Pris dans leur intégralité, les écosystèmes aquatiques se montrent sensibles à l’exposition aux polluants organiques persistants. Ces derniers, individuellement et/ou dans l’ensemble peuvent provoquer des modifications à tous les niveaux de l’organisation biologique en induisant des réponses biologiques qui se manifestent de manière hiérarchisée à l’échelle des molécules, des cellules, des organismes, des populations et enfin des écosystèmes. Cette hiérarchie de réponses selon le type de perturbation, sa chronicité ou son intensité se révèle fondamental pour une détection précoce et pour la prédiction des conséquences des stress environnementaux causés par la présence des xénobiotiques dans les milieux aquatiques. Ainsi, dans les programmes de biosurveillance on a recours, entre autres, à des indicateurs sublétaux d’exposition et des effets des substances chimiques d’origine anthropiques aux niveaux moléculaires, biochimiques et physiologiques, qui précèdent celles des niveaux écologiques supérieurs. Ces indicateurs sont collectivement appelés biomarqueurs. Le potentiel des biomarqueurs est donc considérable, cependant leur utilisation et leur validité dans les études in situ, fait l’objet de nombreuses controverses écotoxicologiques et de gestion.
Les indicateurs organoleptiques les plus significatifs sont la température, turbidité, couleur, odeur, saveur. L’évaluation des paramètres physico-chimiques précisés par le décret n° 91-980 du 20 septembre 1991 (annexe technique) Se fait à l’aide de la coloration, les huiles minérales, les substances tensioactives (mousses), phénols (odeur), les résidus goudronneux et les matières flottantes. A l’occasion des prélèvements d’eau, le préleveur note l’état de la zone de baignade par rapport à ces différentes caractéristiques, dont la directive prévoit uniquement le constat visuel et olfactif.
- Coloration : par photométrie aux étalons de l’échelle Pt. Co.
- Huiles minérales : par inspection visuelle et olfactive ou extraction sur un volume suffisant et pesée du résidu sec.
- Substances tensioactives réagissant au bleu de méthylène : par inspection visuelle ou spectrophotométrie d’absorption au bleu de méthylène.
- Phénols (indices phénols) : par vérification de l’absence d’odeur spécifique due au phénol ou spectrophotométrie d’absorption. Méthode à la 4-aminoantipyrine.
- Transparence : par disque de Secchi.
- Résidus goudronneux et matières flottantes telles que : bois, plastiques, bouteilles, récipients en verre, en plastique, en caoutchouc et en toute autre matière : par inspection visuelle.
Au-delà des indicateurs suivis pour l’apparition de la directive eaux de baignade, les indicateurs chimiques de la qualité des eaux sont présentés ci-dessous. Les indicateurs chimiques les plus significatifs sont la turbidité, la Demande Chimique en Oxygène (DCO) et la matière oxydable, le Carbone Organique Total (COT), la teneur en nitrates et en phosphates, les Métaux lourds, la teneur en sels et les hydrocarbures.
Principales modifications de la directive eaux de baignade pour 2015:
Concernant les polluants chimiques, (ammoniaque, azote Kjedahl, pesticides, métaux lourds, cyanures, nitrates, phosphates) la recherche a été supprimée sous prétexte qu’ils ne constituent pas un facteur de risque dans le cas d’une utilisation ludique de l’eau pour la baignade.
La conductivité
La conductivité mesure la capacité de l’eau à conduire le courant électrique. Ce paramètre donne une indication de la concentration totale de l’eau en ions. Comme une grande partie des sels dissous dans l’eau s’y trouvent sous forme d’ions (chlorures, nitrates, sodium, calcium, sulfures etc.), la conductivité permet donc également en estimer l’importance. Les variations de ces concentrations peuvent avoir des impacts sur le milieu naturel. Certains ions comme le sodium, le chlorure, les sulfates, le fer et le manganèse peuvent conférer à l’eau potable un goût ou une odeur désagréable. L’eau souterraine, parce qu’elle est en contact avec le substrat minéral durant une période beaucoup plus longue, présente habituellement une conductivité plus élevée que l’eau de surface.
