverse de l’indice de condition (1/IC).
Les étapes permettant l’ajustement ont été présentées par Stanisière et al. en 2002 (données
non publiées).
[ ML ] aj = [ ML ] mes + [ a * ( IC r – IC mes) ]
avec [ ML ] = concentration en métaux lourds
aj = ajusté
mes = mesuré
IC mes = indice de condition mesuré
IC r = indice de condition de référence
a = pente de la droite
Mars 2007
169
4.4.3. La réalisation « d’expérimentations de calage » pour valider
le modèle
Principe de l’expérimentation de calage
L’expérimentation de calage vise à étudier la relation entre le facteur de concentration et l’indice de
condition ; elle s’appuie sur une analyse inter-sites des teneurs individuelles des contaminants selon
l’indice de condition des moules. Afin de tester la stabilité de la relation entre le facteur de
concentration et l’indice de condition selon la nature des milieux, Stanisière et al, 2002 ont
proposé de réaliser des expérimentations consistant à immerger - au même endroit - une
grande quantité de moules afin de s’assurer de l’homogénéité des résultats.
En effet, même si les concentrations en métaux dans le milieu sont identiques, même si la
ressource trophique - conditionnant la croissance des moules - est identique, les moules pourtant issues d’un même secteur et calibrées au départ - auront, au bout de trois mois
d’immersion, des tailles différentes (variabilité « intraspécifique »), c’est à dire des indices de
condition différents, et donc des bioaccumulations différentes.
Comme signalé en introduction, la stratégie « RINBIO » a été adoptée. Pour garantir un stade
de maturation sexuelle des moules identique entre les sites et une bioaccumulation proche de
l’équilibre cinétique en fin d’expérience, les échantillons ont été immergés trois mois durant
la période physiologique du repos sexuel. En effet, en Méditerranée, les moules (30-35mm)
pondent en hiver et en début de printemps, de janvier à avril lorsque la température est
comprise entre 10 et 17°C. Au delà de 18°C, il y a freinage ou arrêt du cycle. Une phase de
constitution de réserves suit au printemps. Cette phase correspond au repos sexuel qui se
prolonge en été avec un grossissement ou un amaigrissement suivant les conditions
trophiques. Il est donc normal d’observer une grande variabilité de la croissance selon les
secteurs, fluctuant sous l’influence de la température mais aussi de la richesse nutritive des
eaux (conditionnant la quantité de nourriture : le phytoplancton).
Le but de l’expérimentation de calage est donc d’étudier la covariance entre l’IC et Φ, et plus
particulièrement de calculer les relations linéaires du type inversement proportionnel ( [Métal]
= a*(1/IC)+b ) pour les métaux traces et du type proportionnel ( [Organique] = a*(IC)+b )
pour les contaminants organiques, qui peut se formuler de la manière suivante :
Ces résultats tendant à démontrer l’existence d’une covariance robuste entre le facteur de
concentration des différents contaminants et l’indice de condition, l’emploi des relations
linéaires pour ajuster les concentrations bioaccumulées à un même indice de condition dit «
de référence » est apparue être une approche pertinente pour normaliser, sur des secteurs
géographiques différents, l’effet de la capacité trophique des milieux sur le facteur de
concentration des contaminants. La méthode proposée repose sur l’existence d’une relation
Mars 2007
170
linéaire effective entre le facteur de concentration du contaminant et l’indice de condition des
moules stable selon les caractéristiques physico-chimiques et trophiques des milieux.
Par une analyse inter-sites des teneurs individuelles des contaminants dans la chair et de
l’indice de condition, la présente étude s’est employée à tester cette condition sur plusieurs
contaminants.
Un même lot de moules issu d’un site faiblement pollué a été transplanté dans plusieurs sites,
dont sur les sites de Canari Porto Torres et Canari, dans le cadre du programme MONIQUA,
sites différents par leurs caractéristiques physico-chimiques et trophiques et par leur niveau de
contamination (Figure 140). Dans un même site, chaque moule composant l’échantillon
transplanté étant soumis à une contamination par le milieu identique, la mise en évidence à
l’équilibre cinétique, d’une relation linéaire entre la concentration bioaccumulée d’un
contaminant et l’indice de condition des individus permet de vérifier l’existence d’une
relation linéaire de même type entre le facteur de concentration de ce contaminant et l’indice
de condition de la moule. La comparaison des relations obtenues dans les trois sites
expérimentaux permet également de tester la stabilité de relation linéaire entre le facteur de
concentration de chacun des contaminants et l’indice de condition.
Figure 140 : Lieux où ont été effectuées les expérimentations de calage. Les expérimentations sur les points
« Etang du Prévost », « Lazaret » et « Cannes » ont été effectuées dans le cadre du RINBIO 2000, sur le
point « Calvi » dans le cadre du Groupement de Recherches entre l’Ifremer et l’Université de Corse, et sur
les points « Canari », « Porto Torres » et « Rosignano » dans le cadre du programme MONIQUA, en 2003,
2004 et 2005. L’expérimentation sur le site de Canari a été réalisée deux années consécutives.
Mars 2007
171
La période choisie pour ces expérimentations est la même que celle utilisée pour la
surveillance : d’avril à juin – juillet, correspondant à une période d’immersion de trois mois
durant la période physiologique du repos sexuel. Un même lot de moule à été employé dans
tous les sites. Comme pour les autres échantillons, les moules ont été calibrées à 20 mm sur la
hauteur de coquille pour d’obtenir un lot composé d’individus sensiblement du même âge.
L’échantillon était composé de 10 kg de moules (1000 individus environ) réparti de façon
uniforme dans 2 poches ostréicoles (longueur 1000 mm, largeur 500 mm, maille 18 mm) à
trois compartiments. Dans chaque compartiment, la masse de moule par unité de surface
d’échange (5 kg/m²) était suffisamment faible pour permettre un apport potentiel en nourriture
et une exposition aux contaminants sensiblement égale pour tous les individus. Les poches,
accrochées à des structures fixes étaient maintenues à environ 10 m de la surface. Les indices
de condition étaient calculés avant immersion (détermination des poids sec de chair du lot de
moule et du poids sec de coquille avant transplantation). Le traitement des échantillons est le
même que celui décrit au paragraphe 2.3.1.
En partant de l’individu le plus maigre, les moules ont ensuite été assemblées dans un même
pool dans l’ordre croissant de leur indice de condition. Le nombre de moules ainsi regroupées
est arrêté lorsque le poids sec de chair du pool atteint 12 g, les individus suivant intégrant
alors un nouveau groupe et ainsi de suite jusqu’à ce que toutes les moules soient à leur tour
« poolées ». Dans chaque site, 8 pools couvrant de manière régulière la distribution de l’indice
de condition de la population transplantée sont alors sélectionnés pour être analysés. Selon la
classe d’indice de condition, le nombre de moules composant les pools est compris entre 14 et
30 individus.
Les contaminants sont ensuite analysés dans chaque pool, et les régressions, site par site,
établies.
Modèle de bioaccumulation et formalisation mathématique du problème (Stanisière, 2002).
A l’équilibre cinétique, la concentration d’un contaminant dans la chair ( Cijm ) mesurée dans une moule
i au site j peut s’écrire :
moule
eau
(1)
C ij = Φij C j +
ε
ij
, où
•
C eau
est la concentration biodisponible du contaminant dans l’eau (forme
j
•
dissoute + forme particulaire) dans le site j ,
Φ ij est le facteur de concentration du contaminant dans la moule i située
•
dans le site j ,
ε ij est un terme d’erreur aléatoire.
Chaque individu d’un même échantillon est soumis par définition à une contamination identique par le
milieu. Dans un site j donné, l’existence d’une relation linéaire entre la concentration d’un
contaminant dans la chair et l’indice de condition des moules, explicitée par (2), implique selon (1),
que le facteur de concentration ( Φ itj ) varie également de façon également linéaire avec l’indice de
condition (3).
moule
(2)
C ij =
AI
j
ij
+ B j + ε ij , où
Mars 2007
172
•
I ij est l’indice de condition de l’individu i mesuré au site j,
•
A j et B j sont les coefficients du modèle de régression estimés au site j,
•
ε ij est un terme d’erreur aléatoire.
Φ
(3)
ij
= (ω
j
I
ij
+ δ j ) , où
ω j et δ j sont les coefficients du modèle de régression entre le facteur de
•
bioaccumulation et l’indice de condition au site j ,
La relation (1) peut alors aussi s’écrire par (4) :
moule
eau
(4) C ij
= (ω j I ij + δ j ) C j + ε ij
Supposons maintenant que la relation entre le facteur de concentration et l’indice de condition soit
identique quel que soit le site j, (4) devient (5):
(5) C moule = ( eau ω ) I + ( eau δ ) + ε .
C
C
j
ij
ij
j
ijt
En égalisant (2) et (5), on obtient par identification (6) :
ωC eau
= Aj
j
(6)
et
δC eau
= Bj ,
j
puis en divisant membre à membre, il vient (7) :
Aj
(7)
Bj
=
ω
= k = constante
δ
Pour un contaminant donné, on retient de ce qui précède que sous l’hypothèse d’une relation unique
entre le facteur de concentration et l’indice de condition, le rapport entre la pente et l’ordonnée des
liaisons linéaires entre sa concentration bioaccumulée et l’indice de condition aux sites j est constant.
Traitements statistiques des données
Si ce qui précède s’applique, c’est-à-dire si les observations confirment cette hypothèse, le
modèle, avec 2n paramètres à estimer (n étant le nombre de sites intégrés dans le modèle), ne
doit pas s’écarter significativement du même modèle où le nombre de paramètres à estimer est
réduit à n+1 paramètre en prenant le rapport k constant.
Cette comparaison est effectuée au moyen du calcul de la statistique suivante en faisant
l’hypothèse que les résidus sont normaux et identiquement distribués :
Fobs =
•
•
•
•
(SCE − SCE*)/(n −1)
où,
SCE*/(N − 2n)
SCE* est la somme des carrés des écarts résiduels correspondant au modèle complet
SCE est la somme des carrés des écarts résiduels correspondant au modèle
« réduit »
N est le nombre d’observations
n le nombre de sites
Mars 2007
173
Sous l’hypothèse que le modèle complet n’apporte significativement pas plus d’information
que le modèle réduit, Fobs doit être comparé à Fc = Fν 1 = n −1 ;ν 2 = N − 2 n pour un risque de première
espèce α = 0.05.
Cas 1 : Si Fobs > Fc , la variance expliquée par le modèle réduit est significativement moins
importante que celle expliquée par le modèle complet, ce qui tend à mettre en doute la relation
(7) et par delà à infirmer l’hypothèse d’une relation constante entre le facteur de concentration
du contaminant et l’indice de condition.
Cas 2 : Si Fobs < Fc , le modèle initial ne contribue pas à expliquer significativement plus de
variabilité que le modèle « diminué » (au risque de deuxième espèce β inconnu de se
tromper), ce qui ne permet pas de rejeter l’hypothèse d’une relation constante entre le facteur
de concentration du mercure et l’indice de condition.
Exemple : Test de stabilité de la relation linéaire entre le facteur de concentration et l’indice
de condition dans trois sites j=1, j=2 et j=3. Le modèle initial qui relie la concentration du
contaminant à l’indice de condition dans les trois sites comprend 2n=6 paramètres ( A j et B j )
C
C
C
moule
i , j =1
moule
i , j =2
moule
i , j =3
=
j =1
i , j =1
+ B j =1 + ε i , j =1
j =2
i , j =2
+ B j =2 + ε i , j =2
j =3
i , j =3
+ B j =3 + ε i , j =3
A I
= A I
= A I
En posant Aj = k = constante ce même modèle se réduit alors à n+1=4 paramètres, ( B j et
Bj
C
C
C
moule
i , j =1
moule
i , j =2
moule
i , j =3
=
B
=B
=B
j =1
j =1
j =3
(k I
× (k I
× (k I
×
i , j =1
i , j =2
i , j =3
)
+ 1)+ ε
+ 1) + ε
k)
+ 1 + ε i , j =1
i , j =2
i , j =3
Si la variance expliquée par le modèle réduit est significativement inférieure au modèle
complet ( Fobs > Fc ) on peut alors conclure à une relation entre le facteur de concentration et
l’indice de condition significativement différente entre les sites. Inversement si la variance
expliquée par le modèle réduit n’est pas significativement différente de celle expliquée par le
modèle complet ( Fobs < Fc ) on ne peut pas conclure à une relation entre le facteur de
concentration et l’indice de condition différente dans les différents sites.
4.4.4. Etude de la covariance Μ et IC et robustesse du modèle
L’ensemble des résultats permettant de s’assurer de la robustesse du modèle sont rassemblés
dans les Figure 141 à Figure 153.
Elles ont porté sur davantage de contaminants que ceux pris en compte pour le monitorage
sensu stricto : Mercure, cadmium, plomb, chrome, nickel, cuivre, zinc, arsenic, DDE, DDT,
PCB153, fluoranthène.
Sur chacune des figures qui suivent, (i) le tableau du haut donne, pour chacune des
expérimentations de calage, le modèle de régression (sauf quand les concentrations mesurées
sont inférieures au seuil de détection analytique) ; (ii) le graphique en bas à droite donne les
concentrations en contaminant en fonction des valeurs de l’indice de condition (et de l’inverse
Mars 2007
174
de l’indice de condition pour les éléments-traces) ; (iii) le tableau en bas à gauche donne les
résultats de l’étude de la covariance concentration – IC comme décrit ci-dessus.
