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Origine anthropique
En raison de leurs propriétés physiques et chimiques (malléabilité, ductilité, conductivité thermique et électrique), les ETM ont été et restent largement utilisés par l’homme. Ils sont employés dans l’agriculture, les matériaux de construction, jusqu’à nos vêtements et produits ménagers ainsi que dans de nombreux médicaments et cosmétiques. Ces ETM peuvent se retrouver dans l’environnement aquatique suite à des rejets ponctuels ou accidentels (station d’épuration, installations industrielles, sites miniers), au ruissellement des zones rurales et des zones urbanisées, des terrains agricoles, aux décharges sèches et humides mais aussi à des pollutions diffuses. Les principales sources anthropiques sont résumées dans le tableau I.
Distribution des ETM dans les écosystèmes aquatiques
Les écosystèmes aquatiques représentant les trois quarts de la surface du globe, font figure de « réservoirs » pour les polluants, car ils y sont tous potentiellement transférés. Grâce à leur propriétés physico-chimiques et à plusieurs mécanismes contrôlant leur devenir dans l’environnement aquatique (solubilité, précipitation, sorption et désorption), ces ETM vont se trouver ainsi répartis entre la colonne d’eau, le biote et le sédiment sous forme de cations métalliques.
ETM dans la colonne d’eau
L’eau est une matrice particulièrement importante pour les polluants en général et les ETM en particulier car elle est à l’origine de réactions chimiques liées à l’acidité, à l’alcalinité, à la température et à l’oxygénation. Dans la colonne d’eau, les ETM peuvent être sous forme dissoute, colloïdale ou se fixer aux particules en suspension. Ils finissent par se déposer au fond ou bien sont directement absorbés par les organismes aquatiques. C’est une des raisons pour lesquelles, leur concentration dans la colonne d’eau est en général relativement faible comparativement à celle retrouvée dans les sédiments ou le biote. Les concentrations mesurées dans les eaux naturelles sont variables et s’étendent du ng.L-1 au μg.L-1 (Mompelat et al, 2009).
ETM dans le biote
Grace à leur faculté de bioaccumulation, les ETM peuvent facilement se retrouver dans les organismes aquatiques à différentes concentrations. De nombreuses études ont déterminé le niveau de contamination en mercure ( 5 et 442 μg.kg-1 de poids frais) (Net et al, 2015) et d’autres ETM dans les organismes aquatiques. Diop et al (2017) ont retrouvé dans les poissons et fruits de mer des côtes sénégalaises des teneurs de 0,019 ± 0,014 mg.kg-1 de poids sec de mercure, 0,394 ± 0,634 mg kg-1de poids sec de Cd et 0,185 ± 0,213 mg kg-1 de poids sec de Pb respectivement dans le Tilapia (Sarotherodon melanotheron) et les moules (Pernaperna). Une teneur moyenne de 1,41 ± 0,72 mg.kg-1 de Pb a été obtenu dans la faune ichthyenne du complexe lagunaire Nokoué au Bénin (Youssao et al, 2011).
ETM dans le sédiment
Les sédiments côtiers et des eaux intérieures constituent des réceptacles de nombreux polluants. En effet, malgré la forte solubilité de certains ETM, le compartiment sédimentaire peut ainsi contenir des quantités significatives de substances qui peuvent être stockées et fortement accumulées sur les particules solides. Diop et al (2012) dans une étude de la contamination par les ETM des sédiments côtiers au niveau des points d’évacuation des eaux usées à Dakar (Sénégal) ont montré une forte contamination en Pb et en Cd dans les sites étudiés (avec des Facteurs d’Enrichissement de 23 et de 86 respectivement pour le Pb et le Cd). Le compartiment sédimentaire accumule les concentrations les plus élevées de polluants dans le milieu aquatique. En effet, dans une étude menée au Bénin, des teneurs moyennes en Pb retrouvées dans le sédiment (130,77 mg.kg-1) étaient de Cent fois supérieures à celles obtenues dans l’eau (1,45 mg.l-1) (Youssao et al, 2011).
Ces polluants peuvent être remis ensuite en circulation dans la colonne d’eau grâce à des activités naturelles (tempête,…) ou anthropiques (navigation, dragage) ou par simple diffusion et peuvent être absorbés (ou ingérés) par les organismes « filtreurs » (Le Du-Lacoste, 2008). Ils se retrouvent ensuite dans les chaînes trophiques où ils présentent divers processus de bioaccumulation voir bioamplification.