Sédiments
La matière organique (MO) sédimentaire s’accumule par suite de l’effet combiné de l’augmentation de la production détritique et de l’hydrodynamisme faible qui favorise l’accroissement du taux de sédimentation. Une concentration élevée de MO dans les sédiments est un signe manifeste d’intensification de l’eutrophisation. Malheureusement, seule la fraction bio disponible de la MO concourt au phénomène d’eutrophisation. Il serait donc utile, aux fins d’appréciation, de pouvoir facilement évaluer cette fraction. Avec les méthodes d’analyse traditionnelles et plus répandues, l’on évalue le carbone organique total (COT) et non la fraction bio disponible. Le COT s’est avéré être efficace, bien qu’il ne soit pas une mesure de la causalité. C’est en effet un indicateur général de dépistage qui permet d’évaluer la probabilité de qualité sédimentaire réduite et de bio effets associés sur de vastes zones côtières recevant des déchets organiques et autres polluants provenant des activités humaines. Dans le COT il y a cependant de nombreuses fractions, dont de petites molécules biodisponibles et de longs polymères organiques réfractaires. Les méthodes d’analyse pour évaluer les concentrations de différentes formes de matière organique ne sont pas simples et l’évaluation de la biodisponibilité de la MO est encore plus complexe. Récemment, il a été proposé d’évaluer le CBP (carbone organique bio polymère) comme indice de l’état trophique dans les environnements côtiers. Le CBP est la somme des fractions « protéines », « hydrates de carbone » et « lipides » du carbone organique. Cet indice a été testé sans succès pour les eaux de transition, mais le rapport CBP/COT s’est avéré être plus efficace. Il ressort clairement de cet exemple qu’il faut poursuivre les recherches afin de trouver un indicateur de la MO bio disponible dans les sédiments. Le métabolisme net d’un écosystème (NEP pour « Net Ecosystem Production ») peut se définir par les flux de carbone, soit la différence entre la production réalisée par les organismes autotrophes et la respiration qui est assurée par les organismes hétérotrophes. L’activité autotrophe en milieu oxygéné se traduit par la photosynthèse oxygénique qui consomme le CO2 et produit de l’O2 (CO2 + H2O + photons→ CH2O + O2). La matière organique ainsi produite peut être dégradée par des processus hétérotrophes dans la colonne d’eau et/ou les sédiments. Dans un lac où la colonne d’eau est oxygénée, l’activité hétérotrophe de respiration aérobie permet une libération de CO2 et une consommation de dioxygène. La matière organique peut également sédimenter au fond des lacs. Dans les sédiments, la respiration aérobie et anaérobie minéralise la matière organique. Ces processus de diagénèse précoce sont une source importante de CO2 et de nutriments qui peuvent devenir biodisponibles pour la colonne d’eau. Le sédiment constitue donc un puits de carbone et de nutriments plus ou moins durable. La matière organique qui est minéralisée est celle qui est la plus labile. La MO résiduelle devient de moins en moins labile. Les échanges gazeux avec l’atmosphère sont déterminants sur la concentration en CO2 du milieu. L’équilibre thermodynamique régi par la loi de Henry tend à ramener la pression partielle en CO2 dissous à la valeur atmosphérique, soit 400 ppm actuellement. Le CO2 dissous dans les eaux des lacs provient aussi des eaux du bassin versant. Les cours d’eau qui drainent le triangle landais de la forêt des landes de Gascogne sont sursaturés en CO2. Ce CO2 contribue au flux vers l’atmosphère sans pour autant provenir de processus de respiration in situ. A l’échelle globale, les lacs tendent à stocker du carbone qui provient de leur bassin versant et de la production primaire autochtone.
