Etat des lieux des écosystèmes marins

Choix et description du Matériel (Biologiques et Analytiques)

Introduction

Les mesures antifouling comprennent l’utilisation de revêtements (peintures), à base de produit chimiques, sur les coques des navires pour empêcher la colonisation d’organismes et de microorganismes marins nuisibles. Celles-ci ont traditionnellement intégré des substances toxiques comme les organostanniques, en particulier le tributylétain (TBT), le Cuivre et le Zinc dans une matrice de peinture qui libère peu à peu les biocides à partir de la couche de surface pour empêcher un tassement de salissures (tableau 20). L’utilisation répandue de substances toxiques dans les peintures antifouling a entraîné des niveaux élevés de contamination dans l’environnement et soulevé des inquiétudes, par les différents organismes internationaux, quant à leurs effets sur les organismes benthiques [Alzieu et al, 1986; Claisse et Alzieu, 1993; Thomas et Brooks, 2010].

L’étude de la contamination des environnements aquatiques par des substances traces tels que le TBT, le Cuivre, et le Zinc et l’évaluation de leur impact écotoxicologique ne peut être réalisée qu’au moyen de techniques analytiques fiables et performantes. En effet, pour les organostanniques, les techniques utilisées sont généralement la chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse (GC- MS), la chromatographie gazeuse avec un détecteur à photométrie de flamme (GC-FPD), la chromatographie gazeuse couplée à la spectrométrie à absorption atomique (GC-AAS), la chromatographie gazeuse couplée à la spectrométrie d’émission atomique à plasma induit par micro-ondes (GC-MIP-AES), la chromatographie en phase gazeuse couplée à un spectromètre de masse à plasma induit (GCICP- MS), alors que pour le Cuivre, le Zinc et beaucoup d’autres métaux, on utilise généralement la spectrophotométrie d’absorption atomique (SAA), la spectrométrie d’émission atomique couplée à un plasma inductif (ICP-AES), la spectroscopie de masse couplée à un plasma inductif (ICP-MS), etc..

Le présent travail s’articule autour de la problématique du Cuivre, du Zinc et des organostanniques, en particulier le TBT, dans les écosystèmes aquatiques. Les environnements marins se révèlent particulièrement exposés à la contamination par les métaux traces et les organométalliques. Ces derniers se trouvent présents dans l’eau de mer et les sédiments à de très faibles concentrations (> 1 ng.l-1). Néanmoins, elles sont suffisantes pour induire des implications éco-toxicologiques graves. Ils sont ainsi sujets à divers mécanismes de transformations et de transferts, dépendant des conditions physicochimiques du milieu, des formes chimiques sous lesquelles ils y parviennent, ainsi que de l’activité biologique. Cette forte réactivité des organostanniques, en particulier vis-à-vis de la biota, conditionne leur dynamique biogéochimique et renforce leur qualification de polluant majeur [Alzieu et al., 1981; Bryan et al., 1986 ; Gibbs et al., 1987 ; His et Robert, 1987 ].

Même lorsque les peintures à base de TBT dominaient le marché international, le Cuivre a continué à être utilisé, à la fois dans les peintures bon marché pour les petites embarcations ou comme co-biocide pour améliorer les performances des peintures au TBT [Nichols, 1988; Young et al., 1979]. Depuis l’interdiction du TBT, le Cuivre est redevenu le biocide antifouling prédominant. Par conséquent, des restrictions sur les taux de libération de Cuivre ont été mises en place par certains pays dont le Canada et le Danemark. Ainsi, Santé Canada exige que les peintures antifouling à base de Cuivre aient un taux de rejet de moins de 40 g/cm2 / jour [HC, 1994], alors qu’au Danemark, la quantité du Cuivre libéré ne doit pas dépasser un taux cumulatif de 200 μg/cm2 au cours des 14 premiers jours [DEPA, 2003]. D’autres pays ont interdit les zones écologiquement sensibles, ou fortement contaminées aux navires utilisant des peintures antifouling à base de Cuivre c’est le cas, par exemple, de la côte baltique de la Suède [KEMI, 2006] et du Bassin à yacht de Shelter Island dans la baie de San Diego, en Californie, [CRWQCB, 2005]. l’United States Environmental Protection Agency examine également de restreindre, dans le future l’utilisation des peintures antifouling à base de Cuivre [Carson et al., 2009].