Transfert et accumulation des ETM dans les organismes aquatiques
Bioaccumulation des ETM dans les organismes aquatiques
Le calcul ou l’estimation de la concentration d’une substance dans un milieu, qu’elle soit essentielle ou toxique, n’apporte aucune information réelle sur le fait qu’elle pourra être absorbée ou non par les organismes vivants. Le polluant ne pourra avoir une influence sur les individus puis éventuellement dans l’équilibre de l’écosystème aquatique que s’il est biodisponible. La biodisponibilité est l’un des paramètres essentiels de la toxicité des polluants. Lorsqu’on mesure la bioaccumulation d’un composé dans un organisme, il est important de tenir compte de sa biodisponibilité. La biodisponibilité d’une substance en général et d’un ETM en particulier est la fraction de la quantité totale présente dans l’environnement qui peut être prélevée du milieu par un organisme et être transférée, stockée et métabolisée par ce dernier (Ramade, 2007).
Les ETM présents dans le milieu aquatique, sont piégés ou assimilés par les organismes aquatiques soit par contact direct avec le milieu contaminé (eau, sédiment) : on parle de contamination directe, soit par consommation de proies contaminées : il s’agit alors de la voie trophique. Le contact direct se fait par la respiration et/ou la diffusion passive à travers les membranes (Ramade, 1979). Toutes ces voies sont possibles pour un même métal, et leur importance va dépendre de la forme chimique sous laquelle le métal se trouve dans le milieu.
C’est la coexistence de ces mécanismes et la dynamique de la spéciation qui rend si complexe la notion de biodisponibilité.
Une fois dans l’organisme, l’ETM peut être bioaccumulé. En effet, la bioaccumulation est le processus d’assimilation et de concentration des ETM dans l’organisme. Il y a bioaccumulation lorsque les quantités de contaminants apportées par l’organisme dépassent les quantités éliminées.
La bioconcentration est un cas particulier de bioaccumulation. Elle est le processus par lequel une substance se trouve présente dans un organisme vivant à une concentration supérieure à celle de son milieu environnant. C’est donc l’accroissement direct de la concentration d’un contaminant (ETM) lorsqu’il passe de l’eau à un organisme aquatique (Ramade, 1998). La capacité d’accumulation d’un organisme peut s’exprimer par l’estimation du facteur de bioaccumulation (FAB) ou facteur de bioconcentration (FBC).
Plusieurs études ont révélé une augmentation des teneurs de certains polluants, au fur et à mesure des différents maillons de la chaine trophique : c’est la bioamplification. Le prédateur concentre un polluant à un niveau supérieur à celui où il se trouve dans sa proie. Cette amplification a été constatée pour la forme méthylée du mercure (dans le cas des ETM) et pour la plupart des contaminants organiques. Pour Ramade (2007), la rémanence d’un contaminant associé à des transferts cumulatifs « proie contaminée-prédateur » est à l’origine de ce processus.
Accumulation préférentielle des métaux dans les divers organes
Généralement, la détoxication de l’organisme après exposition à des ETM se fait grâce à la participation de certains organes. Ce sont ces derniers qui sont susceptibles d’accumuler de plus grandes teneurs en ETM. Les organes tels que le foie, les branchies, les reins interviennent dans ce processus. Chez un même individu, la différence des teneurs entre les organes est liée à la nature de la barrière à franchir (branchie, parois intestinale, …), à la taille des molécules et à la physiologie de l’organe. Il y a donc un organotropisme qui fera que les ETM comme le Cadmium soient facilement absorbés par le tractus gastro-intestinal et s’accumulent dans les organes, principalement dans le foie et le rein en se liant aux résidus de cystéine des protéines et plus particulièrement aux métalloprotéines.
Branchies
Les branchies permettent le contact direct du poisson avec le milieu extérieur. Un nombre élevé d’organismes aquatiques respire par un mécanisme de filtration de l’eau à travers les branchies (poissons). Les concentrations en éléments traces des branchies reflètent en générale la composition du milieu ambiant sur un temps court (Kalay et Canli, 2000), en particulier si la pollution est ponctuelle.
Foie et chair
Le foie accumule plus de métaux que le muscle grâce à la présence de certains ligands comme la métallothionine qui joue le rôle de séquestration et de détoxification de certains métaux tels que le Cuivre (Cu), le Cadmium (Cd), le Fer (Zn) (Uysal et al, 2009).