Il est établi que les principaux effets de l’eutrophisation sont, de manière constante, des modifications de la chimie et de la biologie des sédiments, si bien que ces derniers devraient être utilisés comme la clef d’une bonne évaluation de l’état de l’écosystème. Il convient de souligner que la distribution de ces effets dans les sédiments dépend des caractéristiques de la sédimentation, qui sont souvent indépendantes de la distance à la source de pollution. C’est pourquoi tout plan de surveillance doit, en priorité, permettre de dégager une vue claire des caractéristiques de sédimentation. Si un bio film se forme à la surface des sédiments, des problèmes peuvent apparaître notamment pour la biodiversité de beaucoup d’espèces benthiques. De plus, la couche plus ou moins imperméable entraîne une perturbation des cycles biogéochimiques qui sont essentiels pour l’écosystème.
Les variations des conditions physico-chimiques au sein du sédiment influencent la séquestration et la spéciation des éléments retenus. Le moteur des principales modifications physico-chimiques dans le sédiment est la dégradation de la MO par l’activité microbienne. Les réactions d’oxydation et de réductions sont effectuées par des organismes hétérotrophes et chémoautotrophes. Les bactéries utilisent des oxydants de moins en moins puissants (l’énergie des réactions est décroissante) : respectivement O2, NO3-, Mn(IV) et Fe(III), SO4 2- , pour l’oxydation de la matière organique. Cette chaine de réactions s’appelle la diagenèse précoce. Le résultat de ces réactions redox est une transformation d’une grande partie de la matière organique originelle en composés plus simples. Les modifications des conditions physico-chimiques qui en résulte induisent, outre la destruction d’une partie de la matière organique, la solubilisation d’autres phases porteuses d’éléments traces métalliques comme les oxy (hydr) oxydes de Fe-Mn et la remise en solution des éléments traces associés. Si des conditions anoxiques apparaissent, des sulfures métalliques, très peu solubles, se forment conduisant à l’immobilisation des éléments traces métalliques. La succession de réactions ayant lieu pendant la diagenèse précoce se résume selon le paradigme de Freolich. Les processus d’oxydoréduction ayant lieu lors de dégradation de la matière organique par les microorganismes dans un sédiment marin suivent la baisse de niveau du potentiel d’oxydoréduction (pe). La respiration aérobie est la première étape de l’oxydation de la MO. La majorité de la MO sédimentée est dégradée (i.e. jusqu’au CO2) via ce processus : environ 90% en milieu océanique et 50% en milieu côtier. Par la suite la dénitrification est le premier processus de la zone suboxique du sédiment. Ce processus permet de dégrader la MO non dégradée par la respiration aérobie. Les microorganismes se servent de l’azote comme source d’énergie afin de dégrader la MO. Les oxydants utilisés par la suite sont les oxydes de Fe et Mn. La réduction du MnO2 produit du Mn2+, lequel peut diffuser jusqu’à l’interface eau/sédiment où il se réoxide et précipite. Récemment, Madison et al. (2013) ont montré qu’en fait le cycle du Mn était plus complexe et impliquait des espèces intermédiaires solubles comme Mn(III). La réduction du Fe3+ produit du Fe2+ qui réagit rapidement avec le soufre présent sous forme d’HS- lui-même issu de la réduction des sulfates. Cette réaction induit la pyritogenèse. Enfin les processus de sulfatoréduction et rarement de méthanogenèse interviennent en zone anoxique, lorsque tous les oxydants ont été consommés. Plusieurs études ont démontré, l’importance du rôle des ions sulfures dans le piégeage des métaux divalent (Cu, Zn, Pb, Cd, Ni) soit par adsorption sur les sulfures de Fe soit par formation de sulfures métalliques. Les contaminants accumulés dans les sédiments de nombreuses zones côtières sont susceptibles d’être libérés dans la colonne d’eau lors de remises en suspension naturelles (vagues…) ou liées à des activités humaines y compris le dragage et le chalutage. Ils constituent alors une menace pour la qualité de l’eau et des écosystèmes aquatiques. La remise