Ainsi, ce travail porte sur la recherche du niveau de concentrations du Cuivre, du Zinc et des organostanniques, utilisés dans les peintures marines en Algérie (Nord-Ouest), au niveau de l’eau de mer, d’un mollusque bivalve, la moule Mytilus galloprovincialis, fruit de mer très consommée par la population et au niveau des algues très représentatives des côtes algériennes,telles que Cystoseira stricta, Ulva enteromorpha et Ulva lactuca.

Pourquoi le choix des deux espèces (moule et algues) ?

La contamination des zones côtières fait partie des sujets les plus étudiés dans la communauté scientifique. Depuis quelques décennies, de nombreux chercheurs s’intéressent à l’étude des effets de la pollution sur les espèces benthiques et la possibilité de leur utilisation en tant qu’indicateurs écologiques de la pollution en milieu marin. Un contrôle adapté et pertinent des milieux aquatiques doit reposer sur l’utilisation de ces espèces indi catrices pour mieux appréhender les effets des polluants xénobiotiques et ubiquistes sur l’intégrité du milieu aqueux, mise à mal, par le transfert et l’accumulation dans l’environnement des produits de l’activité humaine. Le concept de « bioindicateurs » retient depuis ces dernières années l’attention croissante des écotoxicologues, car il constitue un outil très intéressant pour la détection des effets de l’exposition aux polluants chimiques.

Choix de la moule (matériel biologique)

L’utilisation de mollusques fixés et de poissons relativement sédentaires, sont les plus couramment développés dans les programmes de surveillance. C’est le principe des « bioindicateurs quantitatifs » basé sur le fait que ces organismes marins concentrent les contaminants, en particulier les métaux et les organométaux, en relation avec les concentrations présentes dans le milieu. L’étude de l’interaction entre les contaminants et les barrières biologiques est donc d’un intérêt considérable pour la compréhension des phénomènes écotoxicologiques, des phénomènes de bioconcentration, de bioaccumulation, de la variabilité spatiale et temporelle des contaminants et des transferts à travers les chaînes trophiques [Goldberg, 1975].

La surveillance de la contamination côtière au moyen du bivalve, genre Mytilus, est de pratique courante dans de nombreux programmes de surveillance à travers le monde. En effet, les moules présentent des caractéristiques qui en font d’elles de bons bioindicateurs de la contamination en raison de [Casas, 2005] :
– leur large répartition géographique ;
– leur mode de vie sessile et euryhalin ;
– leur faculté d’accumuler des polluants présents dans l’environnement dans un facteur de concentration de l’ordre de 103 à 105 par rapport à l’eau environnante ;
– la stabilité de leur population ;
– leur tolérance à différents stress ;
– la possibilité de les transplanter ;
– leur consommation par l’homme donc vecteur de contamination.

Le genre Mytilus, de la famille de Mytilidées, Selon Soot-Ryen, (1995), comprend trois espèces: Mytilus edulis (Linné, 1758), Mytilus californianus (Conrad, 1837) et Mytilus crassitesta (Lischke, 1868). Cet auteur fait ensuite la liste des sous-espèces parmi lesquelles Mytilus galloprovincialis (Lamarck, 1819) et Mytilus edulis planutalus (Lamarck, 1819), deux moules fréquemment utilisées dans les programmes de surveillance respectivement en Méditerranée et en Océanie [Butler et al., 1971 ; Rainbow et al., 2004].

Pour notre part, nous avons choisi comme indicateur un mollusque bivalve (la moule : Mytilus galloprovincialis) pour évaluer la présence des micropolluants dans les ports de l’Ouest algérien.

Le Mollusque étudié doit présenter, selon [Butler et al., 1971, et Philips et Rainbow, 1994], les qualités suivantes :
 l’organisme doit concentrer le contaminant, sans effet létal, aux concentrations rencontrées dans le milieu ;
 il doit être sédentaire afin d’être représentatif de la zone d’échantillonnage ;
 il doit être abondant dans la zone étudiée ;
 il doit avoir une taille suffisante afin de donner une quantité de tissus adéquate pour l’analyse chimique ;
 il doit concentrer suffisamment pour permettre des dosages sans préconcentration.