On note généralement une faible affinité des ETM pour la chair à l’exception du méthylmercure grâce à son caractère lipophile.
Risques sanitaires liés à la consommation de poissons
On retrouve presque tout le temps certains polluants organiques ou métalliques dans les tissus ou les échantillons prélevés dans l’environnement aquatique. Au plan expérimental, les ETM ont été associés à des effets importants dans l’environnement. Par exemple, de faibles expositions répétées peuvent être associées à des effets chroniques non mortels, notamment des effets immunotoxiques, des effets cutanés, une altération de la fonction de reproduction et un effet cancérogène manifeste (Duchemin, 2007). Plusieurs études ont montré que ces contaminants sont pour la plupart néphrotoxiques, génotoxiques, cancérigènes et parfois mortels (Taweel et al, 2013 ; Iqbal et Shah, 2014). C’est le cas de la maladie de Minamata et de la maladie itai-itai. En effet, les expositions aux facteurs dangereux de l’environnement sont nombreuses et variées. Ces expositions sont souvent chroniques et, sauf situation accidentelle sont de faible niveau. Il est cependant extrêmement difficile d’attribuer directement la cause d’une affection ou d’une maladie à l’exposition à un ETM ou à un ensemble de polluants, dans la mesure où d’autres facteurs liés aux comportements des individus (tabac, alcool) ou aux antécédents génétiques peuvent en être la cause.
Par ailleurs, le plomb, le cadmium et le mercure sont à des degrés divers des toxiques cumulatifs dont les effets sont le plus souvent insidieux. Ils sont généralement observés après plusieurs mois pour le plomb et le mercure ou plusieurs années pour le cadmium. Il n’est donc pas aisé de relier avec certitude un toxique et un effet sanitaire.
Dans ce contexte d’incertitude sur les expositions ou sur les risques, des teneurs maximales admissibles de 0,05 mg.kg-1 (EC, 488/ 2014) et 0,3 mg.kg-1 (EC 1005/2015) ont été établies par l’Union Européenne respectivement pour le cadmium et le plomb dans le tilapia. Les risques pour l’individu peuvent être faibles, mais les impacts rapportés à l’échelle de la population peuvent être énormes. Il devient alors nécessaire de mettre en oeuvre des outils d’aide à la décision tels que l’évaluation des risques sanitaire (ERS) permettant d’estimer l’impact sanitaire d’une situation passée ou projetée en vue de mettre en place des mesures de gestion adaptées (prévention, prise en charge sanitaire…).
Substances étudiées
Les métaux sont généralement scindés en deux catégories selon leur caractère essentiel ou non pour les êtres vivants. Dans la présente étude, trois (03) ETM ont été étudiés en particulier : le Plomb (Pb), le Cadmium (Cd) et le Fer (Fe).
Le Pb et le Cd ont en commun la propriété de se transporter, de changer de forme chimique, mais ne se détruisent pas. Ils ont une conductivité électrique élevée qui explique leur utilisation dans de nombreuses industries. Ces deux éléments n’ont aucune valeur nutritive pour les êtres vivants. Dans le milieu aquatique, on les retrouve sous forme de micropolluants. Même rejetés en quantité faible dans le milieu aquatique, ils sont à l’origine de nuisance à cause du phénomène de bioaccumulation. Ils présentent une certaine toxicité pour l’homme (Dina, 2012).
Le fer, contrairement au Pb et Cd, est considéré comme un oligo-élément. Il est indispensable au déroulement des processus biologiques dans le métabolisme et ne devient toxique qu’au-delà d’un certain seuil (Fischer et al, 2002).
Modèle biologique choisi : le Tilapia
La famille des Cichlidae regroupe des poissons appartenant à l’ordre des Perciformes. Cette famille constitue un groupe très diversifié avec trois genres : Tilapia, Sarotherodon et Oréochromis, qui sont largement représentés en Afrique de l’Ouest. Les espèces de ces trois genres sont communément appelées « Tilapia » (Canonico et al, 2005).
Habitat et répartition
Sarotherodon melanotheron sp est un tilapia endémique de l’Afrique de l’Ouest au niveau des régions côtières, en mer et en estuaire inverses hypersalés (Faunce, 2000). Cette espèce tolère de large gamme de salinité et est particulièrement adaptée aux eaux douces et saumâtres.