en suspension de particules peut conduire à une désorption des surfaces solides (Morin & Morse 1999) ou à la dissolution de phases minérales précipitées et à la remise en solution des éléments traces métalliques associés. Ainsi, l’oxydation des sédiments sulfurés entraînés dans les eaux susjacentes lors des resuspensions ou des dragages va favoriser la remise en solution des métaux associés. La reprécipitation de Fe et Mn sous forme d’oxyde va permettre de séquestrer une partie des métaux remobilisés. Même en l’absence de perturbation physique le sédiment peut constituer une source d’éléments traces métalliques pour la colonne d’eau. En effet, les processus diagénétiques favorisent la remise en solution de certains éléments et si les conditions sont favorables ces éléments peuvent diffuser à travers l’interface eau-sédiment, ou être évacués par les courants d’advection qui se déplacent dans le sédiment. L’impact des processus de resuspension qu’ils soient naturels ou induits par l’homme sur la qualité des eaux est complexe. En effet les particules remises en suspension sont également susceptibles d’adsorber les métaux présents en solution. Par ailleurs dans le milieu marin, les limites rédox sont assez difficiles à définir car de nombreux facteurs viennent perturber ces limites. Ainsi, la bioturbation (Vers de vase…), la présence de « niche » locale en lien avec la bactériologie mais aussi les perturbations causées par le passage des bateaux modifient le « tracé » physico-chimique du sédiment. La mesure directe du potentiel d’oxydoréduction dans le sédiment ou le milieu aquatique à l’aide d’une électrode est délicate. Les valeurs obtenues sont rarement significativement interprétable. Même lorsque des conditions appropriées pour la mesure sont obtenus, les résultats sont significatifs uniquement pour les composants dont le comportement est électrochimiquement réversible à la surface de l’électrode.
Les colloïdes sont des molécules ou des particules ayant une dimension comprise entre 1 nm et 1 µm. Ils jouent un rôle primordial dans la distribution et le comportement des éléments traces métalliques en milieu estuarien. Ceci est lié essentiellement à deux propriétés caractéristiques des colloïdes : a) leur surface spécifique élevée, qui induit une densité importante de sites d’adsorption et/ou d’absorption pour les éléments dissous à l’état de trace et b) leur petite taille, qui fait que les colloïdes ne se déposent pas et restent en suspension. Le rôle des colloïdes vis-à-vis des éléments traces métalliques peut être direct (agrégation, coagulation, floculation) ou indirect en favorisant l’existence de processus chimiques (réactions de complexation, redox, etc…). Il est important de noter que ces différents processus peuvent avoir lieu à différentes périodes de l’année mais aussi dans différentes zones du gradient salé.
Le carbone organique total
Le carbone organique total (COT) permet de suivre l’évolution de la pollution organique des milieux aquatiques. Il provient de la décomposition de débris organiques végétaux et animaux. Il peut également provenir de substances organiques émises par les effluents municipaux et industriels. C’est le carbone organique dissout (COD) qui donne une coloration brune ou ambrée à l’eau. Puisque les micro-organismes aquatiques consomment d’importantes quantités d’oxygène pour décomposer les molécules organiques, des concentrations élevées de COD peuvent affecter les réserves d’oxygène des cours d’eau. Pour une eau de surface, le COT est en général composé de 90% de COD et de 10% de CO Particulaire. Le COD représente la matière organique restante après filtration sur des membranes de 0,45 mm. Il existe une corrélation entre le COD et l’absorbance UV : UV (254 nm) / COD env. 0,03 à 0,04 pour des eaux de surface. Le Carbone Organique Dissous Biodégradable (CODB) est estimé à partir de la décroissance du COD après une longue période d’incubation (28 jours) en présence d’une suspension de bactéries (AFNOR T 90-318) ou d’une biomasse fixée (AFNOR T 90-319). Pour les eaux de surface, la valeur du CODB est en général au maximum de 30% du COD.
