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Les réseaux de surveillance environnementale et stratégie de recherche
L’objectif d’un programme de surveillance biologique est d’évaluer l’état de santé de l’écosystème marin et de prédire les effets à long terme des polluants en recourant à l’utilisation d’espèces bioindicatrices. La moule a été bien souvent et continue à être utilisée entant qu’espèce bioindicatrice. Ceci repose sur la capacité de ce bivalve à concentrer dans ses tissus les contaminants chimiques dans un facteur proportionnel à leur biodisponibilité (Casas, 2005).
Dans cette optique, les stratégies de recherche en biosurveillance développées sont de deux types. Certaines utilisent les populations indigènes de moules sauvages ou cultivées (biosurveillance « passive », cas du Réseau d’observation de la contamination chimique du milieu marin (ROCCh) en France, du réseau de surveillance en Italie, ou du « Mussel Watch » aux Etats Unis. D’autres organismes ont recours aux transplants d’individus provenant d’un site de référence (biosurveillance « active », cas du Réseau Intégrateurs Biologiques
Réseau d’observation de la contamination chimique du milieu marin (ROCCh)
Le (ROCCh) remplace le Réseau National d’Observation de la qualité du milieu marin (RNO) de l’Ifremer depuis 2008. Il répond à deux objectifs: Evaluer les niveaux et tendancesde la contamination chimique du littoral – Répondre aux obligations réglementaires françaises, communautaires ou internationales, en particulier à la Directive Cadre Européenne sur l’Eau (DCE). Le (RNO) a été mis en place en France en juin 1974 par le Ministère chargé de l’Environnement avec pour premier objectif l’évaluation des niveaux et des tendances de contamination et des paramètres généraux de la qualité du milieu. C’est un réseau de type «passif » dont les premiers prélèvements ont débuté en juin 1974 et ont essentiellement porté jusqu’en 1978 sur les eaux marines. Par la suite, se sont développés les programmes de surveillance des contaminants dans la matière vivante, compartiment mieux adapté pour répondre aux objectifs du RNO qui sont ceux d’évaluer les niveaux et les tendances de la n contamination chimique du littoral, ainsi que des paramètres généraux de la qualité du milieu en intégrant également les mesures d’effets biologiques des contaminants. Les organismes marins, moules et huîtres, sont alors utilisés comme indicateurs quantitatifs de la contamination (Casas, 2007).
Ainsi, la surveillance de la contamination côtière a été effectuée dès 1979, en utilisant la moule comme espèce indicatrice. Cette approche, dite de moule témoin (sentinelle) ou « Mussel Watch », a été utilisée pour surveiller la contamination par les métaux (Hg, Cd, Pb, Cu et Zn), les organochlorés (DDT, DDD, DDE, lindane etc.) et les hydrocarbures polyaromatiques. (Buat-Menard et al., 1980; Thibaud & Boutier, 1988; Claisse, 1989; Claisse et al., 1992; Amiard-Triquet et al., 1999; Claisse et al., 2001 in Casas, 2007).
Réseau Intégrateurs Biologiques (RINBIO)
Le Réseau Intégrateurs Biologiques (RINBIO), réseau de type actif, a été développé en partenariat entre l’Ifremer, l’Agence de l’eau Rhône Méditerranée Corse (RMC) et l’Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire (IRSN) depuis 1996. La technique spécifique de mesure de la contamination chimique au moyen de moules en stations artificielles a été développée dans le cadre du réseau RINBIO. Ce réseau se base sur les capacités bioaccumulatrices de la moule, mais utilise la technique des transplants (bioindicateurs actifs) qui combine le contrôle expérimental réalisé en laboratoire avec le réalisme des expériences pratiquées sur le terrain (Behrens & Duedall, 1981; Phelps, 1983; Régoli & Orlando, 1994; Haynes et al., 1995; Haynes & Toohey, 1998). Cette technique procure de nombreux avantages.