Autant de qualités ne se trouvent pas réunies dans une seule espèce et un compromis doit être recherché. C’est dans cet esprit que Goldberg, (1975) a proposé le concept de « Mussel Watch », comme première étape dans une surveillance globale du milieu marin.

Le choix a été ainsi porté sur la moule Mytilus golloprovincialis comme bioindicateur de la pollution par le Cuivre, le Zinc et les Organostanniques de l’Ouest Algérien. Espèce sensible à la pollution chimique, concentre les polluants et constitue un excellent témoin (sentinelle) de la qualité des eaux. De plus, la moule Mytilus golloprovincialis, présente une faible capacité à métaboliser les polluants. D’autre part, c’est une espèce fortement consommée par la population algérienne, ce qui peut poser un problème de santé publique si elle venait à être utilisée à tous les plats gastronomiques.

Choix des algues (matériel végétal)

Déjà employées durant l’Antiquité pour l’amendement des terres, les algues n’ont jamais cessé d’être utilisées pendant l’histoire, de nombreuses gravures représentent cette activité. Placées à la base du règne végétal, les algues constituent un ensemble important d’organismes vivants, tant du point de vue de la place qu’elles occupent dans 1’évolution de notre monde [Funahashi H. et al, 2001] (elles sont les précurseurs à la fois des animaux et des végétaux) que du point de vue des possibilités qu’elles offrent à l’homme en tant que nourriture, source d’énergie, de médicaments, de biocides naturels, réservoir de CO2 , etc….

Utilisés en industrie et en alimentation humaine et animale, les algues ont souvent suscitées la curiosité des scientifiques par leur manne qui n’a pas encore révélé toutes ses richesses. Les utilisations des algues, marines sont très diverses et leur importance augmente continuellement. Près de deux cents genres d’algues marines benthiques (correspondant sans doute à plusieurs milliers d’espèces) sont cités dans la littérature scientifique pour avoir été exploités, ou étudiés en vue d’une exploitation. Actuellement, il ne fait aucun doute que les algues, de part leurs métabolites (acides gras, stérols, alcools, polysaccharides, vitamines…), revêtent une importance considérable pour l’homme futur, et ce, eu égard à l’impossibilité dans laquelle se trouvent les systèmes économiques actuels, pour satisfaire les besoins de la population en nourriture, médicaments, énergie, matières premières et en matière de dépollution [Biafd, 1980].

En milieu aquatique, les algues sont connues pour leur capacité à fixer et accumuler les éléments naturellement présents dans l’eau de mer, mais aussi les polluants tels que les métaux lourds [Vasquez et al, 1996]. Plusieurs études ont montré que la bioaccumulation des métaux lourds par les algues peut être un moyen de contrôle de la pollution et de traitement des eaux usées.