Biologie et écologie
Sarotherodon melanotheron sp pratique l’incubation buccale. Il se reproduit en permanence à une fréquence de deux à trois semaines. C’est une espèce omnivore qui se nourrit des aliments facilement disponibles d’origine végétale ou animale (Kide et al, 2015).
Choix du Sarotherodon melanotheron sp en écotoxicologie
Le choix de Sarotherodon melanotheron sp repose sur sa présence dans la majorité des écosystèmes aquatiques (dans tous nos sites d’étude). Outre son ubiquité et son caractère sédentaire, cette espèce (Figure 3) s’adapte au stress environnemental. Sa collecte sur le terrain est facile. C’est une espèce qui fait partie de l’alimentation des populations locales. Son choix semble être évident par rapport aux autres espèces de poissons présents minoritairement dans la zone d’étude.
Echantillonnage
Pour évaluer la contamination métallique, plusieurs échantillons ont été prélevés dans les différents sites suscités pour l’analyse des métaux dans l’eau et les poissons.
Conformément aux procédures, les échantillons ont été conditionnés et transportés dans des glacières jusqu’au laboratoire.
Echantillonnage de l’eau
Cinq points de prélèvement de l’eau sont sélectionnés de manière aléatoire dans chacun des cinq sites. Le prélèvement des échantillons d’eau (n=25) s’est effectué selon le protocole d’échantillonnage de métaux à l’état de traces dans les eaux de surface (MDDELCC, 2014). Il s’agissait d’un échantillonnage à Gué. Le prélèvement s’est réalisé à deux (02) mètres de la rive à l’aide de bouteilles neuves préalablement décontaminées, traitées et ensachées la veille au Laboratoire National d’Analyse et de Contrôle (LANAC). Sur le site de prélèvement, les bouteilles de 1,5 L sont rincées deux fois avec l’eau du site avant d’être remplies. Chaque échantillon d’eau est prélevé dans une bouteille en polyéthylène de 1,5 litre puis transvidé dans un flacon en polyéthylène de 250ml contenant 0,50ml d’Acide Nitrique concentré, à titre d’agent de conservation jusqu’à son épaulement. Les flacons sont ensuite fermés hermétiquement et le tout est transporté au laboratoire.
Pour la mesure des paramètres physicochimiques de l’eau ne pouvant être réalisée qu’au laboratoire, un échantillonnage par site a été effectué dans les mêmes conditions que précitées. L’acide sulfurique est utilisé comment agent de conservation.
Echantillonnage de poisson
En collaboration avec les pêcheurs retrouvés dans les différents sites de l’étude, cinq (05) Tilapias ont été échantillonnés par site. Des individus de même taille ont été prélevés sur chaque étang pour s’affranchir de la variabilité de la concentration des contaminants en fonction de la taille.
Au total, 20 échantillons de tilapias (Longueur total de 16,33 ± 1,89 cm) ont été prélevés en fin Août 2016 aux sites Mbao, Technopôle, Cambérène et Parc Hann.
Préparation des échantillons
Préparation des échantillons d’eau pour la mesure des paramètres physico-chimiques
La détermination de certains paramètres tels que le pH et la température de l’eau, est effectuée in situ du fait de leur instabilité. Les nitrates et les phosphates ont été déterminés au laboratoire de l’IRD/CRODT.
Les relevés de la température de l’eau (en degré Celsius) ont été effectués à l’aide d’un oxymètre portatif HANNA.
La mesure du potentiel hydrogène (pH) in situ et celle des phosphates, de l’ammonium, des nitrates et nitrites (réalisée au laboratoire) ont été faites à l’aide d’un photomètre d’aquaculture HI 83203 HANNA.
Préparation des échantillons d’eaux et de poissons pour l’analyse des ETM
Des précautions particulières ont été prises lors de la préparation des échantillons afin d’éviter toute contamination. A cet effet, toute la verrerie de laboratoire est nettoyée avec un détergent et de l’eau de robinet puis rincée vigoureusement avec de l’eau bi distillée avant utilisation.
Le prétraitement des échantillons d’eau et de poisson avant leur introduction dans les appareils (four micro-onde puis spectromètre d’absorption atomique) est une étape fondamentale.
