BIOACCUMULATION DES PCB DANS LES RESEAUX TROPHIQUES EN ESTUAIRE DE SEINE.

BIOACCUMULATION DES PCB DANS LES RESEAUX TROPHIQUES EN ESTUAIRE DE SEINE. V. Loizeau, A. Jaouen, A. Abarnou, A.-M. Le Guellec et M. Quéméneur*. Résumé... 182 Introduction... 183 1. Campagnes réalisées en 1997et protocole d'analyses des PCB... 184 1.1. Campagnes de prélèvements... 184 1.2. Protocole d analyse des PCB... 184 2. Niveaux et empreintes des PCB dans le zooplancton, le phytoplancton, les espèces benthiques et le muscle et les gonades de bars et de flets.... 186 2.1. Détermination des niveaux et profils de contamination dans le copépode : Eurytemora affinis... 186 2.2. Détermination des niveaux et profils de contamination dans le phytoplancton... 188 2.3. Suivi saisonnier de la contamination des espèces benthiques... 19 2.4. Niveaux et empreintes des PCB dans le muscle et les gonades de bars et de flets femelles adultes, au cours d un cycle de reproduction.... 192 3. Paramétrisation du modèle dynamique du bar.... 197 3.1. Estimation des paramètres... 198 3.2. Formulation des processus... 199 Introduction.... 2 1. Matériel et méthode... 21 1.1. Les composés étudiés.... 21 1. 2. Particularités de la mesure des CB coplanaires et des HAP... 21 1. 3. Les options possibles pour ces analyses... 22 1. 4. Le protocole analytique... 23 1. 5. La validation du protocole... 24 2. Résultats.... 25 2. 1. Niveaux de contamination en PCB et en HAP dans les dreissènes... 25 2.1.1 Les PCB... 26 2.1.2 Les HAP... 29 Page 181

BIOACCUMULATION DES PCB DANS LES RESEAUX TROPHIQUES EN ESTUAIRE DE SEINE. V. Loizeau, A. Jaouen, A. Abarnou, A.-M. Le Guellec et M. Quéméneur*. Direction de l Environnement et de l aménagement Littoral / Département Ecologie Côtière, Laboratoire Eutrophisation et Bioaccumulation IFREMER- Centre de Brest, B. P. 7, 2928 Plouzané *Bureau d études : Analyses Chimiques Environnementales 1, route de Pen An Toul, 2948 Le Relecq-Kerhuon Résumé Afin d étudier l influence de la ponte sur la bioaccumulation des contaminants, les PCB ont été déterminés dans le muscle et les gonades de femelles adultes de flets et de bars, au cours d un cycle de reproduction. Les résultats permettent d une part d évaluer les pertes de contaminants par la ponte (pour chacune des espèces) ; et d autre part de mettre en évidence une grande similitude des empreintes de contamination des PCB dans le muscle et les gonades. Ce constat laisse suggérer que l élimination par la reproduction est la même pour tous les congénères de PCB. De plus, nous avons mesuré les teneurs en lipides dans ces mêmes échantillons ainsi que leur composition en lipides neutres et polaires. Les résultats obtenus, fortes proportions de lipides neutres dans le muscle et au contraire prédominance des lipides polaires dans les gonades ne nous permettent pas de relier l empreinte des PCB aux principales classes de lipides. Notre contribution a également porté sur un complément d informations concernant la contamination des espèces benthiques (Abra alba, Owenia fusiformis et Acrocnida brachiata). Les niveaux de contamination de ces trois espèces ont été déterminés au cours de l année. Ainsi, c est au mois de juin que les mollusques et les ophiures présentent les niveaux de contamination les plus importants alors que pour les annélides c est au mois de septembre. Le modèle dynamique de la bioaccumulation des PCB dans le réseau trophique du bar, en cours de réalisation, distingue les mâles des femelles et prend en compte les variations saisonnières. La structure du modèle a été établie ainsi que la formulation mathématique des principaux processus à prendre en compte. Le modèle sera testé et validé en 1998. Enfin, en 1997 nous avons établi un premier constat des HAP et des CB coplanaires dans les organismes de l estuaire. Page 182

Introduction La contribution de notre laboratoire au Programme Scientifique Seine-Aval, concerne la contamination des PCB dans les réseaux trophiques. Notre étude a pour principaux objectifs d estimer les facteurs de bioaccumulation d un échelon trophique à un autre et d identifier les principales voies de contamination (eau, nourriture, sédiment). Pour atteindre ces objectifs on se propose de réaliser un modèle de bioaccumulation dans le réseau trophique du bar. En 1995, notre travail a surtout porté sur la réalisation d un «état des lieux» des concentrations en PCB dans différents maillons trophiques de l estuaire de Seine ce qui a permis de mettre en place les réseaux trophiques sur lesquels nous allions faire porter l étude : le bar et le flet. En 1996, nous avons «ciblé» notre étude sur le réseau trophique du bar et du flet. Ainsi, nous avons quantifié les PCB dans chacun des compartiments de ces réseaux. Nous avons ainsi, mis en évidence : - des variations saisonnières de la contamination du zooplancton du supra-benthos ; - une grande homogénéité de contamination, tant quantitative que qualitative, pour les bars d une même classe d âge, ce qui n est pas observé chez le flet. Enfin, nous avons réalisé un modèle à l équilibre de la bioaccumulation des PCB dans le réseau trophique du bar, qui, une fois validé par les mesures, nous permet d identifier les principales sources de contamination pour différents congénères de PCB. En 1997, les principaux objectifs concernaient plus particulièrement l étude de la contamination dans les «chaînons manquants» : - variations saisonnières de la contamination des espèces benthiques, - niveaux de contamination du phytoplancton, - modèle de bioaccumulation en régime non-permanent (modèle dynamique du bar). Pour cela, il était nécessaire d appréhender de manière plus approfondie les niveaux de contamination dans les gonades (femelles) de manière à identifier le rôle de la reproduction sur le processus de bioaccumulation et de l intégrer dans le modèle dynamique du bar. Parmi ces objectifs, certains ne sont que partiellement réalisés. C est le cas notamment de l estimation des niveaux de contamination dans le phytoplancton. En effet, dans le cadre de Seine- Aval, nous n avons pas pu prélever d échantillons de phytoplancton, aussi, les résultats présentés dans ce rapport proviennent d échantillons prélevés à Antifer en septembre 1997. Par ailleurs, le modèle dynamique de bioaccumulation des PCB dans le réseau trophique du bar est en cours de validation. Dans ce rapport, nous présentons l estimation des conditions de milieu et la formulation des processus sur lesquels ces facteurs environnementaux agissent et qui doivent être pris en compte par le modèle dynamique. Ces différents aspects de notre étude ont été réalisés en collaboration étroite avec les équipes de la Cellule de Suivi du Littoral Haut Normand, le Laboratoire de Biologie des Invertébrés Marins et Malacologie du Muséum National d Histoire Naturelle et le Laboratoire d Hydrobiologie de l Université de Paris VI. Cette collaboration se traduit par la participation aux campagnes communes, le travail sur les mêmes prélèvements, et l échange des résultats. Dans la première partie de ce rapport, nous présenterons succinctement les différentes campagnes de prélèvements. Dans la seconde partie, nous exposerons les principaux résultats concernant les niveaux et les profils de contamination dans le phytoplancton, le zooplancton, les espèces benthiques et les gonades et le muscle du bar et du flet. L aspect modélisation de la bioaccumulation sera abordé dans une troisième partie ; et enfin, nous présenterons le cas des congénères de PCB non-orthosubstitués, les plus toxiques, et des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans les deux réseaux trophiques. Page 183

