THESE Présentée par : En vue de l’obtention du diplôme de : … · 2015. 5. 5. · En vue de l’obtention du diplôme de : DOCTORAT Spécialité : ... 3-2- Cuivre 20 3-3- Zinc

REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE SCIENTIFIQUE

UNIVERSITE D’ORAN

FACULTE DES SCIENCES DEPARTEMENT DE BIOLOGIE

Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale

THESE

Présentée par :

BELHAOUARI Benkhedda

En vue de l’obtention du diplôme de :

DOCTORAT

Spécialité :

SCIENCES DE L’ ENVIRONNEMENT

Commission du jury composée de :

PRESIDENT : O. KHEROUA Professeur, Université d’Oran

DIRECTEUR DE THESE : Z. BOUTIBA Professeur, Université d’Oran

EXAMINATEUR : A.E.K. AOUES Professeur, Université d’Oran

EXAMINATEUR : M. HADJEL Professeur, Mohamed Boudiaf Oran

EXAMINATEUR : A. KERFOUF Maître de conférences A, Université de Sidi Bel Abbes

EXAMINATEUR : K. MEZALI Maître de conférences A, Université de Mostaganem

Année académique 2011/2012

Etude écotoxicologique chez un Gastéropode mar in, Osilinus turbinatus (Born, 1780)

dans le littoral algér ien occidental.

REMERCIMENTS

La personne à qui je dois le plus est mon Directeur de thèse Monsieur le Professeur

Z.BOUTIBA, Responsable du Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale (LRSE),

Université d’Oran. Je le remercie pour l’ intérêt porté à mon travail, pour son excellente

pédagogie et pour sa confiance qui m’a permis d’acquérir l’autonomie nécessaire pour

arriver à ce stade. Je le remercie pour ses qualités humaines plus que toute autre chose. Je lui

dois presque tout sur le plan scientifique et beaucoup sur le plan humain.

C’est un grand honneur que me fait le Professeur O. KHEROUA Directeur du Laboratoire de

Physiologie et Sécurité Alimentaire, Université d’Oran en acceptant la présidence du jury. Je

le remercie vivement.

Je suis très reconnaissant envers le Professeur A.E.K. AOUES Directeur du Laboratoire de

Biotoxicologie Expérimentale, de Biodépollution et de Phytoremédiation d’avoir accepté de

nous honorer par sa participation au jury de cette thèse.

Je tiens à exprimer toute ma gratitude au Professeur M. HADJEL Responsable de projet de

recherche …..USTO-MB qui a accepté de juger ce travail

Je suis particulièrement reconnaissante au Docteur S.M. KERFOUF Responsable de la Post-

graduation Biodiversité et onservation des zones humides, Université de Sidi Bel Abbes, pour

avoir bien voulu participer au jury de ce travail.

J’exprime ma sincère gratitude au Docteur K. MEZALI Responsable de la Post graduation

Ecosystème côtier marin et réponse au stress, Université de Mosataganem Je vous remercie

d’avoir accepté de juger ce travail.

Merci aux membres du LRSE qui m’ont apporté -chacun à leur manière- leurs conseils et leur

soutien. Je remercier particulièrement mon ami O. ROUANE-HACENE, chercheur au LRSE

qui m’a accompagné dans cette merveilleuse aventure. J’espère que nous entamerons

d’autres et que nous en sortirons toujours vainqueurs.

Je remercie du fond du cœur mes anciens collègues au laboratoire d’analyses biochimiques

du secteur sanitaire Les amandiers. Les deux années que j’ai passées avec eux (2004-2005)

m’ont beaucoup servi pour la réalisation de cette thèse.

Mes remerciements s’adressent aussi au Docteur W. SANCHEZ (INERIS), Docteur B.

LEBLANC (Université de Sherbrooke) et Docteur A. BELGUERMI (Université Paris 10) pour

leurs aides inestimables qui m’a permis d’accomplir ce travail de recherche.

Enfin, mes plus humbles remerciements vont pour ma famille et bien sûr mes parents pour

tout ce qu’ ils ont fait pour moi, depuis toujours.

RESUME

Le but de cette thèse est l’évaluation des potentialités d’un Mollusque Gastéropode Osilinus

turbinatus en tant qu’espèce sentinelle utilisable pour la surveillance de la pollution

métallique du milieu marin.

Pour atteindre cette objectif, trois travaux ont été réalisés : (i) étude de l’écologie de l’espèce ;

(ii) étude de la bioaccumulation des métaux chez l’espèce ; (iii) étude de biomarqueurs en

exposition contrôlée.

La densité de l’espèce a été estimée dans trois sites d’échantillonnage choisis selon un

gradient de pollution croissant sur la partie ouest du littoral algérien : Cueva d’El Awa 1 (S1),

Cueva d’El Awa 2 (S2), Ain Defla (S3). Les résultats ont révélé que l’espèce est moins

présente dans le site le plus pollué S1 (3,4 in/m²) et plus abondante dans le site le moins

pollué S3 (9,06 in/m²). L’étude des différents modes d’association de l’espèce avec la faune

associée a montré que O. turbinatus fait partie d’un réseau trophique complexe composé de

plusieurs chaînes alimentaires.

L’analyse de la bioaccumulation des éléments métalliques (Cd, Zn et Cu) chez O. turbinatus

durant deux saisons été et hiver (2010) dans les trois sites d’étude a révélé une variation

saisonnière significative des degrés de contamination. Sur les trois sites, les valeurs les plus

élevées ont été enregistrées en saison hivernale. Durant les deux saisons, l’ Indice de

Condition (I.C.) de l’espèce a été évalué. Les valeurs les plus élevées ont été enregistrées en

hiver. La bioaccumulation de la pollution métallique a été corrélée avec l’ I.C. de l’espèce.

Des individus de O. turbinatus ont été exposés à des concentrations différentes de sulfates

métalliques (CdSO4, ZnSO4 et CuSO4) dans des conditions contrôlées au laboratoire. Suite à

cette exposition, nous avons mesuré les changements des activités catalase (CAT) et

glutathions-S-transférase (GST). La contamination par les sulfates métalliques n’a provoqué

aucune augmentation significative de l’activité glutathion-S-transferase. En revanche,

l’activité catalase a sensiblement augmenté chez les individus contaminés par ces polluants.

Mots clefs: pollution marine, métaux lourds, Osilinus turbinatus, biosurveillance marine,

biomarqueurs, catalase, glutathions-S-transférase, littoral algérien.

ABSTRACT

The purpose of this thesis is to evaluate the potential of a gastropod mollusc Osilinus

turbinatus as sentinel species used for monitoring metal pollution of the marine environment.

To achieve this objective, we performed three works: (i) study of the ecology of the species,

(ii) study the bioaccumulation of metals in the species, (iii) study of biomarkers controlled

exposure.

The density of the species was estimated in three sampling sites selected along a gradient of

increasing pollution on the western coast of Algeria: Cueva d’El Awa 1 (S1), Cueva d’El Awa

2 (S2), Ain Defla (S3). The results revealed that the species is less present in the most

polluted site S1 (3.4 in / m²) and more abundant in the less polluted site S3 (9.06 in / m²). The

study of different modes of association of the species associated with wildlife showed that O.

turbinatus is part of a complex food web is several food chains.

We analyzed thebioaccumulation of metallic elements (Cd, Zn and Cu) at O. turbinatus

during summer and winter (2010) in three sites chosen according to a different gradient of

pollution along the Oran coast (Western Algeria). The results show a significant seasonal

variation of the degrees of contamination. Within the three sites, the highest values were

registered in wintry season. During both seasons, the condition index of the species was

measured. The highest values were in winter. The bio‐accumulation of metallic pollution was

correlatedwith the condition index of the species. We have determined the lethal

concentrations LC50 at O. turbinatus during 96 h of exposure in CdSO4, ZnSO4 and CuSO4

in natural conditions reproduced in the laboratory to determine the limits values to meet in the

discharges of wastewater. The results show that CuSO4 was the most toxic followed CdSO4

and ZnSO4.

The resulting study of biomarkers have revealed the following results: in contrast to the GST

activity that does not respond to metal pollution in O. turbinatus, CAT activity is a biomarker

of metal pollution in the species.

Keywords: marine pollution, heavy metal, Osilinus turbinatus, bio-monitoring, biomarkers,

catalase, glutathions-S-transférase, Algerian coast.

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SOMMAIRE

INTRODUCTION 01

PARTIE I : POLLUTION ET PROTECTION DU MILIEU AQUATIQUE

I- Règlementation algérienne relative à la protection de l'environnement 04

1- Historique 04

2- Termes élémentaires 05

3- Principales lois en vigueur relatives à la protection de l’environnement 05

4- Conventions internationales 06

5- Organismes chargés de la concrétisation de la stratégie nationale

pour l’environnement 07

II- Impact économique des problèmes environnementaux en Algérie 08

1- Coût de la dégradation de l’environnement 08

2- Coût de remplacement 10

III- Pollution marine 11

1- Définition de la pollution marine 11

2- Classification des polluants 11

3- Origine des polluants 12

3-1- Origine continentale 12

3-2- Origine marine 12

4- Processus d'arrivée des polluants dans le milieu marin 13

5- Pollution accidentelle et chronique 14

6- Biodisponibilité des polluants 14

7- Dégradation et biodégradation 14

8- Mode de pénétration des polluants 15

9- Bioaccumulation et bioamplification 15

10- Toxicités aiguë et chronique 16

11- Elimination des polluants 17

IV- Pollution marine par les métaux lourds 18

1- Définition des métaux lourds 18

2- Cycle biogéochimique des métaux lourds 18

3- Principales sources des métaux étudiés 19

3-1- Cadmium 19

3-2- Cuivre 20

3-3- Zinc 20

4- Métaux essentiel et non essentiel 20

5- Comportement des métaux et biodisponibilité 21

6- Toxicité des métaux lourds étudiés 22

6-1- Cadmium 23

6-2- Cuivre 24

6-3- Zinc 24

V- Biosurveillance marine 25

1- Définition de la biosurveillance marine 25

2- Bioindicateurs écologiques de toxicité 25

2-1- Critères de sélection des espèces sentinelles 26

3- Bioessais 28

4- Biomarqueurs 28

4-1- Caractéristiques des biomarqueurs 29

4-2- Classification des biomarqueurs 30

5- Place des biomarqueurs dans l’ identification des sources de contaminants 31

6- Approche multibiomarqueurs 32

7- Biosurveillances passive et active 33

8- Réseaux de surveillance de la qualité du milieu marin 34

PARTIE I I : MODELE BIOLOGIQUE

1- Position scientifique et noms usuels de l’espèce 36

2- Caractéristique de l’embranchement des Mollusques 37

3- Caractéristiques de la classe des Gastéropodes 37

4- Caractéristiques de la sous-classe des Prosobranches 38

5- Caractéristiques de la famille des Trochidae 40

6- Description de l’espèce Osilinus turbinatus 40

7- Biologie de l’espèce 40

7-1- Régime alimentaire 40

7-2- Respiration et système circulatoire 41

7-3- Système nerveux et organes sensoriels 41

7-4- Déplacement 41

7-5- Reproduction et croissance 41

7-6- Excrétion 42

8- Réparation géographique 43

8-1- Répartition mondiale 43

8-2- Répartition méditerranéenne 44

PARTIE I I I : CARACTERISATION DE LA ZONE D’ETUDE

1- Présentation des sites d’échantillonnage 45

2- Sédimentation 46

3- Données hydrologiques 47

4- Données climatiques 49

5- Biodiversité 51

5-1- Phytoplancton 51

5-2- Zooplancton 51

5-3- Algues marines 52

5-4- Macrofaune benthique des fonds meubles 52

5-5- Macrofaune benthique des fonds rocheux 53

5-6- Phanérogames 53

5-7- Ichtyofaune 53

6- Anthropisation 53

6-1- Rejet des eaux usées 54

6-2- Ports 54

6-3- Tourisme 54

PARTIE IV : ETUDE DE L ’ECOLOGIE DE L ’ESPECE

1- But de l’étude 55

2- Matériel et méthodes 55

2-1- Densité 55

2-2- Faune associée 56

3-3- Traitement statistique des données 56

3- Résultats et discussion 58

3-1- Densité de l’espèce 58

3-2- Faune associée 62

4- Conclusion 69

PARTIE V : ETUDE DE LA BIOACCUMULATION DES METAUX CHEZ

L ’ESPECE



2-1- Dosage chimique 72

2-1-1- Minéralisation 72

2-1-2- Dosage des métaux lourds (Cd, Cu et Zn) 73

2-1-3- Exercices d’ intercalibration 74

2-2- Indice de Condition (I.C.) 75

2-3- Analyse physico-chimique de l’eau de mer 75


3- 1- Variations des teneurs en métaux lourds (Cd, Cu et Zn) 76

3-2- Indice de Condition (I.C.) 82

4- Conclusion 85

PARTIE VI : ETUDE DE BIOMARQUEURS EN EXPOSITION CONTROLEE



2-1- Justification du choix des biomarqueurs étudiés 86

2-1-1- Catalase (CAT) 86

2-1-2- Glutathion-S-transferase (GST) 87

2-2- Etude des biomarqueurs 88

2-2-1- Détermination de la CL 50 90

2-2-2- Exposions des Gastéropodes à des doses inférieures

à la CL 50 90

2-2-3- Préparation de la fraction S9 92

2-2-4- Dosage des protéines 92

2-2-5- Dosage de l’activité catalase (CAT) 93

2-2-6- Dosage de l’activité glutathion-S-transférase (GST) 94


3-1- Essais biologiques basés sur la mortalité 95

3-2- Activité catalase 97

3-3- Activité glutathion-S-transférase 100

4- Conclusion 104

CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES 105

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 109

ANNEXE 122

INTRODUCTION

INTRODUCTION

1

INTRODUCTION.

Depuis le début du siècle, l’environnement a été soumis à la pression croissante des activités

industrielles productrices de plusieurs polluants expulsés dans le milieu naturel. Des effets se

sont faits rapidement sentir, la pollution a provoqué la dégradation du milieu naturel, de la

biodiversité et de la santé humaine.

Aujourd’hui, il est considéré comme intolérable de parler de développement économique sans

mettre l’accent sur la manière de gestion des polluants, et il devient primordial de veiller à ce

que la pollution humaine n’entraîne pas des effets négatifs sur la société à moyen ou à long

terme. L’expression de «développement durable» a été médiatisée par la publication de

l’ONU du rapport BRUNDTLAND intitulé « Notre avenir à tous » (WCED, 1987). Le

développement durable y est défini comme un développement qui répond aux besoins du

présent sans compromettre la capacité des générations futures à répondre à leurs propres

besoins.

Le milieu aquatique constitue près de 71% de la superficie de la terre, et l’équilibre de notre

planète en dépend fortement. La pollution de ce milieu risque de provoquer de grands dégâts

écologiques (perturbation de cycles biogéochimiques, carence en eau, extinction de certaines

espèces, etc.) (RAMADE, 2007). Dans le milieu aquatique, de nombreuses substances

toxiques générées par les activités humaines sont quotidiennement déversées. Les

contaminants majeurs sont regroupés en plusieurs familles dont les plus importantes sont les

hydrocarbures, les métaux lourds, les polychlorobiphényls et les pesticides.

Les zones côtières sont très importantes pour la vie des océans, c’est elles qui filtrent et

transforment les nombreux déchets et polluants que nous rejetons. Ce sont aussi des lieux de

reproduction, des nurseries et des zones d’alimentation pour l’homme et pour de nombreuses

espèces marines, et elles méritent donc à ce titre d’être protégées (BOUTIBA et al., 2003). En

Algérie, l'organisation d'une surveillance du milieu marin est devenue une nécessitée. En

effet, la côte algérienne s’étend sur 1550 km. La zone littorale représente 1,9% de la

superficie globale du pays, qui compte à elle seule près de 40% de la population totale

(GRIMES et al., 2004).

INTRODUCTION

2

La pollution métallique est l’une des formes de pollution anthropique les plus abondantes et

les plus dangereuses menaçant la zone littorale. Les métaux lourds sont des micropolluants

qui peuvent affecter la salubrité du milieu marin, puisqu’ ils ne subissent pas de dégradation

biologique ou chimique. Ils peuvent de ce fait s'accumuler dans les différents maillons des

chaînes trophiques à des concentrations toxiques dans les organismes marins (NEATHERY et

al., 1975). Vu la solubilité des métaux lourds, l'analyse de l'échantillon d'eau de mer ne peut

pas être considérée comme un moyen fiable pour déterminer le degré de pollution métallique

du milieu marin (PHILIPS, 1977). Toutefois, l’étude de la bioaccumulation des métaux traces

au niveau des organismes qui y sont exposés constitue un moyen très important pour

l’évaluation de la pollution métallique (LAGADIC et al., 1997).

Le but de notre étude est d’évaluer les potentialités du Mollusque Gastéropode Osilinus



Dans le cadre de la biosurveillance marine dans la Méditerranée, plusieurs organismes ont été

utilisés. Il apparaît que dans les eaux polluées, les Bivalves, notamment les Moules, sont les

espèces les plus contaminées, et ceci est lié au fait qu’elles filtrent d’énormes quantités d’eaux

et surtout qu’elles soient sédentaires (VIARENGO & CONEESI, 1991). Cependant, les

moules n’ont pas une large distribution en Méditerranée, et donc d’autres espèces doivent être

choisies là où elles sont absentes (RAMOGE, 1999).

Jusqu’à présent, O. turbinatus n’a fait l’objet que de quelques études écotoxicolologiques

dans certaines régions de la Méditerranée comme l’ Italie (CAMBANELLA et al., 2001), bien

que ce Gastéropode est classé parmi les espèces caractéristiques de l’estran rocheux du bassin

méditerranéen (BOUDOURESQUE, 2005). A notre connaissance, c’est la première fois que

O. turbinatus est utilisé en tant qu’espèce indicatrice de pollution marine dans le littoral

occidental algérien. Rappelons-le, ce Gastéropode est très disponible au niveau de la côte

occidentale algérienne (BELHAOUARI & BOUTIBA, 2009).

Dans le présent travail, nous nous sommes appliqués, tout d’abord, à mettre la lumière sur

quelques aspects de l’écologie de l’espèce dans l’écosystème côtier en examinant de prés la

densité de l’espèce et la faune associée dans trois sites d’échantillonnage choisis selon un

INTRODUCTION

3

gradient de pollution croissant sur la partie ouest du littoral algérien : Cueva d’El Awa 1 (S1),

Cueva d’El Awa 2 (S2), Ain Defla (S3).

Puis, nous avons expérimenté l’espèce comme un outil reflétant l’ image des niveaux de

contamination du milieu marin. Pour se faire nous avons analysé la bioaccumulation des

métaux lourds dans la chair des individus d’O. turbinatus, durant deux saisons été et hiver

(2010) dans les trois sites d’étude choisis.

Enfin, nous avons essayé de trouver chez O. turbinatus ce qui peut nous servir comme signal

précoce de pollution métallique du milieu marin. Il s’agit de l’étude de deux biomarqueurs :

l’étude de la variation de l’activité catalase (CAT) et glutathion-S-transférase (GST) suite à

l’exposition de l’espèce aux différentes concentrations de sulfates métalliques dans des

conditions contrôlées au laboratoire.

Le présent manuscrit est organisé en six parties :

- La première par tie fait l’état de l’art sur la pollution et la protection du milieu aquatique.

- La deuxième par tie décrit le modèle biologique, le Gastéropode O.turbiatus.

- La troisième par tie est consacrée à la présentation de la zone d’étude.

- La quatr ième par tie traite les résultats acquis au cours de l’étude de l’écologie de l’espèce.

- La cinquième par tie est réservée à l’ étude de l’accumulation des métaux chez l’espèce.

- La sixième par tie regroupe les résultats obtenus quant à l’utilisation de l’activité catalase et

glutathion-S-ransférase comme biomarqueurs de pollution métallique chez l’espèce.

Enfin, notre travail s’achèvera par une conclusion synthétique avec quelques perspectives.

PARTIE I

POLLUTION ET PROTECTION DU MILIEU AQUATIQUE


4

I - Règlementation algér ienne relative à la protection de l'environnement.

1- Histor ique.

L'Algérie s'est intéressé aux problèmes de l'environnement depuis l'indépendance (1962). Des

mesures diverses existaient déjà avant même l'élaboration du premier cadre juridique

spécifiquement consacré à la protection de la nature et la lutte contre la pollution, loi n°83-03

du 05 février 1983 (abrogée par la Loi n°03-10 du 19 juillet 2003).

L’Algérie a enregistrée sa participation aux travaux de la conférence de Stockholm (premier

sommet de la terre) en 1972 sous l’égide des Nations Unies.

Cependant, il faut soulignée que le secteur de l’environnement a connu une instabilité quant à

son administration :

• 1974 : création du Conseil National de l’Environnement.

• 1977 : dissolution du Conseil National de l’Environnement et transfert de ses prérogatives

au Ministère de l’Hydraulique, de la mise en valeur des terres et de la protection de

l’environnement.

• 1981 : transfert des missions de protection de l’environnement au Secrétariat d’Etat aux

forêts et à la mise en valeur des terres, et création en 1983 d’une Agence Nationale pour la

Protection de l’Environnement.

• 1984 : rattachement des prérogatives de protection de l’environnement au Ministère de

l’Hydraulique, de l’Environnement et des Forêts.

• 1988 : transfert des prérogatives de protection de l’environnement au Ministère de

l’ Intérieur.

• 1990 : transfert de l’environnement au Ministère délégué à la recherche, à la technologie et à

l’environnement.

• 1992 : transfert de l’environnement au Ministère de l’Education Nationale.

• 1993 : rattachement de l’environnement au Ministère chargé des universités.

• 1994 : rattachement de nouveau de l’environnement au Ministère de l’ Intérieur, des

collectivités locales et de l’environnement.

• 1996 : création d’un Secrétariat d’Etat chargé de l’Environnement. La direction Générale de

l’Environnement est maintenue avec ses prérogatives sous la tutelle de ce Secrétariat d’Etat.

• 2000 : création du Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement

(MATE).

L’Algérie, en participant à la conférence de Rio de Janeiro 1992 (troisième sommet de la

terre), s’est engagée à entreprendre des réformes à toutes les échelles et dans tous les secteurs,


5

et de mettre en place un Agenda 21 National. Cet engagement s’est traduit par la mise en

œuvre d’une réglementation rigide et stricte, et par la mise en place, en 2002, du Plan

National d’Actions pour l’Environnement et le Développement Durable (PNAE-DD).

2- Termes élémentaires.

La protection de l’environnement et régie par des lois, décrets et des arrêtés.

La loi est un acte législatif c'est-à-dire qu'elle est votée par le parlement sur proposition d'un

député ou d'un ministre. Elle peut être abrogée par une autre loi, et elle sert à déterminer le

principe général qui sera par la suite détaillé dans un décret.

Les décrets et arrêtés sont des actes réglementaires pris par le gouvernement, ce sont des

actes d'application des lois. Un décret est signé par le président de la république (ou le

premier ministre), un arrêté est signé par un ministre.

L’ordonnance est une loi mais prise par le pouvoir exécutif pour aller vite (pour éviter de

passer par la case parlement).

3- Pr incipales lois en vigueur relatives à la protection de l’environnement.

1) Loi n°03-10 du 19 juillet 2003 relative à la protection de l’environnement dans le cadre du

développement durable. Elle se base sur les principes du nouveau droit de l’environnement

adoptés au niveau international, notamment :

- le principe de préservation de la diversité biologique ;

- le principe de non dégradation des ressources naturelles ;

- le principe d’action préventive et de correction par priorité à la source ;

- le principe de précaution ;

- le principe du pollueur-payeur ;

Concernant la restauration, elle est prévue par les dispositions de l’article 100 pour le milieu

aquatique et l’article 102 pour les installations classées.

2) Loi n°02-02 du 5 février 2002 relative à la protection et à la valorisation du littoral. Cette

loi fixe les prescriptions générales et particulières relatives à la protection et à la valorisation

du littoral. Pour certaines infractions, la juridiction compétente ordonne aux frais du

condamné, soit la remise en état des lieux, soit l’exécution des travaux d’aménagement.

3) Loi n° 01-11 du 3 Juillet 2001 relative à la pêche et à l’aquaculture : cette loi définit les

règles générales de gestion et de développement de la pêche et de l’aquaculture, en conformité


6

avec les engagements internationaux de l’Etat en matière d’exploitation, de conservation et de

préservation des ressources biologiques des eaux sous juridiction nationale (art. 3). La

responsabilité des contrevenants est bien définie notamment par l’article 72. Il est également

signalé qu’en cas de dommages subis par la collectivité du fait de l’ infraction commise,

l’administration compétente de la pêche se constitue partie civile et demande réparation au

nom de l’Etat.

4) Loi n° 05-12 du 28 Joumada Ethania 1426 correspondant au 4 août 2005 relative à l'eau.

Cette loi fixe les principes et les règles applicables pour l'utilisation, la gestion et le

développement durable des ressources en eau en tant que bien de la collectivité nationale.

5) Loi n° 04-20 du 13 Dhou El Kaada 1425 correspondant au 25 décembre 2004 relative à la

prévention des risques majeurs et à la gestion des catastrophes dans le cadre du

développement durable.

6) Loi n°01-19 du 12 décembre 2001 relative à la gestion, au contrôle et à l’élimination des

déchets. La responsabilité des producteurs et détenteurs de chaque catégorie de déchets est

clarifiée par cette loi qui fait obligation aux générateurs et/ou détenteurs des déchets inertes et

des déchets spéciaux d’assurer ou de faire assurer l’élimination de leurs déchets dans des

conditions qui ne risquent pas de porter atteinte à la santé publique et au milieu naturel. Cette

obligation, constitue le fondement du principe de la responsabilité du générateur de déchets et

consacre le principe universel du pollueur-payeur.

7) Loi n° 06-14 du 22 Chaoual 1427 correspondant au 14 novembre 2006 portant approbation

de l’ordonnance n° 06-05 du 19 Joumada Ethania 1427 correspondant au 15 juillet 2006

relative à la protection et à la préservation de certaines espèces animales menacées de

disparition.

4- Conventions internationales.

Les conventions internationales sont des procédés que les Etats dressent pour pouvoir agir et

adopter des comportements communs en vue de mieux protéger l'environnement et les

ressources naturelles.

Les conventions internationales doivent êtres ratifiées à l’échelle nationale pour qu’elles

prennent effet.


7

Nous notons qu'il existe des conventions auxquelles l’adhésion de notre pays s'est faite juste

après l'indépendance. Exemple : la convention internationale de Londres pour la prévention

de pollution des eaux de mer par les hydrocarbures (1954), entrée en vigueur en Algérie en

1964.

5- Organismes chargés de la concrétisation de la stratégie nationale pour

l’environnement.

Le MATE a lancé en 2000 une opération de diagnostic complet de toute la problématique

environnementale du niveau communal au niveau national. Suite à ce diagnostic, une

Stratégie Nationale décennale 2001-2011 pour l’Environnement (SNE) a été élaborée et de

laquelle a découlé un Plan National d’Action pour l’Environnement et le Développement

(PNAE-DD).

Le PNAE-DD comprend plusieurs programmes gérés par plusieurs organismes dépendant du

MATE :

- Observatoire National de l'Environnement et du Développement Durable ONEDD crée en

2002.

- Commissariat National du Littoral CNL crée en 2002

- Agence National des Déchets AND crée en 2002.

- Centre de Développement des Ressources Biologiques CNDRB crée en 2002.

- Centre National des Technologies de Production plus Propre CNTPP crée en 2002.

- Conservatoire National des Formations à l’Environnement CNFE crée en 2002.

- Agence Nationale des Changements Climatiques ANCC crée en 2005.


8

I I - Impacts économique des problèmes environnementaux en Algér ie.

1- Coût de la dégradation de l’environnement.

Selon le plan national d’actions pour l’environnement et le développement durable (PNAE-

DD, 2002), le coût des dommages (ou coût économique et social) de la dégradation de

l’environnement en Algérie a été estimé à 5,82 % du PIB (Produit Interne Brut) algérien.

Cette estimation approximative veut dire que 5,8 % du PIB ne sont pas réalisés chaque année

en Algérie à cause de cette dégradation (MATE, 2002).

Figure 1. Coût des dommages par catégor ie économique en % du PIB (MATE, 2002).

Les détails de coût des dommages par catégorie économique en % du PIB sont présentés dans

les tableaux 1, 2 et 3.


9

Tableau 1 : Per tes économiques liées à la dégradation de l’environnement en Algér ie (MATE, 2002).

Tableau 2 : Impact de la dégradation environnementale sur la santé et la qualité de vie en Algér ie (MATE, 2002).

Tableau 3 : Impact de la dégradation environnementale sur le capital naturel en Algér ie (MATE, 2002).


10

2- Coût de remplacement.

Selon le plan national d’actions pour l’environnement et le développement durable (PNAE-

DD, 2002), les coûts de remplacement sont estimés à 2,8 % du PIB algérien (MATE, 2002).

Ces coûts ont permis d’évaluer les investissements requis pour maintenir un environnement

de qualité acceptable pour la société. Ils correspondent aux dépenses qui seraient nécessaires,

compte tenu des coûts unitaires locaux, pour transformer les dommages causés à

l’environnement en de potentiels «bénéfices» environnementaux.

Tableau 4 : Coûts de remplacement par catégor ie économique (MATE, 2002).

Tableau 5 : Coûts de remplacement par secteur environnemental (MATE, 2002).


11

I I I - Pollution mar ine.

1- Définition de la pollution mar ine.