Quelques raisons qui indiquent l’importance des algues dans la surveillance de l’environnement marin et qui peuvent être utilisées comme indicateurs écologiques ou bioindicateurs :
 Les algues réagissent aux variations de qualité de l’eau et peuvent donc être utilisées pour le contrôle biologique de l’eutrophisation [Chopin, 1996].
 Les algues (macrophytes) ne réagissent pas aussi rapidement aux changements environnementaux que le phytoplancton, mais peuvent être de bons indicateurs sur une période plus longue à cause de leurs caractéristiques pérennes et benthiques [Chopin, 1996].
 Les algues peuvent être d’excellents indicateurs de changements naturels ou artificiels de la biodiversité (à la fois pour l’abondance et la composition) causés par des changements de facteurs abiotiques, biotiques et anthropiques et donc sont d’excellents organismes pour le contrôle biologique des changements environnementaux [Chopin, 1996].
 Les algues présentent plusieurs avantages intrinsèques : elles sont benthiques, et ainsi peuvent servir à caractériser les conditions environnementales intégrées à un lieu, pendant une période [Chopin, 1996].
 Il est généralement facile d’en cueillir des quantités suffisantes dans divers habitats.
 Elles accumulent directement les composés présents dans l’eau de mer, ce qui fait de l’analyse des tissus, un indicateur fiable de la qualité de l’eau et évite les difficultés logistiques souvent associées aux échantillonnages représentatifs et comparatifs de l’eau de mer [Levine, 1984].
 Elles résistent assez bien aux manipulations de laboratoire, tout en étant assez sensibles à divers niveaux de pollution [Chopin, 1996].
 Certaines algues (Phéophycées) ont des extensions géographiques étendues permettant les comparaisons généralisées.
 Elles agissent comme bioaccumulateurs en accumulant les composées à des concentrations dépassant de plusieurs ordre de grandeur celles de l’eau de mer ambiante, elles ont été utilisées pour surveiller dans les eaux côtières, la pollution en métaux lourds, hydrocarbures, pesticides, PCB (polychlorobiphényls), enduits de préservation, éléments radioactifs, nutriments (eutrophisation) et nombreux autres composés [Round, 1981 ; Levine, 1984 ; Lobban et Harrison, 1994]. Un des exemples connu de la décontamination par les algues est l’inhibition de l’absorption intestinale du strontium 90, un déchet radioactif issu du combustible des centrales nucléaires, par l’administration d’un émulsifiant alimentaire, l’alginate de sodium [Triffitt, 1968]. D’autres chercheurs américains ont mis en évidence les propriétés exceptionnelles de l’algue Closterium moniliferum (microalgue verte d’eau douce) capable de stocker le strontium 90. Le strontium est un élément du même groupe que le calcium (alcalineux-terreux).

L’algue étudiée possède une qualité rare : elle est capable de différencier ces deux éléments, en ne stockant que le strontium. Elles pourraient être utilisées pour décontaminer les déchets radioactifs liquides issus des centrales nucléaires [Krejci et al., 2011a et b] .
 Elles agissent comme bioaccumulateurs d’organostanniques [Hoch, 2001].

Sources des Organostanniques

Leurs applications se trouvent dans la chimie industrielle comme catalyseurs en synthèse organique ou comme agents stabilisants pour les polymères, mais leur utilisation comme agent biocide dans l’agriculture et dans l’industrie du bois reste prépondérante.

La propriété biocide des formes trisubstituées, découverte dans les années 1950, a rendu très populaire l’utilisation du tributylétain (TBT) dans la composition des peintures antisalissures (“antifouling paints”) et dans les produits permettant une meilleure préservation du bois (figure 45). Le triphénylétain (TPT), composé ayant aussi des propriétés biocides, fut introduit un peu plus tard comme fongicide dans l’agriculture et comme co-agent biocide dans les peintures antisalissures [Fent, 1996].
Les différents organostanniques trouvés dans le milieu aquatique proviennent de plusieurs sources. En effet, de par leurs différentes applications, les organostanniques (tableau 21) pénètrent dans l’environnement par plusieurs voies qui varient selon leurs usages. Le tableau 22 regroupe les différentes sources de contamination.

Les sources de contamination les plus importantes sont les usages dispersifs. En effet, les traitements phytosanitaires, appliqués par dispersion aérienne, ont pour conséquence la contamination de l’atmosphère par les aérosols, celle des sols par dépôts et celle des eaux de surface par lixiviation des sols. De même, l’emploi de quantités importantes d’organostanniques dans les peintures marines comme biocide, a pour effet l’introduction directe dans le milieu marin et indirecte dans l’atmosphère. Ces composés sont de plus en plus utilisés par les pays du Sud-Est asiatique et par les pays en voie de développement [Fent, 1996].

Distribution du Tributyletain dans les environnements aquatiques

Beaucoup d’études portant sur la distribution du TBT dans les systèmes aquatiques ont été faites, attestant ainsi du caractère ubiquiste de cette contamination. Les niveaux de présence du TBT dans les principales matrices environnementales sont donnés dans la figure 46. Cette distribution des concentrations montre également les sources potentielles de TBT (sédiments), ainsi que les compartiments récepteurs et réservoirs de la contamination (sédiments et biota).