1. Campagnes réalisées en 1997et protocole d'analyses des PCB. 1.1. Campagnes de prélèvements 1. Campagnes du 16/2/97 réalisée par la Cellule de Suivi du Littoral Haut Normand Prélèvements de bars et de flets 2. Campagne du 17/3/97 réalisée par le Muséum National d Histoire Naturelle Prélèvements de zooplancton 3. Campagne du 2 au 21/3/97 réalisée par la Cellule de Suivi du Littoral Haut Normand et Ifremer Brest Prélèvements de bars et de Flets Prélèvements d espèces supra-benthiques 4. Campagne d avril 97 réalisée par le Laboratoire d Hydrobiologie de Paris VI Prélèvements d espèces benthiques et de sédiment 5. Campagne de juin 97 réalisée par le Laboratoire d Hydrobiologie de Paris VI, le Muséum National d Histoire Naturelle et Ifremer Brest Prélèvements de benthos et de sédiment 6. Campagne de septembre 97 réalisée par Ifremer Port en Bessin, Brest et Université du Havre Prélèvements de bars et de flets 7. Campagne de septembre 9/97 réalisée par le Laboratoire d Hydrobiologie de Paris VI Prélèvements d espèces benthiques et de sédiment 8. Campagne du décembre 97 réalisée par le Laboratoire d Hydrobiologie de Paris VI Prélèvements d espèces benthiques et de sédiment. 1.2. Protocole d analyse des PCB Au laboratoire, les échantillons ont été pesés, puis lyophilisés et broyés. Après extraction et purification des extraits, les PCB sont déterminés par chromatographie en phase gazeuse sur colonnes capillaires (type DB5 et DB171) et détection à capture d électrons (LOIZEAU et ABARNOU, 1994). La quantification des PCB est réalisée pour 16 composés individuels, congénères, du tri - à l octachlorobiphényle ; désignés selon la nomenclature usuelle (BALLSCHMITER et ZELL, 1992), il s agit des composés suivants : CB31, CB28, CB52, CB11, CB149, CB118, CB153, CB132, CB15, CB138, CB187, CB128, CB156, CB18, CB17, CB194. Assurance de qualité. Des vérifications des blancs analytique ont été réalisées systématiquement dans chaque série de 1 échantillons. Par ailleurs, nous avons analysé des échantillons de référence (IAEA 1 351 : chair de thon) et des échantillons certifiés (BCR 2 -CRM 3 349 : huile de foie de morue) avec des résultats en accord (figures 1 et 2) avec celles données par l IAEA et le BCR (moyennes et intervalles de variations). Normalisation des résultats 1 Agence Internationale pour l Energie Atomique 2 Bureau Communautaire de Référence 3 Certified Reference Material Page 184

Les PCB sont présents dans des échantillons environnementaux sous forme de mélanges complexes de différents congénères. Pour comparer l empreinte des PCB dans chacun des compartiments du réseau trophique, nous exprimerons les concentrations des différents congénères en les normalisant par rapport au CB 153, (2,2,4,4,5,5 - hexachlorobiphényle) qui est le composé majoritaire dans les échantillons biologiques ( CBi = 1CBi/CB153). 16 14 12 ng/g PS moy-ech moy-iaea 1 8 6 4 2 31 28 52 11 77 149 118 153 132 15 138187 128 156 18 17 194 Figure 1 : Comparaison des mesures dans la chair du thon avec les valeurs certifiées (IAEA 351) 1 9 8 7 6 5 4 3 2 1 ng/g moy-ech moy-crm 31 28 52 11 77 149 118 153 15 138 187 128 156 18 17 194 Figure 2 : Comparaison des mesures dans l huile de foie de morue avec les valeurs certifiées (BCR-CRM 349) et celles publiées (Schantz et al., 1993) Page 185

2. Niveaux et empreintes des PCB dans le zooplancton, le phytoplancton, les espèces benthiques et le muscle et les gonades de bars et de flets. 2.1. Détermination des niveaux et profils de contamination dans le copépode : Eurytemora affinis En 1996, nous avions suivi les niveaux de contamination dans cette espèce au cours d une année. Les résultats obtenus permettaient de mettre en évidence de grandes variations du niveau de contamination. La fraction de lipides totaux, également estimée (matière extractible hexane/acétone) dans ces échantillons ne semblait pas être le seul paramètre explicatif de ces variations. Cette année, nous avons distingué deux stades dans la population de cette espèce : les copépodes adultes et les copépodites qui correspondent aux stades juvéniles. Nous avons obtenu deux échantillons de chacun de ces deux stades, tout deux prélevés en mars 1997 dans la zone oligohaline. Les résultats de mesures de PCB et de la matière extractible hexane/acétone, peu différents des lipides totaux (Quéméneur, 1996), sont présentés dans le tableau 1. Contrairement à ce que l on aurait pu attendre, ce sont les copépodites qui présentent les niveaux de contamination les plus importants. D un point de vue qualitatif (figure 3) les empreintes de PCB sont assez similaires pour les stades adultes et les copépodites. Toutefois, les congénères faiblement chlorés (CB31, CB28 et CB52) ainsi que les congénères CB118 et CB138 sont relativement plus importants dans les stades juvéniles. Ces congénères sont plus caractéristiques d apports fluviaux, et donc, il semblerait que les copépodites subissent une influence plus directe de la Seine. Cette hypothèse devrait être confirmée car elle ne s appuie que sur quatre échantillons. Toutefois, la répartition verticale de cette espèce semble confirmer cette hypothèse : les stades jeunes ont tendance à être plus en surface que les adultes (B. Sautour, comm. pers.). Sur la figure 4, nous avons représenté l évolution de la contamination par le CB153 au cours de l année (résultats 1996) dans la population de E. affinis (stades copépodes et copépodites confondus) ainsi que le pourcentage de stade juvénile dans cette population (Mouny et al., 1997). En dehors de la période mai-juin-juillet, où la tendance est inversée entre ces deux séries de données, les niveaux de contamination par les PCB dans le zooplancton semblent directement dépendant de la proportion de stades juvéniles dans la population. Page 186