Les mesures sont optimisées par l’utilisation d’échantillons homogènes au regard de la population d’origine, de la taille, de l’âge et de leur environnement. Elle permet ainsi de déployer stratégiquement des stations le long de gradients physiques et chimiques ou de les placer près de sources potentielles de pollution, comme le sédiment ou les zones de rejet en mer, pour en suivre l’impact (Kock De, 1983; Kock De & Van Het Groenewoud, 1985;Buestel, 1997; Andral & Stanisière, 1999; Odzac et al., 2000; Andral et al., 2001, 2004). Le phénomène de bioaccumulation fonctionnant à l’échelle de quelques mois permet de s’affranchir des fluctuations rapides des masses d’eaux et facilite l’analyse des teneurs plus élevées rencontrées dans les organismes (Casas, 2005).
Cette dernière technique est utilisée avec succès notamment par les laboratoires de l’Ifremer et par le Laboratoire réseau de Surveillance Environnementale LRSE (Taleb et al., 2007) (fig. 6) en Méditerranée. La transplantation d’organismes, 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 différences génétiques (Moniqua, 2005). Le tableau 7 expose les différences observées entre la biosurveillance active et la biosurveillance passive.
Les indicateurs biologiques de pollution
La notion d’indicateur biologique a évolué d’années en années. Au départ, le terme de bio indicateur désignait tout organisme ou système biologique qui, par sa présence ou son absence, était caractéristique d’un milieu précis ou alors révélait l’incidence d’un facteur particulier. En écotoxicologie, ce terme désigne des espèces biologiques ou animales qui, du fait de leurs particularités écologiques, réagissent à un polluant par une modification nette et spécifique de leurs fonctions vitales (Ulmer, 1997). Et plus précisément un indicateur biologique est un organisme ou un ensemble d’organismes qui -par référence à des variables biochimiques, cytologiques, éthologiques ou écologiques- permet de façon pratique et sûre de caractériser l’état d’un écosystème ou d’un écocomplexe et de mettre en évidence aussi précocement que possible leurs modifications, naturelles ou provoquées. En outre, la surveillance biologique de la qualité des ressources vivantes commerciales côtières, vis-à-vis des diverses pollutions employant les bioindicateurs vise finalement la surveillance de la santé publique chez l’homme, qui est le consommateur final dans la chaîne alimentaire (Blaudin, 1986).
Les organismes aquatiques concentrent beaucoup les polluants : ils sont donc utiles pour prévoir et pour détecter la distribution spatiale et temporelle de ces polluants. Ils sont ainsi choisis dans les programmes de surveillance d’après leur importance envers l’homme, la commodité de l’échantillonnage, l’« importance » écologique et la diversité biochimique, physiologique et comportementale.
En résumé, les propriétés d’un bioindicateur (ou espèce sentinelle), doivent être les suivantes (Cabane, 2007) :
Elle doit être représentative du milieu où elle vit; mais en même temps, on doit pouvoir comparer plusieurs endroits de la côte avec la même espèce indicatrice.
Elle doit montrer des variations quantitatives et qualitatives représentatives des changements du milieu où elle vit.
Elle doit être représentative des espèces commercialisées pour le consommateur final : elle doit donc être une espèce commerciale.
Une bonne connaissance de la biologie des espèces est une condition essentielle à leur sélection comme bioindicateur. L’étude des cinétiques d’accumulation permet d’obtenir des informations sur la durée d’intégration de la contamination. Des connaissances sur le mode de vie, la stratégie de nutrition, la reproduction, la croissance, la durée de vie sont aussi nécessaires. Plusieurs espèces déjà utilisées dans la surveillance du milieu marin ont échoué de satisfaire les conditions requises (Nakhlé, 2003). Les stratégies d’accumulation propres à chaque bioindicateur surtout pour les métaux traces doivent être bien établies avec des expériences au laboratoire (Phillips & Rainbow, 1993).
Chez les Vertébrés, ce sont essentiellement les Poissons (le plus souvent, Poissons benthiques, plus ou moins sédentaires, vivant sur le fond de la mer : Poissons plats, du type « limande » ou « flet » en eau atlantique (Cabane, 2007) et le « rouget de roche » en eau méditerranéenne (Borsali Mrabet et al., 2014), représentatif des pollutions entraînées au fond de la mer par les matières en suspension qui sédimentent, et le plancton mort qui coule (Cabane, 2007). Mais aussi, les poissons qui se situent en haut de la chaîne alimentaire, à intérêt commercial, sont également visés, car ce sont les organismes qui par conséquent auront bioaccumulés une importante quantités de composés toxiques si le milieu de vie est pollué (Cabane, 2007).