Figure 141 : Régressions intersites Plomb vs 1/IC
Mars 2007
175
ZINC : Modèle non significativement différent
Contaminant
Année
2000
ZINC
2003
2004
2005
Site
Modèle de régression
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[Zn]=15.1914*(1/IC)+64.694
[Zn]=16.9359*(1/IC)+49.1288
[Zn]=22.2714*(1/IC)-19.7073
[Zn]=6.21166*(1/IC)+122.745
[Zn]=12.0042*(1/IC)+68.8145
[Zn]=12.6293*(1/IC)+80.0189
[Zn]=11.8372*(1/IC)+93.4841
[Zn]=10,9116*(1/IC)+83,1442
7
7
7
7
7
7
8
6
12,6
12,1
21,56
27,44
32,39
14,37
30
15,83
87
88
86
34
67
80
48
81
0,94
0,95
0,93
0,67
0,84
0,91
0,74
0,92
0,00
0,00
0,00
0,07
0,01
0,00
0,02
0,00
ZINC
Inter-Annuelle
Fobs
Fc
Probabilité {Fobs
| H0 }
Décision (seuil
p=0.05)
1,43
2,21
0,21
H0 non rejetée
H0 = Le modèle linéaire reliant le facteur de concentration à l'indice de condition
est constant à l'echelle spatiale et/ou temporelle (k=A/B=cste)
[Zn] mg/kg
Zinc
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
5
10
15
20
25
30
1/IC
Toulon2000
Prevost2000
Cannes2000
Canari2003
Calvi2003
Canari2004
PortoTorres2004
Livourne2005
Figure 142 : Régressions intersites Zinc vs 1/IC
Mars 2007
35
176
Figure 143 : Régressions intersites Cadmium vs 1/IC
NICKEL : Modèle non significativement différent
Contaminant Année
2000
NICKEL
2003
2004
2005
Site
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[Ni]=0,0993551*(1/IC)+0,309952
[Ni]=0,170394*(1/IC)-0,161345
[Ni]=0,0895518*(1/IC)-0,0365453
[Ni]=0,262286*(1/IC)+2,23894
[Ni]=0,144443*(1/IC)-0,253893
[Ni]=0,114921*(1/IC)+2,61915
[Ni]=0,114531*(1/IC)+0,244415
[Ni]=0,0419305*(1/IC)+0,743387
7
7
7
7
7
7
8
6
0,12
0,12
0,08
1,64
0,98
0,38
0,17
0,41
71
92
87
12
15
17
60
0
0,86
0,96
0,94
0,49
0,52
0,53
0,81
0,31
0,00
0,00
0,00
0,21
0,18
0,16
0,00
0,48
Nickel
3,00
Fc
0,52
2,21
Inter-Annuelle
(Stations corses)
0,76
2,7
0,55
Décision (seuil
p=0.05)
H0 non rejetée
H0 non rejetée
2,50
[Ni] mg/kg
NICKEL
Fobs
Inter-Annuelle
Probabilité
{Fobs | H0 }
0,81
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
0
5
10
15
20
1/IC
Toulon2000
Prevost2000
PortoTorres2004
Livourne2005
Cannes2000
Figure 144 : Régressions intersites Nickel vs 1/IC
Mars 2007
25
177
CHROME : Modèle non significativement différent
Contaminant
Année
2000
CHROME
2003
2004
2005
Site
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[Cr]=0,0106278*(1/IC)+0,180321
[Cr]=0,628849*(1/IC)-0,0393169
[Cr]=0,062763*(1/IC)+0,0912461
[Cr]=0,0379775*(1/IC)+3,41062
[Cr]=0,0320501*(1/IC)-0,0956615
[Cr]=-0,0765508*(1/IC)+5,83638
[Cr]=0,0823638*(1/IC)-0,632919
[Cr]=0,00953039*(1/IC)+0,363746
6
7
6
7
6
7
8
6
0,06
0,06
0,08
1,43
0,06
0,72
0,12
0,08
96
88
82
0
58
0
74
0
0,98
0,94
0,91
0,1
0,8
-0,24
0,87
0,39
0,00
0,00
0,00
0,81
0,02
0,55
0,00
0,38
Chrome Total
1,40
Fc
Inter-Annuelle
2,89
2,22
Inter-Annuelle
(Corse exclue)
0,93
2,72
0,50
Décision (seuil
p=0.05)
H0 non rejetée
1,20
[Cr] mg/kg
CHROME
Fobs
Probabilité
{Fobs | H0 }
0,01
H0 rejetée
1,00
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
0
5
10
15
20
25
1/IC
Toulon2000
PortoTorres2004
Prevost2000
Livourne2005
Cannes2000
Figure 145 : Régressions intersites Chrome vs 1/IC
ARSENIC : Modèle significativement différent
Contaminant Année
2000
ARSENIC
2003
2004
2005
Site
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[As]=1,05768*(1/IC)+17,46
[As]=0,514607*(1/IC)+10,1366
[As]=0,287279*(1/IC)+18,7499
[As]=0,0303426*(1/IC)+18,4742
[As]=-0,126156*(1/IC)+22,5723
[As]=-0,236575*(1/IC)+29,0154
[As]=-0,459435*(1/IC)+35,1067
[As]=-0,220531*(1/IC)+20,4814
6
7
7
7
7
7
8
6
1,97
0,69
1,11
0,87
0,77
1,50
1,39
1,60
63
81
21
0
17
0
32
8
0,82
0,91
0,52
0,13
-0,53
-0,35
-0,63
-0,47
0,02
0,00
0,13
0,75
0,17
0,38
0,07
0,27
Arsenic
35,00
Inter-Annuelle
Fc
12,32
2,21
Probabilit
Décision (seuil
é {Fobs |
p=0.05)
H0 }
0
H0 rejetée
H0 = Le modèle linéaire reliant le facteur de concentration à l'indice de condit
30,00
[As] mg/kg
ARSENIC
Fobs
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
0
5
10
15
20
25
30
35
1/IC
Toulon2000
Calvi2003
Prevost2000
Canari2004
Cannes2000
PortoTorres2004
Canari2003
Livourne2005
Figure 146 : Régressions intersites Arsenic vs 1/IC
Mars 2007
178
Figure 147 : Régressions intersites Mercure vs 1/IC
CUIVRE : Modèle significativement différent
Contaminant
Année
2000
MERCURE
2003
2004
2005
Site
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[Hg]=0.00632007*(1/IC)+0.0498623
[Hg]=0.0116666*(1/IC)+0.136195
[Hg]=0.0130553*(1/IC)+0,186727
[Hg]=0.00400663*(1/IC)+0,00977087
[Hg]=0.00288003*(1/IC)+0,0325943
[Hg]=0,000711186*(1/IC)+0,0678717
[Hg]=0,00252029*(1/IC)+0,0949022
[Hg]=0,00351354*(1/IC)+0,0569107
7
7
7
7
7
7
8
6
0,004
0,004
0,012
0,004
0,003
0,003
0,013
0,002
90
97
88
93
89
8
7
93
0,96
0,98
0,94
0,96
0,95
0,45
0,43
0,97
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,25
0,24
0,00
MERCURE
Inter-Annuelle
Fobs
Fc
Probabilité
{Fobs | H0 }
Décision (seuil
p=0.05)
34,01
2,21
0,00
H0 rejetée
[Cu] mg/kg
Cuivre
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0
5
10
15
20
25
30
1/IC
Toulon2000
Prevost2000
Cannes2000
Canari2003
Calvi2003
Canari2004
PortoTorres2004
Livourne2005
Figure 148 : Régressions intersites Cuivre vs 1/IC
Mars 2007
35
179
Figure 149 : Régressions intersites Zinc vs 1/IC
DDT : Modèle non significativement différent
Contaminant Année
2000
DDT
2003
2004
2005
Site
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
dl
EAM
R2
rho
p
Concentrations inférieures au seuil de détection
[DDT]=1,74579*(IC)+0,93876
5
0,08
8
0,51
[DDT]=30,7437*(IC)-0,486915
9
0,38
78
0,89
[DDT]=-11,3023*(IC)+1,97449
4
0,23
0
-0,46
[DDT]=-12,1914*(IC)+3,09727
4
0,50
0
-0,34
0,30
0,00
0,43
0,65
DDT
6
DDT
Inter-Annuelle
2,93
Fc
3,19
Probabilité Décision (seuil
{Fobs | H0 }
p=0.05)
0,06
H0 non rejetée
5
[DDT] µg/kg
Fobs
4
3
2
1
0
0
0,05
0,1
0,15
0,2
IC
Toulon2000
Prevost2000
Cannes2000
Calvi2003
Canari2004
Figure 150 : Régressions intersites DDT vs IC
Mars 2007
180
Figure 151 : Régressions intersites DDD vs IC
PCB153 : Modèle non significativement différent
Contaminant Année
2000
DDD
2003
2004
2005
Site
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
dl
EAM
R2
rho
p
[DDD]=8,606*(IC)+0,448734
3
0,35
0
0,46
[DDD]=75,2066*(IC)-2,08368
7
0,96
77
0,89
[DDD]=26,4174*(IC)-0,749858
9
0,29
79
0,9
[DDD]=-11,6934*(IC)+3,53503
7
0,47
0
-0,23
0,53
0,00
0,00
0,57
DDD
Inter-Annuelle
Fobs
Fc
2,02
2,18
{Fobs | H0 }
p=0.05)
0,07
H0 non rejetée
[CB153] µg/kg
CB153
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0
0,05
0,1
0,15
0,2
IC
Lazaret2000
Prevost2000
Calvi2003
Cannes2000
Figure 152 : Régressions intersites CB153 vs IC
Mars 2007
181
FLUORANTHENE : Modèle non significativement différent
Contaminant
Année
2000
FLUORANTHENE
2003
2004
2005
Site
dl
EAM
R2
rho
p
Cannes
Prévost
Toulon
Canari
Calvi
Canari
Porto Torres
Livourne
[Fluo]=-3,821701*(IC)+2,83275
[Fluo]=-9,45318*(IC)+3,611
[Fluo]=37,9353*(IC)+10,2349
[Fluo]=7,71371*(IC)+2,55381
[Fluo]=-18,8893*(IC)+3,52582
[Fluo]=27,4621*(IC)-0,302083
[Fluo]=-27,8396*(IC)+3,94209
[Fluo]=-92,262*(IC)+9,53131
7
7
10
7
7
7
7
5
0,32
0,37
5,12
0,51
0,38
0,67
0,38
1,66
0
31
6
0
10
7
38
35
-0,34
-0,64
0,23
0,13
-0,47
0,44
-0,65
-0,69
0,40
0,09
0,47
0,76
0,23
0,26
0,08
0,12
Fluoranthène
30,00
Fc
0,9
2,2
{Fobs | H0 }
p=0.05)
0,51
H0 non rejetée
25,00
[Fluo] µg/kg
FLUORANTHENE Inter-Annuelle
Fobs
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
0
0,05
0,1
0,15
IC
Toulon2000
Calvi2003
Prevost2000
Canari2004
Cannes2000
PortoTorres2004
Canari2003
Livourne2005
Figure 153 : Régressions intersites Fluoranthène vs IC
Les modèles linéaires reliant le facteur de concentration à l’indice de condition ne sont pas
significativement différents pour le plomb, le zinc, le cadmium, le nickel, le chrome, le PCB
153, le DDE, le DDT, le Fluoranthène. Ils sont significativement différents pour l’arsenic le
cuivre et le mercure. Si pour l’arsenic et le mercure, il est aisé de comprendre cette non
robustesse du modèle, lié au fait qu’une partie de ces éléments se trouvent sous forme
organique, la question subsiste pour le cuivre.
En effet, mercure et arsenic se trouvent dans le milieu à la fois sous forme inorganique, assimilable
par les branchies, et organique, fixée sur les suspensions (dont le phytoplancton) et donc
assimilables par la nourriture. Une spéciation chimique de ces deux éléments serait souhaitable pour
calculer des régressions comme par exemple avec méthyl mercure ou les formes alkylées de
l’arsenic. Pour le cuivre, connu pour être bien régulé par les filtreurs, l’accumulation semble être
perturbée par les mécanismes d’excrétion de ce métal, et les mécanismes de biointégration ne
semblent pas liés à leur indice de condition.
Pour les contaminants où la robustesse de la relation unique entre le facteur de concentration et
l’indice de condition a été démontré, le rapport entre la pente et l’ordonnée des liaisons linéaires
entre sa concentration bioaccumulée et l’indice de condition aux sites j est constant et égal à k (cf.
paragraphe 4.3.3.).
Mars 2007
0,2
182
La Figure 154 visualise ce calcul :
Cˆr = C* Ir + C*
1/k+I* 1+kI*
C*
Donnée brute
Donnée ajustée
Ĉ
Droite1 : C=a1x (I)+b1 avec a1et b1 inconnus mais
dont le rapport est connu et égal à a0/b0
Droite 0 : C = a0 x(I)+b0 avec a0 et b0 connus
I*
Ir
300
300
DONNEES AJUSTEES
250
250
200
200
[Zinc]
[Zinc]
DONNEES BRUTES
150
150
100
100
50
50
0
0
STATIONS
STATIONS
Figure 154 : Ajustement des concentrations par la technique de Stanisière (2002)
4.4.5. Ajustement des concentrations mesurées
La concentration ajustée est calculée de la manière suivante (Stanisière et al., 2002) :
[CONT]aj = [CONT]mes + [ a* ( 0.12 – (PS/PC)mes) ]
Avec un Indice de Condition de référence de 0,12, indice moyen calculé à partir des
campagnes RINBIO et portant sur un échantillon de plus de 200 stations couvrant l’ensemble
de la façade méditerranéenne, dans des sites très différents comme les lagunes eutrophes et
des eaux côtières oligotrophes, il est possible de comparer entre elles des stations présentant
des degrés trophiques (et des indices de condition pour la moule) différents. Rappelons que
cette valeur, identique pour chaque modèle, est importante car elle correspond à l’indice de
condition qui permet d’être le plus indépendant de la pente du modèle.
Les concentrations ajustées diffèrent peu, en terme de concentration, au bout de 3 mois
d’immersion : les principales tendances sont les mêmes, mais les niveaux diffèrent
légèrement, du fait des variations liées à l’évolution de l’indice de condition des moules
pendant les 3 mois de stabulation.
Mars 2007
183
4.4.6. Facteurs de concentration et début d’explication des
mécanismes de concentration dans les moules et les posidonies
Entre l’eau et la moule
La détermination des facteurs de concentration (FC ou BCF = Bio Concentration Factor)
permet d’avoir une idée de l’importance de la bioaccumulation (rapport entre la teneur en
contaminant dans les organismes et la teneur dans l’eau). Les FCs sont exprimés sans unité,
en rapportant la concentration dans l’organisme entier (exprimée en mg/kg, poids sec ou poids
humide) à celle de la concentration dans l’eau (exprimée en µg/L). Dans notre étude, les
facteurs de concentration ont été calculés seulement avec la source dissoute biodisponible,
piégée sur les capteurs passifs.