Tableau 1 : Niveaux de contamination par 16 congénères de PCB dans deux stades de zooplancton (ng. g -1 PS) IDEN % extract. CB31 CB28 CB52 CB11 CB149 CB118 CB153 CB132 CB15 CB138 CB187 CB128 CB156 CB18 CB17 CB194 Copépode 1 5,6,9 2,3 23,2 43,6 26,6 17,1 11,8 15,9 2,4 66,2 21,5 11,1 3,9 42,8 18,9 12,1 Copépode 2 6,6,7 2,1 26,6 5, 28,2 17,7 1,4 15,2 2,3 67,5 2,5 12,7 4, 47,9 21,2 11,3 Copépodite 1 8,93 5,2 12,4 54,1 87,2 68,1 44,9 176,8 26,7 29,8 14,3 35,9 14,5 7,2 81,6 38,5 18,7 Copépodite 2 1,2 6,59 12,9 58,2 98,4 65,2 46,8 197,6 33,1 33,4 152,9 41,6 22,1 7,1 86,1 36,5 19,5 1. 9. 8. 7. 6. 5. 4. 3. copepode1 copepode2 copepodite1 copépodite2 2. 1.. CB31 CB28 CB52 CB11 CB149 CB118 CB153 CB132 CB15 CB138 CB187 CB128 CB156 CB18 CB17 CB194 Figure 3 Profil de contamination par les PCB normalisés au CB153 dans deux stades de la population de Eurytemora affinis Page 187

14 ng/g PS 12 CB153 % juv 1 8 6 4 2 janvier mars mai juillet septembre novembre Figure 4 : Evolution du CB 153 et du pourcentage de stades juvéniles dans la population de Eurytemora affinis. 2.2. Détermination des niveaux et profils de contamination dans le phytoplancton Comme je l ai indiqué précédemment, les résultats sur le phytoplancton présenté dans ce rapport proviennent d échantillons prélevés en dehors de la zone d étude : «Seine-Aval» puisqu ils ont été collectés au niveau de Antifer. Aussi, doivent-ils être considéré avec précautions. Toutefois, compte tenu des conditions météorologiques (vent de Sud-Ouest) et des populations de phytoplancton rencontrées (nombreuses dinoflagelées ; tableau 2) on peut supposer que le phytoplancton de surface est directement sous l influence des apports de la Seine (Lassus et al., 199 ; Le Hir et al., 1996 ; Cugier 1997). Tableau 2 : Caractéristiques du prélèvement de phytoplancton Conditions du milieu Date : Vent Salinité force : 4-5 28/9/97 Direction : Sud- Ouest 32 Principales espèces Diatomées :2-3 % Dinoflagellées :5 % Tintinidés 2-3 % Coscinodiscus Diplopeltopsis Beaucoup de gros tintinides Thalassiosira Prorocentrum (nombreux vide ou cytoplasmes rétracté) gracile Diatoceros Prorocentrum micans Eucampia Peridinium Biddulphia odontella Page 188

Tableau 3 : Niveaux de contamination par 16 congénères de PCB dans le phytoplancton (ng. g -1 PS) IDEN CB31 CB28 CB52 CB11 CB149 CB118 CB153 CB132 CB15 CB138 CB187 CB128 CB156 CB18 CB17 CB194 Phytoplancto n 3,2 6,6 16,9 28, 35,9 23,1 63,6 17, 4, 51,2 6,5 5,8 2,1 26,7 8,8 4. Tableau 4 : Niveaux de contamination par 16 congénères de PCB dans les espèces benthiques (ng. g -1 PS) IDEN CB31 CB28 CB52 CB11 CB149 CB118 CB153 CB132 CB15 CB138 CB187 CB128 CB156 CB18 CB17 CB194 mars O, fusiformis 2,9 3,9 4,9 4,1 9,2 9,7 13,5 6,3 2,2 13,2 6,3 5,6 1,7 12,2 9,9 8,5 A, alba 3, 2,8 5,9 1,9 12,5 13,9 25,2 7,5 4,2 22,4 9,5 7,2 3,9 15,6 9,9 8, juin O, fusiformis 3,2 4,7 5,6 7,8 15,9 15,9 31,3 9,5 4,2 24,3 1,3 11,4 5, 19,4 13,9 11,1 P, koreni 7, 7,3 7,8 13,8 19, 17,5 34,5 8,9 7,2 26,6 9,6 7,9 3,2 17,8 11,2 7, A, alba 3,8 5,9 9,9 18,3 21, 23,3 4,3 8,5 4,5 33,4 12,5 1,6 2,8 22,5 12,6 8, septembre O, fusiformis 2,3 4,6 4,9 6,6 13,3 13,7 26,1 8,4 3,1 23,2 7,9 1, 4,4 17,1 12,3 9,7 P, koreni 3,2 4, 5,8 11,2 17,5 14,3 28,8 8,9 6, 23,9 9,4 8,4 3,2 17,8 9,4 6,6 A, alba 3,9 3, 7,1 13,1 15, 16,6 31,2 8,9 3,2 27, 1,4 8,5 2,8 18,6 11,9 9,6 décembre O, fusiformis 1,6 2, 2,4 2,7 6,5 6,9 11,2 4,1 1,8 9,7 4,2 5,2 1,8 8,4 6,1 5,1 P, koreni 4,8 5,1 4,8 6,2 1,2 8,1 15,7 5,6 3, 13,6 5,9 5,2 1,4 1, 6,7 5,2 A, alba 1,6 3, 4,7 8,7 1, 11,1 19,2 6,1 2,7 17,8 8,6 5,9 1,7 12,6 7,9 6,4 Page 189