Selon le GESAMP (1990), c’est l’ introduction par l’Homme dans le milieu marin y compris

les estuaires directement ou indirectement des substances ou d’énergie pouvant entraîner des

effets délétères tels que dommages aux ressources biologiques, danger pour la santé humaine,

entraves aux activités maritimes (pêche), diminution de la qualité de l’eau de point de vue son

utilisation et réduction des possibilités offertes dans le domaine des loisirs.

2- Classification des polluants.

Tableau 6 : Différents types de polluants (CRISHNA, 2010). Nature des polluants

Atmosphère

Ecosystèmes continentaux

Ecosystèmes limniques

Ecosystèmes mar ins

Polluants physiques Radiations ionisantes Pollution thermique

* -

* *

* *

* *

Polluants chimiques Hydrocarbures Matières plastiques Pesticides Détersifs Composés organiques de synthèse divers Dérivés du souffre Nitrates Phosphates Métaux lourds Fluorures Particules minérales (aérosols)

* * - - * * - - * * *

* * * - * * * * * * *

* * * * * * * * - - -

* * * * * * * * - - -

Polluants biologiques Matière organique morte Microorganismes pathogènes

- *

- *

* *

* *

(* ) Présence

(-) Absence


12

3- Or igine des polluants.

3-1- Or igine continentale.

Les polluants sont introduits dans la zone littorale à partir du continent par les rejets

d'effluents ou les dépôts de déchets solides sur la côte, par les apports par les fleuves et les

eaux de ruissellement en secteur urbain et agricole (eaux pluviales). Les effluents domestiques

sont collectés dans les réseaux et conduits dans une station d'épuration, qui réduit mais non

supprime leur charge polluante, avant d'être rejetés. Ils peuvent aussi être rejetés sans

épuration dans certains cas. Les effluents industriels sont très variés, et sont collectés par les

réseaux d'assainissement ou rejetés directement (BEAUCHAMP, 2003).

3-2- Or igine mar ine.

Les polluants sont apportés par les courants marins; ils sont introduits au large, par les

activités des transports maritimes et les exploitations des fonds marins (plates-formes

pétrolières), ou proviennent d'autres zones côtières par l'action des courants littoraux

(BEAUCHAMP, 2003).

Figure 2. Or igine de la pollution mar ine (BEAUCHAMP, 2003).


13

4- Processus d'arr ivée des polluants dans le milieu mar in.

On distingue quatre principaux modes d’acheminement des polluants vers la mer (LACAZE,

1993).

- Les retombées atmosphér iques.

Certaines substances peuvent ainsi être transportées sur des distances considérables, et

retombent sur terre ou en mer avec les précipitations.

- Le ruissellement.

Toutes les substances (naturelles ou de synthèses) déposées sur les sols sont entraînées par les

eaux de pluies, et acheminées jusqu'au milieu marin par les fleuves et les rivières.

-Les rejets par les émissaires.

Les eaux usées domestiques et industrielles, collectées et traitées dans les stations d'épuration,

sont rejetées dans les rivières ou les mers. Ces traitements, loin d'être parfaits, n'éliminent pas

toutes les substances toxiques.

-Les rejets directs.

Tous les polluants ont toutes les chances d'arriver dans le milieu marin, directement, ou par

l'intermédiaire des rivières et des fleuves. Ils ont également très peu de chance d'en sortir. Les

mers et les océans sont les collecteurs universels de toutes les substances polluantes.

Figure 3. Sources de polluants dans l’environnement (AARAB, 2004).


14

5- Pollution accidentelle et chronique.

Le milieu marin peut être pollué de manière accidentelle ou chronique (BEAUCHAMP,

2003).

La pollution accidentelle provient :

- en mer, suite à une collision, échouage de navire, perte de conteneurs, accidents sur plate-

forme de forage ;

- à terre, suite à un accident dans une usine, accident de transport.

La pollution chronique (systématique) : elle est faite de déversements volontaires, ou

inconscients, et étalés dans le temps :

- en mer, rinçage des cuves de pétroliers (déballastage), des ordures et eaux usées des navires

(y compris la navigation de plaisance), déversements volontaires de déchets solides à partir de

navire, rejet d'effluents par canalisation immergée ;

- à terre, eaux usées des réseaux d'assainissement et des industries côtières, eaux de

ruissellement des terres agricoles, eaux pluviales des zones urbaines et des axes routiers.

6- Biodisponibilité des polluants.

Il s’agit d’un des paramètres essentiels de la toxicité, car un changement de la biodisponibilité

d’un polluant équivaut à un changement de toxicité. Certains auteurs considèrent qu’un métal

est biodisponible s’ il est assimilable par les organismes ; pour d’autres, il faut en plus qu’ il

soit susceptible d’ induire un effet :

- selon NEWMAN & JAGOE (1994), la biodisponibilité est définie comme la possibilité

qu’un contaminant soit assimilé et/ou adsorbé sur un organisme vivant ;

- d’après CAMPBELL (1995), un métal est considéré comme biodisponible quand il est

assimilé par un organisme et peut entraîner un effet sur celui-ci.

7- Dégradation et biodégradation.

Ce sont les principaux facteurs qui régissent le devenir des substances chimiques dans

l’environnement.

- La dégradation désigne toute action physico-chimique aboutissant à la minéralisation plus

ou moins complète d’une molécule (BOUTIBA, 2004).

- La biodégradation est une dégradation biologique effectuée par les êtres vivants (bactéries,

champignons…). Elle est fonction de l’abondance et de la variété des micro-organismes dans

le milieu considéré. L’attaque d’une molécule chimique par des micro-organismes a pour


15

aboutissement sa minéralisation et l’obtention de métabolites de faibles poids moléculaires

(également appelés “ sous-produits” ) (BOUTIBA, 2004).

Deux types de biodégradation sont distingués (BOUCHESEICHE et al, 2002) :

- La biodégradation pr imaire qui est une attaque partielle de la molécule. Dans certains cas,

elle peut aboutir à l’apparition de métabolites persistants, plus biodisponibles et/ou plus

toxiques que la molécule initiale ;

- La biodégradation ultime qui est une dégradation complète conduisant à la formation de

dioxyde de carbone, méthane, eau, éléments minéraux. Cette biodégradation, si elle se fait

rapidement, conduit à l’élimination du polluant dans le milieu.

Une substance qui subit une biodégradation ultime est une substance qui présente moins de

risque pour l’environnement aquatique qu’une substance qui subit une biodégradation

primaire.

8- Mode de pénétration des polluants.

L’absorption des polluants de l’eau de mer aux organismes marins s’effectue selon trois voies

différentes (RAMADE, 1979) :

- La voie respiratoire (branchiale) : c’est le mode prépondérant de contamination ;

- La voie transtégumentaire : c’est le mode de contamination direct à partir des polluants du

milieu extérieur ;

- La voie trophique : dépend du régime alimentaire.

9- Bioaccumulation et bioamplification.

- La bioaccumulation est un mécanisme physiologique qui se traduit par la fixation des de

substances toxiques dans les organismes vivants (BOUTIBA, 2004). Une bioaccumulation

d’un polluant n’est réalisé que si la cinétique des processus d’absorption l’emporte sur celle

des processus contribuant à une réduction de la contamination (MARCHAND et al., 1990).

- La Bioamplification écologique d’un toxique : c’est une concentration d’un toxique après

consommation du plus petit organisme de la chaîne par le plus grand ; il s’agit dans ce cas de

la possibilité pour un toxique d’être cumulé par une chaîne trophique. Si le toxique n’est pas

dégradé ou éliminé, il va s’accumuler de plus en plus au niveau de chaque maillon de la

chaîne alimentaire (BOUTIBA., 2004).


16

Figure 4. Voies d’accumulation et de transfer t des polluants dans les maillons de la chaîne trophique (RAMADE, 1979).

10- Toxicités aiguë et chronique.

Il existe deux types de toxicité, suivant la rapidité d’apparition, la sévérité et la durée des

symptômes, et la rapidité d’absorption de la substance toxique :

- Toxicité aiguë : Elle est due à une absorption rapide d’un toxique par voie

transtégumentaire, pulmonaire ou buccale ; elle se développe rapidement et provoque de très

graves troubles physiologiques à fortes doses et en courte durée (BOUCHESEICHE et al.,

2002).


17

- Toxicité chronique : Elle se produit lors d’une absorption du toxique après l’exposition du

sujet à de très faibles concentrations, parfois à des doses infimes ceci à long terme. Elle peut

provoquer des troubles métaboliques ou physiologiques par effets cumulatifs susceptibles

d’aboutir à la mort. C’est le cas de l’ intoxication saturnique chronique (BOUCHESEICHE et

al., 2002).

Figure 5. Pr incipes des toxicités aigües et chroniques (BOUCHESEICHE et al., 2002).

11- Elimination des polluants.

Selon MARCHAND (2005), l’élimination des contaminants se fait par :

- par l’excrétion qui est le principal facteur d’élimination des contaminants ;

- par la croissance se traduisant par une dilution (à quantité de contaminants constante, la

concentration diminue dans un organisme qui croît).

- par la reproduction qui se traduit pour la femelle adulte par une perte de contaminants

redistribués dans les œufs ou vers le jeune. Dans le cas des Mammifères, lors de la gestation

et surtout de l’allaitement. Si la reproduction est chez l’adulte un processus de

décontamination, c’est évidemment une source de contamination pour la nouvelle génération.

- par la métabolisation qui entraîne la disparition plus ou moins rapide de contaminants

parents qui sont biotransformés dans le foie en composés plus polaires, et donc plus faciles à

éliminer. Ces réactions de biotransformation peuvent s’accompagner de formation de

métabolites stables eux mêmes bioaccumulés ou, dans certains cas, de formation de dérivés

toxiques.


18

IV- Pollution mar ine par les métaux lourds.

1- Définition des métaux lourds.

Les métaux sont des éléments présents à l’état naturel, dispersés dans les roches, les minerais,

le sol et l’eau. Les métaux sont définis à partir du tableau périodique des éléments. Ils ont une

excellente conductivité de la chaleur et de l’électricité. Le terme "métaux lourds" désigne des

métaux qui ont une masse volumique supérieure à 4,5 g/cm3 (GEFFARD, 2001).

2- Cycle biogéochimique des métaux lourds.

Le cycle biogéochimique des métaux lourds se déroule, en général, en deux grandes étapes

qui sont fonction des conditions physico-chimiques de ce milieu (BITTEL, 1977).

� La première étape : consiste en un piégeage des molécules métalliques par des

particules en suspension, la biomasse marine et le sédiment.

- Précipitation.

C’est un phénomène qui se produit quand le polluant métallique en solution chute par

gravitation au fond du milieu marin. Cependant, en eau profonde, certains métaux pourraient

retourner en solution avant d’atteindre le fond.

- Adsorption.

C’est la fixation des molécules ou ions métalliques à la surface des différents compartiments

marins (particules en suspension, organismes marins, sédiments). Grâce au mucus qui enduit

la peau et les écailles, les polluants peuvent se coller et atteindre ainsi l’organisme.

- Absorption.

C’est le passage du polluant métallique dans un organisme marin. Les ions métalliques

franchissent rapidement les membranes biologiques. Les éléments à l’état colloïdal ou

particulaire atteignent les organismes par la voie des organes filtrants chez les organismes

marins.

- Sédimentation.

C’est le dépôt des particules et des métaux par gravité sous forme solide, de la colonne d’eau

vers le fond marin formant des couches sédimentaires. Le temps de résidence des métaux

dépend des facteurs chimiques, physiques biologiques et du type même du métal.

� La deuxième étape : consiste en un relargage des différents polluants par :

- Désorption : phénomène inverse à l’adsorption.

- Diffusion ou propagation des produits précipités dans le milieu marin.


19

- Redissolution ou remise en solution des produits précipités par décomposition et

minéralisation des matières organiques et parfois même redistribution par le biais des

organismes marins.

Figure 6. Cycle géochimique simplifié des métaux lourds (MIQUEL, 2001).

3- Pr incipales sources des métaux étudiés.

3-1- Cadmium (Cd) est un métal lourd peu répandu dans la croûte terrestre. Il ne se trouve

pas à l’état élémentaire dans la nature ; il est généralement présent dans des minerais de zinc

ou de plomb. Sa présence dans les eaux est surtout d’origine anthropique, notamment par les

rejets industriels liés à la métallurgie, au traitement de surface, à la fabrication de céramique

et à l’ industrie des colorants, mais également à l’usure des pneumatiques sur les chaussées. Il

est bioaccumulable et répertorié comme toxique par l’ INRS sous ses formes sulfure et oxyde

de cadmium (BOUCHESEICHE et al., 2002).


20

3-2- Cuivre (Cu) est assez fréquemment retrouvé dans la nature. Ses caractéristiques

chimiques n’autorisent cependant pas l’existence de fortes concentrations dans les eaux

naturelles. Le cuivre est utilisé dans les domaines de l’électricité et de la métallurgie. Les sels

de cuivre sont utilisés dans l’ industrie de la photographie, les tanneries (fabrication de

pigments), l’ industrie textile, les traitements de surface (circuits imprimés, galvanoplastie,

dépôts chimiques...) et les fongicides... Il est également utilisé en agriculture, en particulier

dans l’alimentation des porcs. Le cuivre métallique est insoluble dans l’eau, mais la plupart de

ses sels sont solubles : chlorures, nitrates, et sulfates de cuivre. Les carbonates, hydroxydes et

sulfures de cuivre sont quant à eux insolubles (BOUCHESEICHE et al., 2002).

3-3- Zinc (Zn) est un métal relativement courant, présent dans les filons métallifères. On le

trouve également dans le charbon, les bitumes et le pétrole. Il est couramment présent dans les

zones minières. Il peut également avoir une origine anthropique. Le zinc et ses composés ont

de très nombreuses applications industrielles: revêtement de métaux (galvanisation...),

préparation d’alliages, imprimerie et teinture. Les sels de zinc sont eux utilisés dans la

fabrication de pigments pour peintures, émaux, matières plastiques, caoutchouc, la

préparation de produits pharmaceutiques et d’ insecticides. Sa présence dans le milieu provient

également de l’usure des pneumatiques sur les chaussées, des glissières de sécurité et des

lampadaires galvanisés et de l’usure des chenaux (zinguerie) des bâtiments. Ses

caractéristiques chimiques n’autorisent cependant pas l’existence de fortes concentrations

dans les eaux naturelles (BOUCHESEICHE et al., 2002).

4- Métaux essentiels et non essentiels

Les métaux rencontrés dans l’environnement peuvent être classés selon leur caractère

essentiel ou non.

Un métal est considéré comme essentiel si des symptômes pathologiques apparaissent lorsque

sa teneur diminue ou qu’ il est absent et disparaissent lorsqu’ il est rajouté. Il faut aussi que les

symptômes soient associés à une défection biochimique (FORSTNER & WITTMANN,

1979). Cependant, un élément essentiel peut également être toxique lorsqu’ il est présent à de

trop fortes concentrations. Suivant ces critères, 17 métaux sont considérés comme essentiels,

dont quatre (Na, K, Ca et Mg) sont présents en grande quantité (supérieurs à > 1 mmole kg-1

de poids frais), alors que les treize autres (As, Cr, Co, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Se, Si, Sn, V et

Zn) sont présents à l’état de trace (0,001 à 1 mmole kg-1 de poids frais) ou d’ultra-trace (<

1µmol kg-1 de poids frais (MASON & JEKINS, 1995).


21

Les métaux non essentiels n’ont, à l’ inverse des précédents, aucun rôle biologique

actuellement connu. C’est le cas du Hg, Ag, Cd et Pb. Ils sont considérés comme néfastes dès

qu’ ils sont présents dans le milieu et entraînent des effets biologiques délétères à de très

faibles concentrations (MASON & JEKINS, 1995).

Tableau 7 : L iste (non exhaustive) des éléments essentiels et non essentiels (LE GOFF & BONNOME, 2004).

5- Comportement des métaux et biodisponibilité.

Dans les milieux aqueux, les métaux sont présents sous différentes formes chimiques. Les

éléments et composés chimiques inorganiques (anions majeurs tels que les carbonates,

chlorures et hydroxydes) et organiques (e. g. composés formant la matière organique dissoute)

présents dans ces milieux constituent des ligands capables de complexer les ions métalliques.

C'est ce que l'on appelle complexation inorganique dans le premier cas et complexation

organique. La Figure 7 illustre les interactions entre un ion métallique libre (M2+) et les

ligands avec lesquels des complexes peuvent se former (LE GOFF & BONNOME, 2004).


22

Figure 7. Phénomènes de complexation des métaux dans l'eau (LE GOFF & BONNOME, 2004).

Les phénomènes de complexation faisant intervenir les métaux sont gouvernés par un

ensemble de paramètres physico-chimiques. Ceux-ci modifient la spéciation des métaux, c'est

à dire qu'ils influent sur la répartition des différentes formes chimiques métalliques, mais

agissent également sur l’assimilation par les organismes vivants. Parmi ces paramètres, on

peut citer le pH, le potentiel d’oxydoréduction et bien sûr la quantité de ligands disponible

(LE GOFF & BONNOME, 2004). C’est ainsi que, dans la plupart des cas, les concentrations

métalliques totales sont connues pour être de mauvais indicateurs d’effets sur les organismes

du compartiment aquatique (MEYER, 2005). Pour que les métaux présents dans les différents

compartiments de l'environnement aquatique exercent un effet sur les organismes, ils doivent

être sous une forme chimique ayant la capacité d’atteindre les cibles biologiques. En d’autres

termes, il est nécessaire qu’ ils soient biodisponibles (LE GOFF & BONNOME, 2004).

6- Toxicité des métaux lourds étudiés.

Les métaux présents dans le milieu aquatique existent surtout sous formes hydrophiles et

hydratées, qui ne peuvent traverser les membranes biologiques par simple diffusion. Leur

prise en charge fait alors appel à un transport facilité, normalement passif (c’est-à-dire dans le

même sens que le gradient de concentration), qui implique des transporteurs protéiques ou

canaux transmembranaires. Une fois accumulés, les métaux rencontrent une diversité de

ligands dans le milieu intracellulaire dont certains conduisent à une détoxication efficace

(PELLETIER & CAMPBELL, 2008).


23

Les métaux peuvent être dangereux pour la santé de l’ensemble des populations, en

particulier, des organismes aquatiques du fait de leur présence dans l’eau au-delà d’un certain

seuil de tolérance (à titre d’exemple, la catastrophe de Minamata au Japon, en 1953, liée à une

pollution des eaux par le mercure, mais également l’ important développement de la maladie

Itaï-Itaï au Japon, dans les années 60, en raison d’une contamination des eaux de boisson et du

riz par le cadmium). La nocivité des polluants métalliques est liée essentiellement à leur

rémanence dans le milieu aquatique (AARAB, 2004).

La Figure 8 illustre la régulation homéostatique qui entre en jeu chez les organismes vivants à

la fois pour les métaux essentiels (A) et non essentiels (B). Pour ces deux groupes, des effets

néfastes sur l'activité biologique apparaissent lorsque ce processus de régulation sature. Pour

les métaux essentiels, ces effets néfastes interviennent à la fois en présence de trop faibles ou

de trop fortes concentrations dans l'environnement alors que, dans le cas des métaux non-

essentiels, seules des concentrations environnementales excessives conduisent à l'apparition

d'effets.

Figure 8. Evolution de l'activité biologique en fonction des concentrations en métaux essentiels (A) et non essentiels (B) (LE GOFF & BONNOME, 2004).

6-1- Cadmium (Cd).

Les niveaux de la présence du cadmium dans le milieu marin dépendent non seulement de la

contamination, mais aussi de certains paramètres physico-chimiques influant sur les équilibres

et les distributions. Les ions Cd 2+ constituent la forme prédominante du cadmium dissous en

eau douce. Dès que la salinité augmente, les chloro-complexes deviennent rapidement les

espèces dominantes. Le comportement très différent de ces deux espèces chimiques vis-à-vis

des particules en suspension explique en grande partie les proportions de cadmium dissous ou

particulaire que l’on peut rencontrer selon les zones considérées. Dans les sédiments


24

océaniques, la teneur moyenne est voisine de 0,2 µg.g-1. Le cadmium ne présente pas de

toxicité aiguë pour les organismes marins à des concentrations susceptibles d’être rencontrées

dans le milieu. Au niveau sublétal des concentrations de 0,05 à 1,2 µg.l -1 peuvent provoquer

des effets physiologiques pour les larves de Crustacés (respiration, stimulation enzymatique)

et des inhibitions de croissance pour le Phytoplancton (CABANE, 2010).

6-2- Cuivre (Cu).

Le cuivre est un oligo-élément nécessaire à la vie, mais qui peut présenter des effets toxiques

à partir d'un certain seuil de concentration. L'utilisation de l'oxyde CuO comme matière active

des peintures antisalissures marines constitue une source importante d'introduction dans les

zones portuaires. Dans le milieu aquatique, le cuivre existe sous forme particulaire, colloïdale

et dissoute. Il a tendance à former des complexes avec des bases fortes telles que le

carbonates, nitrates, sulfates, chlorures. Le cuivre est introduit sous forme particulaire dans les

océans. Etant rapidement absorbé sur les sédiments riches en ligands, tels que les hydroxydes

de fer et de manganèse, les niveaux de présence peuvent atteindre des valeurs très élevées

dans les zones sous influence des apports. De façon générale, la toxicité est plus élevée pour

le cuivre à l'état d'oxydation +1 et décroît dans l'ordre +2 et 0. Les oxydes, CuO et Cu2O, très

peu solubles sont toxiques à des concentrations de l'ordre de 1 à 2 mg.l-1. Le seuil sans effet

du chlorure cuivrique CuCl2 pour les larves d'huîtres Crassostrea gigas est de 10µg.l-1, tandis

que le développement embryonnaire est totalement perturbé à 50 µg.l-1 (CABANE, 2010).

6-3- Zinc (Zn).

Le zinc est un élément impliqué dans la constitution d'un grand nombre de métalloenzymes,

anhydrases carboniques, phosphatases alcalines et qui joue également un rôle important dans

la synthèse des acides nucléiques et la protection immunitaire. Il est introduit dans les zones

portuaires à partir de la dissolution des masses de zinc pur fixées sur les parties immergées

des bateaux, pour en assurer leur protection contre la corrosion. De plus, certaines peintures

anti-salissures renferment des quantités importantes d'oxyde de zinc utilisé comme adjuvant

anti-corrosion. Les sels de zinc sont moins toxiques que ceux du cuivre ou du cadmium et

présentent la particularité d'être moins nocifs pour les organismes marins que pour ceux des

eaux douces, en raison de l'action protectrice des ions calcium. L'embryogenèse et le

développement larvaire des Mollusques benthiques semblent assurés à des concentrations

n'excédant pas 75 µg.L-1. Les Crustacés et les Poissons sont peu sensibles à la présence de

zinc (CABANE, 2010).


25

V- Biosurveillance mar ine.

1- Définition de la biosurveillance mar ine.

L’émergence de la Biosurveillance comme domaine scientifique remonte aux années 1970.

On peut retracer son origine à partir de la découverte, pendant la décennie précédente, de la

persistance dans l’environnement des pesticides organochlorés et la mise en évidence de leurs

effets insidieux sur des espèces non ciblées (CARSON, 1962).

La biosurveillance est l’utilisation d’un organisme ou d’un ensemble d’organismes (ou

bioindicateurs) à tous les niveaux d’organisation biologique moléculaire, biochimique,

cellulaire, physiologique, tissulaire, morphologique et écologique afin de prévoir et révéler

une altération de l’environnement et pour en suivre l’évolution (GARREC & VAN

HALUWYN, 2002).

2- Bioindicateurs écologiques de toxicité.

L’utilisation de bioindicateurs écologiques de toxicité repose sur le principe de sélection des

organismes aquatiques résistants aux pollutions au détriment des organismes sensibles. En

effet, à l’échelle d’un peuplement, les individus ou les espèces les plus faibles vont disparaître

sous la pression du polluant (mort ou fuite), laissant la possibilité aux espèces résistantes de se

développer davantage. Ce phénomène entraîne l’établissement de peuplements dont la

structure reflète la qualité de l’eau, notamment au travers de l’analyse des présences/absences

(BOUCHESEICHE et al., 2002).

Afin de refléter l’ intensité des expositions, intégrer les différents paramètres de

l’environnement, et pouvoir déterminer les effets d’une exposition de faible intensité mais

pendant une longue période, les organismes sentinelles prélevés dans un milieu doivent être

représentatifs de ce milieu et remplir plusieurs conditions. Toutefois, dans certains cas, des

individus peuvent aussi être transplantés et maintenus sur le site dans des enclos

(biosurveillance active) afin de suivre l’évolution d’une contamination ou d’une

décontamination, et leurs impacts sur les individus, en limitant les effets des facteurs biotiques

(AMIARD et al., 2008).

Les bioindicateurs peuvent être utilisés dans des programmes de surveillance des milieux

aquatiques pour (PEREZ et al., 2000) :

- émettre des signaux précoces de problèmes environnementaux ;

- identifier les relations de cause à effet entre les facteurs d’altération et les effets

biologiques ;


26

- évaluer l’état de stress global de l’environnement à travers différentes réponses

d’organismes indicateurs ;

- évaluer l’efficacité de mesures réparatrices sur la santé des systèmes biologiques.

2-1- Cr itères de sélection des espèces sentinelles

Les espèces sentinelles ont été recherchées dans tous les milieux. De nombreux auteurs

(RAND, 1985 ; RIVIERE, 1993, WHITE, 2004) ont dressé des listes des caractéristiques à

privilégier chez ces espèces, mais des différences peuvent être rencontrées, en particulier en

fonction du sens accordé à la notion de sentinelles et du type d’exposition (en laboratoire ou

en nature). Les caractéristiques les plus couramment citées sont discutées ci-

dessous (AMIARD et al., 2008) :

� Leur sédentar ité sur la zone d’étude afin que l’état des individus puisse être

directement corrélé avec le niveau de pollution du site. Des animaux se déplaçant sur de

grandes distances ou ne visitant les sites étudiés qu’occasionnellement ne peuvent en effet être

le reflet du niveau de contamination du lieu où ils auront été capturés. A cet égard, les

animaux sessiles ou faiblement mobiles sont donc privilégiés ;

� Leur facilité d’ identification, de capture ou de récolte tout au long de l’année, ce

qui nécessite une bonne connaissance de l’écologie de l’espèce comme ses réponses adaptives

aux variations spatiotemporelles des facteurs environnementaux en zone estuarienne et côtière

(température, salinité..) ou ses migrations liées à la reproduction ;

� Une taille de la population suffisante car l’ impact de prélèvements réguliers sur la

structure et la densité de la population doit être négligeable. De plus, l’ importance de cette

population conditionne la rapidité des prélèvements, et entre ainsi en compte dans l’estimation

de la faisabilité et du coût de la surveillance ;

� Une aire de dispersion large et continue, ce qui permet les comparaisons entre

différents sites, mais augmente également la probabilité de trouver des sites aussi peu

impactés que possible par la pollution. Il est toutefois impossible de trouver une espèce

totalement cosmopolite et des espèces voisines, autochtones ou allochtones, peuvent alors être

utilisées.


27

� Une longévité de plusieurs années et une résistance aux polluants présents, afin

que les individus soient au contact des contaminants pendant des périodes suffisantes pour

que les changements des biomarqueurs atteignent un niveau mesurable. Cette persistance des

individus dans le milieu permet également de suivre l’évolution des paramètres étudiés au

cours du temps, et éventuellement d’apprécier la réversibilité des dommages si des mesures

sont prises pour réduire le niveau de contamination. Toutefois, la majorité de ces espèces

ayant une longévité très inférieure à celle de l’espèce humaine, les désordres occasionnés par

les polluants s’y manifestent plus rapidement, éventuellement sans les périodes de latence

observées chez les animaux longévifs ;

� Des relations dose/effet et cause/effet doivent pouvoir être établies. Tout d’abord

l’espèce doit présenter une réponse claire (effet) à une augmentation mesurable du niveau de

contaminant (dose). Les espèces sentinelles, bien que résistantes aux contaminants, doivent

toutefois présenter une sensibilité suffisante à ces substances pour que des

dysfonctionnements apparaissent, et que ceux-ci soient mesurables par des techniques

d’utilisation courante. Cette relation est souvent difficile à établir du fait de l’éloignement des

sources de xénobiotiques, et des interactions avec d’autres facteurs de stress (relation

cause/effet). Par ailleurs, les réponses des organismes à ces polluants doivent être précoces

pour repérer la dégradation dès son apparition, afin que des dommages écologiques

substantiels soient évités et que la remédiation ne devienne extrêmement problématique ;

� La biologie de l’espèce doit être suffisamment connue pour différencier le signal du

bruit de fond. En effet, une variabilité intraspécifique des réponses biologiques utilisées

comme biomarqueurs a été couramment observée, rendant difficile l’ interprétation des

données. De plus, il est important de pouvoir disposer en parallèles d’organismes témoins,

afin de différencier les changements dus aux contaminants des fluctuations naturelles

(saisonnières, interannuelles,…) du paramètre étudié. Enfin, la caractérisation des individus

doit être parfaitement maîtrisée si les biomarqueurs qui seront étudiés présentent des

variations en fonction du sexe, de l’âge,… .

L’ intérêt du grand public pour certaines espèces est également un critère parfois pris en

compte pour la sélection de ces espèces sentinelles. Sont alors évoquées les notions de valeur

économiques (espèces commerciales) et d’espèces protégées.


28

3- Bioessais.