Les facteurs de concentration - mesurés dans les moules à Canari, en 2003 et 2004, à Porto
Torres, en 2004, et à Rosignano en 2005 - sont rassemblés dans le Tableau 19. Ils ont été
rapportés par rapport au poids humide ainsi qu’au poids sec de moule, afin de mieux exploiter
ces données avec celles de la bibliographie. Ils ont été calculés à partir d’une seule mesure
dans l’eau (effectuée généralement en fin d’expérimentation, en juin ou juillet) et ne sont donc
représentatifs que d’une fenêtre de temps relativement courte (24 heures en 2003 et 48 heures
en 2004 et 2005). Les teneurs en éléments traces dans l’eau sont en effet sujettes à des
variations en fonction des apports atmosphériques et par le bassin versant ; ces facteurs de
concentration ne représentent donc qu’un ordre de grandeur.
Facteurs de concentration
Hg
FC Rosignano poids sec
FC Canari 2003 poids sec
FC Canari 2004 poids sec
FC Porto Torres 2 poids sec
20000
FC Rosignano poids humide
FC Canari 2003 poids humide
FC Canari 2004 poids humide
FC Porto Torres 2 poids humide
3300
Cd
Pb
Cu
Cr
Co
Ni
188000
87500
346000
170000
286000
222000
23700
41700
5200
26300
22500
16400
48600
650
98000
8200
2250
1950
1100
75000
5100
7500
12500
2500
5400
4200
37600
17500
69200
34000
57200
44400
4740
8340
1040
5260
4500
3280
34200
9900
17700
11000
9720
6840
1980
3540
2200
130
19600
1640
450
390
220
94000
50000
78600
43750
15000
18800
10000
15720
8750
1020
1500
2500
500
1080
840
Tableau 19 : Facteurs de concentration mesurés entre l’eau et la moule
Ces facteurs de concentration (exprimés par rapport au poids sec) présentent des fourchettes
de valeurs assez importantes : de 100 000 à 300 000 pour le cadmium, de 5 000 à 40 000
pour le plomb, de 10 000 à 50 000 pour le cuivre, de 1000 à 100 000 pour le chrome, de
40 000 à 90 000 pour le cobalt, de 5000 à 12 000 pour le nickel, et de 20 000 (donnée unique)
pour le mercure. Exprimés en poids humide, ces facteurs de concentration sont cinq fois
moins élevés si l’on considère une teneur en eau moyenne de 80%. Rappelons que ces
données ne sont que des ordres de grandeur qui ne prennent en compte que la fraction soluble
labile, ce qui peut donner des valeurs de BCF surestimées.
Mars 2007
184
Pour le mercure, il est connu depuis longtemps que les espèces en bout de chaîne alimentaire
bioamplifient tout particulièrement le mercure, et que sa forme organique, le méthyl mercure,
lipophile, est particulièrement impliquée dans ce processus (Cossa et al, 1990). Les filtreurs
bivalves, qui peuvent intégrer le mercure par la nourriture (CH3Hg+) ou par les branchies
(Hg++), présentent des facteurs de concentration comparables à ceux qui ont été mesurés –
avec la même technique - par Casas (2005) au Lazaret (Toulon) et dans l’étang de Bages,
compris entre 10 000 et 36 000 après trois mois de contamination (monitorage actif).
Pour le cadmium, les facteurs de concentration mis en évidence par Casas (2005), avec la
même technique de transplantation de moules et d’utilisation de DGT, varient de 4. 104 à 1,1
105, comparables avec ceux mis en évidence au cours de cette étude (ces facteurs varient de
8,7 104 à Canari et 2,9 105 à Porto Torres), avec une bioaccumulation s’effectuant quasi
exclusivement par voie dissoute.
Pour le plomb, ces facteurs varient de 5. 103 à plus de 4. 104, toujours de l’ordre de grandeur
de ceux mesurés par Casas (2005). Les teneurs en plomb dans l’eau à Canari en 2003 étaient 4
à 5 fois plus faibles que celles mesurées en 2004, ce qui explique la faible valeur du FC pour
Canari en 2004 (Tableau 19)
Les teneurs en cuivre sont encore du même ordre de grandeur que celles observées par Casas
(2005) : de 104 à Porto Torres jusqu’à 4,9 104 à Rosignano (les FCs à Bages et au Lazaret ont
varié de 0,8 à 2,4 104).
Une plus faible bioaccumulabilité du nickel et du chrome est mise en évidence : les facteurs
de concentration mesurés sont compris entre 103 et 104. Le facteur très élevé observé pour le
chrome à Canari en 2003 - de 98 000 - est du à une valeur 10 fois plus élevée observée dans
les moules. Cette valeur est vraisemblablement liée à la présence de particules de serpentine
piégée dans les moules (les poches à moules étaient positionnées à 1 m du fond), ce qui donne
un FC anormalement élevé pour cette station, même si ce facteur est rapporté en poids humide
(Tableau 19). Les FCs relevés dans la littérature (Ineris 2004, 2005) sont cependant inférieurs,
de l’ordre de 100 à 200. Il est donc important de préciser, dans le calcul du facteur de
concentration (i) la fraction prise en compte pour l’eau (soluble, totale), et parmi la fraction
soluble, la méthodologie utilisée (DGT ou autre) et (ii) le calcul par rapport au poids sec ou au
poids humide de chair.
Quant au cobalt, également associé aux gisements de serpentine amiantifère, sa
bioaccumulation semble plus importante que celle du nickel et du chrome, puisque sa
fourchette de valeur varie de 5. 104 à Porto Torres jusqu’à 9,4 104 à Canari, ce qui semble en
contradiction avec les éléments rapportés par l’Ineris (2004b), qui ont rapporté un BCF (pour
la chair totale de Mytilus edulis) de 15.
Par ailleurs, la compréhension des mécanismes d’accumulation passe par la connaissance de
la spéciation chimique des éléments traces (fraction soluble, pénétrant par les branchies ou
fraction particulaire pénétrant par la nourriture), ce qui n’a pas été effectué dans le cadre du
programme. En fait, c’est la droite de la pente de régression entre la teneur en métal dans la
moule et l’indice de condition qui apporte des informations.
La variation du facteur de concentration induite par l'indice de condition est également plus
ou moins importante selon les contaminants (Figure 155). Sur la base des expérimentations
RINBIO en 2000, Stanisière (2002) avait calculé un pourcentage de variation de la
Mars 2007
185
concentration bioaccumulée mesurée avec le doublement de l'indice de condition : diminution
peu importante du facteur de concentration pour l’arsenic (-17% en moyenne), le cuivre (32%) et le mercure (-32%), intermédiaire pour le plomb (-60%) et le zinc (-63 %) mais élevée
pour le chrome (80%), le nickel (-95%) et le cadmium (-130%). Pour tous les contaminants
organiques autres les HAPs, le pourcentage de variation enregistré confirme en revanche une
augmentation importante du facteur de concentration dans les trois sites (entre + 97% et +
125%), ce qui avait d’ailleurs été vérifié dans le cadre du Groupement de Recherches, sauf
pour le cadmium, qui présentait une diminution moindre (65%) (Kantin et Pergent, 2007).
Figure 155 : Pourcentage de variation intra-site de la concentration bioaccumulée générée par
l’augmentation d’un facteur 2 de l’indice de condition des moules (de IC= 0.1 à IC=0.2).
Cannes en blanc, Etang du Prévost en gris et Rade de Toulon en noir (Rinbio 2000)
Ces résultats montrent l’effet de « dilution » des teneurs en éléments traces quand augmente la
masse de carbone et de concentration pour les organiques (sauf les HAP).
Ainsi, pour le nickel, la diminution de sa concentration est d’environ un facteur 2 lorsque l’indice de
condition double (rendement stable), ce qui indique une dilution purement physique des
concentrations dans la chair de la moule au fur et à mesure que celle-ci prend du poids de chair (et
inversement), caractérisant une assimilation de ce métal plutôt sous forme ionique libre, avec peutêtre un rôle de détoxification accrue pour cette famille.
Pour le cadmium, la diminution des teneurs est également d’un facteur 2 environ lorsque l’IC
est doublé, signifiant également une accumulation préférentielle par voie dissoute (comme le
nickel). Riisgaard et al confirment une bioaccumulation préférentielle du cadmium par la voie
dissoute chez Mytilus edulis et l'attribuent à la forte capacité de fixation du cadmium aux
protéines intervenants dans le transport trans-membranaires ainsi qu'aux méthallothionéines
Mars 2007
186
intra-cellulaires qui maintiennent un gradient de concentration négatif avec le milieu extérieur
(Riisgaard et al., 1987).
Par contre, pour le mercure, l’effet de dilution est moins marqué, puisque la diminution de la
concentration en mercure n’est que de 30% environ lorsque l’indice de condition est doublé.
Cet effet caractérise une assimilation plus importante par la nourriture du fait de la grande
lipophilité de certaines de ses formes (affinité pour la matière organique particulaire), mais en
gardant toujours dans ce cas une régression inverse métal / Indice de condition. Pour cet
élément, et dans une moindre mesure pour l’arsenic, le zinc, le cuivre, la faible diminution de
la quantité bioaccumulée constaté avec le doublement de l’indice de condition semble mettre
en évidence une assimilation moins importante de ces éléments par la voie dissoute au profit
de la voie trophique : le phénomène de dilution induit par la croissance des tissus n'est pas ou
peu compensé par une augmentation du taux d’incorporation des métaux lourds dans la chair.
Entre l’eau et la posidonie
L’accumulation des métaux traces dans les feuilles de posidonies s’effectue essentiellement
par l’intermédiaire des fractions dissoutes, ce qui explique qu’à mesure que la feuille grandit
(augmentation de la biomasse foliaire), les teneurs en métaux diminuent, aboutissant en
quelque sorte à une dilution des métaux assimilés quand l’incorporation de carbone augmente.
Les facteurs de concentration dans les posidonies (Tableau 20; Tableau 21) sont calculés par
rapport au poids sec.
Canari
Can 3
Cd
Cr
Ni
Pb
2,2.105
8,9.103
3,0.104
3,7.104
Porto-Torres
PT2
PT3
PT4
PT5
Cd
2,3.105
2,9.105
1,8.105
3,3.105
Co
8,1.104
1,0.105
8,7.104
1,2.105
Cr
6,4.102
5,5.102
1,8.102
3,2.102
Ni
3,5.104
5,9.104
7,7.104
4,5.104
Pb
2,4.104
2,6.104
2,3.104
9,5.103
Les feuilles adultes concentrent le cadmium de manière plus importante que les autres
métaux. On trouve ensuite en ordre décroissant le cobalt, le nickel, le plomb, puis le chrome.
Mars 2007
187
4.5. Caractérisation d’un état chimique
4.5.1. A l’aide du biointégrateur « Moule »
L’établissement des classes a été réalisé dans le cadre de RINBIO sur la base des travaux qui
ont permis la mise en œuvre du SEQ eaux douce, pour la contamination chimique mesurée
dans les bryophytes.
Certaines modifications ont été apportées à cette méthode, en raison notamment du nombre de
données et des particularités du biointégrateur utilisé par RINBIO, la moule, pour aboutir à
une grille de contamination applicable à tous les contaminants à l’échelle du réseau.
La grille d’interprétation est visualisée ci-dessous (Tableau 22). Elle tient compte des acquis
obtenus lors des campagnes RINBIO, avec leur large panel de points, de milieux et de
concentrations. La grille n’a pas été établie pour le cobalt, ce paramètre n’étant pas pris en
compte dans les réseaux de surveillance Ifremer. Les valeurs « déclassantes » au titre de la
DCE (mauvais état) sont celles colorées en jaune, orange et rouge. Elles ont été établies à
partir des concentrations ajustées.
Ce sont les concentrations ajustées qui sont utilisées pour la détermination des 5 classes. A
titre d’exemple, les données issues de la campagne RINBIO 2003 sont visualisées dans le
Tableau 22.
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
As
Niveaux de
base
0.99
0.41
4.44
0.08
1.16
1.04
190.98
19.99
Niveaux
faibles
1.67
1.00
6.92
0.13
2.23
2.17
268.18
35.26
Niveaux
modérés
2.36
1.60
9.40
0.18
3.30
3.31
345.38
50.52
Niveaux
élevés
3.04
2.20
11.88
0.23
4.37
4.44
422.58
65.79
Niveaux
très élevés
sup
sup
sup
sup
sup
sup
sup
sup
Tableau 22 : Limites supérieures des classes de qualité calculées pour les données RINBIO 2003.
Unités : en µg/g p.s pour les métaux lourds, en ng/g p.s pour les composés organiques.
Les légendes des codes de couleurs utilisés sont les suivantes :
Niveau de base
(inférieur au bruit de fond)
Niveau faible
(supérieur au bruit de fond)
Niveau modéré
Niveau élevé
Niveau très élevé
Mars 2007
188
La classe 0 correspond à la gamme de référence des données pour chaque contaminant. Elle
est donnée par le modèle de régression pour une valeur standard de l’indice de condition égale
à 0,12 (Stanisière, 2002).
La classe 1 correspond à la limite de la classe 0 à laquelle on ajoute deux fois la valeur de
l’intervalle de confiance : cette classe possède des valeurs supérieures à la moyenne tout en
permettant d’éviter de conclure à une contamination certaine du milieu. Cette gamme de
sécurité permet de tenir compte de la variabilité inhérente à l’utilisation d’un biointégrateur et
à la précision des méthodes analytiques.
l’intervalle de confiance. Elle correspond à des valeurs « sub-normales » par rapport au bruit
de fond de la contamination. Elle témoigne donc d’une pollution certaine mais modérée du
milieu.
l’intervalle de confiance. Elle correspond à des valeurs anormales de contamination par
rapport au bruit de fond. Elle permet de caractériser l’intensité de la contamination du milieu.