Sur cet échantillon, nous avons mesuré 16 congénères de PCB ainsi que 12 PAH (Cf. 2eme partie de ce rapport). Les niveaux de contamination rencontrés sont présentés sur le tableau 3. Comme pour l ensemble des échantillons biologiques sur lesquels nous avons réalisé des mesures de PCB, les congénères CB153 et CB138 sont majoritaires. D un point de vue qualitatif, nous avons comparé les profils de contamination du phytoplancton à ceux rencontrés dans les MES (mesures réalisées par le Département Polluants Chimiques de IFREMER Nantes, Rap. Seine-Aval, 1997) et dans les deux stades de zooplancton (figure 5). 12 1 8 MES* Phytoplancton Copepodite Copépode 6 4 2 CB31 CB28 CB52 CB11 CB118 CB153 CB15 CB138 CB18 Figure 5 : Comparaison des profils de contamination par les PCB dans les MES, le phytoplancton et deux stades de copépodes. Les résultats obtenus mettent en évidence des différences d empreintes de PCB dans les différents compartiments. Ce sont les profils obtenus dans les matières en suspension et dans les copépodes adultes qui présentent le plus de différences. Dans les MES les congénères faiblement chlorés ainsi que le CB 138 sont relativement plus importants, tandis que pour les stades adultes de E. affinis les proportions relatives sont inversées avec une prédominance plus marquée des congénères les plus chlorés. Le phytoplancton et les stades copépodites ont des profils intermédiaires. L allure générale de ces empreintes de contamination semble traduire l influence de la Seine. Les prélèvements de matière en suspension et de phytoplancton ont été réalisés en surface, il serait intéressant de les comparer avec des prélèvements de fond de manière à confirmer cette observation. Toutefois, ces premiers résultats ont été utilisés pour valider les relations utilisées dans le modèle sur les niveaux de contamination des compartiments phytoplanctoniques et matière organique détritique en suspension 2.3. Suivi saisonnier de la contamination des espèces benthiques Dans cette étude, les espèces benthiques sont représentées par de petits bivalves : Abra alba ; et des annélides polychètes : Owenia fusiformis et Pectinaria koreni. Les prélèvements ont été réalisés sur quatre périodes de l année, mars, juin, septembre et décembre en zone subtidale. L ensemble des résultats obtenus est présenté sur le tableau 4. Quelques soient l espèce et la date de prélèvements, les congénères 153 et 138 sont majoritaires dans tous les échantillons. Ce sont les petits bivalves (Abra alba) qui présentent les niveaux de contamination les plus importants tout au long de l année (figure 6). Pour les trois espèces, c est au mois de juin que les niveaux de contamination sont les plus importants. D un point de vue quantitatif, l évolution de la contamination pour chacune des espèces, au cours de l année est identique : les valeurs minimales de contamination sont observées en avril et en décembre. Page 19

45 4 35 3 25 2 15 1 5 ng/g PS O fusiformis A. alba P. koreni avril juin sept. dec. Figure 6 : Evolution de la contamination du CB153 dans les trois espèces benthiques au cours de l année 1. 8. juin sept. dec. Pectinaria koreni 6. 4. 2.. CB31 CB52 CB149 CB153 CB15 CB187 CB156 CB17 1. 8. avril juin sept. dec. Owenia fusiformis 6. 4. 2.. CB31 CB52 CB149 CB153 CB15 CB187 CB156 CB17 1. 8. 6. avril juin sept. dec. Abra alba 4. 2.. CB31 CB52 CB149 CB153 CB15 CB187 CB156 CB17 Figure 7 : Evolution des profils de contamination par les PCB dans trois espèces benthiques au cours de l année. Page 191

D un point de vue qualitatif, c est l espèce Abra alba qui présente le profil de PCB le plus constant au cours de l année (figure 7) : - dominance des congénères CB 153, CB138, CB18 et CB 118 et CB149. Les annélides quant à elles, présentent des profils plus variables selon les saisons. Ceci est particulièrement observé pour O. fusiformis pour lesquelles nous avons un prélèvement à chaque saison. Ainsi, en décembre et surtout en avril, on peut observer une importance relative des congénères faiblement chlorés (CB31 CB28 et CB52) ainsi que des congénères CB138 et des trois plus chlorés (CB18, CB17 et CB194). Les profils de contamination de ces deux espèces en avril et en décembre ressemblent fort à un profil de MES tandis quand juin et en septembre les profils sont très semblables et se rapprochent davantage de ceux d un profil de phytoplancton. Par la suite, il serait intéressant de chercher à interpréter ces résultats en relation avec les déterminations des régimes alimentaires et les taux de respiration de ces espèces. 2.4. Niveaux et empreintes des PCB dans le muscle et les gonades de bars et de flets femelles adultes, au cours d un cycle de reproduction. Le principal objectif de cette partie de l étude était d évaluer les quantités de PCB éliminées lors de la ponte, afin d intégrer le processus de la reproduction dans le modèle dynamique du bar. Pour cela, nous avons quantifié les niveaux de contamination des gonades avant et après la ponte dans les deux espèces de poissons. Les PCB ont aussi été mesurés dans le muscle de manière à mettre en évidence d éventuelles différences de profils de contamination entre ces deux organes (tissus). Par ailleurs, nous avons déterminé les lipides totaux ainsi que les lipides neutres et polaires dans chacun des échantillons afin d appréhender le rôle éventuel des lipides sur la bioaccumulation des PCB dans les gonades. La figure 8, représente l évolution du congénère CB153, composé majoritaire, dans le muscle et les gonades de bars et de flets femelles adultes. ng/g PS 45 4 35 3 25 2 15 1 5 Bars gonade avant ponte muscle gonade après ponte fevrier mars avril mai juin septembre octobre 8 7 6 Flets gonade avant ponte muscle gonade après ponte ng/g PS 5 4 3 2 1 fevrier mars avril mai juin septembre octobre Figure 8 : Evolution du CB 153 dans le muscle et les gonades de bars et de flets femelles adultes Page 192

Les concentrations mesurées mensuellement dans les gonades, sont assez homogènes (faibles écarts types pour les deux espèces) C'est au mois de mars que la contamination des gonades est la plus importante. Les niveaux mesurés dans le muscle du bar augmentent légèrement au cours de l'année. Ce phénomène n'est pas observé chez le flet. Par ailleurs, pour cette espèce, on observe de grandes variations entre les concentrations mesurées à une même période (Ecart type au mois de juin > 3%). Les profils de contamination identifiés dans le muscle et les gonades des deux espèces ne présentent pas de différences significatives avant et après ponte (figures 9 et 1). Tous les congénères de PCB mesurés présentent le même comportement lors de la ponte : ils sont éliminés dans les mêmes proportions. Les profils de contamination obtenus dans le muscle et les gonades sont très comparables. Les deux espèces, montrent une très faibles proportions des congénères faiblement chlorés (CB28 et CB31) d une part et des congénères fortement chlorés d autre part (CB 17 et CB194) ; il semblerait que ces deux classes de composés soient moins bioaccumulables. Les congénères faiblement chlorés sont relativement plus solubles que les autres ce qui pourrait en partie expliquer cette distribution. Par contre pour les congénères plus chlorés, l encombrement stérique des molécules ainsi que leur grande affinité pour le matériel particulaire (sédiment et MES) peuvent être des éléments explicatifs de leur distribution. 12 1 8 Bars avant ponte gonade muscle % 6 4 2 31 28 52 11 149 118 153 132 15 % 138 187 128 156 18 17 194 14 12 1 8 6 4 2 Bars après ponte gonade muscle 31 28 52 11 149 118 153 132 15 138 187 128 156 18 17 194 Figure 9 : Profil de PCB dans le muscle et les gonades de bars, avant et après la ponte Page 193