Chez les Invertébrés, la moule est le choix de référence, parce qu’elle a une répartition universelle, ce qui n’est pas le cas de l’huître, ni de la coquille Saint-Jacques. La réponse de ces Mollusques vis-à-vis de la pollution peut-être assimilée au « test-souris wistar » en biologie terrestre. Dans le règne végétal, on trouvera certaines algues (Laminaires, ou Fucus), et chez les Phanérogames, Posidonia océanica (mais des limitations de distribution restreignent l’usage de ces indicateurs biologiques). Au point de vue microbiologique, on distinguera ainsi les coliformes fécaux, les streptocoques et les salmonelles comme indices de contamination urbaine; on les nomme également, et pour les mêmes raisons « germes tests » (Cabane, 2007).
Les chercheurs se sont mis d’accord sur le principe d’utiliser la moule méditerranéenne Mytilus galloprovincialis comme bioindicateur quantitatif et qualitatif (Fisher et al., 1987). En tant qu’organismes filtreurs, les moules ont d’intéressantes capacités à concentrer certains contaminants tels que les métaux lourds et certains matières organiques persistants à l’endroit précis où elles se développent (Thomas et al., 1990). Le choix de cette espèce dans le cadre du suivi biologique des effets de la pollution côtière sur les organismes marins n’est pas strictement scientifique puisque la moule reste un produit consommé, et donc la salubrité de cette espèce concerne la santé publique (Bocquené, 2002). Cependant, quelques participants se sont rendus compte que cette espèce est devenue rare et même absente dans la partie Sud et Est de la Méditerranée. Dans l’Ouest algérien, le laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale LRSE fait le même constat. Ce changement dans la distribution résulte probablement de la destruction des habitats à cause du développement côtier, peut être de l’interférence avec d’autres espèces provenant de la Mer rouge (Nakhlé, 2003) et/ou aux influences des changements climatiques.
Les marqueurs biologiques de pollution
Les écosystèmes aquatiques sont l’objet de programmes de surveillance qui cherchent à quantifier, mais aussi à prévenir l’impact des pollutions. Or, les mesures chimiques ont leurs limites : elles ne renseignent pas sur les effets de mélanges de contaminants et ne permettent pas de détecter les plus de 100 000 molécules chimiques à caractère toxique existantes et rejetées dans le milieu naturel (Casas, 2005).
L’idéal serait de prédire les effets biologiques (à tous niveaux d’organisation biologique) à partir d’informations sur la contamination et, réciproquement, de diagnostiquer une pollution in situ (concentration dans le temps et l’espace) à partir uniquement du minimum de mesures biologiques chez le minimum d’espèces. Dans cet esprit, les scientifiques ont développé de multiples méthodes de mesure de variables biologiques et écologiques qui viennent compléter les analyses chimiques. Par exemple, il est très intéressant de mesurer des marqueurs biochimiques qui détectent une réaction de défense de l’organisme vis-à-vis du polluant toxique (hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs), polychlorobiphényles (PCBs), métaux lourds, produits phytosanitaires etc.). Ces marqueurs biologiques ou biomarqueurs quantifient un niveau d’interaction toxique entre l’organisme et un polluant biodisponible et ceci de façon précoce avant que des effets irréversibles n’apparaissent (Amiard et al., 1998a).
Par exemple chez les moules, un stress causé par une exposition à des contaminants engendrent généralement des effets indétectables morphologiquement, ainsi que des effets visibles. Les premiers correspondent à des réponses biochimiques, telles que l’induction d’enzymes de métabolisation ou des réponses physiologiques comme des altérations de la respiration. Ils peuvent être détectables très tôt. On parle alors de réponses précoces. Les effets visibles, telles que des lésions cellulaires, résultent d’un ensemble de perturbations métaboliques et sont considérés comme des réponses secondaires à plus ou moins long terme (Ah-Peng, 2003). De ce fait, les effets précoces sont utilisés en tant que biomarqueurs de pollution.