Dans l’eau

Les formes chimiques des organostanniques dans l’eau de mer sont mal connues. Certains chercheurs pensent qu’au pH et salinité normaux d’eau de mer, tous les sels de TBT sont convertis en hydroxydes (TBTOH) [Alzieu, 1989 et 1998], alors que d’autres considèrent que trois formes sont en équilibre, les chlorures, les hydroxydes et les carbonates [Laughlin et al., 1986]. Enfin, d’après Alzieu, (1998), la forme ionique TBT+ est en équilibre avec les espèces hydrure et chlorure. La forme cationique est prédominante à un pH inférieur à la constante d’acidité pKa de l’organostannique. Pour le TBT et le TPT, le pKa est respectivement de 6,51 et 6,0-6,5 [Fent, 1996]. Berg et al., 2001, ont reporté un pKa de 5,2 pour le TPT.

Le TBT est omniprésent dans les eaux de surface. Les concentrations rapportées dans la littérature sont rarement supérieures au μg l-1, mais dépassent fréquemment quelques dizaines de ng l-1 [Valkirs et al., 1986].

Le TBT est très peu soluble dans l’eau de mer. La solubilité est de 1 à 10 mg l-1 pour l’oxyde de bis-(tributylétain) (TBTO) et inférieure à 20 mg l-1 pour les chlorures de TBT (TBTCl). Le TBT et ses dérivés de dégradation sont essentiellement à l’état dissous et une petite fraction, environ 5%, est fixée sur les matières en suspension [Valkirs et al., 1986].

Dans les sédiments et particules en suspension

En raison de son caractère hydrophobe et de sa faible solubilité dans l’eau, le TBT présente une tendance à s’adsorber sur les matières en suspension et les sédiments. Cependant, l’amplitude de cette partition dépend de nombreux facteurs environnementaux, tels que la salinité, la nature et la taille des particules, ainsi que leur concentration, et la présence de matières organiques chélatantes à la fois particulaires et dissoutes [Unger et al., 1988 ; Arnold et al., 1998].

Dans la gamme de pH des eaux naturelles, le TBT forme également des complexes de surface stables avec les surfaces minérales du matériel sédimentaire (argiles, silice, hydroxydes d’aluminium et de fer) [Unger et al., 1988 ; Hoch et Schwesig, 2004 ]. Dans les sédiments, les teneurs en TBT sont 100 à 1000 fois plus élevées que dans la colonne d’eau. Elles restent cependant très variables en fonction de l’activité des différentes sources de contamination.