1 8 6 Flets avant ponte gonade muscle 4 2 31 28 52 11 149 118 153 132 15 138 187 128 156 18 17 194 % 1 8 6 Flets après-ponte gonade muscle 4 2 31 28 52 11 149 118 153 132 15 138 187 128 156 18 17 194 % Figure 1 : Profil de PCB dans le muscle et les gonades de flets, avant et après la ponte * Influence des lipides Les analyses de lipides en parallèle sur le muscle et les gonades de bars et de flets ont permis de mettre en évidence des différences importantes entre les deux types de tissus (figures 11 et 12). Avant la ponte (figure 11), les gonades sont plus riches que le muscle en lipides totaux ce qui est en accord avec les résultats relevés dans la littérature (Larsson et al., 1993). Dans les gonades, ces lipides sont majoritairement constitués de lipides polaires c est à dire de lipides de structure. 18 16 14 12 1 8 6 4 2 % Le Bar 22 24 24 26 27 3.2 31 35 Taille (cm) 16 % Le Flet 14 12 1 8 6 4 2 22 24 24 26 27 3.2 31 35 Taille (cm) Figure 11 : Composition des lipides dans les gonades et le muscle du bar et du flet, avant la ponte lipides neutres (muscle) lipides polaires (muscle) lipides neutres (gonades) lipides polaires (gonades) Page 194

Quelques analyses détaillées des lipides polaires montrent que la composition de la fraction polaire est la même dans le muscle et dans les gonades, la phosphatidylcholine étant, de loin, le constituant majoritaire. La composition de la fraction neutre présente par contre des différences très nettes. Le muscle contient essentiellement des triglycérides avec peu de stérols, estérifiés ou non. Les gonades contiennent beaucoup moins de triglycérides et les stérols deviennent le composant majoritaire. mg/g MS 8 7 6 5 4 3 2 1 Muscle de flet 25 cm 27 cm 31 cm ES TG AGL St MG mg/g MS 12 1 8 6 4 2 Gonades ES TG AGL St MG 25 cm 27 cm 31 cm Figure 12 : Lipides neutres dans le muscle et les gonades de flet La figure12 montre, à titre d exemple les valeurs obtenues dans le muscle et les gonades de flet avant la ponte. Rappelons que les stérols sont un élément constitutif des parois cellulaires mais qu ils ont surtout un rôle au niveau de la reproduction. Ces résultats non surprenants sont à comparer à ceux rapportés par Brown et Murphy (1995) concernant une espèce d eau douce : Micropterus salmoides (perche, largemouth bass en anglais). Chez ce poisson comme chez le bar et le flet, les gonades sont plus riches en lipides que le muscle et particulièrement dans la période précédant la ponte. Après la ponte, les teneurs en lipides dans les gonades sont très faibles : de 1 à 2 % (figure 13). La variabilité inter-espèces s exprime essentiellement au niveau du muscle et particulièrement en ce qui concerne les lipides neutres puisque les lipides totaux ainsi que la répartition entre lipides neutres et polaires sont peu différents d une espèce à l autre. La composition de la fraction lipides neutres dans le muscle des bars est très homogène d un individu à l autre ce qui n est pas observé chez le flet. Les individus de flets se différencient les uns des autres par une très forte prédominance de triglycérides et une quasi-absence des acides gras libres quand les teneurs en lipides sont assez importantes ces proportions étant inversées pour les individus plus maigres. Mais plus qu une différence entre les deux espèces, ces résultats pourraient simplement indiquer que certains des flets auraient consommé leurs réserves énergétiques à cause de conditions environnementales défavorables. En effet, contrairement au bar, les flets d une même classe d âge se répartissent sur un gradient de salinité relativement important et donc, au cours de leur déplacement, ils ont pu rencontrer des conditions d alimentation défavorable ; par ailleurs cette espèce est capable de jeûner pendant plusieurs jours (C. Bessineton, comm. pers.). La détermination sur les mêmes échantillons des lipides (totaux, neutres et polaires) et des PCB (16 congénères) mettent en évidence une corrélation positive Page 195

18 % 16 Le Bar 14 12 1 8 6 4 2 23 24 25 26 27 29 31 35 Taille (cm) 16 14 12 1 8 6 4 2 % Le Flet 23 24 25 26 27 29 31 35 Taille (cm) Figure 13 : Composition des lipides dans les gonades et le muscle du bar et du flet, après la ponte lipides neutres (muscle) lipides polaires (muscle) lipides (gonades) entre les quantités de lipides dans les gonades et les concentrations en PCB. Les différences de proportions relatives entre lipides neutres et polaires dans le muscle et les gonades ne semblent pas affecter les profils de contamination par les PCB dans ces deux tissus. Comme pour les concentrations en PCB, les taux de lipides totaux dans le muscle de flet d une même classe d âge sont très variables, toutefois, ce ne sont pas systématiquement les individus les plus maigres qui présentent les niveaux de contamination les plus faibles. La quantité de PCB dans un individu entier a été recalculée, en prenant pour exemple le CB153, à partir des rapports gonado-somatiques et hépato-somatiques ainsi que des concentrations mesurées dans le muscle, le foie et les gonades. Pour cela on suppose que l ensemble des contaminants se répartit sur ces trois organes et tissus et que en dehors du foie et des gonades le poisson n est constitué que de muscle. Ainsi, avant la ponte les gonades représentent respectivement dans le bar et le flet 12,3% et 26,5% de la contamination totale. Pendant la ponte, le flet se décontamine de près de 25 % tandis que le bar n'élimine que 6 % des PCB (figure 14) Page 196

Avant la ponte Après la ponte Le bar 4 9.8.2 7 8 µg -5 µg 75 µg 64.2 67 Le flet 21.7 1.5.5 7.4 8 µg 52.1-25 µg 55 µg 42.8 Muscle Foie Gonade Figure 14 : Evaluation de la quantité de CB153 éliminée lors de la ponte par des femelles de 3 ans. Les principaux résultats obtenus sur la contamination des gonades par les PCB peuvent être résumés par : - lors de la maturation des gonades, une quantité importante de PCB est stockée dans cet organe. - les empreintes de PCB dans le muscle et les gonades des deux espèces sont très semblables. - les profils de lipides n'affectent pas l'empreinte des PCB. - les différents congénères de PCB présentent un comportement identique lors de la maturation des gonades - le bar et le flet éliminent une partie de leur "charge en PCB" lors de la ponte (25 % pour le flet et 6 % pour le bar). 3. Paramétrisation du modèle dynamique du bar. Le modèle dynamique de la bioaccumulation des PCB chez le bar se différencie du modèle à l équilibre par la prise en compte des variations au cours du temps des processus physiologiques en relation avec les conditions du milieu. Les grandes fonctions physiologiques prises en compte sont donc la respiration, l alimentation, la croissance variables selon la saison avec les conditions du milieu qui agissent sur la disponibilité en nourriture et bien sûr la reproduction Les conditions du milieu qui varient dans l année sont : - la température de l eau, - l oxygène dissous, - la densité phytoplanctonique, - la quantité de matière en suspension, - le régime alimentaire du bar. Page 197