Les biomarqueurs ont été, à l’origine, développés dans la médecine du travail et les Sciences vétérinaires. Ils sont maintenant largement utilisés en écotoxicologie environnementale, en outre, marine (Bocquené & Galgani, 2004; Amiard-Triquet et al., 2012; Lacroix et al., 2015).
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Table des matières
INTRODUCTION
PARTIE I. Ecotoxicologie environnementale & biosurveillance marine
I. Les polluants et impact sur l’écosystème marin
1. Choix des contaminants chimiques
1.1. Les éléments traces réglementés
1.1.1. Le cadmium (Cd)
1.1.2. Le plomb (Pb)
1.1.3. Le zinc (Zn)
1.1.4. Le cuivre (Cu)
1.2. Les polluants organiques persistants (POPs)
1.2.1. Les Polychlorobiphényles (PCBs)
a. Risque sanitaire et Réglementation des PCBs
1.2.2. Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAPs)
a. Risque sanitaire et Réglementation des HAPs
II. Biosurveillance de la pollution marine
1. Les réseaux de surveillance environnementale et stratégie de recherche
2. Les indicateurs biologiques de pollution
4. Les marqueurs biologiques de pollution
4.1. Acétylcholinestérase (AChE), biomarqueur de neurotoxicité
4.1.1. Acétylcholinestérase et transmission cholinergique
4.1.2. Intérêt de l’AChE entant que biomarqueur
a- Action neurotoxique des pesticides anticholinéstérasiques
4.2. Glutathion-S-transférase, biomarqueur de biotransformation et de stress oxydant
4.2.1. GST et biotransformation des xénobiotiques
4.2.2. Intérêt de la GST entant que biomarqueur
III. Impact du stress oxydatif sur les organismes marins
1. Mécanisme biochimique du stress oxydatif
1.1. Métabolisme de l’oxygène et dérivés toxiques
2. Principaux radicaux libres du stress oxydant
2.1. Radical hydroxyle (.OH)
2.1.1. Mode d’action du radical hydroxyle
2.2. Radical superoxyde (O2.-)
3. Système de défense antioxydant
3.1. Système de défense antioxydant enzymatique
3.1.1. Les Super Oxydes Dismutases (SOD)
3.1.2. Les Catalases
3.1.3. Les glutathions peroxydases (GPx)
3.2. Système de défense antioxydant non-enzymatique
4. Conséquences du stress oxydant
4.1. La peroxydation lipidique
5. La catalase entant que biomarqueur
6. Pollution marine et stress oxydatif chez les organismes aquatiques
PARTIE II. Caractérisation de la zone d’étude & étude de l’espèce bioindicatrice
I. Caractérisation de la zone d’étude
1. Cadre physique du littoral ouest algérien
1.1. Climatologie de la région ouest algérienne
1.1.1. Température
1.1.2. Précipitation
1.1.3. Vents
1.2. Conditions océanographiques des eaux marines algériennes
1.2.1. Structures hydrologiques du bassin algérien
a- La circulation générale en Méditerranée
b- La circulation de l’eau Atlantique
c- Circulation de l’eau levantine
d- La circulation de l’eau profonde
e- Les houles
1.2.2. Salinité et températures des eaux marines algériennes
a- Distribution horizontale de la salinité et de la température
b- Distribution verticale de la salinité et de la température
1.2. Aperçu de la géomorphologie, sédimentologie et le peuplement benthique du Bassin algérien
1.2.1. Géomorphologie du littoral
1.2.2. Morphologie des fonds marins de la bordure côtière algérienne
a- Morphologie de la marge continentale et du plateau continental
b- Sédiment et peuplement benthique
2. Cadre biologique du littoral ouest algérien
2.1. Production primaire dans les eaux marines
2.1.1. Sels nutritifs dans les eaux marines
2.1.2. Phytoplancton
2.2. Production secondaire dans les eaux marines
2.2.1. Zooplancton du Bassin algérien
2.2.2. Necton du Bassin algérien