La classe 4 correspond aux valeurs supérieures à la limite supérieure de la classe 3 et possède
donc à des valeurs très élevées de contamination.
Ces grilles ne représentent – pour l’instant – qu’un caractère indicatif et vont
vraisemblablement être révisées au bais des acquis des nouvelles campagnes RINBIO et des
campagnes Interregs IIIB/ Mytilos et Mytimed. La cellule mixte Ifremer – Ineris « Analyse
des Risques Chimiques » (ARC) travaille actuellement à l’élaboration de NQE, valeurs guides
pour les eaux marines, permettant de séparer les classes « bon état » et « mauvais état »
(limite entre niveau faible et modéré dans le tableau ci-dessus).
Début 2007, des réflexions sont toujours en cours, conduites par la cellule mixte Ifremer –
Ineris, actuant comme experts pour le compte du Ministère de l’Ecologie et du
Développement Durable (MEDD). Elles consistent à jeter les bases d’une caractérisation des
l’état chimique des masses d’eau (côtières et de transition) par rapport à une valeur seuil
dénommée Norme de Qualité Environnementale (NQE). Cette norme de qualité
environnementale (NQE) est définie comme étant la « concentration d’un polluant ou groupe
de polluants dans l’eau, les sédiments ou le biote qui ne doit pas être dépassée, afin de
protéger la santé humaine et l’environnement » (Article 2, §35 de la DCE). La procédure à
suivre pour l’établissement des normes de qualité chimique (Annexe V, §1.2.6. de la DCE) est
celle décrite dans le « Technical Guidance Document » (TGD) utilisé pour l’évaluation des
risques des 33 substances ou groupes de substances mentionnées dans l’annexe X de la DCE.
Ces normes peuvent être fixées pour l’eau, les sédiments ou le biote. Pour chaque critère
adopté, il est déduit une valeur seuil dans un compartiment considéré (eau, sédiment, biote) et
par le système d’équivalence évoqué précédemment (utilisation du TGD), il est possible
d’exprimer, pour chacun des critères, différentes NQ ramenées à l’eau. La norme finale
(NQEeau) sera la plus contraignante des NQ, celle qui permet de protéger effectivement la
santé humaine et l’environnement. A partir de cette NQEeau, il est ensuite possible de dériver
des normes selon les matrices utilisées pour la surveillance chimique : NQEMES, NQEsédiment,
Mars 2007
189
NQEbiote. Le référentiel pour déterminer le « bon état chimique » est la NQE exprimée dans
l’eau. La cellule mixte Ifremer – Ineris préconise la méthode suivante permettant la
conversion eau ⇔ biote : NQbiote= NQeau * BCF * BMF
Avec : NQbiote = Norme de Qualité pour la protection des prédateurs supérieurs (µg.kg-1 ph)
NQeau = Norme de Qualité pour la colonne d'eau (µg.L-1)
BCF = facteur de bioconcentration (L.kg-1)
BMF = facteur de biomagnification
Ce qui revient à dire qu’il est nécessaire de passer d’une matrice biologique ou sédimentaire à
une matrice « eau » pour les substances hydrophobes, les matrices intégratrices biote ou
sédiment étant les compartiments de choix pour les substances ayant un log KOW (coefficient
de partage octanol – eau) supérieur à 4.
Le Technical Guidance Document (TGD) propose une approche simplificatrice pour passer
d’une matrice à l’autre, et notamment du biote à l’eau. L’équation simplifiée est Ceau = C
mollusques / BCF mollusques. Cette approche est simplificatrice car elle ne prend pas en compte les
processus biologiques tels la physiologie, la nutrition ou la métabolisation des contaminants.
D’où l’importance de pouvoir disposer de modèles de bioaccumulation de métaux traces dans
la moule (« Dynamic Energetic Budget » model ou DEB model), développé par Casas (2005),
qui pourront être utilisés à terme pour ces conversions entre matrices. Ainsi, des teneurs dans
l’eau pourront être calculées à partir des teneurs dans les moules et comparées avec des NQE
qui ne sont pas encore – début 2007 - fixées pour tous les contaminants.
Il serait donc prématuré de vouloir attribuer des classes de contamination à partir des données
actuellement disponibles dans le cadre du programme MONIQUA. Vers fin 2007, la totalité
des NQ et des NQE seront fixées, les équations permettant de passer des NQE biote aux NQE
eau seront stabilisées (notamment pour le mercure et le cadmium), et il sera possible
d’appliquer ces seuils – qui auront portée réglementaire – à la campagne DCE qui a eu lieu en
2006, mais dont les analyses sont – début 2007 - toujours en cours.
Des réflexions sectorielles sont également en cours également pour définir des niveaux de
base, naturellement plus élevés dans certaines régions que dans d’autres (par exemple les
niveaux en cadmium de la côte nord - ouest de la Corse).
Le Tableau 23 donne un aperçu des niveaux attribués pour chacune des trois régions. Il s’agit
de concentrations mesurées. Il s’agit d’un classement indicatif, qui sera certainement révisé, et
qui n’a pas de portée réglementaire. La discussion concernant ces niveaux a été effectuée au
paragraphe 4.1.3.
Mars 2007
190
mg/Kg p.s. moules
Can 1 (2003)
Can 2 ( 2003)
Can 3 (2003)
Can 4 (2003)
Can 5 (2003)
Can 6 (2003)
Hg
Cd
Pb
0,07
0,1
0,1
0,09
0,08
0,09
1,3
1,5
1,4
0,9
1,2
1,6
1,3
1,2
1,1
Can 1 (2004)
Can 2 - 2004
Can 3 (2004)
Can 4 (2004)
Can 5 (2004)
Can 4 bis (2004)
0,09
0,09
0,09
0,09
0,1
0,11
1,65
1,91
1,73
1,83
1,67
2,04
1,2
1,2
1,3
1
1
1,1
3,8
4,1
4,2
3,8
3,7
3,6
PT 1
PT 2
PT 3
PT 4
PT 5
0,14
0,13
0,12
0,09
0,08
1,1
1,7
2
1,6
1,7
1,1
1,5
1,8
1,2
1,3
Liv 1
Liv 2
Liv 3
Liv 4
Rosi
0,11
0,13
0,12
0,1
0,12
1,11
1,21
1,13
1,05
1,13
1
1,2
0,9
1,1
0,9
1,4
1,3
1,3
Cu
Zn
Cr
Ni
2,2
12,1
14,9
2,8
3,6
0,8
4,9
8,9
10,3
3,9
3,4
2,6
As
211
220
239
233
220
215
1,7
3,9
3,4
1,7
1,5
2,5
4,1
4,9
2
1,5
2,4
24
27
25,3
28
26
28,7
3,7
4,4
4,3
3,7
3,8
296
436
460
438
385
0,6
0,6
0,6
0,3
0,4
0,7
1,3
1,6
1,3
1,2
27,7
29,1
30,3
27,5
29,5
7,3
7,5
6,8
6,5
6,8
260
182
236
190
236
0,7
0,6
0,4
0,4
0,4
1,3
1,3
1
1
1
22,6
17,1
20
13,8
Tableau 23 : Concentration en métaux lourds dans les moules, à Porto-Torres en 2004 et leurs
catégories
Prospective :
Cette répartition en classe nécessite encore réflexion à plusieurs niveaux : Faut-il effectuer la
répartition en classe avec des concentrations mesurées ou des concentrations ajustées ? Doiton considérer l’un ou l’autre suivant le pourcentage d’explication de la variance entre la
concentration mesurée et l’indice de condition ? Peut-on prendre le rapport de la
concentration mesurée sur l’indice de condition pour effectuer cette répartition en classes ?
Doit-on parler d’écorégion pour les bruits de fond en contaminants ? La Corse par exemple,
« montagne dans la mer », présente des niveaux en métaux lourds naturellement plus élevés
que sur le continent. Faut-il continuer à effectuer des expérimentations de calage pour obtenir
des régressions contaminant – IC sur des sites trophiquement et « molysmologiquement »
différents ? Doit-on calculer des NQE Eau à partir des NQE biote et sédiments, et si oui
comment ? Car les approches du TGD (Technical Guidance Document) sont simplificatrices.
Quel sera l’avenir des capteurs passifs (DGT, SPMD, POCIS) pour effectuer cette répartition
en classes à partir des mesures dans l’eau filtrée ? Pourra-t-on s’affranchir de la technique du
« caging » de moules ? Ou bien deviendra-t-elle la méthode méditerranéenne de détermination
de la contamination chimique ? Quelles en seront les complémentarités ? Quel poids donnerat-on à toutes ces mesures pour la répartition en classes, pour répondre aux besoins nationaux
(RLM) ou européens (DCE) ?
Autant de questions qui ont le mérite de voir le jour et qui doivent trouver réponse.
Gestionnaires, analystes, biostatisticiens ont tous leur mot à dire, et – en mars 2007 – les
réflexions vont bon train (et dépassent le cadre de ce rapport). Le projet « MONIQUA » aura
permis - en travaillant sur les expérimentations de calage sur les moules, et en remettant en
Mars 2007
191
exergue les réflexions qui avaient abouti à la création du RINBIO - d’apporter des éléments
de réponse, et de sensibiliser les régions attenantes à ce projet sur tous ces aspects.
4.5.2. Caractérisation de l’état chimique à l’aide du biointégrateur
« Posidonie »
¾ Dilution biologique
L’étude des cinétiques de contamination des tissus de posidonies montre que, dans un site
donné, l’âge n’est pas le seul facteur susceptible d’influencer les teneurs mesurées. Ainsi, la
prise en compte de la biomasse foliaire, permet de préciser les teneurs mesurées. Il est ainsi
possible de calculer un coefficient de correction correspondant au rapport de la longueur du
limbe (traduisant sa biomasse) à un temps donné et la longueur moyenne. Toutefois, même si
cette méthode permet d’affiner les résultats obtenus, les concentrations mesurées et corrigées
sont peu différentes. Il semble donc plus judicieux d’effectuer le prélèvement au cours d’une
période similaire (mai à juin), pour minimiser les phénomènes de dilution biologique et
permettre une meilleure comparaison, entre les différents sites.
¾ Mémorisation des contaminants
La possibilité de rétro-datation qui est offerte par les écailles (ou anciennes bases foliaires)
apparaît, dans la mesure où il est possible de mesurer leur concentration en contaminants,
comme un moyen de suivi temporel de la contamination. Cela suppose cependant de vérifier
que les teneurs enregistrées lors de la formation du tissus soient mémorisées et ne s’altèrent
pas au cours du vieillissement des écailles. Pour cela il est nécessaire de rechercher
l’existence d’une relation significative (i) entre les limbes (X) et les pétioles vivants (αX)
d’une part, (ii) entre les pétioles vivants (αX) et les écailles (pétioles morts) formées au cours
de l’année (chute du limbe (βαX)) et (iii) et au niveau des écailles, en fonction de leur âge
(Figure 156).
X µg.g-1
Ù Hg Ù
=αX µg.g-1
=ß (αX µg.g-1)
=?[ß (αX µg.g-1)]
Figure 156 : Schéma conceptuel du suivi au cours du temps de la mémorisation des teneurs en
contaminant (ici le mercure).
Mars 2007
192
Les mesures effectuées au niveau des écailles montrent qu’à l’exception du cadmium, dont les
teneurs augmentent généralement entre 1997 et 2003 (Figure 35), l’ensemble des autres
contaminants présente une décroissance depuis 1997 (Figure 37 ; Figure 39; Figure 41; Figure
43; Figure 45). Cette évolution des teneurs au cours du temps peut s’expliquer de deux
façons :
- Hypothèse 1 : Les fluctuations enregistrées sont aléatoires et indépendantes de l’évolution
de la contamination passée.
- Hypothèse 2 : Les fluctuations traduisent effectivement l’évolution de la contamination
passée.
Afin d’identifier l’hypothèse la plus probable deux approches on été envisagées :
n Etude de ces fluctuations (interprétation indirecte)
o Comparaison vis-à-vis d’autres biointégrateurs (interprétation directe)
n L’étude des fluctuations montre que l’évolution temporelle est similaire, pour les métaux
d’origine anthropique (cadmium, mercure et plomb), entre d’une part Toulon et Cortiou (sites
présentant un niveau élevé de pression anthropique), et d’autre part entre Calvi et Canari (sites
présentant un niveau de pression anthropique faible). Cette similitude semble indiquer que ces
fluctuations ne sont pas aléatoires mais obéissent à des mécanismes de mémorisation en
relation avec le niveau de contamination du site
o La comparaison vis-à-vis d’autres biointégrateurs est réalisée grâce aux données acquises
dans le cadre du programme RINBIO. En effet les teneurs mesurées dans les écailles pour les
différentes années (1996, 1998, 2000, 2003) sont comparées à celles mesurées dans le moules
lors des différentes campagnes. Dans les quatre sites étudiés une corrélation significative est
mise en évidence (Tableau 24).
Tableau 24 : Evolution temporelle des teneurs en mercure dans les écailles de posidonies
(lépidochronologie) et dans les moules (RINBIO).
Mercure (µg.g-1)
2003
2000
1998
1996
Corrélation
Calvi
Ecailles Moules
0.06
0.09
0.06
0.07
0.10
0.09
0.14
0.96
Canari
Ecailles Moules
0.05
0.09
0.04
0.08
0.06
0.11
0.06
0.11
0.99
Toulon
Ecailles Moules
0.17
0.20
0.11
0.22
0.17
0.21
0.13
0.98
Cortiou
Ecailles Moules
0.10
0.08
0.12
0.07
0.13
0.12
0.13
0.14
0.71
Cette corrélation confirme les phénomènes de mémorisation déjà signalé pour le mercure
depuis plusieurs années (Pergent-Martini, 1998) et qui vient d’être confirmé par une étude sur
plus de dix années (Lafabrie et al., sous-presse). Cette capacité de mémorisation attestée pour
le mercure mérite d’être vérifiée pour d’autres métaux traces. Néanmoins elle semble
plausible pour plusieurs d’entre eux comme cela d’ailleurs été signalé pour le cuivre et le zinc
(Pergent et al., 1999). La lépidochronologie offre donc la possibilité grâce à un prélèvement
d’appréhender non seulement la contamination actuelle mais également d’accéder aux
niveaux de contamination anciens et donc de reconstituer l’évolution temporelle de la
contamination dans un site donné.