La structure de base de ce modèle est identique au précédent. Toutefois dans cette version, pour prendre en compte la reproduction le compartiment bar est divisé en deux sous-ensembles, totalement indépendants correspondant aux mâles et aux femelles. 3.1. Estimation des paramètres La température Les valeurs de température de l'eau prise en compte dans ce modèle correspondent aux valeurs mesurées à la station F durant l année 1996 (MNHN, Laboratoire de Biologie des Invertébrés Marins et Malacologie). Ces valeurs ont été comparées aux valeurs moyennes calculées sur cinq années consécutives (RNO, 1979-1994). Les valeurs de température sont peu différentes d'une année à l'autre. Nous avons approximé la température par une équation de type sinusoïdale : Tp + Tp min max Tp ( t) = Asin( ωt+ ϕ) + 2 A : amplitude de variation des températures ( ) () ( ) Tp t = 6, 7458sin, 1722142 t 128 + 12, 9625 Densité phytoplanctonique Les densités phytoplanctoniques ont été obtenues à partir des mesures de chlorophylle a réalisées par les laboratoires du thème : Fonctionnement microbiologique et contrôle de l oxygénation. Ces mesures sont en accord avec les séries temporelles moyennes du RNO (1981-1983). Taux de matière en suspension et taux d oxygène dissous Les valeurs utilisées proviennent des mesures réalisées par le laboratoire de Géologie de l Université de Rouen (Thème 1) et par le Laboratoire de Biologie des Invertébrés Marins et Malacologie (MNHN) au cours de l année 1996 au niveau du point F. Régime alimentaire du bar Les régimes alimentaires entre l hiver et l été ne varient que légèrement. En été, la crevette grise (Crangon crangon) et les mysidacés constituent la majorité des proies. En hiver, les Crangon, qui ont migré vers le large, sont remplacées par Palaemon longirostris. Les mysidacés sont toujours bien représentées, alors que la pectinaire est d avantage consommée qu en été (Bessineton et Simon, 1996). Les valeurs prises en compte dans notre modèle sont représentées sur la figure 15. A B 31 6 3 28 7 12 1 15 43 43 Figure 15 : Régime alimentaire du bar (exprimé en pourcentage des différentes espèces) A: période estivale ; B : période hivernale Crangon crangon ; Pomatoshistus microps Palaemon longirostris ; Neomysis integer ; Pectinaria koreni. Page 198

3.2. Formulation des processus Les processus physiologiques pris en compte dans ce modèle sont les mêmes que ceux utilisés dans la version précédente. Ces mécanismes dépendent de plusieurs paramètres : - température, - oxygène dissous, - densité phytoplanctonique, - taux de MES, - poids des individus. Dans ce modèle, nous avons estimé le poids des individus à partir des relations de croissance et des relations taille-poids, la majorité de ces relations provient des travaux réalisés par les autres équipes du thème Edifice biologiste (Cellule de Suivi du littoral, MNHN et Université de Paris VI). Le poids des individus est modélisé sur une année, dans cette étude nous ne considérons pas le recrutement des différentes espèces, et supposons que le bar se nourrit sur une seule classe d'âge de la population des différentes espèces considérées. Pour le bar nous avons distingué les mâles des femelles. Dans ce modèle nous considérons les bars à partir de 1 an, ce qui équivaut à un poids initial de 51,3 g pour les femelles et de 48,3 g pour les mâles. les relations allométriques s écrivent : pour les mâles ( ( t )) L = e 161, 71 77 1 + 79,, t P = 12 441 3 L 2,,. 95 ( ) pour les femelles ( ( t ) Lt = ( e, 127 82 59 1 +, 33 ), ) 313, P = 73, L ) dans lesquelles P désigne le poids en grammes et Lt la longueur en mm de l individu de la classe d âge t en année (Pickett et Pawson, 1994). Les processus physiologiques pris en compte dans ce modèle sont les mêmes que ceux exposés dans la version précédente. Toutefois, dans cette deuxième version, nous avons pris en compte les pertes de contaminants par la ponte. La ponte se traduit par une perte de poids des individus femelles ( 1%), dans cette étude nous avons supposé que la contamination dans les bars était homogène (concentration dans la chair équivalente à la concentration dans les gonades) ; ainsi, l'élimination par la reproduction se traduit par la perte de contaminants associés aux gonades. Les rapports gonadosomatiques (RGS) nous a permis d'évaluer cette perte de poids. La ponte débute en février et est totalement achevée fin mai, avec un maximum fin mars. Dans ce modèle nous avons estimé la ponte, du 1 er février (3 ème jour) au 31 mai (15 ème ), par une courbe de Gauss dont l'équation est la suivante : ( t ) 2 9 2 1 2 σ Pp = RGS Pt e σ 2 π P p : perte de poids par la ponte (g) RGS : rapport gonado-somatique σ : écart type (1 jours) P t : poids total (g) t : date (jours) 9 : 9 eme jour : maximum de ponte : 1 er avril Ces différentes équations seront intégrées grâce au logiciel de simulation écologique ELISE, (MENESGUEN, 1991). Page 199