Les essais de toxicité sont des tests en laboratoire au cours desquels une population

d’organismes aquatiques est exposée à un polluant dont on veut estimer la toxicité afin

d’évaluer les niveaux de concentration provoquant des effets toxiques (mortalité, baisse de

reproduction, baisse de respiration, …). Ces tests sont menés dans des conditions contrôlées

de lumière, température, milieu de culture ou support d’élevage. Ce type d’outils permet

d’évaluer le danger lié à une substance toxique. En ce sens, ils ont un rôle préventif dans la

gestion des risques (BOUCHESEICHE et al., 2002).

Les essais de toxicité aiguë sont des essais à court terme, les effets doivent se révéler dans un

court laps de temps (de quelques heures à quelques jours en fonction du cycle de vie de

l’animal) après administration d’une dose unique de substance. Si aucun effet n’est observé, la

substance n’a pas de toxicité aiguë (ce qui ne veut pas dire que cette substance ne présente pas

de toxicité chronique). Les résultats sont généralement exprimés par une CL 50

(Concentration létale). La CL 50 est la concentration létale pour 50 % des individus testés

(FOBERS et al., 1997).

4- Biomarqueurs.

Les scientifiques ont développé de multiples méthodes de mesure de variables biologiques et

écologiques. 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, polychlorobiphényles, métaux lourds, produits phytosanitaires...).

Ce ne sont ni des dosages chimiques ni des mesures traditionnelles de bioindication, mais ces

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., 1998) .

Un biomarqueur est un changement observable et/ou mesurable au niveau moléculaire,

biochimique, cellulaire, physiologique ou comportemental, qui révèle l’exposition présente ou

passée d’un individu à au moins une substance chimique à caractère polluant. La mesure, au

sein d’ individus provenant du milieu naturel, de paramètres moléculaires, biochimiques,

cellulaires ou physiologiques est regroupée sous le terme de biomarqueur (LAGADIC et al.,

1997).


29

Figure 9. Rapport entre les temps de réponse, les niveaux d’ interaction et les cibles affectées par une molécule polluante chez les Poissons (ADAMS et al., 1989).

4-1- Caractér istiques des Biomarqueurs

Les biomarqueurs considérés comme efficaces doivent répondrent à plusieurs critères

(SANCHEZ, 2007) :

- les méthodes de mesure des biomarqueurs doivent être sensibles, précises et simples de mise

en œuvre ;

- la réponse des biomarqeurs doit être rapide afin de pouvoir être considérée comme un

paramètre d’alerte précoce ;

- les niveaux constitutifs et leurs variations, dues aux effets de facteurs physiologiques ou

environnementaux, doivent être définis afin de distinguer la réponse induite par un

contaminant de la variabilité naturelle ;

- les mécanismes qui supportent la relation entre la réponse des biomarqueurs et l’exposition

aux contaminants doivent être connus. De ce fait, la notion de biomarqueur est appelée à

évoluer avec les connaissances scientifiques ;

- la signification toxique des biomarqueurs, qui peut être décrite comme le lien entre la

réponse biochimique et les effets sur l’organisme, doit être connue.


30

4-2- Classification des biomarqueurs.

Les biomatqueurs sont classés en deux classes (AMIARD et al., 2008) :

- Biomarqueurs de défense ou d’adaptation :

Ils mettent en évidence la défense de l’organisme exposé à un contaminant.

Exemples : l’ inhibition de l’activité de l’acétylcholinestérase et la fragilisation de la

membrane lysosomale.

- Biomarqueurs de dommage ou d’effet :

Ils mettent en évidence la modification directe et néfaste causée par un contaminant à un

organisme.

Exemples : l’activité de la catalase et l’activité de la glutathion-s-transphérase.

Les biomarqueurs peuvent être qualifiés selon deux critères (AMIARD et al., 2008) :

- soit d'indices de stress généraux traduisant une réponse de l'organisme à un ensemble de

polluants sans permettre de déterminer la nature même de ces polluants.

- soit d'indices de stress spécifiques indiquant une réponse de l'organisme à une famille de

polluants.

Figure 10. Relation entre les pr incipales catégor ie de polluants et les biomarqueurs classiques (NARBONNE & MICHEL, 1992).


31

5- Place des biomarqueurs dans l’ identification des sources de contaminants.

Pour identifier les sources de contamination, deux voies sont possibles (PEREZ et al., 2000) :

- les marqueurs spécifiques représentent à la fois un moyen de mesure des effets au niveau

infra-individuel et une méthode d’ identification de la contamination, peu précise, mais

relativement peu onéreuse.

- les dosages de contaminants dans des organismes aquatiques donnent une image précise des

niveaux de contamination du compartiment biologique, mais nécessitent des moyens

financiers et matériels beaucoup plus importants.

Figure 11. Schéma de la démarche d’ identification des sources de contaminants (PEREZ et al., 2000).


32

6- Approche multibiomarqueurs.

Aucun biomarqueur ne peut à lui seul prendre en compte la diversité des contaminants et à la

multiplicité de leurs effets sur les organismes (Figure 12). Ainsi, la mise en œuvre d’un

ensemble cohérent de biomarqueurs s’est rapidement imposée afin d’établir un diagnostic

complet de l’état de perturbation des organismes au sein de leur environnement

(FLAMMARION et al., 2002 ; GALLOWAY et al., 2004 ). Chaque biomarqueur constitutif

de la batterie apporte dans une information en lien avec sa spécificité. Une sélection à priori

des biomarqueurs doit être opérée afin d’éviter la redondance entre les biomarqueurs mis en

œuvre et par la même, de diminuer les coûts des études. Ce travail de sélection doit alors

s’appuyer sur la bonne connaissance des réponses des biomarqueurs. De plus, en fonction des

objectifs des études, une sélection basée sur la spécificité des biomarqueurs doit être opérée

(SANCHEZ, 2007).

Figure 12. Intégration successive de l’ information de l’exposition chimique à la mort (FLAMMARION, 1997).


33

7- Biosurveillances passive et active.

La première appelée méthode in situ (ou biosurveillance passive) : utilise les organismes

déjà présents sur le site (organismes indigènes). Elle a l’avantage d’être rapide. En effet, les

animaux ayant déjà été exposés aux polluants, il ne reste plus qu’à les collecter et à les

analyser. On doit cependant veiller à ce qu’ ils aient (BENGHALI, 2006 ; TALEB, 2007) :

- une distribution spatiale et une abondance suffisante pour être représentatifs de la zone

étudiée ;

- une saisonnalité compatible avec les objectifs de la campagne de mesure ;

- un mode de collecte facile.

La seconde appelée méthode des transplants (ou biosurveillance active) : c’est est une

technique expérimentale où les organismes utilisés pour l’étude sont transférés d’un

environnement non pollué (milieu dit « sain ») vers un site pollué où suspecté de l’être. Elle

peut être utilisée par exemple lorsque la méthode in situ n’est pas envisageable (absence

d’organismes correspondant aux critères de l’étude). Cette dernière nécessite plus de temps.

En effet, il faut laisser le temps aux transplants (organismes provenant d’une zone « saine »)

d’accumuler les polluants présents dans leur nouvel environnement, cette phase d’exposition

peut être plus au moins longue selon le type d’organismes choisis et le polluant étudié

(BENALI, 2007 ; ALLAL, 2007 ; TALEB, 2007).

Cette technique des stations artificielles est utilisée depuis la fin des années 1970. Les

objectifs sont diversifiés : suivi de rejets (industriels, station d’épuration, dragage, eaux usées

urbaines), étude d’ impact, détection locale de contamination, surveillance (ODZAC et al.,

2000 ; HONKOOP et al., 2003 ; MARTEL et al., 2003).

Les techniques de Caging ont été fortement développées ces dernières années (DAROS et al.,

2002; MOUGRAUD et al., 2002; ROMEO et al, 2003). Elles ont divers avantages tels que :

- l’uniformité génétique des individus de la même cohorte (limitant de ce fait les variations

naturelles) et la possibilité de placer les cages de moules dans des sites où elles ne sont pas

présentes naturellement (BODIN et al., 2004) ;

- la sélection des stations d’échantillonnage indépendamment de la présence ou pas de

populations naturelles et de leur distance à la côte (CASAS, 2005) ;

- la possibilité du choix du site, la maîtrise de la durée d’exposition des moules (intégration de

la réponse) et le contrôle de la mise en place des transplants (AH-PENG, 2003) ;

- l’optimisation des mesures par l’utilisation d’échantillons homogènes au regard de la

population d’origine, de la taille, de l’âge et de leur environnement (CASAS, 2005) ;


34

- elle permet également 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 ;

Tableau 08 : Différences observées entre les biosurveillances active et passive (PEAKALL, 1992).

Biosurveillance active Biosurveillance passive

Les temps d’exposition des transplants sont plus longs (plusieurs semaines).

Les résultats peuvent être obtenus en quelques jours.

Les résultats illustrent la pollution pendant la période d’exposition.

Les résultats démontrent la pollution des années précédentes.

Coût supplémentaire relatif aux matériaux et aux temps de préparation des transplants avant la phase d’exposition.

Coûts liés aux transports des échantillons et aux analyses chimiques.

Suivi temporel possibles des caractères hydrologiques : température, salinité, 02, pH…avec la fréquence souhaitée.

Prélèvement des caractères hydrologiques lors des échantillonnages.

Suivi temporel possible des concentrations en contaminants (métaux lourds dissous et particulaires, PAH, PCB…) avec la fréquence souhaitée.

Prélèvement et dosage des contaminants de retour au laboratoire après l’échantillonnage.

Présence de risque de vandalisme. Aucun risque de vandalisme.

Suivre l’ impact d’une pollution ponctuelle même si l’espèce sentinelle n’y est pas implantée naturellement.

Suivre l’ impact d’une pollution que si y’a présence de l’espèce cible.

8- Réseaux de surveillance de la qualité du milieu mar in.

La capacité d’accumulation des contaminants par les coquillages permet de les utiliser comme

indicateurs de pollution. Du fait des teneurs plus élevés qu’on y trouve, ces organismes sont

parfaitement représentatifs de l’état chronique du milieu (LESNE, 1992). A partir des années

1970, de nombreux pays ont développé des programmes utilisant les coquillages pour la

surveillance du milieu marin. Ces programmes sont connus sous le terme générique de

MUSSEL WATCH (USA).


35

Le réseau français RNO (Réseau National d’Observation de la qualité du milieu marin) est un

des plus anciens et des plus denses, la surveillance dans les moules et dans les huîtres et

continue depuis 1979. Les niveaux de contamination mesurés dans les huîtres et dans les

moules par le RNO peuvent également être utiles pour le consommateur. Il s’agit en effet

d’apprécier les concentrations des polluants les plus préoccupants dans des coquillages de

consommation courante. Les paramètres suivis par le RNO sont les suivants :

- Métaux lourds

- Mercure (Hg) ;

- Cadmium (Cd) ;

- Plomb (pb) ;

- Cuivre (Cu) ;

- Zinc (Zn).

- Polluants organiques

- Hydrocarbures polyaromatiques (HPA) ;

- Polychlorobiphényles (PCB) ;

- Dichlorodiphényltrichloréthane (DDT) ;

- Dichlorodiphényldichloréthane (DDD) ;

- Dichlorodiphényldichloréthylène (DDE) ;

- Hexachlorocyclohexane (αHCH) ;

- Lindane (γHCH).

C’est dans ce contexte que le Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale (LRSE) a

été crée a l’Université d’Oran en 2001. De nombreux rapports, livres et publications

scientifiques ont été publiés par les chercheurs du laboratoire.

A présent, l’un des principaux projets en cours de réalisation au niveau du laboratoire est

l’évaluation de la contamination métallique de la baie d’Oran.

Il faut dire que le LRSE s’ intéresse aussi bien à la pollution qu’à la biologie marine.

PARTIE II

MODELE BIOLOGIQUE

PARTIE II : MODELE BIOLOGIQUE

36

1- Position scientifique et noms usuels de l’espèce.

L’espèce Osilinus turbinatus est un Mollusque Gastéropode appartenant à la famille des

Trochidae ; elle a été établie par le minéralogiste, paléontologiste Ignaz Edler von Born en

1778.

Embranchement : Mollusques

Classe : Gastéropodes.

Sous.classe : Prosobranches

Super.Ordre : Archéogastropodes.

Ordre : Vestigastropoda.

Super.famille : Trochoidae.

Famille : Trochidae

Genre : Osilinus

Espèce : turbinatus

Noms vernaculaires :

Nom français : Monodonte-fraise.

Nom espagnole : Peonza fresa.

Nom anglais : Turbinate monodont.

Figure 13. Osilinus turbinatus.


37

2- Caractér istique de l’embranchement des Mollusques.

L’embranchement des Mollusques a été établi par le taxonomiste suédois Carl Linné en 1758.

Les Mollusques sont des animaux pluricellulaires dont l'embryon possède trois feuillets

(triploblastiques) et une cavité ou cœlome, le blastopore donne la bouche (Protostomiens). Le

corps des Mollusques est mou, jamais segmenté (sauf chez les Monoplacophores), la pluspart

d’entre eux ont une coquille univalve ou bivalve (LEMEE, 2002). Apparus il y a près de 600

millions d'années (au Précambrien), cet embranchement est le deuxième en terme de

diversité : plus de 100 000 espèces vivantes, dont 99% appartiennent aux Bivalves et aux

Gastéropodes. Les Mollusques regroupent sept classes (LALLI & GIMER, 1989).

Tableau 9 : Les sept classes des Mollusques (LALLI & GIMER, 1989).

Aplacophora Pas de coquille, vermiformes, de section circulaire. La tête est indistincte et dépourvue d’organes sensoriels, la bouche est ventrale.

Monoplacophora

Coquille d'une seule pièce. Présence d'une métamérie.

Polyplacophora

Présence de 8 plaques, articulées entre elles, disposées en série d'avant en arrière

Gastéropoda

Coquille spiralée autour d'un axe imaginaire.

Scaphopoda

Coquille en forme de défense d’éléphant et ouverte à ses deux extrémités, légerement arquée. La tête est réduite.

Bivalvia

Coquille constituée de deux valves séparées, articulées au niveau d'une charnière. Pas de tête.

Céphalopoda

Coquille pouvant être interne et réduite. Présences de tentacules.

3- Caractér istiques de la classe des Gastéropodes.

La classe des Gastéropodes a été établie par le biologiste paléontologue français Georges

Cuvier en 1797.

Les Gastéropodes sont caractérisés par une coquille univalve (à l'opposé des Bivalves) le plus

souvent en spirale (quelques exceptions : la patelle qui a une coquille en forme de chapeau

chinois ou la limace de mer qui a une coquille interne).


38

Le corps des Gastéropodes est mou, non segmenté, la tête est bien distincte portant des

tentacules sensoriels, le pied aplati sert à la reptation, le manteau entoure la masse viscérale et

forme une cavité qui contient des branchies plumeuses parfois absentes et la paroi de la cavité

du manteau sert alors de poumon (MORIN, 2002).

On divise les Gastéropodes en trois sous classes (QUERO et al., 1992) :

- Prosobranches, essentiellement marins, qui ont les branchies à l'avant du corps ;

- Opisthobranches, tous marins, qui ont les branchies à l'arrière du corps ;

- Pulmonés, adaptés à la vie aérienne.

Au cours du développement embryonnaire des Gastéropodes, une flexion endogastrique

rapproche bouche et anus. Une torsion de 180° de la masse viscérale par rapport à l'ensemble

tête-pied a lieu chez les Gastéropodes Prosobranches. Chez les Opisthobranches, cette torsion

n'est que de 90°. Enfin, les Gastéropodes pulmonés ont conquis le milieu aérien : leur cavité

palléale est transformée en poumon (LEMEE, 2002).

4- Caractér istiques de la sous-classe des Prosobranches.

La distinction entre les sous catégories de Gastéropodes repose sur l'anatomie interne.

Les Prosobranches, largement distribués, extrêmement variés, forment la sous-classe la plus

nombreuse. Ils possèdent une cavité palléale extérieure et un système nerveux croisé

(QUERO et al., 1992).

On distingue :

- les Diotocardes, système cardiaque à deux oreillettes, deux métanéphridies,

Gastéropodes de type primitif dont la coquille s'ouvre au-dessus de la tête (Osilinus

turbinatus).

- les Monotocardes, une oreillette, une métanéphridie (Littorina littorea).


39

a- Système nerveux croisé

Figure 14. Caractères distinctifs des Diotocardes et des Monotocardes (QUERO et al., 1992).


40

5- Caractér istiques de la famille des Trochidae.

Les Trochidaes sont appelés communément : Troques ou Bigorneaux. Ils appartiennent à

l’ordre des Archéogastéropodes, le groupe le plus primitif des Prosobranches.

Ils forment un groupe de Gastéropodes d’eau salée peu profonde. Ils sont liées aux substrats

durs, et se nourrissent sur les algues. Ils sont caractérisés par une coquille enroulée en spirale

autour d’un axe, dit columelle; ouverture à bord labial mince, avec ou sans ombilic; opercule

corné multispiré (FISCHER et al., 1987).

6- Descr iption de l’espèce Osilinus turbinatus.

La coquille grossièrement sphérique, épaisse, à spire conique comportant six tours légèrement

déprimés en dessous de la suture. Ouverture arrondie, à tendance quadrilatérale. Sutures nettes

mais peu creuses. Sculpture formée de larges cordons spiraux concentriques sur la base. La

teinte est de fond blanc jaunâtre, avec tessellations d’un brun-rouge, plus ou moins carmin,

voire noirâtre (FISCHER et al., 1987).

7- Biologie de l’espèce.

7-1- Régime alimentaire.

Le Gastropode Osilinus turbinatus est une espèce phytophage qui broute les algues

microscopiques qui se collent sur les roches. La bouche contient une langue garnie de petites

dents disposées en rangées, qui émiette telle une râpe la nourriture. Elle se nomme radula. Le

mouvement de va-et-vient de la radula abîme par frottement les dents utilisées, mais celles-ci

sont continuellement régénérées à l’arrière de la bouche (BOUCETTA et al, 2011).

7-2- Respiration et système circulatoire.

Le Gastéropode Osilinus turbinatus étant un Prosobranche diotocarde respire à l'aide de deux

branchies filamenteuses situées dans la cavité palléale (du manteau) en avant du cœur. Le

cœur possède 1 ventricule et 2 oreillettes placées vers l'avant. Il reçoit le sang hématosé

provenant des branchies, par des veines et le chasse dans l’aorte qui le répartit par des artères

dans la région céphalique, le pied et la masse viscérale. La circulation de l’hémolymphe dans

le corps est, pour une bonne part, régie par les contractions musculaires. Ce sang baigne les

tissus et revient dans la cavité qui entoure le cœur, la cavité péricardique pour être pompé à

nouveau (QUERO et al., 1992)


41

7-3- Système nerveux et organes sensor iels.

Osilinus turbinatus étant un Prosobranche diotocarde, le système nerveux est croisé, il est

composé de ganglions pleuraux, ganglions pariétaux, et ganglions viscéraux (QUERO et al.,

1992) (Figure 13a). Comme la plupart des prosobranches diotocardes l’espèce détecte son

environnement au moyen d’une paire de tentacules sensoriels sur la tête.

7-4- Déplacement.

L’espèce se déplace par reptation sur les rochers à l'aide de son pied-ventouse qui lui permet

aussi de résister à l'arrachement et aux chocs des vagues. Le pied est très développé, sa face

ventrale est riche en glandes sécrétant un mucus assurant la lubrification du substrat

(FISCHER et al.,1987).

7-5- Reproduction et croissance.

Comme chez la plus part des Prosobranche, les sexes sont séparés, l’animal ne possède pas

d'organe d'accouplement. La fécondation est externe croisée (union dans l'eau des cellules

reproductrices provenant d'individus différents) et les larves planctoniques nageuses, ciliées,

après métamorphose sur le fond, donnent des juvéniles semblables aux adultes (LEMEE,

2002). La reproduction coïncide avec la période chaude (été) et la taille des individus à la

maturité est de 13mm (HICKMAN, 1992).

7-6- Excrétion.

Comme chez la plus part des Prosobranche diotocardes : Osilinus turbinatus possède deux

metanéphridie. La metanéphridie est un organe d’excrétion et d’osmorégulation qui

communique avec le péricarde. Dans la cavité palléale qui abrite les branchies se trouvent

aussi l’anus et les orifices excréteurs (QUERO et al.,992).


42

Figure 15. Schéma de l’organisation interne d’un Prosobranche (MORIN, 2002).

Figure 16. Radula de Osilinus lineatus (photo au microscope électronique) (CROTHERS, 2001).


43

8- Réparation géographique

8-1- Répar tition mondiale

Cette espèce se rencontre dans les zones indiquées ci-dessus :

Méditer ranée ;

Lusitanienne ;

Mauritanienne ;

Sénégalaise.

Figure 17. Répartition mondiale du Gastéropode Osilinus turbinatus (MEDIFAUNE, 2002).


44

8-2- Répar tition méditerranéenne

Cette espèce se rencontre dans les zones suivantes :

Méditerranée Occidentale Nord ;

Méditer ranée Occidentale Centre ;

Méditerranée Occidentale Sud ;

Adriatique Nord ;

Adr iatique Centre ;

Adriatique Sud ;

Méditerranée Orientale Nord ;

Méditer ranée Or ientale Centre ;

Méditer ranée Or ientale Sud.

Figure 18. Répartition méditer ranéenne du Gastéropode Osilinus turbinatus (MEDIFAUNE, 2002).

PARTIE III

CARACTERISATION DE LA ZONE D’ETUDE

PARTIE III : ZONE D’ETUDE

45

1- Présentation des sites d’échantillonnage.

Nos échantillons ont été prélevés au niveau de la baie d’Oran (Algérie ouest). Cette baie

s’allonge sur une centaine de kilomètres et persiste sur une largeur de 20 à 25 km. Elle est

limitée à l’Est par le mont d’Arzew, et à l’Ouest par les pleines des Andalouses.

Les individus de O. turbinatus ont été prélevés à partir des trois sites. Le site S1 (Cueva d’El

Awa 1) se trouve à proximité du port d’Oran, est caractérisé par la présence d’un important

réceptacle des effluents à la fois urbains et industriels (le plus important de la ville d’Oran).

Le site S2 (Cueva d’El Awa 2) se trouve à environ 500 m du côté Ouest du site S1 (Figure

19). Les deux sites se situent au bas d’une falaise, la roche est quasiment dominante dans cette

zone.

La position géographique de l’émissaire de Cuewa d’El Awa est la suivante :

N 35°42’53.59’ ’

W 0°37’25.07’ ’

Le site S3 se localise à environ 1000 m de la plage Ain Defla et 20 Km du côté Est du chef-

lieu de la wilaya d’Oran (Figure 19). La majeure partie du site est rocheuse. Il est entrecoupé

de deux agrégats de galets. Le site a été ciblé sur la base de trois travaux de Alla-Ikhlef (2007)

et Benali (2007) qui ont montré par l’utilisation de la moule Mytillus galoprovincialis comme

bioindicateur que le site est peu impacté.

La position géographique du site S3 est la suivante :

N 35°50’44.77’ ’

W 0°29’02.95’ ’

Durant la saison d’été (août 2010) et la saison d’hiver (décembre 2010), des individus ont été

échantillonnés afin d’analyser leur concentration en métaux lourds et d’évaluer leur Indice de

Condition (I.C).

En outre, des individus provenant du site S3 ont fait l’objet d’essais biologiques au laboratoire

tout le long de l’année 2011.

Pendant les missions d’échantillonnage, l’estran a été sillonné et examiné soigneusement pour

déterminer la densité de l’espèce, faire l’ inventaire faunistique, et observer les différents

modes d’associations entre le Gastéropode Osilinus turbinatatus et la faune associée dans les

trois sites d’étude.


46

Figure 19. Localisation des sites d’échantillonnage (S1, S2 et S3) de O. turbinatus le long de la côte oranaise (GOOGLE MAPS, 2010).

2- Sédimentation.

La sédimentation marine est très modeste dans la baie d’Oran, cela se traduit au niveau des

fonds de la baie par une couverture sédimentaire tout à fait particulière. Les études bio-

sédimentaire sur la baie d’Oran ont permis d’ identifier six faciès sédimentaires (KERFOUF,

2006) :

- les graviers sableux,

- les sables graveleux envasés,

- les sables graveleux,

- les sables graviers légèrement envasés,

- les sables envasés graveleux,

- les vases pures réduites.


47

3- Données hydrologiques.

La position géographique de l’Algérie fait du littoral algérien une zone fortement influencée

par les facteurs hydrologiques du bassin méditerranéen. La Méditerranée est considérée

comme un bassin semi-fermé qui communique avec l’Océan Mondial par le détroit de

Gibraltar (BOUTIBA, 1992).

Tableau 10 : Données hydrologiques de la région oranaise.

Phénomène

Caractéristiques

Mouvement des masses d’eau de surface (Modified Atlantic

Water : MAW)

Nommé courant algérien, l’épaisseur : 50 à 200m. L’origine est l’eau atlantique pénétrant par le détroit de Gibraltar (BOUTIBA, 1992).

Mouvement des masse d’eau

intermédiaire (Leavatine Intermediate Water : LIW)

Occupe la strate de 200 à 500 m de profondeur, entrainée au bassin algérien depuis les côtes de Sardaigne par les tourbillons de moyenne échelle (MILLOT, 1985)

Mouvement des masse d’eau

profonde ((Mediterranean Deep Water : MDW)

Au-delà de 500 m dans le bassin occidental et de 700m au bassin oriental. Se forme en hiver, dans le nord du bassin occidental (Golfe de lion et bassin liguro-provençal) ; elle résulte des plongées d’eau superficielle et intermédiaires refroidies sous l’action des phénomènes atmosphériques (MILLOT, 1985)

Propagation des houles

Deux directions principales (LECLAIRE, 1972) : Première direction : W.M.W. (300°) dont 80% se produisent pendant l’été et durent en moyenne de 8 à 10 secondes Deuxième direction N.N.E (20-40°) dont la majorité se produit pendant l’hiver.

Variation de la salinité

37 % à 20m ; 36,42% entre 20 et 50m ; 36,8 % entre 50 et 100m (MILLOT, 1985)


48

Figure 20. Circulation des eaux de l’atlantique (Millot, 1987). A : Eau atlantique modifiée, B : Eau intermédiaire, C : Eau atlantique profonde.

: cheminement plus ou moins réguliers ---->: variabilité des courants pendant l’année

: courants hivernaux à moyenne échelle +++ : fronts Nord – Baléares. -----: isobathe 0 m


: courants hivernaux à moyenne échelle +++ : fronts Nord – Baléares. ----- : isobathe 0 et 200 m


: courants hivernaux à moyenne échelle +++ : fronts Nord – Baléares. ----- : isobathe 0 et 100 m


49

4- Données climatiques.

Le climat d’Oran est typiquement méditerranéen et se caractérise par des hivers doux et

humides, des printemps et automnes souvent humides et des étés secs. C’est un climat de

transition entre un climat tempéré au nord et un climat subtropical ou désertique au Sud

(KADIR, 1987).

Tableau 11 : Données climatiques de la région oranaise.

Paramètres

Caractéristiques

Pluviométrie

L’une des plus faibles de l’Algérie du Nord, varie entre 350 et 400 mm, et peut ne pas dépasser 200 à 250 mm en certaines années sèches. Plus de 60% du total annuel est enregistré pendant la seule saison hivernale (ONM, 2008).

Vent

Les vents généraux soufflent depuis le mois d'octobre jusqu'au mois de mai, dans la direction du nord-ouest ; après le mois de mars, cependant, ils varient tantôt du nord à l'ouest. Ces variations sont de courtes durées. Pendant l'été, leur action est subordonnée aux causes locales. Il existe par ailleurs des vents chauds (Sirocco) provenant du Sud et Sud-Ouest, ce sont des vents chauds et secs de 09 à 16 jours par an (ONM, 2008).

Température atmosphérique En été : la température maximale est 35°C.

En hiver : la température minimale est 9°C (ONM, 2008).

Température de l’eau de

surface

Selon l’office national de météorologie (ONM, 2008) : Le printemps : elle atteint 17 à 18°C au mois de mai. L’été : elle se situe entre 25 et 26°C au mois d'août. L’automne : en novembre, la température de l'eau de mer est retombée aux alentours des 18 et 19°C. L’hiver : elle se situe autour de 14°C.


50

Figure 21. Normales des températures de la ville d’Oran (ONM, 2008).

Figure 22. Normales des précipitations de la ville d’Oran (ONM, 2008).


51

5- Biodiversité.

5-1- Phytoplancton.

L’ inventaire du Phytoplancton des côtes algériennes révèle la présence de 215 espèces

réparties entre les différents groupes phytoplanctoniques (GRIMES et al., 2004).

Tableau 12 : Richesse spécifique planctonique des eaux algér iennes (GRIMES et al., 2004).

5-2- Zooplancton

En Algérie, le Zooplancton est de type océanique en raison de l'étroitesse du plateau

continental et de l'influence des courants d'origine atlantique, source de diversité

méditerranéenne. La compilation des différents travaux sur le Zooplancton a permis de

dénombrer 374 taxa planctoniques ainsi que 14 espèces indéterminées (CHALABI et al.,

2002).

Figure 23. Pr incipaux groupes de Zooplancton en Algér ie (CHALABI et al., 2002).


52

5-3- Algues mar ines.

L'inventaire des algues marines des côtes algériennes a permis de dénombrer 495 taxa au

total, ce qui incite à davantage de recherches dans ce domaine puisqu'il existerait près de 1000

espèces de végétaux macrophytes en Méditerranée (CHALABI et al., 2002).