Préparation des échantillons d’eau
A partir de chaque échantillon d’eau bien homogénéisé, nous avons prélevé 30 ml d’eau qui sont déposés dans une bombe en téflon. Puis on y a rajouté de l’eau régale (3 V d’acide chlorhydrique et 1 volume d’acide nitrique soit 7,5 ml de HCl et 2,5 ml de HNO 3). Pour vérifier qu’il n’y a pas eu de contamination, un essai à blanc est inclus dans chaque série d’analyse : essai réalisé en l’absence de matrice (échantillon d’eau) avec les mêmes quantités de réactifs et soumis à la digestion en même temps que les échantillons. La préparation est faite sous hôte. 10 minutes sont nécessaires avant d’introduire le tout dans le four à micro-ondes.
Préparation des échantillons de poissons
La taille des poissons été déterminée avant dissection. Les poissons une fois décongelés étaient écaillés, les viscères vidés. Sur chaque poisson, deux parties sont prélevées : la chair prise au niveau du pédoncule caudal et le foie.
Dans les bombes en téflon, grâce à une balance de marque Radwag vérifiée et étalonnée, une prise d’essai d’environ 0,5 ± 0,001 gramme de chair et 0,15 à 0,5 g de foie y est déposée. Nous y avons ajouté sous hôte 10 ml d’acide nitrique 65% dans le but de détruire toute la matière organique. Pour vérifier qu’il n’y a pas eu de contamination, un essai à blanc est inclus dans chaque série d’analyses : essai réalisé en l’absence de chair ou de foie avec les mêmes quantités de réactifs et soumis à la minéralisation en même temps que les échantillons. On attend sous hôte 20 minutes durant avant de fermer hermétiquement les bombes en téflon et de les placer dans le four à micro-ondes.
Minéralisation
Les échantillons d’eau, de foie, de chair et le blanc sont mis dans le four à micro-ondes TOP waveAnalytikJena AG modifié d’une puissance qui peut aller jusqu’à 1000 W suivant le programme de minéralisation donné par le fabricant (application poisson 42 pour le foie et la chair et le programme water Epa pour les échantillons d’eau).
A la fin de la minéralisation et après refroidissement, les bombes en téflon sont retirées du four et le minéralisât est récupéré sous hotte dans des fioles de 100 ml avec de l’eau milli Q. Le blanc analytique est traité de la même façon.
A ce stade, les échantillons sont prêts à être analysés. La figure 4 révèle quelques étapes lors de l’analyse des échantillons au laboratoire.
Principe du Spectromètre d’Absorption Atomique
Le principe consiste à aspirer l’échantillon sous forme liquide dans une flamme à une température de l’ordre de 1700 à 2550 °C, de sorte qu’il se forme une vapeur atomique (atomes neutres, libres et à l’état fondamental). On irradie cette vapeur avec une lampe spectrale à cathode creuse. Ces lampes émettent des raies de transition des atomes recherchés.
Seuls les atomes recherchés absorbent la radiation excitatrice. Ceci nous permet de lier l’absorption lumineuse à la concentration des atomes étudiés. Cependant il y a toujours une absorption non spécifique si minime soit-elle. Cette dernière est significativement diminuée par l’emploi d’une lampe au Deutérium (correcteur de bruit de fond). En plus de la simple dilution ou de la minéralisation par voie humide souvent décrite, on préconise l’utilisation d’une solution de modificateur de matrice qui permet de transformer l’élément à doser en ses formes les plus stables thermiquement : composés oxydés, formes réduites ou phosphatés, etc. (Rouessac, 2004 ; Bendada, 2011).
Préparation de la gamme d’étalonnage
A partir d’une solution mère de 1000 ppm pour chaque élément à doser, nous avons préparé une solution fille de 100 ppm dans une fiole de 100 ml où l’on rajoute1 ml d’acide nitrique 69% puis de l’eau déminéralisée jusqu’au trait de jauge.
Pour chaque élément à doser, une gamme d’étalons à différentes concentrations (en fonction du type de métal) est alors préparée.
Comparaison des teneurs en Pb, Cd et Fe dans les différents sites
Après avoir étudié et comparé les teneurs moyennes en Pb, en Cd et en Fe dans les organes (chair et foie) du Tilapia, nous nous intéressons maintenant à la distribution de ces ETM pour chaque site.
Risques sanitaires liés à la consommation de Sarotherodon melanotheron sp contaminé par le Pb, Cd
Nous rappelons que le foie des poissons n’est généralement pas consommé par l’homme. En effet, dans notre travail, l’évaluation des risques sanitaires liés à la consommation des poissons contaminés par les éléments traces métalliques sera étudiée seulement sur la chair du Tilapia. Seules les teneurs maximales en ETM (μg.kg-1 de poids frais) dans la partie comestible (chair) du Tilapia et non les teneurs moyennes, sont pris en compte.