DISTRIBUTION DES HAP ET DES PCB COPLANAIRES DANS LES ORGANISMES DE L ESTUAIRE DE SEINE (Thèse A. JAOUEN). Avant-Propos : Ce chapitre présente les premiers résultats obtenus par Agnès JAOUEN durant la première année de son travail de thèse qui a débuté au laboratoire en Novembre 1996. Cette thèse sur la distribution et les effets biologiques des PCB et des HAP dans les organismes évoluant en baie de Seine combine les deux approches complémentaires que sont d une part l analyse des contaminants et d autre part l observation de leurs effets biologiques. La première partie de ce travail de thèse concerne les aspects chimiques : développement, validation d un protocole analytique et premiers constats sur ces contaminants. Cette thèse financée par la Région Haute Normandie est dirigée par M. le Professeur François LEBOULENGER, responsable du Laboratoire d Ecotoxicologie de l Université du Havre partenaire du thème «Edifices biologiques». Ce laboratoire, de création très récente, a pour axe de recherche les effets des polluants en milieu estuarien avec un intérêt tout particulier pour l estuaire de Seine en ce qui concerne le choix des espèces et des polluants étudiés. Outre l aide financière de la région Haute Normandie, ce travail bénéficie de l intérêt du Comité Scientifique du Programme Scientifique Seine Aval (audition du 11 novembre 1997), du support logistique et de l appui technique et scientifique des partenaires du thème. Pour l ensemble de ces raisons, et aussi pour l intérêt que présente cette contribution au thème Edifices Biologiques nous présentons ces premiers résultats sur les PCB et les HAP dans notre rapport annuel même si ces travaux ne figuraient pas dans nos engagements contractuels. Introduction. En complément aux déterminations des PCB dans les organismes et aux travaux sur la modélisation des contaminants dans les réseaux trophiques du bar, des investigations ont porté sur les PCB coplanaires et sur les HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques). Cet intérêt pour ces groupes de polluants, non prévu en début de programme, se justifie pour plusieurs raisons : - ce sont des composés présents en estuaire de Seine et caractéristiques des activités humaines. Les PCB coplanaires, comme l ensemble des PCB, sont depuis longtemps considérés comme des contaminants préoccupants en estuaire de Seine. La présence de HAP en concentrations élevées dans les sédiments de l estuaire a été signalée par MUNSCHY et al. (Rapport 1996/Fin-3 - Dynamique des Contaminants. avril 1997). Ces composés proviennent essentiellement de processus de combustion et d activités pétrochimiques importantes en basse Seine. - ce sont des composés toxiques. Parmi les PCB, ce sont les congénères non substitués en position ortho (CB77, CB126, CB169) et à un degré moindre les congénères mono-ortho substitués et certains parmi les di-ortho-substitués qui sont considérés comme les plus toxiques. Ces composés peuvent contribuer de façon très importante à la toxicité exprimée en équivalents dioxine (LOIZEAU et ABARNOU, Rapport 1995/ Fin 4 - Edifices Biologiques). Dans le groupe des HAP, plusieurs composés possèdent des propriétés mutagènes et cancérigènes. Dans notre thème, les études sur les effets des contaminants par le recours à différents biomarqueurs (MXR, activité EROD, caractère mutagène,...) nécessitent des mesures complémentaires dans le compartiment biologique sur ces contaminants. Notre approche de ces classes de contaminants s est faite en complément à nos travaux sur la bioaccumulation des PCB (les PCB dits majoritaires c est à dire ceux retenus par les instances internationales comme devant être mesurés en priorité auxquels nous avons ajouté quelques composés Page 2

nous permettant de mieux caractériser l empreinte de ces composés). Par rapport à cette démarche PCB, les justifications précédentes se traduisent par trois questions plus précises : - quels sont les niveaux de présence des CB non-ortho substitués et des HAP dans les organismes de l estuaire de la Seine? - quel est le cheminement de ces composés dans le réseau trophique? la bioaccumulation des PCB s accompagne-t-elle d une augmentation de la toxicité potentielle des PCB quand on s élève vers les niveaux trophiques supérieurs? - qu apportent ces nouveaux résultats sur d autres contaminants à la compréhension des processus de bioaccumulation des contaminants? Dans ce qui suit nous rappelons l effort méthodologique réalisé et nous présentons les premiers résultats. Ensuite, nous proposons leur interprétation compte tenu des questions qui viennent d être rappelées et tout en gardant présent à l esprit le caractère préliminaire de ce premier constat de la présence des CB coplanaires et des HAP dans les organismes de l estuaire de la Seine. 1. Matériel et méthode. 1.1. Les composés étudiés. Les PCB étudiés sont, dans l ordre d élution en chromatographie en phase gazeuse sur colonne apolaire (DB5 ou analogue) : - les neuf composés de la liste de référence : CB28, CB52, CB11, CB118, CB153, CB15, CB138, CB156 et CB18 - d autres congénères choisis pour permettre une meilleure caractérisation de l empreinte des PCB : CB31, CB11, CB149, CB132, CB187, CB128, CB17 et CB194 - les composés non-ortho-substitués : CB77, CB126 et CB169. Les HAP mesurés sont les quinze composés retenus par l Agence pour la Protection de l Environnement des Etats Unis (US EPA) : naphthalène, fluorène, phénanthrène, anthracène, fluoranthène, pyrène, benzo(a)anthracène, chrysène, benzo(b)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène, benzo(e)pyrène, benzo(a)pyrène, indeno(1,2,3-c,d)pyrène, dibenzo(a,h)anthracène, benzo(g,h,i)pérylène. 1. 2. Particularités de la mesure des CB coplanaires et des HAP. Les difficultés de la mesure des PCB non-ortho substitués s expliquent par leurs très faibles niveaux de présence dans les matrices environnementales : en effet, selon de BOER et al. (1993) les concentrations des congénères coplanaires (CB77, CB126, CB169) sont de l ordre de 2 à 3 fois inférieures à celle du composé majoritaire (Tableau 5). Ces très faibles concentrations, de l ordre du pg/g (poids frais), nécessitent un abaissement des seuils de quantification de la méthode. Cette exigence de sensibilité se double de la nécessité d améliorer la résolution des techniques chromatographiques. Cette capacité de séparation élevée est nécessaire pour quantifier des composés qui co-éluent (comme par exemple le composé CB77 qui interfère avec le composé CB11 sur une colonne de type CPSIL8 couramment utilisée pour la mesure des PCB). Ce critère de séparation sur colonne capillaire reste très important dans le cas de composés ayant des temps de rétention très proches (traînée de pics) mais qui sont présents en concentrations très différentes dans les extraits biologiques. Page 21

CB mesurés usuellement CB coplanaires Espèce Origine CB mono-ortho CB non-ortho CB153 CB15 CB118 CB156 CB77 CB126 CB169 Moules Escaut 5,9,43 1,5,17,64,13,18 Huîtres Escaut 2,3,28,68 <,4,3,6,11 Crevettes Côte des Pays 1,7,21,79,6,41 - - Bas Limande, chair German Bight 3,8,36 1,4,16,21,42,9 Mer des Wadden 2,5,37 1,6,2,45,9,2 Limande, foie German Bight 52 6, 2,2 3,1,57,31,12 Mer des Wadden 63 8,8 34 4,,13,69,17 Morue, chair Côte des Pays 1,3,17,53,5,18,77,19 Bas Morue, foie Côte des Pays Bas 47 43 16 2 3,7 1,5,24 Tableau 5 : Niveaux de présence des PCB dans quelques organismes marins (d après de BOER et al. 1993). (Toutes les concentrations sont exprimées en ng/g de poids frais). Pour ces deux raisons de sensibilité et de sélectivité maximum, une pré-séparation des composés non-ortho des autres congénères de PCB s avère indispensable lorsque l on ne dispose pas d un détecteur spécifique sensible. L analyse des HAP présente des difficultés comparables à celles des CB coplanaires. Dans ce cas encore, une pré-séparation est nécessaire pour séparer les HAP des hydrocarbures et des autres composés, contaminants ou non (hydrocarbures, acides gras,...), présents dans les matrices biologiques et détectables avec un détecteur peu sélectif comme le détecteur à ionisation de flamme. 1. 3. Les options possibles pour ces analyses. Dans la mesure du possible, on a souhaité conserver le protocole analytique utilisé pour les PCB en l élargissant aux autres groupes de contaminants. L ensemble des exigences se traduit par de nouvelles contraintes à différentes étapes du protocole : - l extraction : Toutes les analyses seront réalisées sur le même extrait. Une prise d essai plus importante, qui pourrait en partie améliorer la détection et faciliter la quantification, nécessiterait cependant de définir très précisément l efficacité de l étape de purification qui revêt alors une importance primordiale. - la purification. L hydrolyse des lipides par l acide sulfurique n est pas utilisable car ce traitement détruit partiellement les HAP. Des méthodes non destructrices, par chromatographie sur alumine permettent l élimination des lipides. - la séparation en groupes. Cette étape devient nécessaire compte tenu de la multitude des contaminants et parmi ceux qui sont recherchés les grandes différences entre leurs niveaux de présence. La chromatographie d adsorption sur silice permet un fractionnement des composés en groupes selon leur polarité. Dans le groupe des hydrocarbures, on pourra ainsi séparer les composés aromatiques des composés saturés qui sont apolaires. Dans le cas des organochlorés, les PCB sont présents dans la fraction apolaire. Dans ce groupe, la séparation des congénères non-ortho substitués présents à des concentrations jusqu à 2 fois inférieures à celles des composés majoritaires est nécessaire. Elle peut être obtenue par chromatographie d adsorption sur Florisil ou de charbon actif ou mieux en HPLC en utilisant des colonnes de type PGC (en graphite poreux) ou PYE. Page 22