Figure 24. Pr incipaux groupes d’algues de la zone nér itique en Algér ie (CHALABI et al., 2002).

5-4- Macrofaune benthique des fonds meubles.

Pour les fonds meubles compris entres 0 et 200 m de profondeur de la côte algérienne, il a été

dénombré 1700 espèces macrobenthiques. La répartition de ces espèces entre les différents

groupes zoologiques est très inégale (GRIMES et al., 2004).

Figure 25. Diversité zoologique de la macrofaune benthique des fonds meubles des côtes algér iennes (GRIMES et al., 2004).


53

5-5- Macrofaune benthique des fonds rocheux.

La faune des substrats durs présente le parent pauvre des compartiments écologiques étudiés,

alors que la majeure partie des côtes algériennes est constituée de fond rocheux. Elle est peu

ou mal connue (GRIMES et al., 2004).

5-6- Phanérogames.

Trois espèces de phanérogames sont rencontrées sur les côtes algériennes. Il s'agit de

Posidonia oceanica, de Cymodocea nodosa et de Zostera noltii. Par contre, Zostera marina

n'a été signalée que par Molinier et Picard (1953) au niveau de la plage de Bou Ismail

(CHALABI et al., 2002).

5-7- Ichtyofaune.

Les poissons d'Algérie sont répartis en 3 classes, 26 ordres et 110 familles confirmées, 141 à

143 possibles (CHALABI et al., 2002).

Figure 26. Poissons des côtes algér iennes (CHALABI et al., 2002).

6- Anthropisation.

Oran est la deuxième ville d'Algérie et compte aujourd'hui environ 1 520 000 habitants (avec

l'agglomération). La ville d’Oran est un pôle industriel, universitaire et touristique important

(DPAT-Oran, 2009).


54

6-1- Rejet des eaux usées.

Les rejets des eaux usées dans la mer constituent un enjeu majeur sur tous les usagés de ce

milieu (homme, faune et flore). Les principaux lieux de baignade et de tourisme sont situés à

l’Ouest d’Oran, entre Mers El Kébir et les Andalouses (Corniche oranaise).

Le débit et la charge polluante d’eaux usées comporte trois composante : collective,

domestique et industrielle.

Selon la direction de la planification et de l’aménagement du territoire de la wilaya d’Oran

(DPAT-Oran, 2009) :

Le volume des rejets des eaux usées urbains = 106.920m/j ; débit = 1238 l/s.

Le volume des rejets des eaux industrielles des unîtes industrielles du tissu urbain =

7.500m/j ; débit = 87 l/s.

Le taux moyen de raccord des foyers au système d’assainissement de dépasse pas

80, 53 %.

6-2- Por ts.

Deux des plus grands ports algériens se trouve dans la baie d’Oran :

- le port de Mers El Kebir, dans la partie occidentale, à quelques 7 km du centre ville ; il

comprend un important chantier naval.

- le port commercial, considéré comme le deuxième port d’Algérie ; il occupe la partie

centrale de la baie d’Oran.

Outre ces deux infrastructures maritimes, la ville est dotée d’un important port de pèche

adjacent au port commercial.

6-3- Tour isme

Le tourisme constitue, aujourd’hui, l’une des principales activités économiques du littoral

oranais. La wilaya d’Oran compte 226 établissements hôteliers, tous types confondus, offrant

un peu plus de 25 000 lits. Les spécialistes estiment que l’offre reste en deçà de la demande

réelle estimée à plus de 150 000 lits, ce qui laisse entendre que les activités touristiques

connaîtront de grandes extensions dans le futur proche.

En 2008 : 14 millions d’estivant ont fréquenté les 29 plages autorisées à la baignade du littoral

oranais qui s’étire sur une centaine de kilomètre (DPAT-Oran, 2009).

PARTIE IV

ETUDE DE L’ECOLOGIE DE L’ESPECE

PARTIE IV : ETUDE DE L’ECOLOGIE DE L’ESPECE

55

1- But de l’étude.

Nous présentons dans cette partie une étude écologique de O. turbinatus basée essentiellement

sur l’étude de la densité de cette espèce et de ses interactions avec la faune associée.

Le but de ce travail est d’avoir une vue plus naturalise sur la vie de cette espèce dans son

milieu physique et social.

2- Matér iel et méthodes.

2-1 Densité.

Au cours de ce travail, nous avons estimé la densité de l’espèce dans les trois sites

d’échantillonnage choisis selon un gradient de pollution croissant : Cueva d’El Awa 1 (S1),

Cueva d’El Awa 2 (S2), Ain Defla (S3). Pour réaliser cette étude, nous avons utilisé la

méthode de quadra qui est une méthode d’échantillonnage standard (DAGUZAN, 1975). Le

quadra, fabriqué en PVC, est d’une surface d’1m². L’échantillonnage a été fait au niveau du

Médiolittoral (zone de balancement des vagues). Pour chaque station de 20 m, nous avons

positionné trois fois le quadra, au hasard. Les stations devaient être accolées afin de couvrir,

au total, une ligne de 100 m.

La moyenne des individus de O. turbinatus par quadra, au niveau de chaque site, est égale à

l’ensemble des individus recensés dans tous les quadras divisé par le nombre de quadras.

Figure 27. Positionnement des quadras au niveau du Médiolittoral.


56

2-2- Faune associée.

Pendant les missions d’échantillonnage, l’estran a été sillonné et examiné soigneusement pour

faire l’ inventaire faunistique (estimation de la richesse spécifique) des trois sites et observer

les différents modes d’associations entre le Gastéropode O. turbinatus et la faune associée.

Les outils qui ont été utilisés pour mener à bien ce travail sont :

- un flacon contenant de l’ alcool à 70° servant à la préservation des espèces pour leur

identification au laboratoire, le cas échéant où nous ne réussissions pas à le faire sur le terrain.

- un appareil photo numérique Canon IXUS 75 (7 Méga pixels).

2-3- Traitement statistique des données.

Le traitement statistique des données obtenues dans ce travail de recherche a été réalisé à

l’aide du logiciel SPSS (15.0). Les moyennes ont été statistiquement comparées par l’analyse

de variance à sens unique ANOVA. Le test de Student (t) a été utilisé pour déterminer la

significativité des différences entre les moyennes calculées. La différence a été considérée

significative à un seuil de probabilité (p) inférieur à 5 % (p < 0.05).


57

Référence station Site Code

Coordonnées Latitude Longitude

Etat du temps Ensoleillé Peu nuageux Très nuageux Pluvieux

Vitesse du vent Direction du vent

Etat de la mer Très calme Calme Peu agitée Agitée Très agitée

Références de l’échantillon Eau Espèce

Temps réel de prélèvement Date Heure

Informations complémentaires :

Opérateur :

Figure 28. Fiche d’échantillonnage.

Réseau de Surveillance Environnementale

Département de Biologie Faculté des Sciences Université d’Oran

Tel : 0770164870 - Tel/Fax : 041-51-19-31


58

3- Résultats et discussion.

3-1- Densité de l’espèce.

Tableau 13 : Récapitulatif des donnés recueillis pour le calcule de la densité de l’espèce dans les trois sites.

Cueva d’El Awa 2

(S2) Cueva d’El Awa 1

(S1) Ain Defla

(S3) Distance recouverte 100 m 100 m 100 m Nombre de quadras par 20 m 3 3 3 Nombre total de quadras 15 15 15 Nombre d’ individus recensés dans la totalité des quadras

51 46 136

Moyenne d’ individus par quadra

3,4 ± 1,41

3,06 ± 1,28

9,06 ± 5,54

Figure 29. Densité de l’espèce dans les trois sites. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement

(p> 0,05).

Le nombre d’ individus du Gastéropode Osilinus turbinatus recensés dans le troisième site

(Ain Defla) est significativement plus grand que dans le premier site (Cueva d’El Awa 1) et

dans le deuxième site (Cueva d’El Awa 2). La différence entre les densités trouvées dans les

deux derniers sites cités n’est pas significative.

Les résultats obtenus nous montre qu’au sein du même site, la répartition de l’espèce n’est pas

homogène. Au niveau des trois sites, nous avons constaté quelques flaques d’eau qui

construisent un refuge pour quelques individus. Ces flaques bien qu’elles ne soient pas

nombreuses et dépendent dans une grande partie du climat, elles peuvent représenter un piège


59

pour les individus qui s’y réfugient. Ils peuvent subir différents types de chocs (ECOLE DE

LA MER, 2009) :

- choc hydrique : durant la période d’émersion, les animaux luttent contre la dessiccation

c'est-à-dire la perte d’humidité que peut subir leur corps.

- choc thermique : lorsqu’une flaque d’eau est isolée, elle est soumise à de fortes variations de

température. En été, une petite quantité d’eau peut chauffer très rapidement à 40°C, mais

lorsque la mer remonte, la température chute brusquement. En hiver, cette flaque va au

contraire se refroidir très vite au contact de l’air ambiant.

- choc osmotique : la salinité d’une flaque isolée peut varier en fonction des conditions

météorologiques. En été, en plein soleil, l’évaporation peut mener à des concentrations de sel

très élevées. En revanche, s’ il pleut, la quantité de sels chute par dilution.

- choc mécanique : les animaux et les végétaux doivent lutter contre la force des vagues quand

la mer remonte surtout sur les estrans rocheux exposés au vent.

Dans les deux sites de Cueva d’El Awa, quelques gros blocs résultant de l’éboulement de la

falaise forment une partie intégrante de l’estran. Certains individus se cachent sur les flancs de

ces blocs et les facettes postérieures quand ces dernières sont accessibles.

Au niveau des trois sites, sur les roches dépourvues d’anfractuosités et très exposées aux

vagues, l’espèce est rare et parfois absente.

Nos observations de l’espèce au niveau des sites d’étude nous montrent que la densité de cette

espèce dépend de beaucoup de facteurs environnementaux et il est très difficile de comparer

sa densité dans des sites différents si la morphologie de la roche est dissemblable. Pour palier

à cela, il est recommandé alors de choisir toujours des sites qui se ressemblent le plus que

possible, et de travailler sur une bordure de la même longueur.

Puisque nous avons choisi des sites qui se ressemblent, le fait que le nombre des individus de

O. turbinatus du troisième site (Ain Defla) (9,06) est significativement plus grand que celui

du premier site (Cueva d’El Awa 1) (3,06) et du deuxième site (Cueva d’El Awa 2) (3,4) nous

laisse penser que ceci est peut être du à la pollution qui a un impact négatif sur la densité de

l’espèce dans les sites pollués.

Afin de voir si la densité de l’espèce a changé significativement au niveau du deuxième site

(Ain Defla) durant les deux dernières années, nous avons comparé nos résultats avec ceux

obtenus dans le même site en 2008 dans le cadre de la préparation du projet de fin d’étude de

Magister. Les résultats sont présentés dans le tableau 14.


60

Tableau 14 : Récapitulatif des donnés recueillies pour le calcul de la densité de l’espèce dans le site de Ain Defla en 2008 et 2011.

Ain Defla (2008) Ain Defla (2011)

Distance recouverte 100 m 100 m Nombre de quadras par 20 m 3 3 Nombre total de quadras 15 15 Nombre d’ individus recensés dans la totalité des quadras

119 136


7,93 ± 3,13

9,06 ± 5,54

Figure 30. Densité de l’espèce dans le site de Ain Defla en 2008 et 2011. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement

(p> 0,05).

La différence de la densité de l’espèce dans le site de Ain Defla en 2008 et 2011 n’est pas

significative. A notre connaissance aucune perturbation remarquable n’a été signalée au

niveau de ce site depuis 2008. Le fait que la différence de la densité de l’espèce n’est pas

significative nous laisse penser que le taux de mortalité et de recrutement de l’espèce est resté

plus au moins le même entre 2008 et 2011. L’équilibre de l’écosystème ne peut que favoriser

la survie des espèces (MACKENZIE et al, 2000).

Enfin, nous avons comparé la densité de l’espèce trouvée en 2008 dans un site pollué Les

Genêts sur le littoral oranais (dans le cadre du mémoire de Magister) et celle trouvée en 2010

dans le même site (Tableau 15), sachant que l’émissaire qui se trouvait au niveau de ce site a

été condamné fin 2009.


61

Tableau 15 : Récapitulatif des données recueillies pour le calcul de la densité de l’espèce dans Les Genêts en 2008 et en 2010.

Les Genêts (2008)

Les Genêts (2010)

Distance recouverte 100 m 100 m Nombre de quadras par 20 m 3 3 Nombre total de quadras 15 15 Nombre d’ individus recensés dans la totalité des quadras

94 36


6,16 ± 6,13

2,4 ± 0,82

Figure 31. Densité de l’espèce dans le site Les Genêts en 2008 et en 2010. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement

(p> 0,05).

Les résultats nous révèlent que le nombre d’ individus dans le site Les Genêts en 2008 est

beaucoup plus important qu’en 2010, et que la différence est significative.

Nous supposons que la densité de l’espèce était déjà en régression en 2008 à cause des

effluents, et que cette régression a continué après 2008. L’émissaire perturbait la niche

écologique de l’espèce, c'est-à-dire la position qu’elle occupe dans son environnement,

comprenant les conditions dans lesquelles elle est trouvée, les ressources qu’elle utilise, et le

temps qu’elle y passe (MACKENZIE et al, 2000).

L’élimination de l’émissaire était une tentative à remédier au problème de pollution au niveau

du site Les Genêts. Nous pouvons considérer que la suppression de l’émissaire n’a pas réussit

à réhabiliter l’écosystème à court terme, le repeuplement du site peut prendre encore plus de

temps.


62

3-2- Faune associée.

Nos prospections au niveau des trois sites d’échantillonnage ont révélé les résultats suivants :

La richesse spécifique de la faune du premier site = 09 espèces ;

Celle du deuxième site = 11 espèces ;

Celle du troisième site = 17 espèces.

Tableau 16 : Richesse spécifique des trois sites S1, S2, S3.

X : absence.

Site 1 (Cueva d’El Awa 1)

Site 2 (Cueva d’El Awa 2)

Site 3 (Ain Defla)

Ar thropodes Arthropodes

Arthropodes

x Chthamalus stellatus Chthamalus stellatus Pachygrapsus marmoratus Pachygrapsus marmoratus Pachygrapsus marmoratus

Clibanarius erythropus Clibanarius erythropus Clibanarius erythropus Ligia italica Ligia italica Ligia italica

Mollusques Mollusques

Mollusques

Littorina neritoides Littorina neritoides Littorina neritoides Osilinus turbinatus Osilinus turbinatus Osilinus turbinatus

x x Thais haemastoma Patella ferruginea Patella ferruginea Patella ferruginea

x x Patella rustica Patella caerulea Patelle commune Patella caerulea Chiton olivaceus Chiton olivaceus Chiton olivaceus

x x Dendropoma petraeum x Mytilus galloprovincialis Mytilus galloprovincialis

Cnidaires Cnidaires

Cnidaires

x x Actina equina x x Anemonia viridis

Echinodermes Echinodermes

Echinodermes

Paracentrotus lividus Paracentrotus lividus Paracentrotus lividus x x Echinaster sepositus

Richesse spécifique = 09 Richesse spécifique = 11

Richesse spécifique = 17


63

La richesse spécifique des trois sites n’est pas égale, ceci est un résultat clair, mais les causes

de cette inégalités sont beaucoup moins évidentes, car chaque écosystème est fait d’une

complexité de réseaux trophiques, d’associations entres différents organismes et

d’ interactions de ses organismes avec le milieu naturel (MACKENZIE et al, 2000). Le fait

que nous avons inventorié des espèces dans le troisième site et que nous ne les avons pas

trouvé dans le premier et le deuxième site suggère que cette absence est due aux effluents qui

perturbent les niches écologiques des espèces fréquentant les sites pollués. La pollution a un

impact négatif sur la diversité biologique. La perturbation des niches écologique de certaines

espèces peut être à l’origine de leur disparition (RAMADE, 2002).

Pachygrapsus marmoratus (Crabe marbré) Ligia italica (L igie italienne) Chthamalus stellatus (Dent de cochon) Clibanarius erythropus (Bernard l’ermite)

Figure 32. Faune associée : Ar thropodes.


64

Mytilus galloprovincialis(Moule commune) Littorina neritoides (L ittor ine bleue)

Thais haemastoma(Grand pourpre) Chiton olivaceus (Chiton ver t) Patella ferruginea (Patelle commune) Patella rustica (Patelle pontuée)

Patella caerulea (Patelle commune) Dendropoma petraeum (Petit vermet colonial)

Figure 33. Faune associée : Mollusques.


65

Anemonia viridis (Etoile de mer) Actinia equina (Tomate de mer)

Figure 34. Faune associée : Cnidaires. Echinaster sepositus (Anémone ver te) Paracentrotus lividus (Oursin commun)

Figure 35. Faune associée : Echinodermes.

Dans les trois sites prospectés, nous avons pu observé, d’une part, des interactions qui

s’opèrent entre les individus du Gastéropode O. turbinatus; et d’autre part, des interactions

entres les individus du Gastéropode O. turbinatus et ceux de quelques espèces fréquentant le

même habitat (Tableau 17).


66

Tableau 17 : Types d’ interactions concernant le Gastéropode Osilinus turbinatus. Espèces impliquées Intérêt Phénomène Définition

Osilinus - Osilinus Abri Compétition intraspécifique

Concurrence pour l'acquisition de l’espace ou de ressources entre des individus de la même espèce lorsque la demande est supérieure à ce qui est réellement disponible.

Osilinus - Clibanarius Abri

Opportunisme

Conduite d’espèce qui ne dépend pas d’un habitat particulier et qui peut coloniser une palette de milieux très large.

Osilinus - Chiton Transport Phorésie

Association qui se limite au transport d'un animal par un autre, se produit de façon épisodique.

Osilinus - Pachygrapsus Alimentation Prédation Destruction d'un individu par un individu d'une autre espèce.

Osilinus - Echinaster Alimentation Prédation Destruction d'un individu par un individu d'une autre espèce.

Figure 36. Compétition pour l’espace (une fissure) entre individus du Gastéropode Osilinus turbinatus lorsque la mer est houleuse :

phénomène de compétition intraspécifique


67

Chiton olivaceus

(Chiton ver t)

Figure 37. Association entre le Gastéropodes Osilinus turbinatus et le Polyplacophore Chiton olivaceus : phénomène de phorésie.

Clibanarius erythropus (Bernard l’ermite) Figure 38. Crustacé Clibanarius erythropus (Bernard l’ermite) squattant une coquille du

Gastéropode Osilinus turbinatus : phénomène d’opportunisme. Nos observations de l’animal au niveau des trois sites nous ont permis de comprendre certains

aspects de son comportement et donc de son mode de vie. L’animal est libre, benthique

sédentaire et effectue de courts déplacements sur la roche médiolittorale inférieure. Il se

réfugie sous les pierres et dans les anfractuosités sous les surplombs humides, ou dans les

cuvettes. Il est capable de supporter une dessiccation de longues heures. En période

d'exondation, il s'isole dans sa coquille et n'a plus d’activité. Les résultats de nos observations

concordent avec ceux d’autres auteurs (FISCHER et al., 1987 ; BOUDOURESQUE, 2005).


68

L’ incroyable adaptation du Mollusque Gastéropode O. turbinatus aux larges fluctuations

du milieu environnemental et les déplacements que cette espèce peut réaliser au-delà de

son habitat naturel en se réfugiant dans les flaques d’eaux parfois éloignées du Médiolittoral

supérieur militent en faveur de l’ image que pourrait avoir donnée les Gastéropodes primitifs du

Primaire et du Secondaire lors de la sortie d’ eau et de la conquête de la terre ferme par ce

peuplement de Mol lusques pour diverses raisons (recherche de nourriture, fuite de

prédateurs féroces, milieu extrême selon les saisons de l’époque, etc).

Une approche comportementale va nous aider à compléter cette étude en posant les quatre

questions de TINBERGEN (1963) :

- Quelle est la valeur de la survie de l’espèce ?

- Quelles sont les causes immédiates du comportement de l’espèce ?

- Comment ce comportement s'est-il mis en place au cours de l'ontogenèse ?

- Comment s'est-il mis en place au cours de la phylogenèse ?

Toutefois, nous estimons que le Gastéropode O. turbinatus constitue un maillon important

dans le réseau trophique. Il consomme la matière organique provenant de la mer (micro-

algues) et ses larves, comme celle du Gastéropode Littorina littora, sont consommées par

quelques Poissons ostéichtyens qui sont, à leur tour, consommés par d’autres espèces marines

(DAGUZAN, 1975).

Selon DAGUZAN (1975), quelques oiseaux marins (mouettes, goélands) sont prédateurs des

Gastéropodes Prosobranches intertidaux.

En outre, quelques oiseaux de rivage (mouettes, goélands) consomment le Crustacé Carcinus

maenas (crabe vert), le principal prédateur des Osilinus turbinatus, ce mode trophodynamique

peut aider à maintenir un certain équilibre des espèces (proies-prédateurs). Le crabe a été

observé dans les trois sites, la mouette y est également présente.

La présence du Crustacé Clibanarius erythropus (Bernard l’ermite) dans les trois sites est

d’une importance non négligeable. Cet animal n’a pas de carapace sur tout le long du corps,

mais uniquement sur la patrie antérieure ; son abdomen est mou ; pour se protéger des

prédateurs, il utilise les coquilles de Mollusques (DORIS, 2011a). Au fur et à mesure de sa


69

croissance fait que sa carapace devient trop étroite, il en change pour une plus spacieuse :

c’est ce qu’on nomme l’exuviation et la vielle carapace est appelée l’exuvie.

Le phénomène d’association entre le Polyplacophore Chiton olivaceus et le Gastéropode O.

turbinatus est fréquent. C’est ce que nous avons remarqué dans les trois sites. Ce

Polyplacophore se nourrit d'algues planctoniques et de détritus en suspension en raclant le

substrat rocheux à l'aide de sa radula bien développée. Il rampe lentement grâce à son pied

musculeux (DORIS, 2011b). Nous pensons que sa fixation sur la coquille du Gastéropode O.

turbinatus et comme une garantie pour lui de trouver plus rapidement la nourriture puisque les

deux espèces ont un régime alimentaire similaire, et le Gastéropode se déplace de façon

promotionnellement plus aisée.

La place de Osilinus turbinatus dans son milieu, comme celle des bigorneaux, est importante

pour d’autres espèces. En se nourrissant d’algues vertes et de micro-algues, il peut éviter

l’étouffement des jeunes filtreurs comme les moules (DORIS, 2009b).

4- Conclusion.

Dans cette étude, nous avons montré que la richesse spécifique des trois sites n’est pas de

valeur égale, la raison qui nous paraît la plus évidente et plausible pour expliquer ce constat

serait la pollution.

Nous avons effectué des comparaisons entre la densité de O. turbiatus dans les trois sites

d’échantillonnage et nous avons constaté des différences intersites, ces variations

s’expliquent, en majeur partie, par le phénomène de contamination du milieu qui exerce un

effet négatif sur la population de l’espèce. Cet influence sera sans doute plus dense en

affectant les autres espèces qui vivent avec O. turbiatus, ceci à cause des liens écologiques

(trophiques,….) qui lient notre espèce et les autre organismes vivants dans le même habitat.

Nous supposons qu’une diminution de la densité de O. turbinatus, entraînerait un déséquilibre

écologique dans les sites étudiés.

PARTIE V

ETUDE DE LA BIOACCUMULATION DES METAUX CHEZ L’ESPECE

PARTIE V : ETUDE DE LA BIOACCUMULATION DES METAUX CHEZ L’ESPECE

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Le but du travail décrit dans cette partie est de tester O. turbinatus en tant qu’espèce

bioindicatrice de pollution métallique. Le Gastéropode a été expérimenté comme un outil

reflétant l’ image des niveaux de contamination du milieu marin par les métaux lourds.

Un dosage des métaux (Cd, Zn et Cu) a été réalisé dans la chair totale des individus d’O.

turbinatus, durant deux saisons (été et hiver 2010), dans trois sites présentant un gradient de

pollution croissant sur la partie occidentale du littoral algérien : Cueva d’El Awa 1 (S1),

Cueva d’El Awa 2 (S2) et Ain Defla (S3) (Figure 19).

Conjointement, l’ indice de condition (I.C.) a été évalué et corrélé avec la bioaccumulation de

la pollution métallique chez O. turbinatus afin de voir la relation entre les deux paramètres.


Les métaux étudiés dans le présent travail (Cd, Zn et Cu) sont considérés parmi les dix

métaux les plus dangereux dans l’environnement (HAYNES & JOHNSON, 2000 ;

MCPHERSON et CHAPMAN, 2000 ; HAGOPIAN-SCHLEKAT et al., 2001).

Afin de procéder à une interprétation minutieuse des résultats, nous n’avons échantillonné que

des individus adultes ayant un diamètre ≥13mm (HICKMAN, 1992).

Tout d’abord, nous avons procédé à l’analyse de la bioaccumulation des éléments métalliques

le cadmium (Cd), le cuivre (Cu) et le zinc (Zn). Pour chaque saison, au niveau des trois sites

30 individus ont été sélectionnés. Nous avons réalisé deux étapes essentielles : la

minéralisation et l’analyse au SAA (spectroscopie d’absorption atomique). Les

concentrations moyennes des métaux ont été calculées par rapport au poids sec de la chair

totale de l’espèce et sont exprimées en (mg. kg-1).

Pour chaque saison, au niveau des trois sites, l’ indice de condition (I.C.) a été évalué chez 50

individus échantillonnés.

Des analyses physico-chimiques de l’eau ont été réalisées durant la période d’échantillonnage.

Ces analyses peuvent signaler s’ il existe une anomalie contraire aux conditions naturelles du

milieu naturel (RAMOGE, 1999).


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Figure 39. Synoptique illustrant les opérations de l’étude de la bioaccumulation des

métaux lourds chez l’espèce O. turbinatus.

ECHANTILLONNAGE

INDICE DE CONDITION (I.C.)

LECTURE AU SAA

MINERALISATION

CORRELATION entre la bioaccumulation

et l’ Indice de Condition


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2-1- Dosage chimique.

2-1-1- Minéralisation.

Le dosage de métaux dans les organismes marins utilise couramment la méthode de

spectroscopie d’absorption atomique (SAA) (Figure 40). En effet, l’échantillon de

Gastéropode doit subir préalablement une minéralisation à chaud. Les tissus biologiques ont

été récupérés et séchés à l’étuve à 55 °C pendant 48h. Sur chaque lot de 30 individus, trois

prises d'essai d’environ 0,25 g ont été réalisées. Ces différents échantillons ont été minéralisés

(95 °C) en présence de 1 ml d'acide nitrique pendant 1 h puis ajustés à 4 ml d'eau bidistillée

(AMIARD et al., 1987). Des blancs de protocole ont été réalisés.

Figure 40. Minéralisateur .


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2-1-2- Dosage des métaux lourds (Cd, Cu et Zn)

Le dosage de métaux dans la chair au moyen de la (SAA) a été réalisé à la Sonatrach au niveau

du laboratoire du complexe GNL1 / Z (Gaz Naturel Liquéfié 1, Arzew).

Les caractéristiques de l’appareil utilisé sont les suivantes : S.A.A. de marque Perkin Elmer,

Analyst 100 – version 1,10 5s70 piloté d’un ordinateur pour traitement des résultats. Il est doté

de lampes de type H.C.L. Hallow Cathod Lamp (lampe à cathode creuse), spécifique pour

chaque élément (Figure 41).

Au cours des analyses de spectrophotométrie d’absorption atomique, une solution contenant des

éléments métalliques est introduite dans le brûleur de l’appareil. Celle-ci est convertie dans une

flamme air–acétylène ou un atomiseur électrothermique sous forme de vapeur constituée

d’atomes libres. Une source lumineuse émise d’une lampe à cathode creuse faite du métal à

analyser est dirigée à travers la vapeur ; les atomes de l’échantillon dispersés dans la vapeur

absorbent une partie de la radiation, ce qui entraîne une diminution de cette dernière (F.A.O.,

1977).

Figure 41. Appareil de Spectrophotomètre d’Absorption Atomique (SAA).


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2-1-3- Exercices d’ intercalibration.

La procédure d'analyse a été vérifiée en utilisant un matériel de référence standard de tissu de

moule Mytilus galloprovincialis (SRM 2976) provenant de l’A.I.E.A de Monaco. Ainsi, la

différence entre la valeur trouvée (Vt) et la valeur référence (Vr) est calculée et le ∆ est définit

comme suit :

� Si ∆ % < 10 aucune correction n’est apportée,

� Si ∆ % > 10 la correction est obligatoire et s’effectue de la manière suivante :

(Vt : valeur trouvée, Vr : valeur référence, Vc : valeur corrigée).

Tableau 18 : Valeur référence (A.I .E.A) expr imées en mg. kg-1 (P.S).

Elément Valeur référence (A.I.E.A)

Zinc (137 ± 13)

Cuivre (4,02 ± 0,33)

Cadmium 0,82 ± 0,13

∆= (Vt- Vr/ Vr) x 100

Vc = Vt/ (1+ ∆/ 100)


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2-2- Indice de Condition.

L'indice de condition (I.C.) est un indice biométrique utilisé en conchyliculture pour rendre

compte du degré de remplissage des coquilles des animaux (MERZOUKI et al., 2009).

Pour cette étude, nous avons opté pour l’ indice AFNOR (NF V 45056, sep 85), exprimé par

l’équation : IC = (poids frais / poids total) x 100.