3. Choix des sites d’échantillonnages
3.1. La baie d’Oran
3.1.1. Le Port d’Oran
3.2. La baie de Béni Saf
3.2.1. Le Port de Béni Saf
3.2.2. Site de Hafer el Jamel (site référence)
3.3. La baie de Mostaganem
3.3.1. Le port de Mostaganem
II. Biologie de l’espèce Mytilus galloprovincialis
1. Systématique de l’espèce M. galloprovincialis
2. Zone de répartition de l’espèce M. galloprovincialis
3. Anatomie de l’espèce M. galloprovincialis
4. Mode de reproduction de M. galloprovincialis
5. Rôle de la filtration et trajet de l’eau
6. L’activité ventilatoire chez la moule
7. Choix de la moule M. galloprovincialis comme espèce sentinelle
PARTIE III. Réponses biologiques saisonnières de la moule Mytilus galloprovincialis & développement de l’Indice de biomarqueurs
I. Matériels et méthodes
1. Echantillonnage et stratégie de l’étude
1.1. Traitements des échantillons
1.2. Calcul des paramètres biologiques
1.2.1. Détermination de l’indice de condition basé sur le poids frais (IC)
1.2.2. Détermination de l’indice de condition basé sur la longueur de la coquille (ICL)
1.2.3. Détermination de l’indice gonado-somatique (IGS)
1.2.4. Détermination de l’indice hépato-somatique (IHS)
1.3. Analyses biochimiques pour la mesure des biomarqueurs
1.3.1. Dosage des protéines
1.3.2. Mesure de la concentration des biomarqueurs
a- Mesure de l’activité de l’Acétylcholinestérase (AChE)
b- Mesure de l’activité de la Glutathion S-transférase (GST)
c- Mesure de l’activité de la catalase (CAT)
1.4. Développement d’un index de classification des biomarqueurs
2. Analyses statistiques
II. Résultats et discussions
1. Analyse des indices de condition
1.1. Corrélations entre les différents indices de condition
1.2. Variations saisonnières des indices de condition
1.3. Variations saisonnières des l’activité des biomarqueurs
1.3.1.Corrélations entres l’activité des biomarqueurs et les paramètres physiologiques (ICs)
1.3.2. Variations de l’activité de l’acétylcholinestérase (AChE)
1.3.3. Variation de l’activité de la catalase (CAT)
1.3.4. Variations de l’activité de la glutathion s-transférase (GST)
1.3.5. Variation de l’index de biomarqueurs (IB)
PARTIE IV. Impact des contaminants chimiques et organiques sur la moule sauvage Mytilus
galloprovincialis du littoral ouest algérien
I. Matériels et méthodes
1. Echantillonnage et stratégie de l’étude
1.1. Traitements des échantillons
1.2. Analyse chimique des métaux lourds
1.2.1. Principe de la minéralisation
1.2.2. Principe de la spectrophotométrie d’absorption atomique à flamme
a- Méthode de l’analyse
1.3. Analyse des composés organiques PCBs et HAPs
1.3.1. Extraction Solide-liquide des PCBs et HAPs
1.3.2. Purification et séparation sur colonne de chromatographie
a- Preparation des adsorbants
b- Méthode de l’analyse
1.3.3. Injection et détection des composés organique par GC-MS/MS
1.4. Analyses biochimiques pour la mesure des biomarqueurs
2. Détermination de l’index de biomarqueurs (IB)
3. Analyses statistiques
II. Résultats et discussions
1. Bioaccumulation des polluants chez les moules
1. 1. Bioaccumulation des métaux traces chez les moules
1.2. Bioaccumulation des composés organiques chez les moules
1.2.1. Teneurs en PCBi
1.2.2. Teneurs en HAPs
2. Variations de l’activité des biomarqueurs
2.1. Variations de l’activité de la glutathion-s-transférase (GST)
2.2. Activité de la Catalase (CAT)
3. Classification des sites d’études par l’Index de biomarqueurs
CONCLUSION GENERALE
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
ANNEXES
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