Table des matières

Résumé
Abstract
Liste des abréviations
Liste des figures
Liste des tableaux
Introduction générale
Chapitre I:Etat des connaissances sur l’écosystème marin
1. 1. Problématique et contexte scientifique
2. Etat des lieux des écosystèmes marins
2.1. Importance des océans et des zones côtières
2.2. Intérêt pour la protection du milieu marin littoral  » une galerie de molécules nouvelles ” méditerranée »
3.1. Les zones côtières méditerranéennes à l’aube du 21ième siècle
3.1.1. Caractéristiques de la Méditerranée
3.1.2. Les grandes tensions sur l’environnement marin méditerranéen
3.1.2.1. Altération physiques de la zone côtière méditerranéenne
3.1.2.2. Pressions de l’urbanisation et du tourisme
3.1.2.3. Agriculture et industries
PREMIERE PARTIE : GENERALITES ET RAPPELS BIBLIOGRAPHIQUES
3.1.2.4. Différentes formes de pollutions
3.1.2.4.1. Pollution chimique
a- Métaux Lourds et Organostanniques
b- Pollution par le pétrole et les hydrocarbures
3.1.2.4.2. Contamination microbienne et virale
3.1.2.4.3. Espèces introduites
4. Caractéristiques des côtes algériennes et actions planifiées
4.1. Introduction
4.2. Localisation géographique
4.3. Morphologie du littoral algérien
4.3.1. Cas du littorale Ouest
4.3.2. Cas du littoral extrême Ouest
4.4. Couverture sédimentaire du plateau continentale algérien
4.4.1. Sédimentation du littoral Ouest algérien
4.4.1.1. Le golfe de Ghazaouet
4.4.1.2. La baie d’Oran
4.4.1.3. Le golfe d’Arzew
4.5. Actions planifiées et cadre juridique pour la protection du littoral en Algérie
4.5.1. Cadre juridique de protection du littoral « Conventions et Accords »
4.5.2. Principales réglementations appliquées au secteur de la pêche
4.5.2.1. Autorisation de pêche
4.5.2.2. Zones de pêche
4.5.2.3. Engins de pêche
4.5.2.4. Tailles minimales marchandes
5. 5. Les indicateurs biologiques de l’état du milieu marin
5.1. Concepts et utilisation
5.2. Bioindication et bioindicateur
5.3. Intérêts de la complémentarité des mesures de variables biologiques et stratégies de surveillance
5.4. Les espèces de la surveillance environnementale
6. 6. Contaminant métalliques dans l’environnement aquatique
6.1. Problématique des métaux traces dans le milieu marin
6.2. Les sources naturelles d’éléments traces et leur biodisponibilité en milieu aquatique
6.3. Sources et caractéristiques physico-chimiques des ETM
6.4. Comportement et devenir des métaux en milieu aquatique
6.4.1. Processus contrôlant la spéciation des métaux en milieu aquatique
6.4.1.1. La précipitation
6.4.1.2. L’adsorption
6.4.1.3. La complexation
6.4.2. Mécanismes de transport des métaux chez les organismes aquatiques
6.4.2.1. Le modèle de l’ion libre (FIAM)
6.4.2.2. Le modèle du ligand biologique (BLM)
6.5. Les phases porteuses des métaux traces
6.5.1. 6.5.1. Les argiles
6.5.2. Les carbonates
6.5.3. Les oxy-hydroxydes de fer et de manganèse
6.5.4. Les sulfures
6.5.5. La matière organique
6.6. Evolution des organismes en présence des métaux
7. Processus bio-physico-chimiques intervenant dans la mobilité des ETM
8. Notions de transfert des métaux dans une chaîne trophique courte
9. Exemple de métaux traces
9.1. Présentation des principaux ETMs étudiés
9.1.1. Cas du Zinc (Zn)
9.1.1.1. Généralités
9.1.1.2. propriétés fondamentales
9.1.1.3. L’utilisation du Zinc par l’homme dans les cycles biologiques et sa toxicité
9.1.1.4. Le Zinc dans les organismes et le milieu marin
9.1.1.5. Bioaccumulation du Zinc
9.1.2. Cas du Cuivre (Cu)
9.1.2.1. Généralités et sources
9.1.2.2. Propriétés fondamentales
9.1.2.3. L’utilisation du Cu par l’homme dans les cycles biologiques et sa toxicité
9.1.2.4. Le Cuivre (Cu) dans les organismes et le milieu marin
9.1.2.5. Bioaccumulation et interaction du Cu avec les communautés planctoniques
9.1.3. Cas de l’Étain (Sn)
9.1.3.1. Généralités
9.1.3.2. Propriétés fondamentales
9.1.3.3. L’utilisation du Sn par l’homme dans les cycles biologiques et sa toxicité
9.1.3.4. Effets de l’étain sur l’environnement
Chapitre II:Synthèse bibliographique sur les peintures antisalissures et leur impact sur le milieu marin