Mars 2007
193
¾ Grilles de qualité
L’établissement de grilles, de qualité à partir des teneurs relevées dans les tissus de
posidonies, apparaît indispensable pour l’utilisation de cet outil à l’échelle du bassin
méditerranéen. Des grilles préliminaires, répondant aux cinq niveaux de qualité de la DCE,
ont été initiées sur la base des résultats obtenus dans le cadre des programmes de recherche
récents (GDR, INTERREG IIIA - MONIQUA, IMAGE, PORIME, INTERREG IIIB - POSIDONIA, ARP
GILCO, travaux EA « EqEL) et des données disponibles dans la bibliographie.
La finalisation de ces grilles fait l’objet d’un travail de doctorat, qui devrait être soutenu
prochainement, et leur diffusion sera assurée à travers leur publication dans des revues
scientifiques.
Mars 2007
195
5.
Contacts inter partenaires
Des contacts suivis ont eu lieu entre les différents représentants de la province de Sassari en
de la région Toscane (ARPAT) et de la Région Corse entre 2002 (montage du projet) et 2007
(rapport final)
Une réunion d’échange d’informations et de préparation de programme a eu lieu le 4
décembre 2003 à Santa Teresa, en Sardaigne, entre la Province de Sassari, l’Ifremer et
l’Université de Corse. Au cours de cette réunion, le site de Porto Torres / Asinara avait été
retenu pour réaliser l’expérimentation de transplants de moules et la collecte de posidonies.
En effet l’essentiel des efforts de la Province de Sassari en matière de biosurveillance est ciblé
sur Porto Torres, les autres secteurs d’intérêt étant Alghero et Olbia. Suite à cette réunion, les
points de prélèvement ont été retenus, les autorisations de mouillage sollicitées. Un
laboratoire a été mis à la disposition de l’Ifremer à Porto Torres par la province de Sassari,
avec balance, étuve et congélateur, pour la préparation des échantillons de moules après la
collecte (immédiatement après les prélèvements, le navire océanographique « L’Europe » est
reparti sur le secteur de Canari pour l’autre série de prélèvements). Deux représentants de la
province de Sassari ont d’ailleurs eu l’occasion de visiter le navire océanographique de
l’Ifremer.
Une réunion de programmation a eu à Pise lieu le 3 décembre 2004 avec la région Toscane.
Un point d’avancement du projet a été effectué et la campagne 2005 a été préparée. Le secteur
retenu est celui qui avait été retenu dans le cadre du programme : la Secche della Meloria,
près de Livourne. Un point supplémentaire a été rajouté à Rosignano. Suite à cette réunion,
l’ARPAT a adressé une proposition de points où des collectes de moules et de posidonies
pouvaient être effectuées.
Un séminaire d’étape entre les trois partenaires a eu lieu les 11 et 12 mai 2005 au centre de
recherche de Porto Conte, au cours duquel ont été présentés les avancements obtenus par les
différents participants au projet. Une vingtaine de scientifiques appartenant aux trois régions
ont participé au séminaire : Province de Sassari, la société Hidrocontrol, l’ARPAS, l’ARPAT,
l’Ifremer et l’Université de Corse. Trois thématiques étaient concernées par ce séminaire :
monitorage de la contamination des secteurs concernés par des mesures dans l’eau, dans les
sédiments et dans les moules (annexe 2). Les aspects organisationnels concernant la
campagne Corse – Toscane 2005 ont également été discutés.
Les campagnes océanographiques menées entre l’ARPAT et l’Ifremer ont également été
l’occasion d’une mise en œuvre de moyens océanographiques. Durant la campagne 2005,
l’Ifremer a pu disposer du navire océanographique de l’ARPAT et de son équipe de
plongeurs.
Les 26 et 27 octobre 2006, le séminaire de clôture pour la région Corse s’est déroulé à Calvi,
au siège de la Station de Recherches Sous-marines et Océanographiques (Stareso). Environ 25
personnes ont assisté au séminaire, en provenance des trois régions, et participation des
scientifiques et de gestionnaires (annexe 3).
Mars 2007
196
Les sessions étaient présentées par thématique : surveillance des eaux, puis des sédiments, et
enfin du biote (moules et posidonies) avec, pour chacune, des communications par des
représentants sardes, toscans et corses. Les résultats techniques ont consisté à confronter les
données des différentes campagnes océanographiques, tant sur le plan cartographique que sur
le plan méthodologique. De très nombreux résultats sont disponibles de part et d’autre ;
l’objectif n’est pas de les détailler ici (se rapporter aux rapports d’étape qui ont été élaborés).
Les rapports finaux sont en cours de réalisation par les 3 régions (la Province de Sassari a
encore une campagne en 2007).
Une demi-journée était consacrée à la prospective, c’est-à-dire aux autres travaux en cours
dans le domaine de la surveillance, ainsi qu’à un positionnement commun pour un futur
Interreg.
Parmi les points forts de cette discussion sont ressortis :
-
-
-
-
-
Une volonté forte des partenaires de partager leur expérience dans des cadres
réglementaires existants (Directive Cadre Eau) ou à venir, pluridisciplinarité des
équipes, volonté d’identifier les sources polluantes, de réduire les apports, bien
exprimée notamment par la Dra Accoli et Pino Ortu (Provincia di Sassari), et qui
correspond également aux objectifs de l’ICRAM.
La volonté de travailler ensemble sur des activités innovantes dans le domaine de la
surveillance, soit par l’utilisation de bouées de mesure en continu de paramètres
physico-chimiques, soit par l’utilisation de la matrice sédiments (une intercalibration a
été effectuée), de la matrice eau (par l’utilisation de capteurs passifs, pour les métaux
ou les organiques, les produits solubles ou non, automatisés ou pas), de l’”outil”
moules et posidonies pour caractériser l’état chimique de l’environnement littoral.
La Région Toscane (Romano Baino) a clairement affiché son intérêt de travailler dans
le futur dans le domaine de l’Océanographie Côtière Opérationnelle (étendue des
rejets polluants à partir de sources identifiées notamment), l’étude du transfert des
contaminants entre l’eau, les sédiments et le biote notamment. Comme partenaires
potentiels, l’ARPAT a cité le CIBM (Centre InterUniversitaire de Biologie Marine),
l’ICRAM, et les Aires Marines Protégées, ce qui rejoint d’ailleurs les préoccupations
des autres partenaires.
La Région Corse (A. Romaña, F. Galgani), a affiché son intérêt de travailler sur les
mêmes sujets en vue de définir une méthodologie de surveillance applicable à
l’ensemble de la Méditerranée, ainsi que sur la modélisation du transfert des
contaminants, entre le biote et l’eau notamment (objectifs DCE), objectif d’ailleurs
affiché dans le Projet Intégré Méditerranée MEDICIS sur la contamination chimique,
projet prenant en compte la modélisation hydrodynamique et la modélisation
hydrosédimentaire, “les deux mamelles du transport des contaminants”.
La Directrice du secteur environnement de la Provincia di Sassari (Dra Accoli) et
l’adjointe à la responsable administrative des programmes Interreg pour la Collectivité
Territoriale de Corse (CTC) (Monia Sanna) ont signalé que, dans un futur proche, la
région Ligure serait associée aux Interreg IIIA, avec positionnement de l’autorité de
gestion à Livourne (Toscane).
Le 19 décembre 2006, à Livourne, s’est déroulé le séminaire de clôture pour la région
Toscane (Annexe 4). La matinée a été consacrée à un débriefing sur les aspects scientifiques
et l’après-midi aux aspects administratifs et programmes futurs. A l'occasion de ce séminaire,
la représentante Interreg toscane (Giovanna Tortorella, ARPAT, Firenze) a fait un point sur la
Mars 2007
197
coopération territoriale 2007 - 2013. Le programme devrait durer 7 ans. Elle a rappelé
notamment : la coopération transfrontalière (IIIA), la coopération transnationale (III B) et la
coopération interrégionale (IIIC) , en citant le règlement CE/1080/2006 article 21. Ces
interregs seraient remplacés par le programme Espace MED dont la Région PACA sera
autorité de gestion et par le programme VOISINAGE avec les pays de la rive sud de la
Méditerranée. Le futur IIIA serait étendu à la Ligurie (Une représentante de l’ARPAL de
Gênes était présente au séminaire) et la Région Toscane sera l’autorité de gestion.
L’ARPAT a signalé que le séminaire de clôture pour la région Sardaigne aurait lieu en avril
2007.
L’ensemble des présentations (power-point) effectuées feront l’objet d’un CD-Rom, qui
intègrera les diaporamas présentés à Porto Conte (Sardaigne), à Calvi (Corse) et à Livourne
(Toscane) ; il sera distribué lors du séminaire de clôture d’avril en Sardaigne.
Mars 2007
198
Annexe 1 Références bibliographiques
Accoli M.A., Serra G., 2006. Programme Interreg IIIA / Moniqua. Présentation power point,
séminaire de restitution pour la région Corse, Calvi.
Adami G., Barbieri P., Fabiani M., Piselli S., Predonzani S., Reisenhofer E., 2002. Levels of
cadmium and zinc in hepatopancreas of reared Mytilus galloprovincialis from the Gulf
of Trieste (Italy). Chemosphere 48 :671-677.
Agence de l’eau, 2004. Le site de l’agence de l’eau Rhône Méditerranée Corse.
http://www.eaurmc.fr/.
Amiard J.C., 2002. Influence de la spéciation et de la biodisponibilité des métaux accumulés
par les huîtres sur leur transfert trophique à l’homme et sur leur pouvoir toxique.
Contrat AQS du Ministère de l’Agriculture : 79 p.
Andral B., Stanisière J.Y., Mercier S., 2001. Réseau Intégrateurs Biologiques : évaluation de
la qualité des eaux basée sur l’utilisation de stations artificielles de moules en
Méditerranée. Résultats de la campagne 2000. Convention Agence de l’Eau Rhône
Méditerranée Corse n° 010706.., novembre 2001, RST.DEL/TL.01-03/Laboratoire
côtier de Toulon : 93 p.
Andral B., Chiffoleau J.F., Galgani F., Tomasino C., Emery E., Pluquet F., Thébault H., 2004.
Programme LIMA, Evaluation de la contamination chimique du site de Canari.
Rapport pour l’OEC et l’AERMC, R.INT.DEL/PAC/04-07 : 64 p.
Andral B., Orsoni V., Tomasino C., 2004, campagne LIMA/OEC, 2004. Cartographie
chimique du compartiment sédimentaire corse, Ifremer/DEL/PAC/04-0 : 54 p.
Andral B., Stanisière J.Y., Sauzade D., Damier E., Thébault H., Galgani F. et Boissery P.,
2004. Monitoring chemical contamination levels in the Mediterranean Sea based ion
the use of mussel caging. Mar. Poll. Bull, 49 : 704 – 712.
Andral B., Tomasino C., 2004. Réseau Intégrateurs Biologiques : évaluation de la qualité des
eaux basée sur l’utilisation de stations artificielles de moules en Méditerranée.
Résultats de la campagne 2003. Convention Agence de l’Eau Rhône Méditerranée
Corse n° 2004-14-03, octobre 2004, Ifremer / AERMC. R. Int.DEL/PAC/04-08.
Augier H., Gilles G., Ramonda G., 1978. Recherche sur la pollution mercurielle du milieu
maritime dans la région de Marseille (Méditerranée, France). Degré de contamination
par le mercure de la Phanérogame marine Posidonia oceanica Delile à proximité du
complexe portuaire et dans la zone de rejet du grand collecteur d'égout de la ville de
Marseille. Environ. Pollut., 17 : 269-285.
Mars 2007
199
Augier H., Chabert D., Vicente N., 1980. Le port de Porquerolles (Iles d'Hyères,
Méditerranée, France). II. Contamination par les métaux lourds. Travaux scientifiques
du Parc national de Port-Cros, 6 : 253-285.
Balkıs N. et M. N. Çagatay, 2001 Factors controlling metal distributions in the surface
sediments of the Erdek Bay, Sea of Marmara, Turkey .Environment International,
27(1) : 1-13.
Baino R., 2006. Indagini sui mitili como specie biointegratrice a Livorno : problematiche di
standardizzazion, ARPAT. Présentation power point. Séminaire de restitution pour la
région Corse, Calvi.
Baino R., Melley A., Verniani D., Gambassi F. Et Gori L., 2007. Considerazioni critiche sul
contenuto di metalli pesanti nei mitili. ARPAT, note interne de l’ARPAT, 35 p.
Bardighiani C., 2006. Intercalibrazione Ifremer / Arpat. Metalli pesanti. ARPAT. Présentation
power point. Séminaire de restitution pour la région Corse, Calvi.
Beiras R., Bellas J., Fernandez N., Lorenzo J.I., Cobelo-Garcia A., 2002. Assessment of
coastal marine pollution in Galicia (NW Iberian Peninsula ; metal concentrations in
seawater, sediments and mussels (Mytilus galloprovincialis) versus embryo-larval
bioassays using Paracentrotus lividus and Ciona intestinalis. Marine Environmental
Research, 56 : 531-553.
Baumard P., Budzinski H., Garrigues P., Narbonne J.F., Burgeot T., Michel X., Bellocq J.,
1999. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) burden of mussels (Mytilus sp.) in
different marine environments in relation with sediment PAH contamination, and
bioavailability. Marine environmental Research, 47 : 415-439.
Boudou A., 2004. Mécanismes de bioaccumulation des métaux traces chez les organismes
aquatiques. In : Les Journées contamination décontamination des mollusques bivalves,
Ifremer, Nantes, 26 – 27 mai 2004.
Boudouresque C.F., Charbonel E., Meinesz A., Pergent G., Pergent-Martini C., Cadiou G.,
Bertrandy M.C., Foret P., Ragazzi P., Rico-Raimondino V., 2000. A monitoring
network based on the seagrass Posidonia oceanica in the northwestern mediterranean
sea. Biologia Marina Mediterranea, 7(2) : 328- 331.