Pour chaque saison (hiver et été), au niveau de chaque site, 50 individus ont été prélevés pour

l’étude de l’ Indice de Condition.

L’ Indice de Condition de l’espèce est corrélé avec la bioaccumulation de la pollution

métallique afin de voir le type de relation entre ces deux paramètres.

Figure 42. Pesée de O. turbinatus.

2-3- Analyse physico-chimique de l’eau de mer.

Des analyses physico-chimiques de l’eau ont été réalisées simultanément à l’échantillonnage

des individus de O. turbinatus.

Les paramètres physico-chimiques pris en considération sont les suivants : température, pH,

salinité, oxygène dissous, Matières En Suspension (MES).

Les analyses ont été réalisées au niveau du laboratoire de l’ANRH (Agence Nationale de

Ressources Hydrauliques) selon les méthodes décrites par RODIER (2005).


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3- Résultats et discussion.

3- 1- Var iations des teneurs en métaux lourds.

Les résultats d’analyse de teneur des métaux dans la chair des individus échantillonnés

montrent que les concentrations des différents métaux lourds sont hétérogènes (Tableau 19).

Tableau 19 : Concentrations de métaux en mg. kg-1 (sec) dans la chair de O. turbinatus.

D’une manière globale, nous assistons à des épisodes de hausses et de chutes des teneurs en

métaux. Ces variations sont accentuées quand il s’agit du zinc et de cuivre. Le cadmium subit

de faibles fluctuations (Tableau 19), (Figure 43).

Les concentrations les plus élevées en Cd, Zn et Cu au niveau des trois sites S1, S2 et S3 sont

observées en hiver. C’est au niveau du site S1 que la contamination est plus marquée (1,89 ±

0,12 mg de Cd, 64,32 ± 0,39 mg de Zn, 30,92 ± 0,69 de mg Cu). Dans les sites S1 et S2, la

concentration des trois métaux est significativement plus élevée en hiver, mais il n’existe pas

de différence significative au niveau du site S3. Durant les deux saisons, la concentration des

trois métaux dans les sites S1 et S2 est significativement plus élevée que dans le site S3

(Tableau 19), (Figure 43).

Stations Cd Zn Cu

Eté 1,39 ± 0,16 56,07 ± 3,81 25,70 ± 1,07 Cueva d’El Awa 2 (S2)

Hiver 1,7 ± 0,52 62,48 ± 0,77 28,92 ± 1,08

Eté 1,55 ± 0,22 59,13 ± 2,41 26,58 ± 2,69 Cueva d’El Awa 1 (S1)

Hiver 1,89 ± 0,12 64,32 ± ,039 30,92 ± 0,69

Eté 0,56 ± 0,52 13,92 ± 1,14 5,61 ± 0,42 Ain Defla

(S3) Hiver 0,59 ± 0,02 15,65 ± 1,00 6,39 ± 0,11


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Figure 43. Concentrations de Zn, Cu et Cd dans la chair de O. turbintus dans les trois

sites d’échantillonnage S1, S2 et S3. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement (p> 0,05).


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Les résultats d’analyse de teneur des métaux dans la chair des individus échantillonnés dans

le troisième site S3 révèlent des taux de bioaccumulation minimes. Il n’existe aucune

différence significative entre les deux saisons (Figure 43). La comparaison de ces valeurs

avec celles relevées au niveau des deux sites S1 et S2 montre une différence significative

(Figure 43). Ce constat confirme que le site S3 est peu pollué.

Les résultats des analyses physico-chimiques convergent vers la même conclusion.

Tableau 20 : Caractér istiques physico-chimiques de l’eau échantillonnée.

Température

(°C) Salinité

(‰) MES (mg/l)

Oxygène dissous (mg/l)

pH

Site 3 Eté 23,2 36,0 3 5,0 8,09

Hiver 18,5 36,1 2 4,8 8,05

Eté 23,2 36,2 4 4,6 7,69 Site 1 et Site 2 (échantillonnage à proximité des deux sites) Hiver 18,5 36,1 4 4,1 7,58

La température de l’eau joue un rôle important par exemple en ce qui concerne la solubilité

des sels et des gaz dont, entre autres, l’oxygène nécessaire à l’équilibre de la vie aquatique.

L’activité métabolique des organismes aquatiques est également accélérée lorsque la

température de l’eau s’accroît (IBGE, 2005).

La température enregistrée au niveau des trois sites au mois d’août et au mois de décembre

correspondent aux températures enregistrées habituellement dans la ville d’Oran durant ces

périodes de l’année (Figure 21, Partie III).

Les valeurs de pH enregistrées au niveau des trois sites avoisinent le pH adéquat pour le

développement d’une vie marine, c'est-à-dire un pH de 8 (BLIEFERT & PERRAUD, 2001).

Des teneurs élevées de MES peuvent empêcher la pénétration des rayons solaires, diminuer

l’oxygène dissous et limiter alors le développement de la vie aquatique, et causer l’asphyxie

des poissons par colmatage des branchies SADIQ (1992).


79

Les valeurs de MES élevées enregistrées au niveau des sites pollués reflètent le taux

important des effluents réceptionnés et le potentiel de dégâts qu’ ils représentent pour les

organismes qui y évoluent.

La salinité est parmi les facteurs les plus élémentaires qui conditionnent la vie marine. Elle

conditionne le phénomène d’osmorégularité chez les organismes aquatiques. Par ailleurs,

selon SADIQ (1992) une augmentation dans la salinité des eaux marines augmentait la

bioaccumulation des métaux lourds.

Les valeurs de salinité enregistrée avoisinent les 36 (‰). Ces valeurs sont caractéristiques de

l’eau de la Méditerranée (BOUTIBA, 1992).

L’oxygène dissous est l’un des plus importants paramètres de qualité des eaux pour la vie

aquatique. Il provient essentiellement de l’atmosphère et de l’activité photosynthétique des

algues et des plantes aquatiques. La présence des MES diminue l’oxygène dissous ; en outre,

la présence de la matière organique provoque le développement des bactéries qui en

consommant cette matière organique utilisent beaucoup d’oxygène dissous.

Les espèces marines sensibles peuvent être perturbées par une teneur en oxygène inférieure à

4 mg/l (IBGE, 2005). Nos valeurs enregistrées au niveau des trois sites d’échantillonnage

durant les deux saisons ne sont pas inférieures à cette valeur (4mg/l). Le brassage de l’eau

dans les zones exposées joue un rôle important dans la régénération de l’oxygène.

Concernant les sites S1 et S2, en été comme en hiver, la comparaison de la bioaccumulation

des trois métaux entre ces deux sites ne montre aucune différence significative (Figure 43). La

pollution est peu diluée, la contamination du site S1 et aussi importante que celle du site S2

bien qu’une distance de 500 m les sépare.

Durant les deux saisons, au niveau des deux sites pollués, les résultats se présentent sous

l’ordre décroissant suivant : Zn > Cu > Cd. Ces résultats concordent avec ceux trouvées par

BOUTIBA et al., (2003) chez la moule au niveau du port d’Oran.

Nos résultats (l’ordre croissant de la bioaccumulation du Zn et du Cd) concordent aussi avec

ceux trouvés chez d’autres espèces dans la baie d’Oran (Tableau 20).


80

Tableau 21 : Var iations des teneurs moyennes en cadmium et zinc (moyenne ± écar t type ppm P.F.) chez différents organismes mar ins pêchés le long du littoral oranais.

Nous soulignons que les variations des teneurs moyennes en métaux traces chez différent

organismes marins pêchés le long du littoral oranais, regroupés dans le Tableau 21 (sous

forme de moyenne ± écart type), montrent que les organismes sédentaires (Perna perna et

Paracentrituse lividus) sont les plus contaminées. La sédentarité représente un critère

important pour la sélection des espèces sentinelles (AMIARD et al., 2008).

Durant les deux saisons, au niveau des deux sites S1 et S2, la concentration du Zn, Cu et Cd

est élevée. Le Zn et le Cu sont très répandus dans les effluents vu leur présence dans de

Espèces étudiées Zinc Cadmium Auteurs

Perna perna

93,51 ± 10,09 0,85 ± 0,05

BENGUEDDA (1993)

Mullus surmuletus

13,25 ± 0,08 0,08 ± 0,02

BENGEUDDA (1993)

Sardina pilchardus

10,99 ± 3,93 0,02 ± 0,01

MERBOUH (1998)

Paracentrotus lividus

23,64 ± 5,24 0,26 ± 0,07

DERMECHE (1998)

Palinurus mauritanicus

17,48 ± 1,52 0,71 ± 0,06

HALMOUTI (2000)

Mullus barbatus

13,25 ± 0,08 0,08 ± 0,02 BENSAHLA (2001)

Sepia officinalis

14,04 ± 1,94 0,51 ± 0,40

HADDOU (2004)

Merlucius merlicius

6,38 ± 4,46 0,22 ± 0,17

BELHOUCINE (2005)

Sardinella aurita

6,08 ± 1,8 0,019 ± 0,08

BENAMAR (2006)

Trachurus trachurus

2,76 ± 1,27 0,019 ± 0,03 BENADDA (2009)


81

nombreux rejet ménagers. En plus, le cuivre est présent dans les réseaux publics de

distribution d'eau. Le cadmium, bien qu’ il n’est pas aussi utilisé que le zinc et le cuivre, fait

partie comme ces deux métaux de la composition des peintures ‘antifouling’ . En effet, le

trafic maritime constitue une source de pollution métallique dans les deux sites (S1 et S2). La

libération des différents métaux dans l’eau de mer se fait progressivement et d’une manière

continue par le phénomène de lixiviation des couches de peintures. Ce dernier contribue, de

manière non négligeable à l’accentuation de cette pollution si l’on tenait compte de la surface

globale considérable des coques de tous les bateaux (BEAUCHAMP, 2003).

Au niveau des sites S1 et S2, la bioaccumulation des trois métaux en hiver est plus importante

qu’en été. La différence est significative (Figure 43). Cette variation saisonnière est peut être

la conséquence de la différence du débit des effluents durant les deux saisons, mais nous ne

pouvons confirmer que ces sites reçoivent plus d’effluents pendant l’hiver, car nous ne

disposons pas de données précises concernant le taux des effluents émis dans le milieu

récepteur. Par ailleurs, il est possible que cette différence de bioaccumulation soit

conditionnée par la fluctuation de certains facteurs biologiques tels que l’âge, la taille et la

ponte. Ces facteurs contribuent énormément dans la variabilité de la bioaccumulation des

métaux lourds (LONGSTON & SPENCE, 1995). Des variations saisonnières similaires ont

été observées chez Mytilus galloprovincialis (MAJORI et al., 1978) et chez Mytilus edulis

(RITZ et al., 1982).

L’effet de la reproduction semble être le facteur principal de ces variations saisonnières. Les

fluctuations des teneurs en cadmium dans les moules de la baie de Marennes-Oléron (France),

entre janvier 1981 et mai 1991, témoignent des concentrations saisonnières juste avant la

période de ponte, avec un maximum en fin de printemps et un minimum en fin d’été ou en

automne (RNO, 1992).

Afin de voir la tendance d’accumulation du Zn, Cd et Cu chez O. turbinatus dans le littoral

occidental algérien, nous présentons dans le Tableau 22 les corrélations entre les métaux

bioaccumulés.

En effet, la réponse et la survie d’un métal dépendent des autres métaux présents dans le

milieu, en relation avec le rôle que peuvent jouer les facteurs du milieu. Ces interactions,

positives ou négatives, exercent une influence certaine sur la biodisponibilité des métaux et,

de là, sur leur bioaccumulation (KAIMOUSSI, 2004).


82

Tableau 22 : Matr ice de corrélations entre les métaux analysés chez O. turbinatus dans le littoral occidental algér ien.

Zn Cd Cu

Zn 1,00 0,95 0,99

Cd 0,95 1,00 0,94

Cu 0,99 0,94 1,00

L’examen des matrices de corrélation entres les différents métaux étudiés montre que les

coefficients sont significativement positives (p < 0,05) (Tableau 22). Les résultats suggérant

une bioaccumulation similaire du Cd, Zn et du Cu chez O. turbinatus.

3-2- Indice de Condition (I .C.). Les résultats de l’ Indice de Condition des individus échantillonnés dans les trois sites durant les deux saisons sont présentés dans le Tableau 23. Tableau 23 : Indice de condition de O. turbinatus pendant l’été et l’hiver au niveau des

trois sites S1, S2 et S3.

Stations Saisons Indices de Condition

Eté 26,13 ± 3,86 Cueva d’El Awa 2 (S2)

Hiver 29,90 ± 5,66

Eté 25,72 ± 3,91 Cueva d’El Awa 1

(S1) Hiver 29,50 ± 5,54

Eté 26,54 ± 3,86 Ain Defla

(S3) Hiver 29,02 ± 5,11


83

Figure 44.Var iation saisonnière de l' Indice de Condition de O. turbinatus sur les trois sites d'échantillonnage S1, S2 et S3. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne

diffèrent pas significativement (p> 0,05).

Les résultats ont révélé une absence de significativité entre les l’ Indices de Conditions

enregistrés chez les individus échantillonnés dans les trois sites, au cours de la même saison.

En effet, au niveau des sites pollués, les polluants chimiques peuvent entraîner une altération

au niveau cellulaire (AMIARD et al., 2008). Par ailleurs, le déversement de la matière

organique charriée par les eaux urbaines issues des émissaires constitue un apport énergétique

important et peut même augmenter l’ Indice de Condition (ROMEO et al., 2003). Selon

AMIARD et al., (2008), après une exposition chronique, quelques espèces peuvent acquérir

une tolérance à certains polluants. Ces derniers investissent de l’énergie dans des mécanismes

de défense, de réparation et de régénération des cellules.

Pour chaque site, l’ Indice de Condition des individus échantillonnés durant la période

hivernale est plus élevé que celui des individus échantillonnés durant la saison estivale, la

différence est significative (Figure 44). Ce fait peut-être dû à la période de ponte qui coïncide

avec la saison d’été chez O. turbinatus (HICKMAN, 1992). Certains auteurs ont signalé, qu’à

la ponte, les Mollusques perdent une grande quantité de réserves nutritives ayant

intensivement servis à cet effet (BRYAN, 1973; COSSA et al., 1980; METAYER et al.,

1985; AMIARD et al., 2008).

Afin de voir le type de relation entre l’ Indice de Condition d’O. turbinatus et la

bioaccumulation des métaux traces durant les deux saisons, nous avons tracé une courbe à

trois axes englobant les trois dimensions (Figure 45).


84

Figure 45. Relation entre la contamination de O. turbinatus par les métaux lourds (Cd, Zn, Cu) et l’ Indice de Condition durant les deux saisons (été et hiver) au niveau des

trois sites.


85

Les comparaisons des niveaux de bioaccumulation des métaux lourds chez O. turbinatus

durant les deux périodes d’échantillonnage par rapport à l’ Indice de Condition montrent

l'existence d'une relation proportionnelle entre les deux facteurs (Figure 43). L’espèce

bioaccumule moins les métaux en été avec un Indice de Condition moins important. Ce fait

nous laisse penser qu’en période de ponte, lorsque les réserves nutritives chutent chez O.

turbinatus le taux des métaux lourds bioaccumulés est réduit.

4- Conclusion.

Le Gastéropode O. turbinatus n’a pas encore été exploité comme espèce bioindicatrice de

pollution métallique au niveau du littoral algérien, mais les résultats obtenus nous

encouragent à le faire.

Cette espèce est sédentaire et répandue sur le littoral algérien. Etant bien connue actuellement

tant en écologie, en biologie qu’en physiologie, elle peut représenter un bon modèle

expérimental pour donner de bonnes indications sur l’état sanitaire du milieu où elle évolue.

En dehors de la période de ponte, la bioaccumulation des métaux traces chez l’espèce reflète

le niveau de contamination dans les sites étudiés, un tel résultat nous conduit à proposer

l’utilisation de O. turbinatus comme outil d’évaluation de la pollution métallique, notamment

dans les régions côtières au niveau desquelles les moules ne sont pas présentes ou lorsque la

comparaison des résultats de la bioaccumulation des polluants métalliques est nécessaire.

PARTIE VI

ETUDE DE BIOMARQUEURS EN EXPOSITION CONTROLEE


86


L’objectif du travail présenté dans ce chapitre est de mettre en évidence des réponses précoces

d’exposition au cuivre, au zinc et au cadmium chez Osilinus turbinatus.

L’espèce a été exposée à des concentrations différentes de sulfate métallique dans des

conditions contrôlées au laboratoire.

Le changement de l’activité catalase (CAT) et la glutathions-S-transférase (GST) sont les

deux biomarqueurs que nous avons choisis pour notre recherche.


2-1- Justification du choix des Biomarqueurs étudiés.

2-1-1- Catalase (CAT).

La catalases est une enzyme présente dans tout le règne animal et se retrouve aussi chez les

végétaux. C’est une enzyme hémique, se retrouvant principalement dans les peroxysomes des

cellules. Elle catalyse la réduction du peroxyde d’hydrogène (H2O2) en eau oxygène

moléculaire (AARAB, 2004).

L’ intérêt pour l’étude des variations d’activités d’enzymes présentes, notamment dans les

peroxysomes, en tant que biomarqueurs a été suscité tout d’abord par leur implication dans la

défense de l’organisme contre le stress oxydant (LEMAIRE, 1993 ; RODRIGUEZ-ARIZA et

al., 1993 ; LIVINGSTONE, 1998 ; GUERLET, 2007).

En effet, l’exposition des organismes à divers stress peut entraîner la production d’espèces

réactives de l’oxygène communément appelées ROS (Reactive Oxygen Species), comme le

peroxyde d’hydrogène (H2O2). Ces ROS peuvent entraîner un dysfonctionnement des

systèmes cellulaires. La réponse des systèmes antioxydants aux contaminants se manifeste

généralement, dans un premier temps, par une activité accrue des enzymes en question,

traduisant l’accommodation des individus à de nouvelles conditions environnementales. En

outre, des inhibitions des activités des enzymes antioxydantes traduisent des effets toxiques,

généralement associés au phénomène de lipoperoxydation (GUERLET, 2007).

De nombreuses études réalisées en laboratoire et sur le terrain, concernant les défenses anti-

oxydantes et les enzymes détoxifiantes chez Mytilus edulis, montrent généralement des

corrélations directes entre les enzymes détoxifiantes et les xénobiotiques (LEMAIRE, 1993 ;

RODRIGUEZ-ARIZA et al., 1993 ; LIVINGSTONE, 1998).

Les catalases sont sensibles à certains contaminants inducteurs de stress oxydatif au niveau des membranes cellulaires comme les HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycyclique), PCB


87

(Polychlorobiphényle), certains pesticides (paraquat) (LIVINGSTONE, 1993) et les métaux (LABROT et al., 1996).

Figure 46. Pr incipales enzymes impliquées dans la réponse à stress oxydatif (BRULL, 2008).

2-1-2- Glutathion-S-transferase (GST).

Cette enzyme ubiquitaire est présente aussi bien chez les Vertébrés que les Invertébrés. De

nombreuses études de purification et de caractérisation des isoenzymes de GST ont été ainsi

réalisées chez les Insectes, les Arachnides, les Crustacés, les Echinodermes, les Cnidaires, les

Helminthes et les Mollusques (STENERSEN et al., 1987 ; CLARK, 1989).

La GST est généralement cytosolique et présente sous plusieurs isoformes, dont certaines sont

inductibles par les contaminants qu’elles rendent moins toxiques (ARRAB, 2004). La GST est

une enzyme de phase II qui catalyse, dans le cytosol, la réaction de conjugaison des

xénobiotiques à caractère électrophile et de leurs métabolites avec un ligand endogène polaire

qui est le glutathion. L’addition se fait soit directement sur les groupements fonctionnels du

xénobiotique et, dans ce cas, la molécule est directement métabolisée par la GST, soit, lorsque

la molécule ne possède pas de fonction qui permette cette réaction, sur les groupements

hydrophiles générés par l’action préalable des monooxygénases à cytochrome P450

(SANCHEZ, 2007). La GST joue donc un rôle majeur dans la neutralisation et la détoxication

de certains xénobiotiques en augmentant leur hydrosolubilité et en facilitant ainsi leur

élimination (VAN DER OOST et al., 2003).


88

L’activité GST a souvent été utilisée comme marqueur biochimique, le plus souvent chez

plusieurs espèces de Mollusques Bivalves exposées à différentes catégories de contaminants

(VIDAL, 2001). ). La GST a été utilisée chez la moule Perna viridis (TEJO PRAKASH &

JAGANNATHA RAO, 1995) et Perna perna (KHATI et al., 2007) pour caractériser la

pollution métallique. Au niveau du LRSE (Université d’Oran), la GST a été utilisée chez

l’Oursin Paracentrotus lividus pour suivre l’évolution de la pollution mixte (BENICHOU,

2011).

I : Mécanisme possible pour l’ induction des enzymes. II : Mécanisme possible pour la détoxification des xénobiotiques.

Figure 47. Présentation simplifiée du devenir des xénobiotiques dans les hépatocytes

(VAN DER OOST et al., 2003).

2-2- Etude des biomarqueurs.

Les étapes de l’étude des biomarqueurs en exposition contrôlée sont présentées dans le schéma ci-derrière (Figure 48).


89

Figure 48. Synoptique illustrant les opérations de l’étude des biomarqueurs en exposition contrôlée.

Prélèvement des échantillons

Prélèvement des organes

Extraction de la fraction S9

Détermination de la CL 50

Dosage des protéines

Dosage de la CAT Dosage de la GST

Exposions des Gastéropodes à

des doses inférieures

à la CL 50


90

2-2-1- Détermination de la CL 50.

Des essais biologiques basés sur la mortalité ont été réalisés afin de déterminer les

concentrations létales CL50 chez O. turbinatus pendant 96 h d’exposition aux CdSO4, ZnSO4

et CuSO4. En effet, ces essais sont nécessaires afin de :

- (i) choisir des concentrations au dessous de la Cl50 pour l’étude des biomarqueurs ;

- (ii) déterminer les valeurs limites à respecter dans les rejets des eaux usées.

Des sulfates de cadmium de zinc et de cuivre ont été dilués dans l’eau de mer d’une salinité

de 36g l-1 provenant du site S3. Les Gastéropodes ont été exposés, pendant 96 h, aux

concentrations suivantes :

CdSO4 : 1, 2, 3, 4 et 5 mg l-1 ;

ZnSO4 : 1, 2, 3, 4 and 5 mg l-1 ;

CuSO4 : 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 and 0.5 mg l-1.

Neuf animaux ont été utilisés pour chaque dilution. Des témoins ont été maintenus dans des

bassins contenant de l’eau de mer non contaminée.

Les bassins ont été continuellement aérés par des pompes pendant la période expérimentale.

Les essais biologiques ont été réalisés dans une salle acclimatée à 20 ± 1 °C et sous une

photopériode : 16 h de lumière puis 8 h d’obscurité (CUNHA et al., 2007) (Figure 49).

Les individus morts sont reconnus par leur immobilité, le détachement de l’animal des parois

du bassin et le relâchement du pied à l'extérieur de la coquille (Figure 50).

2-2-2- Exposions des Gastéropodes à des doses infér ieures à la CL 50.

L’évaluation de l’activité catalase et de la Glutation-S-transférase a été réalisée après

exposition de l’espèce à des doses inférieures à la CL 50 (Figure 48).

Des groupes de neuf individus ont été exposés aux concentrations suivantes :

- exposition pendant 96 h au sulfate de cadmium : 1 et 2 mg l-1,

- exposition pendant 96 h au sulfate de zinc : 3 et 4 mg l-1,

- exposition pendant 96 h au sulfate de cuivre : 0,1 et 0,15 mg l-1.

Le taux de mortalité ne dépasse pas les 10 %.


91

Figure 49. Individus d’O. turbinatus exposés aux polluants dans des conditions contrôlées.

Figure 50. Individus d’O. turbinatus morts après l’exposition.


92

2-2-3- Préparation de la fraction S9.

Les tissus sont broyés et homogénéisés dans du tampon phosphate 100 M pH 7 dont le rapport

de suspension est de 1 : 3 (poids du tissu : volume de tampon ajouté ; g : ml).

L’homogénéisation a été effectuée dans des tubes Nalgène maintenus dans de la glace pour

respecter la chaîne de froid de 4°C.

L’homogénat obtenu est centrifugé à 9000g durant 20 min à une température de 4°C.

Le surnageant issu de la centrifugation (dénommé fraction S9) contient les catalase et la

glutation-S-transphérase solubilisées (Figure 48).

2-2-4- Dosage des protéines.

L’activité spécifique d’une enzyme est toujours exprimée par rapport à une quantité de

protéine. Pour cette raison, il nous a fallu doser la quantité des protéines au niveau de nos

échantillons.

Afin de déterminer la concentration en protéines au niveau des différents échantillons, nous

avons utilisé la technique de BRADFORD (1976) basée sur la coloration bleue développée

lors de la fixation du bleue de Coomassie sur les groupements cationiques des protéines. Nous

avons réalisé avec le sérum d’albumine bovine SBA (Sigma-Aldrich) comme protéine

standard, une courbe étalon à six points de concentrations croissantes (0 ; 0,25 ; 0,5 ; 1 ; 1,4 ;

2 mg SBA/ml). Nous avons suivi les étapes ci-dessous, pour le dosage des concentrations en

protéines au niveau des échantillons des différents organes ciblés :

- 0,1 ml de chacun de nos échantillons et les solutions filles de BSA sont mélangés à 3ml de

réactif de Bradford pour un volume final de 3,1 ml.

- Après une incubation de 5 à 45 minutes, ce mélange est transféré dans des cuves à

spectrophotomètre.

- A l’aide du spectrophotomètre UV/Visible (Genesis), la lecture de l’absorbance se fait à une

longueur d’onde = 595 nm.

Figure 51. Dosage des protéines.


93

2- 2-5- Dosage de l’activité catalase (CAT).

Principe.

L’activité catalase a été mesurée par la méthode de CLAIRBONE (1985 ; in GARRIGUES

al., 2002) uti lisant l 'eau oxygénée comme substrat à la concentration.

La réaction se fait selon l'équation :

Catalase

H2O2 2 H2O + O2

On lit la disparition de l'eau oxygénée en fonction du temps à 240 nm (UV).

Dosage. La réaction s'effectue dans une cuve de spectrophotomètre en quartz.

Dans la cuve essai placer dans l'ordre :

Dans la cuve (dans l'ordre) ESSAI BLANC Tampon phosphate 100 mM, pH 7.4 à 25°C 750 µl 800 µl H2O2 500 mM (soit 100 mM dans la cuve) 200 µl 200 µl S9 (1 à 1.5 mg prot/ml) 50 µl 0 µl

Agiter 3 ou 4 fois et lancer la lecture au spectrophotomètre (réglages préenregistrés).

Température à 25°C.

Longueur d'onde 240 nm.

15 secondes de délai 30 secondes de lecture.

Réactifs à préparer .

Tampon phosphate 100 M pH 7,4.

Eau oxygénée 500 mM (extemporanément).

1.42 ml eau oxygénée à 30 volumes (garder en chambre froide) amener à 25 ml avec tampon

phosphate 100 mM pH 7,4.

Calcul.

On utilise le coefficient d'extinction moléculaire de l'eau oxygénée à 240 nm = 0.040 cm-1

.mmole-1.l.


94

2-2-6- Dosage de l’activité glutathion-S-transferase (GST).

Principe.

L’activité GST a été mesurée d'après la technique de (HABIG et al., 1974 ; in GARRIGUES

et al., 2002) en utilisant le DCNB (dichloronitrobenzène) comme substrat.

On fait agir la GST contenue dans le cytosol sur un mélange GSH-CDNB (1-chloro-2,4-

dinitrobenzène) dans un milieu d'incubation 100 mM phosphate pH:7 à 25°C. La variation de

densité optique due à l'apparition du complexe GST-CDNB est lue pendant 1 mn à 340 nm.

Dosage.

La cinétique s'effectue dans les cuves du spectrophotomètre pendant 1mn 30 maximum (10 sec de délai + 1 mn de lecture, pas plus sinon l'activité diminue).

Dans la cuve (dans l'ordre) ESSAI BLANC Tampon Phosphate 100 mM pH:7.0; 25°C 850 µl 900 µl CDNB 20mM dans l'éthanol 50 µl 50 µl GSH 20 mM 50 µl 50 µl S9 50 µl 0

Agiter la cuve 3 à 4 fois avant la lecture à 340 nm.

Réactifs à préparer .

Tampon phosphate 100 mM, pH = 7.00.

K22HPO4 100 mM : 17.4 g/l.

KH22PO4 100 mM : 13.6 g/l.

Placer le K2HPO4 dans un bécher, rajouter le KH2PO4 jusqu'au pH 7.

GSH 20 mM dans l'eau distillée ? PM : 307.33? soit 614.66 mg/100 ml.

CDNB 20 mM dans l 'éthanol ?PM : 202.6? soit 40.52 mg/10 ml.

Dilution éventuelle du S9 dans le tampon phosphate 100 mM.

Calcul.

On utilise le coefficient d'extinction moléculaire du CDNB exprimé en mM-1, cm-1 = 9.6 ?

DO = ? DO essai / mn - ? DO blanc / mn


95

3- Résultat et discussion.

3-1- Essais biologiques basés sur la mor talité.

Les résultats des essais biologiques basés sur la mortalité montrent que le cuivre est le plus

toxique vis-à-vis d’O. turbinatus, suivi par le cadmium et le zinc (Tableau 24).

Tableau 24 : Concentration létale CL50-96 h de CdSO4, ZnSO4 et CuSO4 pour O. turbinatus.