Le Plomb et le Cadmium sont les deux ETM retenus pour cette évaluation. Ceci à cause de leur présence en quantité évaluable dans la chair, de la disponibilité de leur valeur toxicologique de référence (VTR) et de leur effet toxique sur la santé humaine. Cette évaluation porte sur la voie orale et concerne uniquement les expositions chroniques. Les VTR retenues pour cette étude sont celles issues d’études épidémiologiques chez l’homme, donc plus protectrices, plus faibles et les années de leur révision récentes. Ainsi, selon l’Institut National de l’Environnement Industriel et de Risques (INERIS), l’ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry) recommande pour les effets chroniques à seuil, une VTR de 2.10-3 mg/kg/j pour le Cd alors que l’OMS préconise pour le Pb 3,6. 10-3mg/kg/j (Bisson et al. 2009).
Les résultats de l’évaluation de l’exposition au Pb et au Cd liée à la consommation de Tilapia de même que les quotients de danger (THQ) correspondants chez les adultes sont rapportés dans le tableau VIII.
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Table des matières
PREMIERE PARTIE : RAPPELS BIBLIOGRAPHIQUES
I. Contamination métallique de l’environnement aquatique
I.1.Définition des métaux
I.2.Origines des ETM
I.2.1. Origine naturelle
I.2.2. Origine anthropique
I.3. Distribution des ETM dans les écosystèmes aquatiques
I.3.1. ETM dans la colonne d’eau
I.3.2. ETM dans le biote
I.3.3. ETM dans le sédiment
I.4. Transfert et accumulation des ETM dans les organismes aquatiques
I.4.1. Bioaccumulation des ETM dans les organismes aquatiques
I.4.2. Accumulation préférentielle des métaux dans les divers organes
II. Risques sanitaires liés à la consommation de poissons
III. Méthode d’évaluation des risques sanitaires liés à la consommation des poissons contaminés par les éléments traces métalliques
I. Présentation de la zone d’étude
II. Choix méthodologique
II.1 Sites d’étude
II.2. Substances étudiées
II.3. Modèle biologique choisi : le Tilapia
II.4. Echantillonnage
II.4.1. Echantillonnage de l’eau
II.4.2. Echantillonnage de poisson
III. Préparation des échantillons
III.1. Préparation des échantillons d’eau pour la mesure des paramètres physico-chimiques
III.2. Préparation des échantillons d’eaux et de poissons pour l’analyse des ETM
III.2.1. Préparation des échantillons d’eau
III.2.2. Préparation des échantillons de poissons
III.2.3. Minéralisation
IV. Dosage par le Spectromètre d’Absorption Atomique (SAA)
IV.1. Principe du Spectromètre d’Absorption Atomique
IV.2. Préparation de la gamme d’étalonnage
V.Traitement des données et analyse statistique
V.1.Traitement des données
V.2. Analyse statistique
RESULTATS
I. Paramètres physico-chimiques de l’eau
II. Distribution des ETM dans l’eau
III. Distribution des ETM dans les différents organes du Sarotherodon melanotheron sp
III.1. Comparaison de la distribution des teneurs en Pb, Cd et Fe dans les différents sites par organe
III.1.1. Distribution des ETM (μg/kg de poids frais) dans le foie de Sarotherodon melanotheron sp
III.1.2. Distribution des ETM (μg/kg de poids frais) dans la chair de Sarotherodon melanotheron sp
III.2. Comparaison des teneurs en Pb, Cd et Fe dans les différents sites
III.2.1. Distribution des ETM dans les organes pour le site de Cambérène
III.2.2. Distribution des ETM dans les organes pour le site de Mbao
III.2.3. Distribution des ETM dans les organes pour le site de Parc Hann
III.2.4. Distribution des ETM dans les organes pour le site Technopôle
IV. Bioconcentration des Eléments Traces métalliques (Pb, Cd et Fe) dans les Tilapias des quatre sites
V. Risques sanitaires liés à la consommation de Sarotherodon melanotheron sp contaminé par le Pb, Cd
DISCUSSION
I. Qualité des eaux des différents sites :
I.1. Paramètres physico-chimiques
I.2. ETM dans les eaux :
II. Contamination par les ETM des Tilapias pêchés dans les différents sites
III. Risques sanitaires liés à la consommation de Tilapia contaminés par Pb et Cd
CONCLUSION ET PERSPECTIVES
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
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