1. Introduction
2. Dégâts occasionnés par les salissures marines et les antisalissures
3. L’environnement marin
3.1. La salinité
3.2. Le potentiel d’hydrogène (pH)
3.3. La température
3.4. Autres variables de l’eau de mer
4. Salissures marines
4.1. Définition de la salissure marine
4.1.1. Micro-espèces
4.1.2. Macro-espèces
4.2. Principales espèces responsables de la salissure
4.2.1. Les bryozoaires
4.2.2. Les balanes
4.2.3. Les serpules
4.2.4. Les tuniciers
4.2.5. Les moules
4.2.6. Les éponges
4.2.7. Les algues filamenteuses
5. Processus de fixation des salissures marines
5.1. Mécanisme d’adhésion
5.2. Forces impliquées dans l’adhésion bactérienne
6. Moyens de lutte contre les salissures marines
6.1. Historique
6.2. Peintures antisalissures (antifouling)
6.3. Composés Organostanniques (Organoétains) dans le milieu marin
6.3.1. Généralités
6.3.2. Structure et propriétés physico-chimiques
6.3.3. Utilisations
6.3.4. Ubiquité et rémanence des organoétains
6.3.5. Devenir des organoétains dans l’environnement marin
6.4. Différents systèmes antisalissures employés comme moyens de lutte
6.4.1. Peintures antisalissure à base de cuivre
6.4.2. Revêtements non adhésifs
6.4.3. Méthodes électriques
6.4.4. Revêtements armés de piquants
6.4.5. Vibrations ultra-soniques
6.4.6. Biocides naturels
6.4.7. Peintures antisalissures à base d’organostanniques
6.5. Différents types de peintures antisalissures
6.5.1. Copolymères auto-polissants
6.5.2. Copolymères à solubilité contrôlée ou polymères à épuisement contrôlé
6.5.3. Peintures antisalissures ablatives
6.5.4. Peintures antisalissures molles ressuantes à base de colophane ou peintures à matrice soluble
6.5.5. Peintures antisalissures dures
7. Les biocides
8. Peintures antisalissures de rechange
9. Ecotoxicologie des peintures antisalissures à base d’organostanniques
9.1. Toxicité pour les organismes aquatiques
9.1.1. Toxicité pour les microorganismes
9.1.2. Toxicité pour le plancton
9.1.3. Toxicité pour les mollusques
9.1.3.1. Effets sur la croissance des juvéniles
9.1.3.2. Effets sur la reproduction
9.1.3.2.a. Influence sur la sexualité
9.1.3.2.b. Effet sur le développement larvaire
9.1.3.2.c. Effets sur les mécanismes de calcification
9.2. Effets sur les poissons et les crustacés
9.3. Effets sur l’homme
10. Aspect juridique et réglementations comme moyen de lutte contre les antisalissures (TBT)
11. Signaux précurseurs de la contamination des écosystèmes aquatiques par le TBT et actions engagées
Chapitre III :Choix et description du Matériel (Biologique et Analytique)
1. Introduction
DEUXIEME PARTIE : MATERIELS ET METHODES
2. Pourquoi le choix des deux espèces (moule et algues) ?
2.1. Choix de la moule (matériel biologique)
2.2. Choix des algues (matériel végétal)
3. Sources des organostanniques
4. Distribution du Tributyletain dans les environnements aquatiques
4.1. Dans l’eau
4.2. Dans les sédiments et particules en suspension
4.3. Dans le biota
5. Devenir du Tributyletain dans les environnements aquatiques
6. Présentation des espèces bioindicatrices
6.1. Biologie de la moule (Mytilus galloprovincialis)
6.1.1. Généralités
6.1.2. Répartition géographique et habitat
6.1.3. Description
6.1.3.1. Anatomie de la moule
6.1.3.2. Phylogénie de la moule
6.1.3.3. Locomotion
6.1.3.4. Alimentation
6.1.3.5. Bioaccumulation des métaux par les bivalves
6.1.3.6. Quantité métallique et poids du bioindicateur
6.1.3.7. Adaptations aux conditions extrêmes de vie
6.2. Description des algues étudiées
6.2.1. Caractères cytologiques
6.2.2. Caractères de la reproduction
6.2.3. Algues vertes (chlorophycées)
6.2.3.1. Ulva Enteromorpha
6.2.3.2. Ulva lactuca
6.2.4. Algue brune (Phéophycées)
6.2.6.1. Cystoseira stricta
7. Matériels et Techniques d’Analyses
7.1. Analyse par chromatographie gazeuse couplée à la masse
7.1.1. Principe de la Chromatographie
7.1.2. Principe de la Spectrométrie de Masse
7.1.3. La chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse à impact électronique (GC-MS-IE)