Boutier B., 1998. Les contaminants chimiques dans les sédiments du littoral méditerranéen:
Contamination métallique. RNO 1998.- Surveillance du Milieu Marin. Travaux du
RNO. Edition 1998. Ifremer et Ministère de l'Aménagement du Territoire et de
l'Environnement.
Boutier B., Chiffoleau J-F, Gonzalez J-L, Lazure P., Auger D. et Truquet I, 2000. Influence of
the Gironde estuary outputs on cadmium concentrations in the waters : consequences on
the Marennes-Oléron bay (France) . Oceanologica Acta, 23(7): 745-757.
Campanella L., Conti M.E., Cubadda F., Sucapane C., 2001. Trace metals in seagrass, algae
and molluscs from an uncontaminated area in the Mediterranean. Environmental
Pollution, 111, 117-126.
Mars 2007
200
Capiomont A., 2000. Concentration et mémorisation du mercure chez la phanérogame
marine Posidonia oceanica. Thèse Doctorat « Ecologie marine », Université de
Corse : 1-144 + Ann.
Capiomont A., Piazzi L., Pergent G., 2000. Seasonal variations of total mercury in foliar
tissues of Posidonia oceanica. Journal of the Marine Biological Association of the
United Kingdom, 80 : 1119-1123.
Catsiki V.A., Bei F., 1992. Determination of trace metals in benthic organisms from an
unpolluted area: Cyclades Islands (Aegean Sea). Fresenius Environment Bulletin, 1 :
60-65.
Catsiki V.A., Panayotidis P., 1993. Copper, chromium and nickel in tissues of the
mediterranean seagrasses Posidonia oceanica and Cymodocea nodosa
(Potamogetonaceae) from Greek coastal areas. Chemosphere, 26 : 963-978.
Catsiki V.A., Katsilieri Ch., Gialamas V., 1994. Chromium distribution in benthic species
from a gulf receiving tannery wastes (Gulf of Geras - Lesbos island, Greece). Science
of the Total Environment, 145, 173-185.
Casas S., 2005. Modélisation de la bioaccumulation des métaux traces (Hg, Cd, Pb, Cu et Zn)
chez la moule, Mytilus galloprovincialis, en milieu méditerranéen. Thèse de Doctorat
d’Université, Toulon : 314 p.
Casas S., 2007. Modélisation de la bioaccumulation des contaminants organiques (PCB, DDT
et HAP) chez la moule, Mytilus galloprovincialis, en milieu méditerranéen. Rapport de
post-doctorat, Ifremer/AERMC/MEDD/CSIC : 237 p.
Chiffoleau J.F., Michel P., 1994. L’arsenic et le chrome dans les mollusques du littoral
français. RNO 1994.- Surveillance du Milieu Marin. Travaux du RNO. Edition 1994.
Ifremer et Ministère de l'Aménagement du Territoire et de l'Environnement.
Claisse D., Boutier B., Tronczynski J., 1998. Les contaminants chimiques dans les sédiments du
littoral méditerranéen. In « Surveillance du milieu marin - Travaux du RNO » : 51 p.
Commission Environnement Littoral, 2002. Pour une approche intégrée de gestion des zones
côtières, Initiatives locales – Stratégie nationale Rapport au Gouvernement.
Commission Européenne, 2003. Technical Guidance Document in support of Commission
Directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances.
Conti M.E., Cecchetti G., 2002. A biomonitoring study : trace metals in algae and molluscs
from Tyrrhenian coastal areas. Environmental Research.
Cossa D. et Martin J.M., Mercury in the Rhone delta and adjacent marine areas. Marine
Chemistry, 36 (1-4)
Cossa D., 1993. Le plomb en milieu marin, biogéochimie et écotoxicologie. Ifremer, repères
océan, 3 : 77p.
Mars 2007
201
Cossa D., Elbaz-Poiulichet F., Gnassia-Barelli M., Romeo M., 1993. Le plomb en milieu
marin - Biogéochimie et écotocicologie - IFREMER - Repères Océan n° 3 : 76 pp Dai
M., Martin J.M., Cauwet G., 1995. The significant role of colloids in the transport and
transformation of organic carbon and associated trace metals (Cd, Cu and Ni) in the
Rhône delta (France), Marine Chemistry, 51 (2) : 59-175.
Cossa D., Lassus, 1989. Le cadmium en milieu marin, biogéochimie et écotoxicologie.
Rapports scientifiques et techniques de l’Ifremer, 16 : 111p.
Cossa D. et Noel J., Concentrations of mercury in near shore surface waters of the Bay of
Biscay and the Gironde estuary. Marine Chelistry, 20.
Cossa D., Thibaud Y., Romeo. M., Gnassia-Barelli M., 1990. Le mercure en milieu marin Biogéochimie et écotoxicologie - Rapports scientifiqueset techniques de l’Ifremer,
n° 19 : 130 p.
Cossa D., Martin J.M., Takayanagi K. Et Sanjuan J., 1997. The distribution and cycling of
mercury species in the western Mediterranean. Deep Sea research, 44 (3-4) : 721-740.
Costantini, S., Giordano, R., Ciaralli, L., Beccaloni, E., 1991. Mercury, cadmium and lead
evaluation in Posidonia oceanica and Codium tomentosum. Marine Pollution Bulletin
22 : 362-363.
Dai M., Martin J.M., Cauwet G., 1995. The significant role of colloids in the transport and
transformation of organic carbon and associated trace metals (Cd, Cu et Ni) in the
Rhone Delta (France). Marine Chemistry, 51(2) : 159-173.
Danielsson L.G., Magnusson B., Westerlund S., Zhung K., 1983. Trace metals in the Gota
river estuary. Estuarine and Coastal Shelf Sciences, 17 : 313-322.
Davison W., Zhang H., 1994. In situ speciation measurements of trace components in natural
waters using thin-film gels. Nature, 367 : 546-548.
D’Itri P.A., D’Itri F.M., 1978. Mercury contamination: a human tragedy. Environmental
Management 2(1) : 3-16.
Donazzolo R., Orio A.A., Pavoni B. Et Perin G., 1984. Heavy metals in sediments of the
Venice lagoon. Oceanologica Acta, 7 (1) : 25-32.
Donazzolo R., Merlin O.H., Vitturi L.M., Orio A.A., Pavoni B., Perin G., Rabitti S., 1981.
Heavy metal contamination in surface sediments from the Gulf of Venice, Italy .
Marine Pollution Bulletin, 12 (12) : 417-425.
Davison W., Zhang H., 1994. In situ speciation measurements of trace components in natural
waters using thin-film gels. Nature, 367 : 546-548.
Deslous-Paoli J.M., Wolowicz M. et Boromthanarat S, 1992. Les reserves énergétiques de
Mytilus edulis. Société Française de malacologie, Aspects récents de la biologie des
mollusques, Ifremer, Actes de Colloques, n°13 : 19-28.
Mars 2007
202
Drew E.A., 1971. Botany. Underwater Science. An introduction to experiments by divers.
Woods et Lithgoe édit., London, 1-59.
Drew E.A., Jupp B.P., 1976. Some aspects of the growth of Posidonia oceanica in Malta.
Underwater Research, Academic Press, London, 357-367.
Favretto L., Favretto L.G., Felician L., 1987. Principal component analysis for the
identification of pollution sources in mussel survey by btrace metals. Z. Lebensmittelunters.-Forsch, 184 (2) : 101-109.
Ferrara R., Maserti B.E., Paterno P., 1989. Mercury distribution in maritime sediment and its
correlation with the Posidonia oceanica prairie in a coastal area affected by a chloralkali complex. Toxicological and Environmental Chemistry, 22 : 131-134.
Ferrat L., Gnassia-Barelli M., Pergent-Martini C., Roméo M., 2003. Mercury and non-protein
thiol compounds in the seagrass Posidonia oceanica. Comparative Biochemistry and
Physiology Part C 134 : 147-155.
Forstner U., Whittmann G.T.W., 1979. Metal pollution in the aquatic environment, Springer
Verlag éd., 486 p.
Gay G., Houeix N., Lacroix G., Lefèvre J.P., Magaud H., Migné V., Morin A., Tissot S.,
2004, Ineris-DRC-02-25590-RTSC-Api/OD n°02df55 : 43 p.
Giordano R., Arata P., Ciarealli P., Rinaldi L., Giani M., Cicero A.M., Costantini S., 1991.
Heavy metal in mussels and fish from Italian coastal waters. Marine Pollution
Bulletin, 22 (1) : 10-14
Giraud G., 1977a. Contribution à la description et à la phénologie quantitative des herbiers à
Posidonia oceanica (L.) Delile. Thèse doctorat 3ème cycle, Université Aix-Marseille II,
France: 1-150.
Giraud G., 1977b. Essai de classement des herbiers de Posidonia oceanica (Linné) Delile.
Botanica marina, 20 (8): 487-491.
Giraud G., 1979. Sur une méthode de mesure et de comptage des structures foliaires de
Posidonia oceanica (Linnaeus) Delile. Bull. Mus. Hist. Nat. Marseille, 39: 33-39.
Goldberg E.D., Bertine K.K., 2000. Beyond the Mussel Watch - new directions for
monitoring marine pollution. Science Total Environment, 247 : 165-174.
Gonzalez J.L., 2004. Utilisation capteurs passifs comme outil de surveillance. CSTS, SaintMalo, 20-21 octobre 2004.
Gonzalez J.L., 2005. Utilisation de la technique DGT en milieu marin: comparaison par
rapport à d'autres "intégrateurs". Colloque HYDROECOLOGIE, 20 et 21 octobre
2005, Nantes.
Gonzalez J.L., Boutier B., Griscom S., 2005. Evaluation of the role of natural organic matter
(NOM) on the speciation of metal contaminants: use of passive samplers (DGT). 1st
Mars 2007
203
International Workshop on Organic Matter Modeling, WOMM05, Toulon, 16-18
Novembre 2005.
Gonzalez J.L., Kantin R., Casas S., Boutier B. , C. Podeur, 2005. Contaminants métalliques
en Méditerranée : mesures à l’aide de capteurs passifs (DGT). Séminaire du
programme "MEDICIS", Projet intégré sur la contamination du milieu marin en
Méditerranée occidentale, Toulon, 12-13 Octobre 2005.
Gonzalez J-L, Guyomarch J., Masset J-F, Vuillemin R., 2006. Contribution des
échantillonneurs passifs aux programmes de surveillance de la qualité chimique des
masses d'eau. Journées RNO, 10-12 octobre 2006, Nantes.
Gonzalez J.L. , Masset , J-F. , Cadiou , J-F., Dupont J., Gendry A., Guyomarch J., Le Piver
D., Leveque J-P., Podeur C., Rolin J-F., Rousseaux P., Sauzade D., Vuillemin R.,
2006. Surveillance de la contamination chimique des eaux côtières : développement
d’un Système de Fond, Régional, Autonome, de Mesure et d’Echantillonnage
(FRAME). Atelier Expérimentation et Instrumentation, Brest, 30 janvier – 1 février
2006.
Gonzalez J-L, Masset J-F, Tixier C., Tronczynski J., Munaron D., 2006. Evaluation de la
contamination chimique des masses d'eau: utilisation d'échantillonneurs passifs.
CSTS, Lorient, 18-19 octobre 2006.
Gonzalez J.L, 2006. Les échantillonneurs passifs pour l'évaluation de la contamination
chimique des masses d'eau: Exemple de la technique DGT (Diffusive Gradient in Thin
film) pour les contaminants métalliques. Séminaire GDR "CORSE"-MONIQUA,
Stareso-Calvi, 26-27 octobre 2006.
Gonzalez J.L, 2006. Evaluation de la contamination chimique des eaux marines: utilisation
d'échantillonneurs passifs. Séminaire SWIFT "Méthodes alternatives de mesures de la
qualité chimique de l'eau". 22 novembre 2006, Paris.
González-Dávila M., 1995. The role of phytoplankton cells on the control of heavy metal
concentration in seawater, Marine Chemistry, 48 (3-4) : 215-236
Harmelin J.G., 1993. Invitation sous l'écume. Parc national Port-Cros, Cahier découverte, 10 :
83p.
Horvat M., Nolde N., Fajon V., Jereb V., Logar M., Lojen S., Jacimovic R., Falnoga I., Liya
Q., Faganeli J., 2003. Total mercury, methylmercury and selenium in mercury polluted
areas in the province Guizhou, China . The Science of The Total Environment, 304
(s 1-3) : 231-256.
Ifremer/bulletins
de
la
surveillance
(pour
les
données
http://www.ifremer.fr/envlit/documentation/documents.htm#3
du
RNO).
Ineris, 2004a Chrome et ses dérivés organiques. INERIS-DRC-01-25590-ETSC-Api/SDn°00df253 : 69 p.
Ineris, 2004b. Cobalt. INERIS-DRC-02-25590-ETSC-Api/OD-n°02df55 : 43 p.
Mars 2007
204
Ineris 2005, Nickel et dérivés. INERIS-DRC-01-DR029.doc : 64 p.
Inglis, G., Waycott, M., 2001. Methods for assessing seagrass seed ecology and population genetics.
In: Frederick T Short, Robert G Coles (Eds. ) Global Seagrass Research Methods. , Elsevier
Science BV, The Netherlands: 123 - 140
James A., Claisse D., Marchand M., 2007. Les normes de qualité environnementale (NQE),
outils d’évaluation du bon état chimique. In « Surveillance du milieu marin, travaux du
Réseau National d’Observation de la Qualité du Milieu Marin », édition 2006 : 20 – 26.
Kantin R., Pergent G.,2007. Groupement de recherche (GdR) Gestion des écosystèmes
littoraux méditerranéens, Rapport final. : 189 p.
Lafabrie C., Pergent G., Pergent-Martini C., Capiomont A., 2006. Posidonia oceanica: A
tracer of past mercury contamination. Environmental Pollution (in press).
Lafabrie C., Ferrat L., Pergent-Martini C., Kantin R., Pergent G., Andral B., 2005.