La CL50-96 h enregistrée pour CdSO4 est de 3 mg l-1. Ce résultat concorde avec ceux

enregistrés chez certains Mollusques. Par exemple une CL50-96 h de Cd+ de 2.441 mg l-1 a

été trouvée pour O. lineatus (CUNHA et al., 2007), une CL50-96 h de Cd+ de 2,2 mg l-1 pour

Mya arenaria (EISLER, 1971). La CL50-96 h de CdSO4 enregistrée chez O. turbinatus nous

laisse penser que l’espèce tend à stocker le cadmium sous forme non toxique. Ce métal n’est

pas essentiel au développement des organismes vivants et ne participe pas aux métabolismes

cellulaires (LAUWERYS et al., 2007). La résistance de O. turbinatus à ce xénobiotique peut

être due à la présence des protéines appelées métallothionéines. Ces protéines ont la propriété

de chélater et de complexer les métaux. La synthèse de ces protéines est induite par une

augmentation de l’exposition aux métaux. Ces protéines assurent ainsi la régulation des

concentrations intracellulaires de différents éléments métalliques essentiels ou non

(HAMILTON et MEHRLE, 1986 ; PELLETIER et al., 2004). Les métaux peuvent aussi être

séquestrés au sein de granules ou vésicules (DEPLEDGE & RAINBOW, 1990).

Il faut noter que, si les métaux ainsi séquestrés n’ induisent plus d’effets toxiques pour

l’organisme (ne sont plus biodisponibles), ils ne sont pas pour autant nécessairement excrétés,

et peuvent s’accumuler dans les tissus (MCGEER et al., 2003). Ils peuvent ainsi représenter

un danger pour les prédateurs.

Métal CL50-96 h

CdSO4 3 mg l-1

ZnSO4 5 mg l-1

CuSO4 0,2 mg l-1


96

La CL50-96 h de ZnSO4 trouvée est de 5 mg l-1. Pour Crassostrea virginica, CALABRESE et

al., (1973) montrent que 50 % des larves meurent lorsqu'elles sont en présence de solutions de

ZnCl2 à 0,310 mg/l. Chez Haliotis tuberculata la CL50-48 de Zn+ est de 1 mg l-1 (LEVET

DANIELLE LE HEN et al., 2008). Le zinc est parmi les oligoéléments les plus

indispensables pour les organismes vivants. Ce métal essentiel est régulé par l’organisme

suite à son implication dans de nombreux processus biologiques (LAUWERYS et al., 2007),

ce qui peut expliquer qu’ il est moins toxique que le cadmium.

La CL50-96 h de CuSO4 relevée est 0,2 mg l-1. D’autres CL50-96 h ont été enregistrés chez

des Mollusque marins, 0,086 mg l-1 de Cu+ pour Perna viridis (KRISHNAKUMAR et al.,

1990), et 0,5 mg l-1 de Cu+ pour Ostrea edulis (BOUHALLAOUI et al., 2003). Le Cuivre est

aussi un élément essentiel pour les organismes vivants (LAUWERYS et al., 2007).

Cependant, nous constatons qu’ il est plus toxique que le cadmium. Un constat similaire a été

trouvé chez Ostrea edulis (BOUHALLAOUI et al., 2003).

Ces résultats nous montrent que bien que le Gastéropode O. turbinatatus tolère la présence

des métaux lourds et que cette tolérance le qualifie comme espèce bioindicatrice de pollution

marine, les concentrations de ces métaux dans le milieu marin ne doivent pas dépasser les

valeurs détectées dans ces essais biologique basées sur la mortalité, cette exigence est

primordiale pour la préservation de l’espèce.

Bien que les impacts de la perte de l’espèce ne sont pas clairement connus, nous signalons

quand même que la valeur marchande d’une espèce particulière à usage pharmaceutique

reconnu se chiffre à 100 millions de USD par an (chiffre d’affaires de deux médicaments tirés

de l’espèce en question) (WORLD BANK, 2000).

La valeur d’une espèce sans usage médical ou pharmacologique reconnu s’établit entre 44

USD et 23,7 millions de USD. Ce résultat a été obtenu en multipliant la probabilité de

découvrir une substance ayant une valeur commerciale par la valeur de la découverte

(WORLD BANK, 2000). Les compagnies pharmaceutiques qui utilisent le savoir accumulé

des ethnobotanistes, écologistes, biologistes, etc, trouvent dans la bioprospection des

perspectives de profit non négligeables (MAUDET, 2004).


97

3-2- Activité catalase.

Les doses administrées aux individus de O. turbinatus au laboratoire sont au dessous des

CL50. Nous avons enregistré moins de 10 % d’ individus morts.

Les résultats de la réponse de la CAT sont représentés dans le Tableau 25.

Tableau 25 : Var iation de l’activité catalase (moyenne ± écart type) dans la glande digestive de O turbinatus exposée aux métaux lourds (Cd, Zn, Cu) au laboratoire. Cd Zn Cu

Concentration du métal mg l-1

1 2 3 4 0.1 0.15

Activité CAT nmol min-1 mg-1 protein

23,4±1,8 25,5±1,9 11,5±0,7 12,1±0,9 33,9±2,1 35,1±2.9

L’activité CAT dans l’échantillon témoin est estimée à 4.6±0,4 nmol min-1 mg-1 protein.

Figure 50. Var iation de l’activité catalase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au cadmium au laboratoire. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne



98

Figure 53. Var iation de l’activité catalase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au zinc au laboratoire. Les résultats avec la même lettre indiquent qu' ils ne


Figure 54. Var iation de l’activité catalase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au cuivre au laboratoire. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne


Les résultats obtenus nous montrent une différence significative de la réponse de la catalase

entre les individus exposés aux métaux et les individus témoins. Ces résultats témoignent

d’une réponse effective de la CAT à la contamination métallique chez O. turbinatus.

L’augmentation de l’activité catalase traduirait la lutte de l’organisme contre les espèces

réactives de l’oxygène (ROS). En effet, l’exposition des organismes aux métaux lourds

entraîne souvent la production des espèces réactives de l’oxygène. Les ROS incluent les


99

différentes formes actives de l’oxygène, les hydroperoxydes et les espèces radicalaires. Dans

les milieux biologiques, ces molécules réactives peuvent attaquer les constituants cellulaires

(protéines, lipides, polysaccharides, acides nucléiques) et entraîner une destruction et/ou un

dysfonctionnement des systèmes cellulaires (COSSU, 1997a). Afin de contrôler l’action

oxydante des espèces réactives de l’oxygène, les organismes possèdent de nombreuses

enzymes anti-oxydantes parmi lesquelles la catalase (BRULL, 2008).

Nous notons qu’au laboratoire (Bioessais) :

Chez le moule Perna viridis, TEJO PRAKASH & JAGANNATHA RAO (1995) ont signalé

une augmentation de la catalase suite à une exposition au aluminium, plomb et cadmium.

Suite à une contamination par le cadmium, l’activité catalase a augmenté significativement

chez Hexaplex (Murex) trunculus (ROMEO et al., 2005).

A l’ inverse, chez la moule Mytilus galloprovincialis, l’exposition au cuivre a provoqué une

diminution de la catalase (REGOLI & PRINCIPATO, 1995).

REGOLI et al., (1997) ont aussi observé une diminution de la catalase chez Adamussium

colbecki suite à une exposition au cuivre.

L’augmentation de l’activité CAT chez O. turbinatus, suite à une contamination par les

sulfates métalliques, nous encouragent à utiliser la catalase comme biomarqueur de pollution

métallique chez cette espèce, sans pour autant trancher pour une pollution métallique dans le

milieu naturel quand l’activité catalase est élevée. En effet, l’augmentation de l’activité

catalase a déjà été relevée chez des Poissons et des Bivalves exposés à des polluants

organiques (HAP, PCB, pesticides et engrais chimiques) (RODRIGUEZ-ARIZA et al., 1993;

TORREILLES et al., 1996; COSSU et al., 1997b).

Si une augmentation de la CAT est enregistrée, au laboratoire, suite à une contamination par

des polluants autres que les métaux lourds, nous concéderons, quand même, que le caractère

non spécifique de la réponse de la catalase constitue un avantage comme indicateur d’un état

de pollution mixte. C’est-à-dire si la CAT répond à plusieurs classes de polluants chez

l’espèce, donc elle réagira face à un plus large spectre de pollution, et nous renseignera, de

manière globale, sur l’état de pollution du milieu naturel.


100

3-3- Activité glutathion-S-transferase.

Les doses administrées aux individus de O. turbinatus au laboratoire sont au dessous des

CL50. Nous avons enregistré moins de 10 % d’ individus morts.

Les résultats de la réponse de la GST sont représentés dans le Tableau 26.

Tableau 26 : Var iation de l’activité glutathion-S-transférase (moyenne ± écar t type) dans la glande digestive de O turbinatus exposée aux métaux lourd (Cd, Zn, Cu) au laboratoire. Cd Zn Cu

Concentration du métal mg l-1

1 2 3 4 0.1 0.15

Activité GST nmol min-1 mg-1 protein

09,05±0,7 10,12±0,8 09,32±1,1 10,9±0,6 10,11±0,1 09,87±1,23

L’activité GST dans l’échantillon témoin est estimée à 09,37±0 ,67 nmol min-1 mg-1 protein.

Figure 55. Var iation de l’activité glutathion-S-transférase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au cadmium au laboratoire. Les résultats avec la même lettre

indiquent qu' ils ne diffèrent pas significativement (p> 0,05).


101

Figure 56. Var iation de l’activité glutathion-S-transférase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au zinc au laboratoire. Les résultats avec la même lettre indiquent

qu' ils ne diffèrent pas significativement (p> 0,05).

Figure 57. Var iation de l’activité glutathion-S-transférase dans la glande digestive de O turbinatus exposée au cuivre au laboratoire. Les résultats avec la même lettre indiquent

qu' ils ne diffèrent pas significativement (p> 0,05).

Aucune variation significative de l’activité GST n’a été observée entre les individus exposés

aux métaux lourds et les individus témoins. Nos résultats nous montrent que O. turbinatu ne

privilégie pas la GST pour lutter contre la pollution métallique. L’espèce privilégie plutôt la

CAT pour contrôler l’action des métaux lourds ; et éventuellement la superoxyde dismutase

(SOD), la glutathion peroxydases (GPX) et la métallothionine (MT). Ces dernières ont été

utilisées comme biomarqueur de contamination métallique chez Mytilus galloprovincialis

(AMIARD et al., 2008).


102

Nous signalons qu’au laboratoire (Bioessais) :

Chez le moule Perna viridis, TEJO PRAKASH & JAGANNATHA RAO (1995) ont

remarqué une augmentation de la GST suite à une exposition aux métaux lourds suivants : Al,

Pb et Cd.

KHATI et al., (2007) ont indiqué également une augmentation de la GST chez la moule

Perna perna suite à une exposition au Cd, Cu et Zn.

REGOLI et al., (1997) ont observé une inhibition de l’activité GST chez des coquilles St

Jacques Adamussium colbecki contaminées par le Cu et le Cd.

REGOLI & PRINCIPATO (1995) n’ont observé aucune induction de l’activité GST chez des

moules Mytilus galloprovincialis également exposées au Cu.

Nous présentons dans le Tableau 27 ci-derrière les résultats de la variation des niveaux des

GST et CAT observés dans d’autres études de biosurveillance utilisant les Mollusques comme

espèces sentinelles (individus collectés ou transplantés), sur des sites présentant diverses

formes de contamination.


103

Tableau 27 : Var iations des niveaux des GST et CAT observés dans d’autres études de biosurveillance utilisant les Mollusques comme espèces sentinelles (individus collectés ou transplantés), sur des sites présentant diverses formes de contamination (DEVIER, 2003). Indicateur Localisation et contamination Espèce Réponses biologiques Références

GST (GD)

Lagune de Venise (Italie) PCB (forte contamination Ile Ste Catherine (Brésil) lessivage des sols (pas d’analyse de polluants) Baie de Hong-Kong (Chine) PCB (forte contamination : 150 à 800 ng/g p.s) effluents industriels effluents d’une tannerie de cuir Zone littoral (Espagne) Métaux traces Côte nord mer Tyrrénénne (Italie) Métaux traces

Mytllus galloprovincialis Perna perna Perna viridis Mytilus edulis Chamaelea galina Crassostrea gigas Mytilus galloprovincialis

aucun effet aucun effet (en 150 jours) augmentation (en 180 jours) augmentation (linéaire avec la somme des [PCB]) fort augmentation aucun effet augmentation aucun effet aucun effet

Linvingstone et al., 1995 Bainy et al., 2000 Cheunq et al., 2002 Fitzpatrick et al., 1997 Rodriguez-Ariza et al.,1993 Regoli et Principato , 1995

CAT (GD)

Ile Ste Catherine (Brésil) lessivage des sols (pas d’analyse de polluants) Ile Ste Catherine (Brésil) Métaux traces Lagune de Venise (Italie) : contamination urbaine Lagune de Venise (Italie) : contamination industrielle Baie de Hong-Kong (Chine) PCB (forte contamination : 150 à 800 ng/g p.s) Puget Sound Washington (Etats-Unis) PCB Riviere Fench (France)

Perna perna Mytella guyanensis Mytilus galloprovincialis Perna viridis Mytilus edulis Umio tumidus

aucun effet augmentation augmentation (ind. ansplantés) diminution (ind. indigènes) diminution (ind. transplantés) aucun effet diminution aucun effet

Bainy et al., 2000 Torres et al., 2002 Nasci et al., 2002 Cheunq et al., 2002 Casillas et al., 1996 Dovotte et al., 1997

GD : Glande digestive.


104

Il ressort des résultats présentés dans le Tableau 27 qu’aucune « règle » quant à l’action des

métaux sur l’activité GST et CAT ne peut être généralisée chez les Mollusques.

Il est à remarquer :

- qu’ il existe des différences de réponses biologiques entre des individus collectés et des

individus transplantés dans des sites contaminés, en raison d’un phénomène adaptatif à la

pollution chronique développé par les organismes indigènes (REGOLI et al., 1995).

- que l’activité CAT et celle de la GST pourraient être sensibles à des variations subtiles des

conditions physiologiques des organismes testés. Il a déjà été signalé que la ponte chez

Mytilus galloprovincialis entraîne une augmentation des activités antioxydantes en mars-avril,

suivie d’une diminution progressive au printemps (SOLE et al., 1995).

- que la sensibilité des biomarqueurs à différents facteurs abiotiques (pH, température,

salinité) peut masquer ou fausser les effets des contaminants. Il est donc nécessaire de les

connaître de façon approfondie pour pouvoir en tenir compte dans les études

environnementales (VIDAL, 2001).

4- Conclusion.

Les différents biomarqueurs suivis présentent des profils différents. Contrairement à l’activité

glutathion-S-transférase qui n’a révélé aucun changement significatif au cours de nos

expériences entrepris au laboratoire, l’activité catalase a sensiblement augmenté chez les

individus contaminés par les sulfates métalliques.

L’augmentation de l’activité catalase peut être considérée comme un mécanisme de défense

pour contrôler l’action des métaux lourds susceptibles de provoquer des d’effets nocifs au

niveau cellulaire et subcellulaire chez O. turbinatus. L’utilisation de cette activité

enzymatique comme biomarqueur de pollution métallique chez O. turbinatus s’avère

prometteuse ; elle permettrait de signaler des altérations de la santé des milieux avant qu’ il y

ait des effets massifs au niveau des populations et des communautés; elle peut contribuer à

une démarche pronostique, permettant des actions de prévention.

CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES


105


Le travail réalisé dans cette thèse est situé à l’ interphase de deux disciplines : l’écologie et la

biologie. Cette étude nous a permis de mettre la lumière sur une espèce peu connue et

pourtant caractéristique du littoral méditerranéen.

L’objectif de cette thèse était d’évaluer les potentialités du Mollusque Gastéropode Osilinus



Les résultats de la partie « écologie de l’espèce » nous ont montré que O. turbinatus présente

un intérêt écologique non négligeable.

L’étude des différents modes d’association de l’espèce avec la faune associée a révélé que le

Gastéropode fait partie de plusieurs chaînes alimentaires (réseau trophique). Dans les espaces

où l’espèce est présente, elle constitue une composante essentielle dans l’équilibre de

l’écosystème du littoral.

Au niveau de la zone de Cueva D’El Awa, nous avons pu constaté que l’espèce est affectée

par la pollution. Une étude longitudinale de la densité dans cette zone sera sans doute le

moyen le plus efficace pour suivre l’évolution de cette espèce dans un milieu pollué.

Le suivi de la densité de l’espèce dans le site Les Genêts nous permettra de voir si une

diminution de la pollution entraînera une augmentation de la population de O. turbinatus en

réponse à l’amélioration de la qualité du milieu de vie de l’espèce.

Le Gastéropode O. turbinatus est une espèce sédentaire qui subsiste dans un milieu pollué, ce

qui constitue un atout fort quant à son utilisation comme modèle d’étude en écotoxicologie en

tant qu’espèce bioindicatrice de pollution marine.

Il ressort des résultats de la partie « étude de la bioaccumulation des métaux chez l’espèce »

que l’accumulation des métaux lourds chez O. turbinatus reflète l’état réel de la

contamination du milieu naturel.

Les teneurs en métaux dans la chair des individus échantillonnés vont dans la direction des

résultats attendus. Les concentrations les plus élevés ont été enregistrés dans les deux

sitespollués (Cueva d’El Awa 1 et Cueva d’El Awa 2).


106

Dans notre étude, nous avons montré que pour pouvoir utilisé O. turbinatus comme espèce

bioindicatrice de pollution métallique, il faut éviter la période de reproduction chez l’espèce.

Nos résultats ont révélé que l’espèce bioaccumule moins les métaux en été ; en cette période

de ponte, l’ Indice de Condition étant moins important. En revanche en hiver, c’est

l’ inverse qui est observé : le Gastéropode bioaccumule plus les xénobiotiques et l’ Indice de

Condition est plus important.

Mettre en œuvre un signal d’alarme de pollution le long du littoral pourrait servir à anticiper,

éviter, minimiser ou corriger les dégâts écologiques. C’est dans cette perspective que nous

avons évalué, chez O. turbinatus, l’expression de deux biomarqueurs : l’activité de la

glutathion-S-transferase et l’activité de la catalase.

Les résultats obtenus mettent clairement en évidence que l’activité de la glutathion-S-

transferase n’a pas augmenté de manière significative suite à une contamination par les

sulfates métalliques ; par contre, l’activité de la catalase a sensiblement augmenté chez les

individus contaminés par ces polluants.

L’utilisation de l’activité de la catalase comme biomarqueur de pollution métallique s’avère

prometteuse chez O. turbinatus. Des études supplémentaires permettant d’évaluer les effets

des contaminants en fonction de différentes conditions naturelles (température, pH ou

d’oxygénation) et physiologiques (reproduction) permettraient d’appréhender plus

précisément l’ impact de tels facteurs sur l’activité de la catalase.

Comme aucun biomarqueur ne peut à lui seul prendre en compte la diversité des contaminants

et la multiplicité de leurs effets sur les organismes, l’ idée d’une approche multibiomarqueurs

s’ impose afin de mieux diagnostiquer les sites pollués.

Les résultats de cette thèse offrent de nombreuses perspectives méthodologiques et pratiques.

Cette étude a permis des avancées quant à l’utilisation de deux biomarqueurs chez O.

turbinatus. L’un des points forts de notre démarche a été de réaliser toutes les expériences

dans des conditions expérimentales contrôlées, incluant l’analyse de l’activité enzymatique

suite à une contamination provoquée. La réalisation des bioessais afin d’évaluer la toxicité est

une démarche qui s’avère imparable avant de mener une étude in situ.

D’autres biomarqueurs de contamination métallique peuvent être développés chez O.

turbinatus. Nous pouvons citer, par exemple, la superoxyde dismutase (SOD), la glutathion

peroxydases (GPX) et la métallothionine (MT). Ces biomarqueurs ont été utilisés cher Mytilus

galloprovincialis pour caractériser la contamination métallique (AMIARD et al., 2008).


107

Cette thèse peut servir à la réalisation d’un projet de préservation et d’amélioration d’état des

écosystèmes aquatiques en Algérie. Nous estimons que la concrétisation du projet, que nous

proposons, aura des retombées socio-économiques significatives.

Un processus de trois phases doit être mis en œuvre :

- Phase de caractérisation (inventaire des sources de pollution).

- Phase d’hiérarchisation des polluants (évaluation de la toxicité).

- Phase de restauration des milieux.

Dans les trois phases, l’ intégration des paramètres biologiques est importante.

Dans la première phase, il serait judicieux d’exploiter les biomarqueurs, car ils peuvent rendre

compte d’un large spectre de polluants, et nous orienter vers des familles de polluants

suspects. De ce point de réflexion, le coût excessif des analyses chimiques sera réduit.

Les biomarqueurs peuvent nous aider à remédier à certaines limites des analyses

biochimiques. En effet, les analyses chimiques ne renseignent pas sur les effets de mélanges

de contaminants (effets synergiques, effets antagonistes). De plus, certaines substances

peuvent présenter un risque à des concentrations inférieures aux limites de détection

(FLAMARION, 2001).

Par ailleurs, l’utilisation des organismes marins sédentaires en tant qu’espèces

bioaccumulatrices de polluants, dans la biosurveillance active, constituera un moyen

performant pour évaluer les contaminations récentes.

Dans la deuxième phase, les bioindicateurs fourniront aux gestionnaires des données

mesurées. Si l’exposition à un contaminant engendre un effet qui concerne 50 % de l’effectif,

il y aura un accord entre le scientifique et le gestionnaire pour considérer que le risque est

inacceptable et qu’ il convient de mettre en œuvre des mesures de remédiation, l’exemple des

CL 50 des sulfates métallique déterminés chez O. turbinatus est parlant. Dans les zones les

moins fortement exposées, l’objectif sera de vérifier qu’ il n’ y a pas d’aggravation de la

situation (AMIARD et al., 2008).

Afin de réduire les risques liés aux contaminants, il est recommandé d’établir une liste de 20

ou 30 substances prioritaires pour lesquelles il s’agit d’arrêter ou de diminuer les rejets dans

un délai étudié et précis.

Dans la troisième phase, il sera utile de suivre l’efficacité de la restauration avec les mêmes

variables biologiques. Toutefois, l’ intégration de nouvelles variables biologiques aidera à la


108

sélection des stratégies de restauration (FLAMARION, 2001). C’est dans cette optique que

nous continuerons nos expériences d’écotoxicologie chez O. turbinatus et chez d’autres

espèces sentinelles.

Les chercheurs d’Universités et les cadres du CNL (Commissariat National du Littoral)

doivent multiplier et conjuguer leurs efforts afin de concrétiser un projet pareil. Le budget

nécessaire doit être apportée.

Nous soulignons que la dégradation de l’environnement en Algérie coûte à l’état 5,82 % du

PIB (PNAE-DD, 2002).

Avoir un bon état écologique préservera la biodiversité du pays, la valeur d’une espèce sans

usage médical ou pharmacologique reconnu peut atteindre les 23,7 millions de

USD (WORLD BANK, 2000) ; et améliorera l’état de santé du citoyen, le pourcentage des

maladies imputables à l’environnement a atteint 24% (OMS, 2006).

Le but de notre travail est d’apporter des réponses concrètes à de sérieux problèmes de

pollution et de développement durable. Notre stratégie est réconcilier environnement et

économie. Pour rassurer les esprits, nous rappelons le fameux dicton : « rien n’est poison, tout

est poison, c’est la dose qui fait le poison ».

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES


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REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES AARAB, N., 2004- Les biomarqueurs chez les Poissons et les Bivalves : de l’exposition à l’effet et du laboratoire au terrain, Thèse de Doctorat, Universite Bordeaux 1, France, 275 p. ADAMS, S.L., SHEPARD, KL., GREELEY, J.R. M., JIMENZ, BD., RYON, M.G., SHUGAR,T L.R., MCCARTHY, J.F., 1989- The use of bioindicators of assessing the effects of polluttant stress on fish. Marine Environmental Research, 28 : 459-464. AH-PENG, C., 2003- Mise au point d’un outil diagnostic basé sur l’utilisation de la mousse aquatique Fontinalis antipyretica en culture pour l’estimation de la qualité des cours d’eau. Diplôme de recherches technologiques, Université de Lille II , France, 187 p. ALLAL, A. B., 2007- Biosurveillance active de la pollution marine le long du littoral ouest algérien par l’évaluation de la stabilité de la membrane lysosomale chez la moule, Mytilus galloprovincialis (Lmck, 1819). Mémoire de Magister, Université d’Oran, Algérie, 80 p. AMIARD, J.C., PINEAU, A., BOITEAU, H.L., METAYER, C., AMIARD-TRIQUET, C., 1987- Application de la spectrométrie d'absorption atomique Zeeman aux dosages de huit éléments traces (Ag, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb et Se) dans des matrices biologiques solides. Water Research, 21: 693-697. AMIARD. J., C., AMIAD-TRIQUET, C., AITZAR, F., A., BERTH, B., COSSU-LEGUILLE, C., DEDOURGE, O., DENIS, F., DUROU, C., GEFFARD, A., GIAMBERINI, L., HUET, M., J., LAROCHE, J., LEMIERE, S., MARCHAND, J., MINIER, C., MOUNEYRAC, C., PELLERIN, J., PERY, A., RODIUS, F., ROMEO, M., VASSEUR, P., 2008- Les biomarqueurs dans l'évaluation de l'état écologique des milieux aquatiques. Ed. Tec & Doc, France, 375 p. AUGUIER, H., RAMANDA, G., SANTIMONE, M., 1988- Teneurs en métaux lourds des oursins comestibles (Paracentrotus lividus, LmK) dans les zones à grandes activités touristiques de l’île de Port Cros. Actes Colloque Interne sur l’oursin comestible Paracentrotus lividus, Carry – Le Rouet (France) : 271-284. BAINY, A.C.D., ALMEIDA, E.A., MULLER, I.C., VENTURA, E.C., MEDEIROS, I.D., 2000- Biochemical responses in farmed mussel Perna perna transplanted to contaminated sites on Santa Catarina Island, Brazil. Marine Environmental Research, 50 : 411-416. WORLD BANK., 2000- World Development Report 1999/2000. Press for the World Bank, USA, 200 p. BEAUCHAMP, J., 2003- La pollution littorale, qualité et gestion de l’eau. http://www.u-picardie.fr/beauchamp/cours.qge/pol-litt/pol-litt.htm BELHAOUARI, B., & BOUTIBA, Z., 2009. Approche écobiologique chez un Mollusque Gastéropode Monodonta turbinata dans la côte oranaise orientale. Bulletin de l’institut national des sciences et technologies de la mer de Tunisie, 13 : 86-90.


110

BELHOUCINE, F., 2005- Contamination du Merlu (Merluccius merluccius, L., 1758) par trois métaux lourds (Cadmium, Plomb et Zinc) pêché dans la baie d’Oran, Mémoire de Magister, Université d’Oran. Algérie, 145 p. BENADDA, H., 2009- Evaluation de la pollution marine par trois métaux lourds (Cadmium, Plomb, Zinc) sur un Poisson pélagique : la Saurel, Trachurus trachurus (Linné, 1758) pêchée dans la baie d’Oran. Mémoire de Magister, Université d’Oran. Algérie, 82 p. BENALI, I., 2007- Utilisation de l’activité de l’acétylcholinestérase chez Mytilus galloprovincialis (Lmk, 1819), transplantée en baie d’Oran : biomarqueurs d’exposition à la contamination marine côtière. Mémoire de Magister, Université d’Oran. Algérie, 80 p. BENAMAR, N., 2005- Evaluation de la pollution marine par trois éléments en trace métalliques (plomb, cadmium et zinc) sur un poisson pélagique: l’allache (Sardinella aurita, V., 1847) péchée dans la baie d’Oran. Mémoire de Magister, Université d’Oran. 97p. BENGHALI, S.M.A., 2006- Biosurveillance de la pollution marine au niveau de la côte occidentale algérienne par la mesure de l’activité de l’acétylcholinestérase chez la moule Mytilus galloprovincialis, l’oursin Paracentrotus lividus et la patelle Patella coerulea. Mémoire de Magister, Université d’Oran, 100 p. BENGUEDDA-RAHAL, W., 1993 - Contribution à l’étude de quelques polluants métalliques chez la moule Perna-perna (L.) et le rouget Mullus sumerlutus (L.) dans la partie occidentale du golfe d’Arzew. Mémoire de Magister, Université d’Oran. Algérie, 108 p. BENICHOU, F. Z., 2011- Biosurveillance du littoral oranais par la mesure de l’activité de deux biomarqueurs : l’acétylcholinestérase et la glutathion S-transférase chez l’oursin commun Paracentrotus lividus utilisé comme espèce bioindicatrice. Mémoire de Magister, Université d’Oran. Algérie, 82 p. BENSAHLA, T.L., 2001- Contamination du rouget de vase (Mullus barbatus L.1758) par quatre métaux lourd (Cadmium, Plomb, Cuivre et Zinc) péché dans la baie d’Arzew. Mémoire de Magistère, Université d’Oran. 105 p.