- l analyse instrumentale. Dans le cas des PCB, quand on recherche les composés coplanaires, la technique la plus utilisée, la chromatographie en phase gazeuse et détection par capture d électrons, peut être avantageusement remplacée par le couplage GC-spectrométrie de masse en ionisation chimique et sélection d ions. Ce mode de détection surpasse la capture d électrons par sa sensibilité et par sa spécificité. Dans le cas des HAP, la spécificité peut être obtenue en utilisant la chromatographie en phase liquide et détection en spectrofluorescence avec sélection programmée des longueurs d onde d excitation et d émission pour optimiser la mesure de chacun des différents constituants des HAP. La chromatographie et spectrométrie de masse est une alternative supérieure à la CG -ionisation de flamme qui est spécifique et qui, par conséquent, rend l étape de purification moins critique. 1. 4. Le protocole analytique. Suite aux différents essais, le protocole d analyses des HAP et des PCB se présente de la façon suivante (figure 16). On travaille sur des prises d essai de l ordre de 1 à 2 g de tissus biologiques ou de 1g de sédiment préalablement lyophilisés. L extraction se fait par un mélange de solvants (hexane-acétone 4-1) dans un extracteur de type Soxtec pendant 3 heures. ECHANTILLON LYOPHILISE PCB NON ORTHO-SUBSTITUES ANALYSE CPG/DCE EXTRACTION HEXANE/ACETONE PCB PRESEPARATION HPLC (COLONNE PYE) PURIFICATION ALUMINE/SILICE PCB ORTHO-SUBSTITUES ANALYSE CPG/DCE HAP ANALYSE CPG/SM Figure 16 : Schéma du protocole d analyse des PCB et des HAP. Une purification sur une colonne Alumine Silice combine en une seule étape l élimination des lipides et la pré-séparation en groupes des composés. Ensuite, le protocole diffère selon les composés étudiés. Dans le cas des PCB analysés en chromatographie en phase gazeuse et détection par capture d électrons : les PCB ortho substitués sont directement mesurés sur deux colonnes alors que les PCB non ortho-substitués sont préalablement isolés en HPLC sur une colonne PYE (2-(1- pyrenyl)ethyldimethyl-silylated silica column). Dans le cas des HAP, la fraction concernée, fraction 2 lors de l élution sur colonne alumine-silice, est analysée en HPLC sur une colonne Hypersil PAH et détection en spectrofluorimétrie avec programmation des longueurs d onde ou, ce qui s est avéré plus performant en GC-MS (Nous remercions nos collègues du Laboratoire d Analyses Brest Océan qui nous ont facilité l accès à leur équipement GC-MS). Page 23

1. 5. La validation du protocole. Ce protocole a fait l objet de diverses validations pour vérifier les blancs, les rendements de récupération, la reproductibilité. En cours de développement de la méthode, nous avons participé aux exercices d intercomparaison dans le cadre du programme QUASIMEME II (Quality Assurance of Information for marine Environmental Monitoring in Europe). L analyse d échantillons inconnus et ensuite la comparaison des résultats obtenus avec ceux de l ensemble des participants permettent d évaluer l exactitude du protocole. Les trois tableaux suivants (tab. 6, 7 et 8) présentent les résultats obtenus dans l exercice d octobre 1997 alors qu un nouvel exercice est en cours de réalisation (date limite : fin avril 1998). Paramètres Chair de moules (QOR52BT) Référence Moyenne (n Mesure lab.) CB28,4,43 (53),24 CB52 2,3 1,9 (55) 1,92 CB11 1, 8, (59) 6,25 CB118 6,1 5,5 (59) 4,65 CB138 13,4 12,4 (59) 14,25 CB153 2,7 18, (59) 18, CB18 2, 1,9 (57) 2,1 CB15 1,83 1,53 (48) 1,55 CB156,71,75 (47),8 Tableau 6 : Résultats de l exercice d intercomparaison pour les PCB. (concentrations exprimées en ng/g de poids frais) (référence : valeur attendue donnée par les laboratoires de référence, c.à d. un groupe limité de laboratoire considérés comme laboratoires experts sur la base de leurs performances antérieures; moyenne : valeur moyenne calculée sur l ensemble des résultats des n laboratoires participants, une fois exclues les valeurs aberrantes, mesure : valeur mesurée au laboratoire). Paramètres Sédiment (QPH14MS) Référence Moyenne (n Mesure lab.) Benzo(a)anthracéne,26,27 (41),21 benzo(a)pyrène,18,18 (4),14 benzo(b)fluoranthène,27,26 (41),17 benzo(g,h,i)perylène,18,18 (35),1 chrysène,31,3 (41),26 fluoranthène,85,84 (41),78 phénanthrène 1,39 1,41 (41) 1,5 pyrène,55,55 (41),56 benzo(e)pyrène,,18,19 (32),15 indeno(1,2,3-c,d)pyrène,18,18 (37),15 Tableau 7 : Résultats de l exercice d intercomparaison pour les HAP dans un échantillon de sédiment (Octobre 1997) ; les concentrations sont exprimées en µg/g PS. Lors de cette participation à une intercomparaison sur les HAP dans les sédiments, les mesures ont été réalisées par chromatographie en phase gazeuse et détection par ionisation de flamme après purification et fractionnement sur colonne alumine-silice. Ces premiers résultats (tab. 7) sont très encourageants. Toutefois, compte tenu de possibles interférences, nous avons opté pour un recours plus fréquent à la GC-MS. Page 24