Spatiotemporal evaluation of metallic contamination in Posidonia oceanica. In
“Proceedings of the Seventh International Conference on the Mediterranean Coastal
Environment, MEDCOAST 05”, 7-11 October 2005, Kusadasi, Turkey, E. Ozhan edit.,
MEDCOAST Secretariat, Middle East Technical University publ., Ankara : 483-494.
Laurier F., 2001. Cycle du mercure en estuaire, baie de Seine et Pays de Caux. Spéciation
chimique et biodisponibilité. Thèse de Doctorat, Université Paris 7 « Denis Diderot ».
Majori L., Nedoclan G., Modonutti G.B., Daris F, 1978. Utilization of concentrating
organisms (Mytilus galloprovincialis Lmk) for the survey and control of marine
pollution. In Workshop on pollution of the Mediterranean. Antalya, 24-27 nov. 4èmes
journées d’études sur les pollutions marines en Méditerranée.
Malea P., Haritonidis S., Kevrekidis T., 1994. Seasonal and local variations of metal
concentrations in the seagrass Posidonia oceanica (L. ) Delile in the Antikyra Gulf,
Greece. Science of the Total Environment, 15 : 225-235.
Marchand M., Kantin R., 1997. Les métaux traces en milieu aquatique. In « Contaminants
chimiques en milieu aquatique », chapitre 15. Oceanis, 23 ( 4) : 597 – 629.
Marchand M., Tixier C., 2005. Analyse du risque chimique en milieu marin. L’approche
méthodologique européenne. Editions de l’Ifremer. A : 26 p.
Mart L., Nürnberg H. W., 1986. Cd, Pb, Cu, Ni and Co distribution in the German Bight.
Marine Chemistry, 18 (2-4) : 197-213.
Maserti B.E., Ferrara R., Paterno P., 1988. Posidonia as an indicator of mercury
contamination. Marine Pollution Bulletin 19 : 381-382.
Mazzella L., Cinelli F., Ott J., Klepal W., 1981. Studi sperimentali "in situ" sull'epifitismo
della Posidonia oceanica Delile. Quad. Lab. Technol. Pesca, 3 (1 suppl.): 481-492.
McKenzie LJ, Lee Long WJ, Coles RG, Rodger CA, 2000 Seagrass-Watch: community-based
Mars 2007
205
monitoring of seagrass resources. Biologia Marina Mediterranea, 7(2): 393-396.
Mimault B., Pasqualini V., Pergent-Martini C., Pergent G., 2004. Etat des lieux des données
disponibles sur la baie de Calvi. GDR Ifremer/Université de Corse : 1-271.
Morel M., 1999. Surveillance de la qualité de l'environnement littoral - propositions pour une
meilleure coordination des réseaux. Ifremer édit., Bilans & prospectives : 36p. + Ann.
Nakhlé K.F., 2003. Le mercure, le cadmium et le plomb dans les eaux littorales libanaises :
apports et suivi au moyen de bioindicateurs quantitatifs (éponges, bivalves et
gastéropodes). Thèse de Doctorat, Université de Paris VII : 246 p.
Nicolaï M., Rosin C., Tousset N. and Nicolai Y., 1999. Trace metals analysis in estuarine and
seawater by ICP-MS using on line preconcentration and matrix elimination with
chelating resin, Talanta, 50 (2) : 433-444.
O' Connor, T., 1998. Mussel Watch Results from 1986 to 1996. Marine Pollution Bulletin Vol
37 : 14-19.
Ozretic B., Krajnovic-Ozretic M., Santin J., Medjugorac B., Kras M., 1990. As, Cd, Pb and
Hg in benthic animals from the Kvarner-Rijeka Bay region, Yugoslavia. Acta
Adriatica, 32 (2).
Pasqualini V., Pergent G., Finidori S., Pergent-Martini C., 2001. Cartographie des herbiers à
Posidonia oceanica et leur utilisation en tant qu’indicateur biologique de la qualité du
milieu littoral en Corse. Contrat Equipe Ecosystèmes Littoraux - Université de Corse
& Agence de l’Eau, N°99-1404 : 81p.
Pergent G., 1990. Lepidochronological analysis in the seagrass Posidonia oceanica: a
standardized approach. Aquatic botany, 37 : 39-54.
Pergent G., Pergent-Martini C., 1990. Some applications of lepidochronological analysis in
the seagrass Posidonia oceanica. Botanica Marina, 33 : 299-310.
Pergent G., Pergent-Martini C., Boudouresque C.F., 1995. Utilisation de l'herbier à Posidonia
oceanica comme indicateur biologique de la qualité du milieu littoral en Méditerranée:
Etat des connaissances. Mésogée, 54: 3-29.
Pergent-Martini C., 1994. Impact d’un rejet d’eaux usées urbaines sur l’herbier à Posidonia
oceanica, avant et après la mise en service d’une station d’épuration. Thèse Doctorat
« Ecologie marine », Université de Corse : 1-208.
Pergent-Martini C., Pergent G., Fernandez C., Ferrat L., 1999. Value and use of Posidonia
oceanica as a biological indicator. In proceed. MEDCOAST 99 – EMECS 99 Joint
Conference "Land-ocean interactions: managing coastal ecosystems", MEDCOAST,
Middle East Technical Univ. Publ., Ankara, 1: 73-90.
Pergent-Martini C., 2000. Utilisation des herbiers de phanérogames marines dans la gestion
du littoral méditerranéen. Diplôme d’Habilitation à Diriger des Recherches,
Université de Corse : 1-298.
Mars 2007
206
Pergent-Martini C., Pergent G., 2000. Marine phanerogams as a tool in the evaluation of
marine trace-metal contamination: an example from the Mediterranean. International
Journal Environmental Pollution, 13(1-6) : 126-147.
Pergent-Martini C., Pergent G., Fernandez C., Ferrat L., 1999. Value and use of Posidonia
oceanica as a biological indicator. In proceed. MEDCOAST 99 - EMECS 99 Joint
Conference " Land-ocean interactions: managing coastal ecosystems ", MEDCOAST,
Middle East Technical Univ. Publ, Ankara, 1 : 73-90.
Pergent-Martini C., Leoni V., Pasqualini V., Ardizzone G.D., Balestri E., Bedini R., Belluscio
A., Belsher T., Borg J., Boudouresque C.F., Boumaza S., Bouquegneau J.M., Buia
M.C., Calvo S., Cebrian J., Charbonnel E., Cinelli F., Cossu A., Di Maida G., Dural
B., Francour P., Gobert S., Lepoint G., Meinesz A., Molenaar H., Mansour H.M.,
Panayotidis P., Peirano A., Pergent G., Piazzi L., Pirrotta M., Relini G., Romero J.,
Sanchez-Lizaso J.L., Semroud R., Shembri P., Shili A., 2005. Descriptors of
Posidonia oceanica Meadows: Use and application. Ecological Indicators, 5 : 213230.
Pergent-Martini C., Kantin R., Pergent G., Andral B., Ferrat L., 2005. Seagrass Watch, a new
tool to monitor metallic contamination ? In "Proceedings of the Seventh International
Conference on the Mediterranean Coastal Environment, MEDCOAST 05", 7-11
October 2005, Kusadasi, Turkey, E. Ozhan edit., MEDCOAST Secretariat, Middle
East Technical University publ., Ankara : 473-482.
Plessi M., Bertelli D., Monzani A., 2001. Mercury and Selenium Content in Selected Seafood.
Journal of food composition and analysis, (2001) 14 : 461-467.
Riisgaard H.U., Bjoernestad E. et Mohlenberg F., 1987. Accumulation of cadmium in the
mussel Mytilus edulis ; Kinetics and importance of uptake via food and seawater.
Marine Biology, 96 (3) : 349-353.
Roméo M., Hoarau P., Garelle G., Gnassia-Barelli G., Girard J.P., 2003. Mussel
transplantation and biomarkers as useful tools for assessing water quality in the NW
Mediterranean. Env. Poll., 122 : 369-378.
Roux N., Chiffoleau J.F., Claisse D., 2001. L’argent, le cobalt, le nickel et le vanadium dans
les mollusques du littoral français. RNO 2001.- Surveillance du Milieu Marin.
Travaux du RNO. Edition 2001. Ifremer et Ministère de l'Aménagement du Territoire
et de l'Environnement. ISSN 1620-1124.
Schlacher-Hoenlinger M.A., Schlacher T.A., 1998. Differential accumulation patterns of
heavy metals among the dominant macrophytes of a mediterranean seagrass meadow.
Chemosphere, 37 (8) : 1511-1519.
Schmidt U., Huber F., 1975. Methylation of organolead and lead (II) compounds to (CH3)4Pb
by microorganisms. Nature, Lond., 259 : 57-158.
SDAGE/DCE, 2003. Proposition pour une typologie des eaux côtières et de transition pour les
districts Rhône et affluents méditerranéens et Corse. Document de présentation,
Version finale 29 juillet 2003 (secrétariat technique).
Mars 2007
207
Serena F., Baino R., Barghigiani, 2005. Projet Interreg IIIA / MONIQUA. Rapport de la
Région Toscane (ARPAT) : 104 p.
Sherrell R.M., Boyle E.A., 1988. Zinc, chromium, vanadium and iron in the Mediterranean
Sea. Deep Sea Research Part A, 35 (8) : 1319-1334.
Short F.T., Coles R.G., 2001. Global Seagrass Research Methods. Elsevier Science B.V.,
Amsterdam : 473p.
SIROTA G.R., UTHE J.F., 1977. Determination of tetraalkyllead compounds in biological
materials. Anal. Chem., 49 : 823-825.
Stanisière J.Y., Sauzade D., Andral B., Beliaeff B., 2002. Bioaccumulation des métaux lourds
et des contaminants organiques chez Mytilus galloprovincialis : De l’influence des
caractéristiques physico-chimiques et trophiques des milieux et de l’usage de l’indice
de condition comme covariable correctrice du facteur de concentration des
contaminants. Rapport interne Ifremer/DEL/PAC sans numéro.
Taramelli E., Costantini S., Giordano R., Olivieri N., Perdicaro R., 1991. Cadmium in water,
sediments and benthic organisms from a stretch of coast facing the thermoelectric
power plant at Torvaldiga (Civitavecchia, Rome), in: UNEP/FAO (Eds), Final Reports
on Research Projects Dealing with Bioaccumulation and Toxicity of Chemical
Pollutants (MAP Technical Reports Series No. 52). UNEP/FAO Pub, Athens : 15-31.
Tronczynski J., Moisan K., Cossa D. et Sanjuan J., 1995. Evaluation des charges polluantes
du Rhône à la Méditerranée, Rapport Ifremer, 30 p.
Tronczynski J., Munschy C., Heas-Moisan K., Guiot N., Truquet I., Olivier N., Men S. et
Furaut A., 2004. Contamination of the Bay of Biscay by polycyclic aromatic
hydrocarbons (PAHs) following the T/V « Erika » oil spill. Aquatic Living Resources,
17 (3) : 243 – 259.
UNESCO, 1997. Guide méthodologique d’aide à la gestion intégrée de la zone côtière.
Commission Océanographique Intergouvernementale. Manuels et guides,
UNESCO/COI, 36 : 47 p.
UNESCO, 2001. Guide Méthodologique sur la Gestion Intégrée des Zones Côtières - Des
Outils et des Hommes pour une Gestion Intégrée des Zones Côtières, Volume II.
Manuels et Guides, UNESCO/COI, 42 : 64 p.
Velimirov B., 1984. Grazing of Sarpa salpa L. on Posidonia oceanica and utilization of
soluble compounds. International workshop Posidonia oceanica Beds, Boudouresque
C.F., Jeudy de Grissac et Olivier J. edit, GIS Posidonie publ., Marseille, 1: 381-387.
Verlaque M., 1987. Relations entre Paracentrotus lividus (Lamarck) et le phytobenthos de
Méditerranée occidentale. "Colloque international sur Paracentrotus lividus et les
oursins comestibles", C.F. Boudouresque edit., GIS Posidonie publ., Marseille: 5-36.
Mars 2007
208
Warnau M., Ledent G., Temara A., Bouquegneau J.M., Jangoux M., Dubois P., 1995. Heavy
metals in Posidonia oceanica and Paracentrotus lividus from seagrass beds of the
north-western Mediterranean. Science of the Total Environment, 171 : 95-99.
Wittmann K., Mazzella L., Fresi E., 1981. Age specific patterns of leaf growth: Their
determination and importance for epiphytic colonization in Posidonia oceanica (L.)
Delile. Rapp. P.V. Réun. Commiss. internation. Explor. Sci. Médit., 27(2) : 189-191.
Webb J., Keough M., 2002. Measurement of environmental trace-metals, levels with
transplanted mussels and diffusive gradients in thin films: a comparison of techniques.
Marine Pollution Bulletin, 44 (3) : ?-229.
Widdows J., Nasci J., Fossato V.U., 1997. Effects of pollution on the scope for growth of
mussels (Mytilus galloprovincialis) from the Venice Lagoon, Italy. Mar. Environ.
Res., 43(1/2) : 69-79
Yoon Y.Y., Martin J.M., Cotté M.H., 1999. Dissolved trace metals in the Western
Mediterranean Sea: total concentration and fraction isolated by C18 Sep-Pak
technique. Marine Chemistry, 66 (3-4) : 129-148.
Zatta P., Gobbo S., Rocco P., Perazzolo M. et Favarato M., 1992. Evaluation of heavy metal
pollution in the Venetian lagoon by using Mytilus galloprovincialis as biological
indicator. The Science of The Total Environment, Volume 119, 1 June 1992, Pages 2941.
Zhang H., Davison W., 1995. Performance characteristics of the technique of diffusion
gradients in thin-films (DGT) for the measurement of trace metals in aqueous
solution. Anal. Chem. 67 : 3391-3400.
Zupo V., Fresi E., 1985. A study on the food web of the Posidonia oceanica (L.) Delile
ecosystem: analysis of the gut contents of echinoderms. Rapp. Comm. Int. Mer Médit.,
29 (5): 189-192.