BITTEL, R., 1973- Etude du comportement des métaux lourds en milieu marin, en vue de l’évaluation de la capacité limite d’acceptation des écosystemes océaniques pour la pollution chimique. Chemical Geology, 20, 45-55. BLIEFERT, C., & PERRAUD, R., 2001- Chimie de l’eau. Ed. De Boeck, Belgique, 477 p. BODIN, N., BURGEOT, T., STANISIERE, J.Y, BOCQUENE, G., MENARD, D., MINIER, C., BOUTET, I., AMAT, A., CHEREL, Y., BUDZINSKI, H., 2004- Seasonal variations of a battery of biomarkers and physiological indices for the mussel Mytilus galloprovincialis transplanted into the northwest Mediterranean Sea. Comparative biochemistry and physiology, 138 : 411-427. BOUCETTA , S, DERBAL, F, BOUTIBA, Z et KARA, H, 2011- First biologycal data on the Marine Senails Osilinus turbinatus (Gasteropoda, Trochidae) of Eastern coast of Algeria. Global change : Makind-Marine environment intervention 2011 part 6 : 321-324.


111

BOUCHESEICHE, C., CREMILLE, E., PELTE, T., POJER, K., 2002- Guide technique n°7– Pollution toxique et écotoxicoloie : Notions de base. Ed. Agence de l’Eau Rhône Méditerranée et Corse, France, 121 p. BOUDOURESQUE, C. F., 2005- Excursion au cap-croisette (Marseille) : le milieu marin 12ème édition. Ed. Université de la Méditerranée, Centre d’Océanologie de Marseille, France, 40 p. BOUHALLAOUI, M., BENHRA, A., CHAFIK A., BLAGHEN M., 2003- L'huître creuse Crassostrea gigas, un outil de biodétection de la pollution marine. Bulletin de la Société zoologique de France, 128 : 153-163. BOURDIAL, I., 1988- L’ invasion sournoise des métaux lourds. Science et Vie, 852 : 51-60. BOUTIBA, Z., 1992- Les mammifères marins d’Algérie : Statut, Répartition, Biologie et Ecologie. These de Doctorat d’Etat, Université d’Oran, Algérie, 512 p. BOUTIBA, Z., 2004 - Quid de l’Environnement Marin. Ed. Dar El Gharb, Algérie, 273 p. BOUTIBA, Z., TALEB, Z., ABI-AYAD, S.M.E.A., 2003. Etat de la pollution marine de la côte oranaise. Ed. Dar El Gharb, Algérie, 69 p. BRADFORD, M., 1976- A rapid and sensitive assay of protein utilizing the principle of dye binding. Analytical Biochemistry. 772 : 242-264. BRULL, F., 2008- Dévelopement de biomarqueurs d’éxposition des metaux sur les fonctions physiologiques de l’Annélide Oligochete Eisenia fetida. These de Doctorat, Université de Lille I, France, 139 p. BRYAN, G.W., 1973- The occurrence and seasonal variation of trace metals in the scalopps Pecten maximum and Chlamys opercularis (L.). Journal of the Marine Biological Association, 53 : p 145-166. CABANE, F., 2010- Lexique d’écologie, d’environnement et d’aménagement du littoral. Ed. IFREMER, France, 283 p. CALABRESE, A., COLLIER, R.S., NELSON, D.A., MCINNES, J.R., 1973- The toxicity of heavy metals to embryos of the American oyster Crassostrea virginica. Marine Biology, 18 : 162-166. CAMPANELLA, L., CONTI, M.E., CUBADDA, F., SUCAPANE, C., 2001. Trace metals in seagrass, algae and molluscs from anuncontaminated area in the Mediterranean. Environmental Pollution, 111: 117-126. CAMPBELL, N., 2001- Biologie Campbell. Ed. De Boeck, Belgique, 1190 p. CAMPBELL, P.G.C., 1995- Interactions Between Trace Metals and Aquatic Organisms : A Critique of the Free-ion Activity Model, in Metal Speciation and Bioavailability in Aquatic Systems. Tessier, A., and Turner, D.R., 3 : 45-102.


112

CARSON, R., 1962- Silent Spring. Ed. Houghton Mifflin, USA, 378 p. CASAS, S., 2005- Modélisation de la bioaccumulation de métaux traces (Hg, Cd, Pb, Cu et Zn) chez la moule, Mytilus galloprovincialis, en milieu méditerranéen. Thèse de Doctorat, Université du Sud Toulon-Var, France, 363 p. CASILLAS, E., KRISHNAKUMAR, P.K., SNIDER, R.G., VARANASI, U., 1996- Effects of chemical contaminants on subcellular ghanges in digestive cells of the marine bivalve, Mytilus edulis, from Puget Sound, Washington. Marine Environmental Research, 42 :107-107. CLAIRBONE, A., 1985- Catalase activity. In: Greenwald R.A. Ed. Handbook of Methods for Oxygen Radical Research, C.R.C. Press, Boca Raton, Florida, 283-284. CHALABI, A., SAMROUD, R., GRIMES. S., 2002- Plan d’action stratégique pour la conservation de la diversité biologique en région méditerranéenne. PAS BIO, MATE Algérie, 300 p. CHEUNG, C.C.C., ZHENG, G.J,, LAM, P.K.S., RICHARDSON, B.J., 2002. Relationships between tissue concentrations of chlorinated hydrocarbons, polychlorinated biphenyls and chlorinated pesticides and antioxidative responses of marine mussels, Perna viridis. Marine Pollution Bulletin, 45 : 181-191. CLARK, A.G., 1989- The comparative enzymology of the glutathione-S-transferases from non-vertebrate organisms. Comparative Biochemistry and Physiology, 92 : 419-446. COSSA, D., BOURGET, E., POULIOT, D., PIUZE, J., CHANUT JP., 1980- Geographical and seasonal variations in the relationship between trace metal content and body weight in Mytilus edulis. Marine Biology, 58 : 7-14. COSSU, C., DOYOTTE, A., JACQUIN, M. C., VASSEUR, P.,1997a- Mécanismes de formation et effets des especes réactives de l’oxygene. In : Biomarqueurs en ecotoxicologie, aspects fondamentaux. Ed. Masson, France, 385 p. COSSU, C., DOYOTTE, A., JACQUIN, M. C., BABUT, M., EXINGER, A., VASSEUR, P., 1997b- Glutathione reductase, selenium-dependent glutathione peroxidase, glutathione levels, and lipid peroxidation in freshwater bivalves, Unio tumidus, as biomarkers of aquatic contamination in field studies. Ecotoxicology and Environmental Safety, 38 : 122-31. CROTHERS, J. H., 2001- Common topshells : an introduction to the biology of Osilinu lineatus with notes on ther species in the genus. Field Studies, 10 : 115 - 160 KRISHNA. D., 2010- Ecotoxicologie marine et biochimie de la pollution http://progcours.ulg.ac.be/cocoon/cours/OCEA0026-1.html CUNHA, I., MANGAS-RAMIREZ, E., GUILHERMINO, L., 2007- Effects of copper and cadmium on cholinesterase and glutathione S-transferase activities of two marine gastropods (Monodonta lineata and Nucella lapillus). Comparative Biochemistry and Physiology, 145 : 648-657.


113

DAGUZAN, J., 1975- Recherches écophysiologiques chez quatre espèces, Littorina neritoides (L.), Littorina saxatilis (Olivi), Littorina littorea (L.) et Littorina littoralis (L.), Thèse Doctorat, Université Rennes1, France, 400 p. DAROS, L., MENEGHETTI, F., NASCI, C., 2002- Field application of lysosomale destabilisation indices in the mussel Mytilus galloprovincialis : biomonitoring and transplantation in the lagoon of Venice (north– east Italy). Marine Environmental Research, 54 :817– 822. DEPLEDGE, M. H., & RAINBOW, P. S., 1990- Models of regulation and accumulation of trace metals in marine invertebrates. Comparative Biochemistry and Physiology, 97: 1-7. DERMECHE, S., 1998- Teneurs en métaux lourds (Cd, Pb, Cu, Zn et Ni) chez l’oursin commun Paracentrotus lividus (Lamarck, 1816) pêché dans le golfe d’Arzew. Mémoire de Magister, Université d’Oran, Algérie, 125 p. DEVIER, M. H., 2003- Etude intégrée sur l’impact des différentes classes de contaminant (Composes organostanniques, Métaux, HAP, PCB) sur les moules. Bioaccumulation et réponses biochimiques. Thèse de Doctorat, Université Bordeaux I, France, 355 p. DORIS., 2009- Littorina littorea. http://doris.ffessm.fr/fiche2.asp?fiche_numero=1655. DORIS., 2011a- Pagurus bernhardus. http://doris.ffessm.fr/fiche2.asp?fiche_numero=748. DORIS., 2011b- Chiton olivaceus. http://doris.ffessm.fr/fiche2.asp?fiche_numero=226. DOVOTTE, A., COSSU, C., JACQUIN, M.C., BABUT, M., VASSEUR, P., 1997- Antioxidant enzymes, glutathione and lipid peroxidation as relevant biomarkers of experimental and field exposure in the gills and the digestive gland of the freshwater bivalve. Comparative Biochemistry and Physiology, 39 : 93-110. DPAT-Oran, 2009- Annuaire statistique de la wilaya d’Oran. http://www.dpat-oran.dz/Annuaire.html

ECOLE DE LA MER., 2009- L’estran. http://www.ecoledelamer.com/pedagogie.html.

EISLER, R., 1971- Cadmium poisoning in Fundulus heteroclitus (Pisces: Cyprinodontidae) and other marine organisms. Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 28 : 1225-1234. FAO., 1977- Manuel des méthodes de recherches sur l’environnement aquatique. 3éme partie : Echantillonnage et analyse du matériel biologique. Doc. Tech. Pêches FIRI/T : 158-113. MEDIFAUNE., 2002- http://perso.infonie.be/pomacea/schemas_fr.htm. FISCHER, W., SCHNEIDER, M., BAUCHOT, M. L., 1987- Guide FAO d'Identification des Espèces pour les Besoins de la Pêche : Méditerranée et Mer Noire - Zone de Pêche 37. Vertébrés. Ed. FAO. Italie, 400 p.


114

FITZPATRICK, P.J., O’HALLORAN, J., SHEEHAN, D., WALSH, A.R., 1997. Assessment of a glutathione-S-transferase and related proteins in the gill and digestive gland of Mytilus edulis (L.), as potential organic pollution biomarkers. Biomarkers, 2 : 51-56. FLAMMARION, P., 1997- Mesure in situ de l’induction du cytochrome P450 1A chez des Cyprinidés d’eau douce. Optimisation de l’ interprétation. Université de Metz, France, 107 p. FLAMMARION, P., 2001- Intérêt et limites des variables biologiques en écotoxicologie aquatique. Ministre de l’Ecologie et du Développement Durable, France, 20 p. FLAMMARION, P., DEVAUX, A., NEHLS, S., MIGEON, B., NOURY, P., GARRIC., J. 2002- Multibiomarker responses in fish from the Moselle river (France). Ecotoxyclogy and Environmental Safty 51 : 145-153. FOBERS, V. E., FOBERS, T. L., Rivière, J-L., 2007- Ecotoxicologie : théorie et application. Ed. Quae, France, 256 p. FORSTNER, U., & WITTMANN, G.T.W., 1979- Metal pollution in the aquatic environment. Ed. Springer-Verlag, USA, 475 p. GALLOWAY, T.S., BROWN, R.J., BROWN, M.A., DISSANAYAKE, A., LOWE, D., JONES, M.B., DEPLEDGE, M.H. 2004- A multibiomarker approach to environmental assessment. Environmental Science and Technology, 38 : 1723-1731. GARREC, J.P., & VAN HALUWYN, C., 2002- Biosurveillance végétale de la qualité de l’air. Ed. Tec & Doc, France, 117 p. GARRIGUES, P., NARBONNE, J-F., BUDZINSKI, H., MORIN, B., AUGAGNEUR, S., MORA, P., CLERANDEAU, C., 2002- Etude de la contamination chimique de l’estuaire de la seine par l’utilisation de biomarqueurs, de bioessais et couplage avec analyses chimiques. Laboratoire de PhysicoToxicoChimie (LPTC) Université de Bordeaux I, France, 40 p. GEFFARD, O., 2001- Toxicité potentielle des sédiments marins et estuariens contaminés : évaluation chimique et biologique, biodisponibilite des contaminants sédimentaires. Thèse de Doctorat, Université, Bordeaux I, France, 375 p. GESAMP., 1990- The state of the marine environment. Blackwell scientific publication, USA, 146 p. GIMER, S., 1989- Pelagie Senails, the biology of poloplanktonic gasteropode molluscs. Standforf university presse, USA, 259 p. GRIMES, S., BOUTIBA Z., BAKALEM, A., BOUDERBALA, M., BOUDJLLAL, B., BOUMAZA, S., BOUTIBA, M., GUEDIOURA, A., HAFFERSSAS, A., HEMIDA, F., KAIDI N., KHELIFI H., KERZABI, F., MERZOUG, A., NOUARA, A., SELLALI, B., SELLALI MERABTINE, H., SAMROUD, R., SERIDI H., TALEB M.Z., TOUAHRIA, T., 2004- Biodiversité marine et littoral algérien. Ed. Djazair, Sonatrach, Algérie, 400 p.


115

GUERLET, E., 2007- Utilisation de biomarqueurs cellulaires chez plusieurs espèces d’invertébrés pour l’évaluation de la contamination des milieux dulçaquicoles. Thèse de Doctorat, Centre National de Recherche Scientifique, France, 316 p. HABIG, W.H., PABST, M.J., JAKOBY. B., 1974- Glutathione-S-transferase. The first enzymatic step in mercapturic acid formation. Journal of Biological Chemistry, 249 : 7130-7139. HADDOU, A., 2003- Impact de la pollution marine par trois métaux lourds : (Cd, Pb, Zn) sur la seiche Sepia officinalis pêchée dans la baie d’Oran. Mémoire de magister, Université d’Oran. 109 p. HAGOPIAN-SCHLEKA,T.T., CHANDLER, G.T., SHAW, T.J., 2001-. Acute toxicity of five sediment-associated metals, individually and in a mixture, to the estuarine meiobenthic harpacticoid copepod Amphiascus tenuiremis. Marine Environmental Research, 51 : 247-264. HALMOUTI, A., 2000- Contribution à l’étude de la contamination par les métaux lourds (Zn, Cu, Pb, Cd, Fe, Ni) de la langouste rose Palinurus mauritanicus (GRUVEL, 1911) pêchée dans les baies d’Oran et de Béni-Saf et destinée à l’exportation. Mémoire de D.E.S., Université d’Oran. Algérie, 71 p. HAMILTON, J. S., & MEHRLE, M. P., 1986- Metallothionein in fish: review of its importance in assessing stress from metal contaminants. Transactions of the American Fisheries Society, 115 : 596-609. HAYNES, D., JOHNSON, J.E., 2000- Organochlorine, heavy Metal and Polyaromatic Hydrocarbon Pollutant Concentrations in the Great Barrier Reff (Australia) Environment : a Review. Marine Pollution Bulletin, 41 : 267-278. HICKMAN, CS., 1992- Reproduction and development of trochean gastropods. Veliger, 35 : 245-272. HONKOOP, P.J.C., BAYNE, B.L., UNDERWOOD, A.J., SVENSSON, S., 2003- Appropriate experimental design for transplanting mussels (Mytilus sp.) in analyses of environmental stress: an example in Sydney Harbour (Australia). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 297 : 253-268. IBGE., 2005. Qualité physico-chimique et chimie des eaux : cadre générale. Institut Bbruxellois pour la Ggestion de l’Environnement, Belgique, 16 p. KADIR. B., 1987- Contribution à l’étude au pin d’Alpe Pinus halepensis en Algérie. Ed. O.P.U, Algérie, 200 p. KERFOUF, A., 2006- Impact de la pollution, approche méthodologique pour l’élaboration d’une carte biosédimentaire (cas du littoral oranais). Thèse de doctorat. Université de Sidi Bel Abbes. 180 p. KHATI, W., OUALI, K., BENSOUILAH, M., GNASSIA-BARELLI, M., ROMEO, M., 2007- Effet du cadmium sur certains biomarqueurs de stress chez la moule Perna perna du golfe d’Annaba (Algérie). Mésogée, Bulletin du Muséum d’histoire naturelle de Marseille, 63 : 51-57.


116

KAIMOUSSI, A., MOUZDAHIR, A., BAKKAS, S., CHAFIK, A., 1997- Contribution à l'étude de la pollution métallique de l'estuaire d'Oum Er Rbia à Azemmour (Maroc). Bulletin de l' Institut Scientifique de Rabat, 21 : 95-102. KRISHNAKUMAR, P.K., ASOKAN, P.K., PILLAI, V.K., 1990- Physiological and cellular responses to copper and mercury in the green mussel Perna viridis (Linnaeus). Aquatic Toxicology, 18 : 163-173. LABROT, F., RIBERA, D., SAINT-DENIS, M., NARBONNE, J.F., 1996- In vitro and in vivo studies of potential biomarkers of lead and uranium contamination : lipid peroxidation, acetylcolinesterase, catalase and glutathione peroxidase activities in three non-mammalian species. Biomarkers, 1 : 21-28. LACAZE J. C., 1993- Les biocénoses marines et littorales de Méditerranée. Synthèse, menaces et perspectives. Eds. Secrétariat de la Faune et de la Flore, Muséum National d’Histoire Naturelle, Paris France, 200 p. LAGADIC, T.H., CAQUET, AMIARD, J.C., RAMADE, F., 1997- Biomarqueurs en Ecotoxicologie, Aspects Fondamentaux. Ed. Masson, France, 419 p. LALLI, C., et GIMER, S., 1989- Pelagie Senails, the biology of poloplanktonic gasteropode molluscs. Ed. Standforf university presse, USA, 259 p. LAUWERYS, R., HAUFROID, V., HOET, P., LISON D., 2007- Toxicologie industrielle et intoxications professionnelles. Ed. Masson, France, 1252 p. LE GOFF, F., & BONNOMET, V., 2004- Devenir et comportement des métaux dans l'eau : biodisponibilité et modèles BLM. Rapport technique, Ministère de l’Ecologie et du Développement Durable Direction de l’Eau, France, 86 p. LECLAIRE, L., 1972- La sédimentation holocène sur le versant méridional du bassin algéro-baléares. Ed. Muséum National d’Histoire Naturelle, France, 396 p. LEMAIRE, P. L. D., 1993- Pro-oxidant/antioxidant pocesses and organic xenobiotic interactions in marine organisms, in particular the flounder Platichthys flesus and the mussel Mytilus edulis. Trends in Comparative Physiology, 1 : 1119-1150. LEMEE, R., 2002- Les mollusques. www.club-aquabulles.fr/lecoindelabio/mollusques. LESNE, J., 1992- Coquillage et santé publique, du risque à la prévention. Ed. Ecole nationale de la santé publique (ENSP), France, 11 p. LEVET DANIELLE LE HEN, A., JACQUES, S., MOUCHELIN, J., BERLY, A., 2008- Guide pratique des substances toxiques dans les eaux douces et littorales du bassin Seine-Normandie. Ed. Agence de l’Eau Seine-Normandie, Rouen, France, 271 p. LIVINGSTONE, D.R., 1993- Biotechnology and pollution monitoring: use of molecular biomarkers in the aquatic environment. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 57 : 195-211.


117

LIVINGSTONE, D. R., LEMAIRE, P., MATTHEWS, A., PETERS, L.D., PORTE, C., FITZPATRICK, P.J., FORLIN, L., NASCI. C., FOSSATO, V., WOOTON, N., GOLDFARB, P., 1995- Assessment of the impact organic pollutants on goby (Zosterisessor Ophiocephalus) and mussel (Mytilus galloprovincialis) from the Venice lagoon, Italy : biochemical studies. Marine Environmental Research, 39: 235-240. LIVINGSTONE, D. R., 1998- The fate of organic xenobiotics in aquatic ecosystems: quantitative and qualitative differences in biotransformation by invertebrates and fish. Comparative biochemistry and physiology part A : Molecular and integrative physiology, 120 : 43-49. LONGSTON, W.J., & SPENCE, S.K., 1995- Biological factors involved in metal oncentration observed in aquatic organisms. Metal speciation and bioavailability in aquatic systems. John Wiley & Sons : 407- 478. MACKENZIE, A, BALL, S. A., VIRDEE, S., 2000- L’essentiel en écologie. Ed. Berti, Algérie, 400 p. MAJORI, L., NEDOCLAN, G., MODONUTTI, GB., DARIS, F., 1978- Study of the seasonal variations of some trace elements in the tissus of Mytilus galloprovincialis taken in the gulf of Trieste. Revue Internationale d'Océanographie Médicale, 39 : 37‐50. MARCHAND, M., ABARNOU, A., MARCAILLOU-LEBAUT, C., 1990- Les polychlorobiphényles (PCB) en milieu marin : biogéochimie et écotoxicologie. Rapport scientifique et technique N° 18 de l’IFRIMER, France, 162 p. MARCHAND, M., 2005- Elimination de la pollution chimique des mers. http://envlit.ifremer.fr/var/envlit/storage/documents/dossiers/pollutionchimique/index.htm. MARTEL, P., KOVACS, T., VOSS, R., MEGRAW, S., 2003- Evaluation of caged freshwater mussels as an alternative method for environmental effects monitoring (EEM) studies. Environment Pollution, 124 : 471- 483. MASON, A.Z., & JENKINS. K.D., 1995- Metal detoxication in aquatic organisms. In Metal speciation and bioavailability in aquatic systems. Ed Tessier, A., Turner, D.R., 3 : 469-608. MATE., 2002- Plan National d’Actions pour l’Environnement et le Développement Durable (PNAE-DD). Ed. Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement, Algérie, 140 p. MAUDET, G., 2004- Biodiversité et recherche pharmaceutique : La bioprospection en question. Centre d’analyse économique, France. 17 P. MCGEER, J. C., BRIX, K. V., SKEAFF, J. M. D., DEFOREST, K. S., BRIGHAM, I., ADAMS, W. J. ET GREEN, A., 2003- Inverse relationship between bioconcentration factor and exposure concentration for metals: implications for hazard assessment of metals in the aquatic environment. Environment Toxicology and Chemistry. 22 : 1017-1037. MCPHERSON, C.A., & CHAPMAN, P.M., 2000- Copper effects on potential sediment test organisms: the importance of appropriate sensitivity. Marine Pollution Bulletin, 40 : 656-665.


118

MERBOUH N., 1998- Contribution à l’étude de la contamination par les métaux lourds (Cd, Cr, Cu, Fe, Ni, Pb, Zn) d’un poisson pélagique, la sardine (Sardina pilchardus, Walbaum, 1792), pêché dans la baie d’Oran. Mémoire de Magister. I.S.M.A.L, Algérie, 139 p. MERZOUKI, M., TALIB, N. SIF, J., 2009- Indice de Condition et teneurs de quelques métaux (Cu, Cd, Zn) dans les organes de la moule Mytilus galloprovincialis de la côte d'El Jadida (Maroc) en mai et juin 2004. Bulletin de l’Institut Scientifique de Rabat, 31 : 21-26. METAYER, JC., AMIARD-TRIQUET, C., BERTHET, B., 1985. Facteurs biologiques et écologiques contrôlant le niveau d'éléments traces (Cd, Pb, Cu, Zn) chez les Moules et les Huîtres de la Baie de Bourgneuf. Bulletin de la Société des Sciences Naturelles de l'Ouest de la France, 7 : 53-69. MEYER, J.S., ADAMS, W.J., BRIX, K.V., LUOMA , S.N., MOUNT, D.R., STUBBLEFIELD, W.A., WOOD, C.M., 2005- Toxicity of Dietborne Metals to Aquatic Biota. Ed. Society of Environmental Toxicology and Chemistry, USA, 303 p. MILLOT, C., 1985- Some features of the Algerian current. Journal of Geophysical Research, 90 : 7169-7176. MIQUEL, M., 2001- Les effets des métaux lourds sur l'environnement et la santé. Rapport n°261 de l’Office Parlementaire d'évaluation des choix scientifiques et technologiques. Rapport Sénat, France, 360 p. MORIN, A., 2002- Animaux structures et fonctions. Ed. Université d'Ottawa, Canada, 142 p. MOUGRAUD, Y., MARTINEZ, E., GEFFARD, A., ANDRAL, B., STANISIERE, J. Y., AMIARD, J. C., 2002- Metallothionein concentration in the mussel Mytilus galloprovincialis as a biomarker of response to metal contamination: validation in the field. Biomarkers, 7 : 479– 490. NARBONNE, JF., & MICHEL, X., 1992- Use of biomarkers in assessment of contamination in marine ecosystems. Fundamenal approach and applications. Mediterranean Action Plan. Technical reports Series, 78 : 1-20. NASCI, C., NESTO, N., MONTEDURO, R.A., DA ROS, L., 2002. Field application of biochemical markers and a physiological index in the mussel, Mytilus galloprovincialis : transplantation and biomonitoring studies in the lagoon of Venice (NE Italy). Marine Environment Research, 54 : 811-816. NEATHERY, M. & MILLER, W.J., 1975- Metabolism and toxicity of cadmium, mercury and lead in animals. Journal of Dairy Science, 58 : 1767-1781.

NEWMAN, M. C., & JAGOE, C. H., 1994- Ligands and the bioavailability of metals in aquatic environments. Bioavailability: physical, chemical and biological interactions. Lewis Publishers, USA, 50 p. ODZAC, N., ZVONARIC, T., GASPIC, Z., HORVAT, M., BARIC, A., 2000- Biomonitoring of mercury in the Kastela Bay using transplanted mussels. The Science of the Total Environment, 261 : 61-68.


119

OMS., 2006- Prés d’un quart des maladies sont dus à une exposition environnementale. http://www.who.int/mediacentre/news/releases/2006/pr32/fr/index.html ONM., 2008- Climatologie de la ville d’Oran. http://www.meteo.fr/test/gratuit/wwis/prev.htm?a=AL&b=1361&c=01361&d=C&e=. PEAKALL, D., 1992- Animal Biomarkers as Pollution Indicators. Ed. Springer, UK, 320 p. PHILLIPS, D.J.H., 1977- The use of biological indicator organisms to monitor trace metal pollution in marine and estuarine environments. Environmental Pollution, 13 : 281-317.

PELLETIER, E., CAMPBELL, P.G.C., DENIZEAU, F., 2004- Ecotoxicologie moléculaire. Presse de l’Université du Québec, Canada, 500 p. PELLETIER, E., & CAMPBELL, P. G.C., 2008 - L'écotoxicologie aquatique - comparaison entre les micropolluants organiques et les métaux. Revue des sciences de l'eau, 21 : 173-197. PEREZ, T., SARTORETTO, S., SOLTAN, D., CAPO, S., FOURT, M., DUTRIEUX, E., VACELET, J., HARMELIN, J.G., REBOUILLON, P., 2000- Etude bibliographique sur les bioindicateurs de l’état du milieu marin. Rapport Agences de l’Eau Rhone Méditerranée et Corse, France, 642 p. QUERO. J.C., ARZEL. P., DARDIGNAC. M.J., LATROUITE. D., VERON. G., 1992- Les algues et invertébrés marins pêches françaises. Ed. IFREMER, France 300 p. RAMADE, F., 1979-. Écotoxicologie. Ed. Masson France, 227 p. RAMADE, F,. 2002- Elément d’écologie, écologie appliqué. Ed. Dunod, France, 864 p. RAMOGE., 1999. Manuel sur les biomarqueurs recommandés pour le programme de biosurveillance du MED POL. Ed. UNEP, Grece, 50 p. RAND, G.M., 1985- Fundamental of aquatic toxicology : methods and applications. Hemisphere Publishing Corporation, 2 : 221-263. REGOLI, F., & PRINCIPATO, G., 1995- Glutathione, glutathione-dependent and antioxidant enzymes in mussel, Mytilus galloprovincialis, exposed to metals under field and laboratory conditions: implications for the use of biochemical biomarkers. Aquatic Toxicology. 31, 143-164. REGOLI, F., NIGRO, M., BERTOLI, E., PRINCIPATO, G., ORLANDO, E., 1997- Defenses against oxidative stress in the Antarctic scallop Adamussium colbecki and effects of acute exposure to metals. Hydrobiologia, 355 : 139-144. RICHARD-MAZET, A., 2005- Etude écotoxicologique et environnementale de la rivière Drôme : application à la survie de la loutre, Thèse de Doctorat, Universite Joseph Jourier – Grenoble 1, France, 237 p. RITZ, D.A., SWAIN, R., ELLIOTT, N.G., 1982- Use of the mussel Mytilus edulis planulatus (Lamarck) in monitoring heavy metal levels in seawater. Australian Journal of Marine and


120

Freshwater Research, 33 : 491-506. RIVIERE, J.L., 1993- Les animaux sentinelles. Courrier de l’environnement, 20 : 59-67. RNO., 1992- Surveillance du milieu marin, travaux du Réseau National d’Observation de la qualité du milieu marin, Ed. IFREMER, France 32 p. RODIER, J., 1996- L’analyse de l’eau. Ed. DONOD. France, 1381 p. RODRIGUEZ-ARIZA, A., MARTINEZ-LARA, E., PASCUAL, P., PEDRAJAS, J. R., ABRIL, N., DORADO, G., TORIBIO, F., BARCENA, J. A., PEINADO, J., PUEYO, C., 1993- Biochemical and genetic indices of marine pollution in Spanish littoral. The Science of the Total Environmental, 1: 109-116. ROMEO, M., HOARAU, P., GARELLO, G., GNASSIA-BARELLI, M., GIRARD, J. P., 2003- Mussel transplantation and biomarkers as useful tools for assessing water quality in the NW Mediterranean. Environment Pollution, 122 : 369-378. ROMEO, M., GHRIBI-BOURAOUI, S., GNASSIA-BARELLI, M., DELLALI, M., AISSA, P., 2005- Responses of Hexaplex (Murex) trunculus to selected pollutants. Science of the Total Environnement, 359 : 135-144. SADIQ, M., 1992- Toxic metal chimistry in marine environments. Ed. Marcell Dekker, Inc, USA, 390 p. SANCHEZ, W., 2007- Approche multibiomarqueurs chez l’Epinoche à trois épines (Gasterosteus Aculeatus L.) : un modèle pour la surveillance des écosystèmes aquatiques continentaux. Thèse de Doctorat, Museum national d’histoire naturelle, France, 270 p. SOLE, M., PORTE, C., ALBAIGES, J., 1995- Seasonal variation in the mixed-function oxygenase system andantioxidant enzymes of the mussel Mytilus galloprovincialis. Environment Toxicology Chemistry, 14 : 157-164. STENERSEN, J., KOBRO, S., BJERKE, M., AREND, U., 1987- Glutathione transferases in aquatic and terrestrial animals from nine phyla. Comparative Biochemistry and Physiology, 86 : 73-82. TALEB, Z., 2007- Approche multibiomarqueurs chez Mytillus galoprovensialis au niveau de la côte algérienne occidentale. These de Doctorat, Université d’Oran, Algérie, 200 p. TEJO PRAKASH, N. T., & JAGANNATHA RAO, K. S., 1995- Modulation in antioxidant enzymes in different tissud of marine bivalve Perna viridis during heavy metal exposure. Molecular and Cellular Biochemistry, 146 : 107-113. TINBERGEN, N., 1963- On aims and Methode in Ethology. Zeitschrift fur Tierpsychologie, 20 : 410-433. TORRES, M.A., TESTA, C.P., GASPARI, C., MASUTTI, M.B., PANITZ, C.M.N., CURI-PEDROSA, R., ALMEIDA, E.A., DI MASCIO, P., FILHO, D.W., 2002- Oxidative stress in


121

the mussel Mytella guyanensis from polluted mangroves on Santa Catarina Island, Brazil. Marine Pollution Bulletin, 44 : 923-932. VAN DER OOST, R., BEYERB, J., VERMEULEN, N., 2003- Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review. Environment Toxicology and Pharmacology, 13 : 57–149. VIDAL, M-L., 2001- Etude de marqueurs biochimiques de pollution chez le mollusque bivalve d’eau douce Corbicula fluminea (müller) - purification et caractérisation des glutathion-s-transferases. Thèse de Doctorat, Université Bordeaux I, France, 284 p. WCED., 1987- Rapport Brundtland « Notre avenir à tous ». Organisation des Nations Unies, USA, 349 p. WHITE, G.J., 4004- Selection of Ecological Indicator for Monitoring Terrestrial Systems. Environmental Monitoring. CRC Press, Boca Raton, 263-282.