7.1.3.1. Modes d’ionisation
1.a. EI-MS : Impact Electronique
1.b. CI-MS : Ionisation Chimique
7.1.3.2. Analyseur
7.1.3.3. Modes d’acquisition
7.2. Analyse par Spectrométrie d’Absorption Atomique (SAA)
7.2.1. Limite de détection
7.2.2. Principe de fonctionnement
7.3. Spectroscopie Infrarouge
7.3.1. Principe de la Spectroscopie Infrarouge
7.3.2. Appareillage
7.4. Microscopie à Balayage Electronique
7.4.1. Principe du MEB-EDX
7.4.2. Instrumentation
7.4.2.1. Canon électronique : Production d’électrons primaires
7.4.2.2. Colonne électronique et objectif: Condensation du faisceau d’électrons primaires et balayage
7.4.3. Interactions « électrons primaires – matière de la surface de l’objet »
7.4.4. Interactions élastiques : les électrons rétrodiffusés
7.4.5. Interactions inélastiques : les électrons secondaires
7.4.6. Emission des RX
7.4.7. Exploitation des signaux générés pour la formation d’images
7.4.7.1. Imagerie en électrons secondaires
7.4.7.2. Imagerie en électrons rétrodiffusés
7.4.8. Analyse chimique élémentaire par spectrométrie de rayons X (Microanalyse EDX)
7.5. Diffraction des Rayons X
7.5.1. Principe
7.5.2. Instrumentation
7.5.3. Modes de Fonctionnement
7.5.3.1. Géométrie Bragg-Brentano
7.5.3.2. Géométrie Debye-Scherrer
7.5. Microscopie à Force Atomique (AFM)
7.6.1. Principe de fonctionnement
7.6.2. Eléments constituants L’AFM
7.6.3. Fonctionnement d’un AFM
7.6.3.1. Mode contact
7.6.3.2. Mode contact intermittent ou tapping
7.6.3.3. Mode non-contact
7.6.4. Avantages de l’AFM
Chapitre IV:Stratégie expérimentale et développement méthodologique
1. Présentation des sites d’étude
2. Sites de prélèvements
3. Echantillonnage de l’eau de mer et de la moule
3.1. Echantillonnage Eau de mer
3.1.1. Prélèvement
3.1.2. Caractérisation de l’eau prélevée
3.1.3. Dérivation et extraction des organostanniques
3.2. Echantillonnage des Moules
3.2.1. Prélèvement des moules
3.2.2. Décoquillage, broyage et homogénéisation
3.2.3. Protocole analytique
4. Analyse des composes extraits de l’eau de mer et des moules des ports de l’ouest algérien
5. Analyse des echantillons par la SAA
6. Echantillonnage des algues
6.1. Préparation des échantillons
7. Extraction des Polysaccharides
7.1. Méthodologie d’extraction et de purification des polysaccharides
7.1.1. Dépigmentation
7.1.2. Extraction
7.1.3. Purification
8. Caractérisations des Polysaccharides
9. Quantification des métaux
9.1. Minéralisation de broyats
9.1.1. Chauffage du minéralisat
9.1.2. Blancs de minéralisation
10. Analyse des Echantillons
10.1. Méthodes d’analyse
10.1.1. Analyse par spectrophotométrie d’absorption atomique (SAA)
10.1.2. Analyse par diffraction des rayons X (DRX)
10.1.3. Analyse par microscopie électronique à balayage (MEB – EDX)
10.1.4. Analyse par microscopie à force atomique (AFM)
Chapitre V:Résultats et Discussion
1. Recherche des Organostanniques dans la moule et l’eau de mer
1.1. Moule : Mytilus galloprovincialis
1.1.1. Quantification des composés organostanniques par GC-MS
TROISIEME PARTIE : RESULTATS ET DISCUSSION
1.1.1.1. Moules échantillonnées entre Décembre 2005 et Mai 2006
1.1.1.2. Moules échantillonnées entre Décembre 2007 et Mai 2008
1.1.2. Quantification de l’Etain, du Cuivre et du Zinc par la SAA
1.1.2.1. Détermination de la concentration de l’étain
1.1.2.2. Détermination des concentrations en Cuivre et Zinc
1.1.3. Conclusion
1.2. Eau de mer
2. Les Macroalgues
2.1. Caractérisation des polysaccharides pariétaux des algues
2.1.1. Extraction des polysaccharides
2.1.2. Caractérisations des polysaccharides par FTIR
2.1.3. Discussions
2.2. Extraction des métaux
2.3. Analyse par Diffraction des Rayons X (DRX)
2.3.1. Réactions du Cuivre
2.3.2. Réactions du Zinc
2.3.3. Réactions de l’Etain
2.3.4. Conclusion
2.4. Analyse par Microscopie électronique à balayage (MEB) et microanalyse par rayons X (EDX)
2.5. Analyse par Microscopie à force atomique (AFM)
Conclusion générale et Perspectives
Références bibliographiques
Annexes

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