Mars 2007
209
Annexe 2 Programme du séminaire de
Porto Conte et liste des participants
MONIQUA
MONItoraggio della QUAlità delle acque e dell’ambiente
marino
MONItorage de la QUAlité des eaux et de l’environnement
marin
Programme du séminaire
Porto Conte Ricerche (Province de Sassari) – 11-12 mai 2005
11 mai 2005 – Activités en cours dans le cadre du projet Interreg IIIA
MONIQUA
14:30
Gavino Maiore, Roger Kantin, Christine Pergent, Romano Baino
Présentation du séminaire et objectifs du programme dans les différents
domaines de compétence.
14:45
15:00
15:15
Thématique: Hydrologie
Lucio de Maio
Caractéristiques hydrologiques de la zone de la Secche della Meloria :
Echantillonnage dans la colonne d’eau et dans les moules.
Luisa Gori, Fabio Gambassi
Détermination des teneurs superficielles en sels nutritifs de l’estuaire de
l’Arno à Rosignano (Solvay).
Gavino Maiore
Hydrologie et enregistrements par bouées hydrologiques en Sardaigne
Thématique : Sédiments
15:30
15:50
Corrado Barghigiani
Métaux lourds dans les sédiments marins du secteur de la Secche della
Meloria: Niveaux et sources potentielles de contamination.
Augusto Sanna
Mars 2007
210
16.10
16.30
16.31
Métaux lourds dans les sédiments marins prélevés le long de la côte de la
province de Sassari).
Roger Kantin
Métaux lourds dans les sédiments marins sans les golfes de Saint Florent et de
l’Asinara.
coffee-break
Thématique: Moules et Posidonies
17.00
17.30
18:00
18.15
19:00
Roger Kantin
Recherches sur la moule considérée comme espèce biointégratrice et teneurs
en métaux lourds dans l’eau : compréhension des mécanismes de
bioaccumulation et calcul d’une concentration ajustée.
Christine Pergent, Gerard Pergent, Lila Ferrat, Céline Labbé, Céline Lafabrie
Recherches sur la posidonie considérée comme espèce biointégratrice de
contaminants chimiques (métaux lourds et premiers résultats sur les HAP).
Michele Magri
Recherches sur la Posidonie dans la zone d’intérêt du projet en Toscane.
discussion générale
fin de la session
12 mai 2005 – Stratégie et Prospective : suites potentielles Interreg IIIA
Région Sardaigne
9:00
9:15
Gavino Maiore
Activités futures du monitorage en Sardaigne.
Lucia Mura, Carla Testa
Prospective de l’ARPA Sardegna et les programmes Interreg.
Région Corse
9:40
9:55
10:15
10:30
10:45
11.00
Francois Galgani
Le programme « Mitylos » et la Directive Cadre Eau.
Nicolas Ganzin
Plateforme de modélisation et télédétection.
Francois Galgani e Christine Pergent
La contribution de l’écotoxicologie aux programmes de surveillance.
Roger Kantin e Valérie Orsoni
Vidéo sous-marine automatisée et contributions futures dans le domaine des
biocénoses benthiques.
Christine e Gerard Pergent
La posidonie e Plan d’Action Méditerranéen
coffee-break
Region Toscane
Mars 2007
211
11:15
11:30
11:45
Michele Magri
L’échantillonnage des substrats durs : importance et méthode.
Corrado Barghigiani
Recherches sur la spéciation des métaux dans les sédiments marins.
Romano Baino
Indices de biodiversité dans les peuplements ichtyo-benthiques
Conclusions
12:05
12:45
Gavino Maiore er/ou autorités locales
Conclusion générale, recommandations et e planning à venir.
13:00
fin des travaux
Institutions participant au séminaire MONIQUA:
Sardaigne - Province de Sassari, Hydrocontrol, ARPA Sardegna
Corse - Ifremer , Université de Corse, Collectivité Territoriale de Corse (CTC)
Toscana – ARPAT (Agenzia Regionale per la Protezione Ambientale della
Toscana)
Mars 2007
212
MONIQUA
marino
marin
Elenco dei partecipanti al seminario
e indirizzi e-mail
Porto Conte Ricerche (SS) – 11-12 maggio 2005
Provincia di Sassari
Maria Antonietta Accolli – [email protected]
Gavino Maiore – [email protected]
Cristina Nigra – provincia@ provincia.sassari.it
Giovanni Serra – g.serra@ provincia.sassari.it
Hydrocontrol
Augusto Sanna – [email protected]
Leonardo Lojelo – [email protected]
ARPA Sardegna
Lucia Mura - [email protected]
Francesco Mura – [email protected]
Université de Corse
Céline Labbé – [email protected]
Christine Pergent-Martini – [email protected]
Gérard Pergent – [email protected]
Ifremer
Francois Galgani – [email protected]
Nicolas Ganzin – [email protected]
Roger Kantin - [email protected]
Valérie Orsoni – [email protected]
ARPAT Toscana
Corrado Barghigiani – [email protected]
Lucio de Maio – [email protected]
Luisa Gori – [email protected]
Michele Magri – [email protected]
Romano Baino - [email protected]
Mars 2007
213
Mars 2007
215
Calvi et liste des participants
Programme du séminaire
STARESO – Calvi –
26 -27 Octobre 2006
La matinée du 26 octobre a été consacrée à la présentation des travaux du GdR
(Groupement de Recherches) « Corse » ; l’ensemble des participants au séminaire
MONIQUA a été cordialement invité à y participer)
26 octobre 2006
14:30
15:00
Maria Antonietta Accolli, Roger Kantin, Christine Pergent, Romano Baino
Présentation du séminaire et objectifs du programme MONIQUA pour les trois
régions.
Hydrologie
Giovanni Serra
Valutazione sullo stato della qualità delle acque marino costiere, dei sedimenti e
del grado di contaminazione del biota e degli organismi nectobentonici nel
tratto di costa prospiciente la zona industriale di Porto Torres.
15:30
Jean Louis Gonzalez
Analyse des éléments traces dans l’eau (Canari, Porto Torres, Rosignano)
16:00
Luisa Gori
Metalli pesanti nei sedimenti. Sfruttamento statistico dei dati. Analisi ICP OES. Limite de rilevabilità. Quality Insurance.
16:00
coffe-break
Mars 2007
216
16:30
Sédiments
Corrado Barghigiani
Metalli pesanti nei sedimenti marini intorno alle Secche della Meloria
17:00
Giovanni Serra
Metalli pesanti nei sedimenti marini prelevati lungo la costa della Provincia di
Sassari.
17:30
Roger Kantin
Métaux lourds dans les sédiments du golfe de Saint Florent, de Rosignano et de
la baie de l’Asinara.
18:00
discussion
19:00
fin de la session
27 octobre 2006
Moules et posidonies
09:00
Roger Kantin et Jean Yves Stanisière
Utilisation de moules comme organisme biointégrateur de contamination ;
mécanismes d’accumulation et calcul d’une concentration ajustée.
09:30
Romano Baino
Indagini su mitili come specie biointégratrice a Livorno
10:00
Céline Lafabrie, Gérard Pergent, Christine Pergent
Utilisation de la posidonie comme espèce biointégratrice de métaux lourds
10:30
coffe-break
11:00
Gérard Pergent, Roger Kantin
Comparaison moules - posidonies
11:30
Pino Ortu (Assessore Ambiente – Agricoltura della Provincia di Sassari)
Attività future del monitoraggio in Sardegna.
(présentation initialement prévue à 14 h00)
12:00
Discussion générale sur les présentations de la matinée
12:30
Déjeuner
Mars 2007
217
14:00
Michele Magri
Indagini sulla Posidonie nell’area interessata al progetto in Toscana.
Stratégie et Prospective
Sardaigne
Cf. présentation de Pino Ortu, 11h30
14:30
Corse
Valérie Orsoni, Bruno Andral, Stellio Casas, François Galgani et Didier Sauzade
Activités futures dans le domaine de la surveillance en Corse et en
Méditerranée (MYTILOS, MYTIMED, LIMA, élargissement du modèle de
bioaccumulation eau-moules aux contaminants organiques)
Toscane
15:00
Romano Baino e Corrado Barghigiani
Attività future del monitoraggio in Toscana.
15:30
16:30
Intervention des personnalités présentes des trois Régions (Sardaigne, Toscane,
Corse) : Conclusion générale
Conclusions
17 : 00 fin du séminaire
Mars 2007
218
Liste des participants au séminaire MONIQUA
Calvi / Stareso – 26-27 octobre 2006
Provincia di Sassari
Maria Antonietta Accolli / Directrice du Secteur Environnement
Giovanni Serra /Responsable du projet Moniqua
Gavina Muzetto / Instructrice technique et collaboratrice du projet Moniqua
Pino Ortu / Elu de la Province de Sassari et collaborateur
ARPAT (Agence Régionale pour la Protection de l’Environnement de la Toscane)
Romano Baino / Responsable scientifique du projet Moniqua
Corrado Barghigiani / Collaborateur du projet Moniqua – Conseil National de Recherche
Luisa Gori / Technicienne - collaboratrice du projet Moniqua
Michele Magri / Scientifique expert posidonie, plongeur et pilote du “Poséidon”
Université de Corse
Gérard Pergent / Directeur du laboratoire EqEL
Céline Labbé, Céline Lafabrie, Maylis Salivas / Thésardes
Experts :
Alain Boudou / Président de l’Université de Bordeaux I, expert extérieur du volet I du GDR
(ancien Responsable du LOB Arcachon)
Marc Lointier / IRD Montpellier, expert extérieur du volet II du GDR (ancien Directeur IRD)
Autres
Roger Palomba / Responsable de la CQEL/DDE 2A
Francis Casabianca / Directeur du LDA 2A
Stellio Casas / Post-doc à l’Université de Barcelone
Pierre Lejeune / Directeur de la Stareso et son équipe
Monia Sanna / Adjointe à la Responsable Interreg IIIA de la Collectivité Territoriale de Corse
Ifremer
Roger Kantin / LER-PAC1 La Seyne sur Mer
Bruno Barnouin / Directeur des Opérations
L.Alexandre Romaña, Ifremer/DPS Président du CS du GDR (après Ph. Hatt, ancien
Directeur Scientifique)
Marc Bouchoucha / LER-PAC Bastia
François Galgani / LER-PAC La Seyne sur Mer
Jean Louis Gonzalez / Département BE
Danielle L’Hostis / LER-PAC La Seyne sur Mer
Jean-Yves Stanisière / LER La Rochelle
1
LER-PAC : Laboratoire Environnement Ressources Provence Azur Corse
Mars 2007
219
Excusés :
Christine Pergent / Responsable du projet Moniqua pour l’Université de Corse
Pierre Boissery, / Agence de l’Eau RM&C
C.François Boudouresque / Directeur du GIS Posidonie
Raphael Papi / Doyen de l’Université de Corse
Vanina Pasqualini / Maître de conférence Université de Corse
Félix Tomi / Comité scientifique Université de Corse
Daniel Cossa / Ifremer/Evaluateur du GDR
Maurice Héral, Ifremer/Directeur de la Stratégie et de la Programmation
Valérie Orsoni / Ifremer LER-PAC Bastia
Représentants : CTC, OEC, DIREN, DRRT, OEHC, BRGM
Mars 2007
221
Livourne et liste des participants
MONIQUA
marino
marin
Programma del workshop
Livorno
19 dicembre 2006
updated 151206
Come stabilito nel seminario di Stareso l’incontro sarà suddiviso in due parti che
affronteranno gli aspetti tecnico-scientifici il primo e quelli amministrativi e di
programmazione il secondo, il seminario conclusivo del programma si terrà a Olbia nelle
primavera prossima.
mattina – ore 9-13
Aspetti tecnici e scientifici
Per ognuna delle tre regioni interessate dal progetto verranno presentati sinteticamente i risultati
conseguiti nelle aree di competenza e si procederà all’impostazione della relazione finale comune ai
tre partner.
Gli argomenti trattati sono relativi a:
¾ Caratterizzazione idrologica nelle aree di indagine
¾ Idrologia e rilevamento tramite boe fisse
¾ Analisi degli elementi in tracce nell’acqua
¾ Indagini su mitili e posidonia come specie biointegratrici
¾ Metalli pesanti e IPA nei sedimenti marini
Mars 2007
222
Relatori:
Maria Antonietta Accolli, Romano Baino, Roger Kantin,
Interverrano: Gérard Pergent, Bruno Andral, Monia Sanna, Marie Jo Clément,
Danila Vannucci, Corrado Barghigiani, Rossana Scerbo, Fabrizio Serena,
Antonio Melley, Michele Magri, Luisa Gori,
Giovanni Serra, Pino Ortu, Lucia Mura,
0re 13-15 : pranzo di lavoro
pomeriggio – ore 15-18
Aspetti amministrativi e programmi futuri
Con il contributo dei rappresentanti delle Autorità di Gestione saranno esaminate le strategie e le
prospettive interregionali successive a MONIQUA. Le attività future di monitoraggio dovranno
conciliarsi alle tematiche e alle linee guida che nel frattempo sono state stabilite dalla Programmazione
UE 2007-2013 di cooperazione territoriale (obiettivo 3).
Gli argomenti trattati sono relativi a:
¾
¾
¾
¾
Tipologia degli interventi
Riferimenti istituzionali
Riferimenti normativi
Risorse finanziarie disponibili
Interverrano: Danila Vannucci - Provincia di Livorno
Monia Sanna - Collettività Territoriale Corsica
Maria Antonietta Accolli – Provincia di Sassari
Pino Ortu – Provincia di Sassari
Giovanni Serra – Provincia di Sassari
Carla Testa – ARPA Sardegna
Lucia Mura – ARPA Sardegna
Giovanna Tortorella - Regione Toscana
Paola Querci – ARPAT Toscana
Cecili Grazzini – ARPAT Toscana
Antonio Melley – ARPAT Toscana
Alessandro Lippi - CIBM
Ilaria Fasce – Regione Liguria
Rosella Bertolotto – ARPA Liguria
Istituzioni partecipanti al seminario MONIQUA di Livorno :
Sardegna - Provincia di Sassari, ARPA Sardegna
Corsica - Ifremer, Université de Corse, Collectivité Territoriale de Corse (CTC)
Toscana – Provincia di Livorno, RegioneToscana, ARPAT, CIBM
Liguria – Regione Liguria, ARPAL
Mars 2007