ANNEXE

Belhaouari et al. (2011) J. Sci. Hal. Aquat., 3:89‐96

89

Research paper

Utilisation d’un Gastéropode marin Osilinus turbinatus en biosurveillance marine : application aux métaux lourds du littoral algérien occidental

Benkhedda BELHAOUARI1,*, Omar ROUANE‐HACENE1, Soltana BOUHADIBA1, Zitouni BOUTIBA1

1Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale, Département de Biologie, Faculté des Sciences Université d’Oran, BP 1524 El Mnaouer Oran, 31000, Algérie

*Correspondance : Tél. : (+213) 554‐98‐72‐86 ; Télécopie : (+213) 41‐58‐19‐31; Courriel : [email protected] (B. BELHAOUARI)

Reçu le 18/05/2011 ; accepté le 02/08/2011 ; publié en ligne le 04/08/2011 Oceanraise © MS 180511‐20

Résumé

Cette étude a deux objectifs : (i) tester Osilinus turbinatus, Gastéropode marin fréquentant l’estran rocheux, en tant qu’espèce bioindicatrice de la pollution marine par les métaux lourds ; (ii) évaluer l’impact de la pollution métallique sur cette espèce. Nous avons procédé à l’analyse de la bioaccumulation des éléments métalliques (Cd, Zn et Cu) chez O. turbinatus durant deux saisons été et hiver (2010) dans trois sites sélectionnés selon un gradient de pollution croissant, sur la partie ouest du littoral algérien. Les résultats montrent une variation saisonnière significative des degrés de contamination. Sur les trois sites, les valeurs les plus élevées sont enregistrées en saison hivernale. Durant les deux saisons, l’indice de condition de l’espèce est évalué. Les valeurs les plus élevées sont relevées en hiver. La bioaccumulation de la pollution métallique est corrélée avec l’indice de condition de l’espèce. Les concentrations létales CL50 chez O. turbinatus pendant 96 h d’exposition aux CdSO4, ZnSO4 et CuSO4, dans des conditions naturelles reproduites au laboratoire, permettent de déterminer les valeurs limites à respecter dans les rejets des eaux usées. Les résultats montrent que le CuSO4 est plus toxique que le CdSO4 suivi du ZnSO4.

Mots clefs: métaux lourds, pollution marine, littoral algérien, biosurveillance marine, Osilinus turbinatus.

Abstract

This study has two objectives: (i) to test Osilinus turbinatus, marine gastropod attending the rocky foreshore as a bioindicator species of marine pollution by heavy metals; and (ii) evaluate the impact of metal pollution on the species. We analyzed the bioaccumulation of metallic elements (Cd, Zn and Cu) at O. turbinatus during summer and winter (2010) in three sites chosen according to a different gradient of pollution along the Oran coast (Western Algeria). The results show a significant seasonal variation of the degrees of contamination. Within the three sites, the highest values were registered in wintry season. During both seasons, the condition index of the species was measured. The highest values were in winter. The bio‐accumulation of metallic pollution was correlated with the condition index of the species. We have determined the lethal concentrations LC50 at O. turbinatus during 96 h of exposure in CdSO4, ZnSO4 and CuSO4 in natural conditions reproduced in the laboratory to determine the limits values to meet in the discharges of wastewater. The results show that CuSO4 was the most toxic followed CdSO4

and ZnSO4.

Keywords: heavy metal, marine pollution, Algerian coast, bio‐monitoring, Osilinus turbinatus.

1. Introduction

La côte algérienne s’étend sur 1280 km. La zone littorale représente 1.9 % de la superficie globale du pays, qui compte à elle seule près de 40 % de la population totale (Grimes et al., 2004). La pollution métallique est l’une des formes de pollution anthropique les plus dangereuses menaçant cette zone. Les métaux lourds sont

mailto:[email protected]�


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des micropolluants qui peuvent affecter la salubrité du milieu marin, car ils ne subissent pas de dégradation biologique ou chimique. Ils peuvent de ce fait s'accumuler dans les différents maillons des chaînes trophiques à des concentrations toxiques dans les organismes marins (Neathery et al., 1975).

En raison de la solubilité des métaux lourds, l'analyse de l'échantillon d'eau de mer ne peut pas être considérée comme un moyen fiable pour déterminer le degré de pollution métallique du milieu marin (Phillips, 1977). Toutefois l’étude de la bioaccumulation des métaux traces au niveau des organismes qui y sont exposés constitue un moyen important pour l’évaluation de la pollution métallique (Lagadic et al,. 1997). Ces dernières années les gastéropodes sont de plus en plus utilisés comme espèces bioindicatrices de la pollution marine (Amiard et al., 1998). Cependant Osilinus turbinatus a été utilisé dans peu de programmes de biosurveillance (Campanella et al., 2001), bien qu’il soit classé parmi les espèces caractéristiques de l’estran rocheux dans la Méditerranée (Boudouresque, 2005). Ce gastéropode est très disponible au niveau de la côte occidentale algérienne (Belhaouari & Boutiba, 2009), mais l'analyse des travaux d’auteurs algériens a révélé une très faible utilisation en écotoxicologie.

Au cours de ce travail, la bioaccumulation des métaux lourds (Cu, Cd, Zn) a été corrélée avec l’indice de condition de l’espèce sur trois sites d’échantillonnage choisis selon un gradient de pollution différent, durant deux saisons été et hiver (août et décembre 2010). Par ailleurs, des essais biologiques basés sur la mortalité CL50‐96 h ont été effectués pour déterminer les valeurs limites de CdSO4, ZnSO4 et CuSO4 à respecter dans les rejets des eaux usées.

2. Matériels et Méthodes

2.1 Echantillonnage

Les individus de O. turbinatus ont été prélevés à partir des trois sites sur la côte de la ville d’Oran (Algérie ouest) (Figure 1). Le site S1 (Cueva d’El Awa) se trouve à proximité du port d’Oran, il est caractérisé par la présence d’un important réceptacle des effluents à la fois urbains et industriels. Le site S2 se trouve à environ 500 m du site S1. Le site S3 est exempté de tout point de rejet industriel ou urbain, il se situe à environ 1000 m

de la plage In Defla et 20 Km de la ville d’Oran, Côté Est.

Figure 1. Localisation des sites d’échantillonnage (S1, S2 et S3) de O. turbinatus le long de la côte oranaise (Ouest algérien).

Durant la saison d’été (août 2010) et la saison d’hiver (décembre 2010), des individus ont été

échantillonnés au niveau des trois sites afin d’analyser leur concentration en métaux lourds et d’évaluer leur indice de condition. En outre, des individus provenant du site S3 ont fait l’objet d’essais biologiques basés sur la mortalité.

2.2 Analyse chimique

Le dosage de métaux dans les organismes marins utilise couramment la méthode de spectroscopie d’absorption atomique (SAA). En effet, l’échantillon de gastéropode doit subir préalablement la minéralisation. Les tissus biologiques ont été récupérés et séchés à l’étuve à 55°C pendant 48h. Sur chaque lot de 30 individus, trois prises d'essai d’environ 0.25 g ont été réalisées. Ces différents échantillons ont été minéralisés à chaud (95°C) en présence de 1 ml d'acide nitrique pendant 1 h puis ajustés à 4 ml d'eau bidistillée (Amiard et al., 1987). Des blancs de protocole ont été réalisés. La procédure d'analyse a été vérifiée en utilisant un matériel de référence standard de tissu de Mytilus galloprovincialis (SRM 2976) provenant de l’Agence Internationale de l’Energie Atomique de Monaco.

2.3 Indice de condition

L'indice de condition (IC) est un indice biométrique utilisé en conchyliculture pour rendre compte du degré de remplissage des coquilles des animaux (Merzouki et al., 2009). Pour cette étude nous avons opté pour


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l’indice AFNOR (NF V 45056, sep 85), exprimé par l’équation :

IC = (poids frais / poids total) * 100 Eq. 1

Nous avons sélectionné des individus adultes ayant un diamètre ≥ 13mm. Durant chaque saison, au niveau de chaque site, 50 individus ont été sacrifiés pour l’étude de l’indice de condition.

2.4 Essais biologiques basés sur la mortalité

Des sulfates de cadmium, de zinc et de cuivre ont été dilués dans l’eau de mer pure d’une salinité de 36g L‐1. Les gastéropodes ont été exposés pendant 96 h aux concentrations suivantes : CdSO4 : 1, 2, 3, 4 et 5 mg L‐1 ; ZnSO4 : 1, 2, 3, 4 et 5 mg L‐1 ; CuSO4 : 0.1, 0.2, 0.3, 0.4 et 0.5 mg L‐1. Neuf animaux ont été utilisés pour chaque dilution. Des témoins ont été utilisés dans des bassins contenant de l’eau de mer pure.

Les bassins ont été continuellement aérés par des pompes pendant la période expérimentale. Les essais biologiques ont été réalisés dans une salle acclimatée à 20 ± 1 °C et sous une photopériode : 16 h de lumière puis 8 h d’obscurité (Cunha et al., 2007). Les individus morts sont reconnus par leur immobilité, le détachement de l’animal des parois du bassin et le relâchement du pied à l'extérieur de la coquille.

2.5 Traitement statistique

Le traitement statistique des données a été réalisé à l’aide du logiciel SPSS (15.0). Le test de Student (t) a été utilisé pour déterminer la significativité des différences entre les moyennes calculées. La différence a été considérée significative à un seuil de probabilité (p) inférieur à 5 % (p < 0.05).

3. Résultats

3.1 Analyses chimiques

Les concentrations les plus élevées en Cd, Zn et Cu au niveau des trois sites S1, S2 et S3 sont observées en hiver. C’est au niveau du site S1 que la contamination est plus marquée (1,89 ± 0,12 mg de Cd, 64,32 ± ,039 mg de Zn, 30,92 ± 0,69 de mg Cu). Dans le site S1 et le site S2, la concentration des trois métaux est significativement plus élevée en hiver, mais il n’y a pas de différence significative au niveau du site S3. Durant les deux saisons, la concentration des trois métaux dans le site S1 et S2 est significativement plus élevée que dans le site S3 (Table 1) (Figure 2).

Figure 2. Concentrations de Cd, Zn et Cu dans la chair de O. turbinatus dans les trois sites d’échantillonnage S1, S2 et S3. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement (p > 0,05).


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Table 1. Concentrations de métaux en mg kg‐1 (sec) dans la chair de O. turbinatus.


Les indices de condition les plus élevés d’O. turbinatus au niveau des trois sites S1, S2 et S3 sont observés en hiver. Durant cette saison, la valeur la plus élevée est enregistrée au niveau du site S2 (29,90 ± 5,66) ; la valeur la moins élevée (29,02) est enregistrée au niveau du site S3 (Table 2).

Table 2. Indice de condition d’O. turbinatus pendant l’été et l’hiver au niveau des trois sites S1, S2 et S3.


Les résultats des essais biologiques basés sur la mortalité montrent que le cuivre est le plus toxique vis‐à‐vis O. turbinatus, suivi par le cadmium et le zinc (Table 3).

Table 3. Concentration létale CL50‐96 h de CdSO4, ZnSO4 et CuSO4 pour O turbinatus.

4. Discussions

4.1 Analyses chimiques

Les résultats d’analyse obtenus au niveau du troisième site S3 révèlent des taux de bioaccumulation minimes. Il n’existe aucune différence significative entre les deux saisons (Figure 2). La comparaison de ces valeurs avec celles relevées au niveau des deux sites S1 et S2 montre une différence significative (Figure 2), cela confirme que le site S3 est peu pollué.

En été comme en hiver, la comparaison de la bioaccumulation des trois métaux entre les deux sites S1 et S2 ne montre aucune différence significative (Figure 2). La pollution est peu diluée, la contamination du site S1 et aussi importante que celle du site S2 bien qu’une distance de 500 m les sépare.

Durant les deux saisons, au niveau des deux sites pollués, les résultats se présentent sous l’ordre décroissant suivant : Zn > Cu > Cd (Table 1). Ces résultats concordent avec ceux trouvés par Boutiba et al., (2003) chez Mytilus galloprovincialis au niveau du port d’Oran. En effet, le Zn et le Cu sont très répandus dans les effluents vu leur présence dans de nombreux rejets ménagers. De plus, le cuivre est présent dans les réseaux publics de distribution d'eau. Le cadmium, bien qu’il ne soit pas aussi utilisé que le zinc et le cuivre, fait partie, comme ces deux métaux, de la composition des peintures ‘antifouling’. Le trafic maritime constitue une source de pollution métallique dans les deux sites (S1 et S2).

Au niveau de ces derniers, la bioaccumulation des trois métaux en hiver est plus importante qu’en été, la différence est significative (Figure 2). Cette variation saisonnière est peut‐être la conséquence de la différence du débit des effluents durant les deux saisons, mais nous ne pouvons confirmer que ces sites reçoivent plus d’effluents pendant l’hiver, car nous ne disposons pas de données précises concernant le taux des effluents émis dans le milieu. D’autre part, il est possible que cette différence de bioaccumulation soit conditionnée par la fluctuation de certains facteurs biologiques tels que l’âge, la taille et la ponte. Ces facteurs contribuent énormément à la variabilité de la bioaccumulation des métaux lourds (Langston & Spence, 1995). Des variations saisonnières similaires ont été observées chez Mytilus galloprovincialis (Majori et al., 1978) et chez Mytilus edulis (Ritz et al., 1982).

Stations Cd Zn Cu

Eté 1,39 ± 0,16 56,07 ± 3,81 25,70 ± 1,07 S2

Hiver 1,7 ± 0,52 62,48 ± 0,77 28,92 ± 1,08

Eté 1,55 ± 0,22 59,13 ± 2,41 26,58 ± 2,69 S1

Hiver 1,89 ± 0,12 64,32 ± ,039 30,92 ± 0,69

Eté 0,56 ± 0,52 13,92 ± 1,14 5,61 ± 0,42 S3

Hiver 0,59 ± 0,02 15,65 ± 1,00 6,39 ± 0,11

Stations Saisons Indices de condition

Eté 26,13 ± 3,86 S2

Hiver 29,90 ± 5,66

Eté 25,72 ± 3,91 S1

Hiver 29,50 ± 5,54

Eté 26,54 ± 3,86 S3

Hiver 29,02 ± 5,11

Métal CL50‐96 h

CdSO4 3 mg L‐1

ZnSO4 5 mg L‐1

CuSO4 0.2 mg L‐1


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Ces résultats nous montrent que l’utilisation de O. turbinatus, de manière simultanée, afin d’évaluer la pollution métallique de plusieurs sites est prometteuse. Mais nous restons réticents par rapport à son utilisation comme bioindicateur de pollution métallique pour des variations temporelles.


Au cours de la même saison, aucune différence de l’indice de condition n’est enregistrée chez les individus échantillonnés dans les trois sites (Figure 3). Cela peut être dû aux systèmes de réparation développés par l’organisme. Selon Amiard et al., (2008), après une exposition chronique, quelques espèces peuvent acquérir une tolérance à certains polluants. Ces dernières investissent de l’énergie dans des mécanismes de défense, de réparation et de régénération des cellules.

Figure 3. Variation saisonnière de l'indice de condition de O. turbinatus sur les trois sites d'échantillonnage S1, S2 et S3. Les résultats avec la même lettre indiquent qu'ils ne diffèrent pas significativement (p > 0,05).

Pour chaque site, l’indice de condition des individus échantillonnés durant l’hiver est plus élevé que celui des individus échantillonnés durant l’été ; la différence est significative (Figure 3). Ce fait peut être dû à la période de ponte qui coïncide avec la saison estivale chez O. turbinatus (Hickman, 1992). Certains auteurs ont signalé qu’à la ponte, les mollusques perdent une grande quantité de réserves nutritives (Bryan, 1973; Cossa et al., 1980; Metayer et al., 1985). Afin de voir le type de relation entre l’indice de condition d’O. turbinatus et la bioaccumulation des métaux durant les deux saisons, nous avons tracé une courbe à trois axes englobant les trois dimensions (Figure 4).

Figure 4. Relation entre la contamination de O. turbinatus par les métaux lourds (Cd, Zn, Cu) et l’indice de condition durant les deux saisons (été et hiver) au niveau des trois sites (S1, S2 et S3).


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Les comparaisons des niveaux de bioaccumulation des métaux lourds chez O. turbinastus durant les deux périodes d’échantillonnage par rapport à l’indice de condition montrent l'existence d'une relation proportionnelle entre les deux facteurs (Figure 4). L’espèce bioaccumule moins les métaux en été avec un indice de condition moins important. Ce fait nous laisse penser qu’en période de ponte, lorsque les réserves nutritives chutent chez O. turbinatus, le taux des métaux lourds bioaccumulés est réduit.


La CL50‐96 h enregistrée pour CdSO4 est de 3 mg L‐1. Ce résultat concorde avec ceux enregistrés chez certains mollusques, par exemple une CL50‐96 h de Cd+ de 2.441 mg L‐1 a été trouvée pour O. linéatus (Cunha et al., 2007), une CL50‐96 h de Cd+ de 2,2 mg L‐1 pour Mya arenaria (Eisler, 1971). La CL50‐96 h de CdSO4 enregistrée chez O. turbinatus nous laisse penser que l’espèce tend à stocker le cadmium sous forme non toxique. Ce métal n’est pas essentiel au développement des organismes vivant et ne participe pas aux métabolismes cellulaires (Lauwerys et al., 2007). La résistance de O. turbinatus à ce xénobiotique peut être due à la présence de la metallothioeine dont la propriété essentielle est l’immobilisation des métaux sous forme non toxique à l’intérieur de la cellule (Pelletier et al., 2004).

La CL50‐96 h de ZnSO4 trouvée est de 5 mg L‐1. Pour Crassostrea virginica, Calabrese et al., (1973) montrent que 50 % des larves meurent lorsqu'elles sont en présence de solutions de ZnCl2 à 0,310 mg/L. Chez Haliotis tuberculata, la CL50‐48 de Zn+ est de 1 mg L‐1 (Levet Danielle Le hen et al., 2008). Le zinc est parmi les oligoéléments les plus indispensables pour les organismes vivants, ce métal essentiel est régulé par l’organisme suite à son implication dans de nombreux processus biologiques (Lauwerys et al., 2007), ce qui peut expliquer qu’il est moins toxique que le cadmium.

La CL50‐96 h de CuSO4 trouvée est 0,2 mg L‐1. D’autres CL50‐96 h ont été enregistrées chez des mollusques marins : 0,086 mg L‐1 de Cu+ pour Perna viridis (Krishnakumar et al., 1990), et 0,5 mg L‐1 de Cu+ pour Ostrea edulis (Bouhallaoui et al., 2003). Le Cuivre est aussi un élément essentiel pour les organismes vivants (Lauwerys et al., 2007). Cependant, nous constatons qu’il est plus toxique que le cadmium. Un constat similaire a été trouvé pour Ostrea edulis (Bouhallaoui et al., 2003).

Ces résultats nous montrent que bien que le gastéropode O. turbinatatus tolère la présence des métaux lourds dans l’eau de mer et que cette tolérance le qualifie comme espèce bioindicatrice de pollution marine, les concentrations de ces métaux dans le milieu marin ne doivent pas dépasser les valeurs détectées dans ces essais biologiques basés sur la mortalité. Cette exigence est primordiale pour la préservation de l’espèce.

5. Conclusions

Les résultats obtenus au cours de ce travail nous montrent que O. turbinatus possède de grandes potentialités en tant qu’outil d’évaluation de la pollution métallique dans le milieu marin ; son utilisation, de manière simultanée dans plusieurs sites, s’avère prometteuse. D’autant plus que ce gastéropode est très répandu sur le littoral algérien et méditerranéen et que sa bioécologie est bien connue. Par ailleurs, le respect des CL50‐96 h de CdSO4, ZnSO4 et CuSO4 dans les rejets des eaux, contribuera à la préservation de cette espèce.

Remerciements

Nous remercions le Dr. François Galgani (directeur de la station de l’Ifremer de Corse à Bastia) pour sa critique constructive de notre article. Nous remercions aussi Dr. Wilfried Sanchez (INERIS), Dr. Benoit Leblanc (Université de Sherbrooke) et Dr. Ahmed Belguermi (Université Paris 10) pour leurs précieux conseils qui nous ont été très utiles.

Références

AMIARD, J‐C., & AMIAR‐TRIQUET, C., 2008. Les biomarqueurs dans l’évaluation de l’état écologique des milieux aquatiques. Editions Tec & Doc, Paris, 375p.

AMIARD, J‐C., CAQUET, T., LAGADIC, L., & RAMADE, F., 1998. L'utilisation de biomarqueurs pour la surveillance de la qualité de l'environnement. Editions Tec & Doc, Paris, 320p.

AMIARD, J‐C., PINEAU, A., BOITEAU, H.L., METAYER, C., & AMIARD‐TRIQUET, C., 1987. Application de la spectrométrie d'absorption atomique Zeeman aux dosages de huit éléments traces (Ag, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb et Se) dans des matrices biologiques solides. Water Research, 21(6), 693‐697.


95

BELHAOUARI, B., & BOUTIBA, Z., 2009. Approche écobiologique chez un Mollusque Gastéropode Monodonta turbinata dans la côte oranaise orientale. Bulletin de l’institut national des sciences et technologies de la mer de Tunisie, 13, 86‐90.

BOUDOURESQUE, C.F., 2005. Excursion au cap‐croisette (Marseille) : le milieu marin. Centre d’océanologie de Marseille, Marseille, 47p.

BOUHALLAOUI, M., BENHRA, A., CHAFIK A., & BLAGHEN M., 2003. L'huître creuse Crassostrea gigas, un outil de biodétection de la pollution marine. Bulletin de la Société zoologique de France, 128, 153‐163.

BOUTIBA, Z., TALEB, Z., ABI‐AYAD, S.M.E.A., 2003. Etat de la pollution marine de la côte oranaise. Edition Dar El Gharb, Oran, 69p.

BRYAN, GW., 1973. The occurrence and seasonal variation of trace metals in the scalopps Pecten maximum and Chlamys opercularis (L). Journal of the Marine Biological Association, 53, 145‐166.

CALABRESE, A., COLLIER, R.S., NELSON, D.A., & MCINNES, J.R., 1973. The toxicity of heavy metals to embryos of the American oyster Crassostrea virginica. Marine Biology, 18, 162‐166.

CAMPANELLA, L., CONTI, M.E., CUBADDA, F., & SUCAPANE, C., 2001. Trace metals in seagrass, algae and molluscs from anuncontaminated area in the Mediterranean. Environmental Pollution, 111, 117‐126.

COSSA, D., BOURGET, E., POULIOT, D., PIUZE, J., & CHANUT JP., 1980. Geographical and seasonal variations in the relationship between trace metal content and body weight in Mytilus edulis. Marine Biology, 58, 7‐14.

CUNHA, I., MANGAS‐RAMIREZ, E., & GUILHERMINO, L., 2007. Effects of copper and cadmium on cholinesterase and glutathione S‐transferase activities of two marine gastropods (Monodonta lineata and Nucella lapillus). Comparative Biochemistry and Physiology, Part C 145, 648‐657.

EISLER, R., 1971. Cadmium poisoning in Fundulus heteroclitus (Pisces: Cyprinodontidae) and other marine organisms. Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 28, 1225‐1234.

GRIMES, S., BOUTIBA, Z., BAKALEM, A., BOUDERBALA, M., BOUDJLLAL, B., BOUMAZA, S., BOUTIBA, M., GUEDIOURA, A., HAFFERSSAS, A., HEMIDA, F., KAIDI, N., KHELIFI, H., KERZABI, F., MERZOUG, A., NOUARA, A., SELLALI, B., SELLALI, M.H., SAMROUD, R., SERIDI, H., TALEB, M.Z., & TOUAHRIA, T., 2004. Biodiversité Marine et littorale Algérienne. Editions Diwan, Alger, 400p.

HICKMAN, C.S., 1992. Reproduction and development of trochean gastropods. Veliger 35, 245‐272.

KRISHNAKUMAR, P.K., ASOKAN, P.K., & PILLAI, V.K., 1990. Physiological and cellular responses to copper and mercury in the green mussel Perna viridis (Linnaeus). Aquatic Toxicology, 18, 163‐173.

LAGADIC, L., CAQUET, T., AMIARD, J‐C., & RAMADE, F., 1997. Biomarqueurs en écotoxicologie. Edition Masson, Paris, 419p.

LANGSTON, W.J., & SPENCE, S.K., 1995. Biological factors involved in metal concentration observed in aquatic organisms. Metal speciation and bioavailability in aquatic systems. John Wiley & Sons, Chichester, 407‐478.

LAUWERYS, R., HAUFROID, V., HOET, P., & LISON D., 2007. Toxicologie industrielle et intoxications professionnelles. Editions Masson, Paris, 1252p.

LEVET DANIELLE LE HEN, A., JACQUES, S., MOUCHELIN, J., & BERLY, A., 2008. Guide pratique des substances toxiques dans les eaux douces et littorales du bassin Seine‐Normandie. Editions Agence de l’Eau Seine‐Normandie, Rouen, 271p.

MAJORI, L., NEDOCLAN, G., MODONUTTI, G.B., & DARIS, F., 1978. Study of the seasonal variations of some trace elements in the tissus of Mytilus galloprovincialis taken in the gulf of Trieste. Revue Internationale d'Océanographie Médicale, 39, 37‐50.

MERZOUKI, M., TALIB, N., & SIF, J., 2009. Indice de condition et teneurs de quelques métaux (Cu, Cd, Zn et Hg) dans les organes de la moule Mytilus galloprovincialis de la côte d'El Jadida (Maroc) en mai et juin 2004. Bulletin de l’Institut Scientifique, Rabat, section Sciences de la Vie, 31, 21‐26.

METAYER, JC., AMIARD‐TRIQUET, C., &, BERTHET, B., 1985. Facteurs biologiques et écologiques contrôlant le niveau d'éléments traces (Cd, Pb, Cu, Zn) chez les Moules et les Huîtres de la Baie de Bourgneuf. Bulletin de la Société des Sciences Naturelles de l'Ouest de la France, 7(2), 53‐69.


96

NEATHERY, M., & MILLER, WJ., 1975. Metabolism and toxicity of cadmium, mercury and lead in animals. Journal of Dairy Science, 58, 1767‐1781.

PELLETIER, E., CAMPBELL, P.G.C., &, DENIZEAU, F., 2004. Ecotoxicologie moléculaire. Presse de l’Université du Québec, Québec, 500p.

PHILLIPS, D.J.H., 1977. The use of biological indicator organisms to monitor trace metal pollution in marine and estuarine environments. Environmental Pollution, 13, 281‐317.

RITZ, D.A., SWAIN, R., & ELLIOTT, N.G., 1982. Use of the mussel Mytilus edulis planulatus (Lamarck) in monitoring heavy metal levels in seawater. Australian Journal of Marine & Freshwater Research, 33, 491‐506.

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