Les termes COR ou CODR sont réservés au carbone organique bio réfractaire dans les conditions du test : COR = COD – CODB (GLS mémotec25).
La détermination du taux de carbone peut être considérée comme une très bonne approximation de la quantité de matières organiques, dans la mesure où cet élément est le constituant majeur de ces composés. Il convient de distinguer immédiatement le carbone organique total (COT) du carbone total (CT) qui fait intervenir, en plus, le carbone minéral, c’est-à-dire essentiellement le CO2 dissous et le carbone lié aux carbonates et bicarbonates de l’eau. Sauf cas particulier d’une pollution d’origine chimique, caractérisée par des rejets massifs de CO2 ou de la pollution est évidement liée seulement au COT. La mesure du COT fait l’objet de procédures standardisées. On distingue les méthodes d’oxydation : catalytique à haute température (SMC 5310B) utilisant des oxydes de cobalt ou du chromate de baryum (BaCrO4) ; au persulfate (K2S2O8) avec exposition aux UV (SMC 5310C) ou procédant par voie humide en autoclave à des températures comprises entre 116 et 130 C.
Le choix de la méthode est déterminé par la concentration en COT de l’échantillon qui est variable selon les rejets et des limites de détection souhaitée ; de l’ordre de 1 mg C/L pour l’oxydation catalytique, ≈ 0,1 mg C/L pour l’oxydation au persulfate par voie humide et ≈ 0,01 mg C/L pour l’oxydation au persulfate couplée à l’exposition aux UV. La précision des mesures est fonction de la méthode utilisée mais généralement comprise entre 5 et 10 % pour des concentrations de COT allant de 2 à 25 mg C/L. Le carbone inorganique est essentiellement présent dans les eaux naturelles sous forme de carbone inorganique dissous (DIC). Le DIC est constitué de dioxyde de carbone dissous (CO2aq), d’acide carbonique (H2CO3), d’ions bicarbonates (HCO3 – ) et d’ions carbonates (CO3 2- ). Ces différentes phases sont en équilibre dans l’eau. Cet équilibre dépend de la pression et de la température et est caractérisé par des constantes thermodynamiques. La forme H2CO3 est associée à la forme CO2aq sous le terme de CO2* qui correspond au CO2 dissous total.
Le ratio en carbone organique/teneur en azote total (C/N) est une valeur indicatrice du degré d’évolution des matières organique.
Selon ce référentiel, un ratio C/N inférieur à 10 représente une minéralisation favorisée et à la production d’azote minéral. Dans la zone autour de 20, la minéralisation et l’humification s’équilibre. Au-delà de 50, la quantité d’azote nécessaire à la décomposition des molécules organiques n’est pas fournie et les processus de minéralisation et d’humification est très lente. Les valeurs ne sont pas représentatives en cas de pollution aux HAPs
Oxygène dissout
L’eau absorbe autant d’oxygène que nécessaire pour que les pressions partielles d’oxygène dans le liquide et dans l’air soient en équilibre. La solubilité de l’oxygène dans l’eau est fonction de la pression atmosphérique, de la température et de la minéralisation de l’eau : la saturation en O2 diminue lorsque la température et l’altitude augmentent. La concentration en oxygène dissout est un paramètre essentiel dans le maintien de la vie, et donc dans les phénomènes de dégradation de la matière organique et de la photosynthèse. C’est un paramètre utilisé essentiellement pour les eaux de surface. Au niveau de la mer à 20°C, la concentration en oxygène en équilibre avec la pression atmosphérique est de 8,8 mg/l d’O2 à saturation. Une eau très aérée est généralement sursaturée en oxygène (torrent), alors qu’une eau chargée en matières organiques dégradables par des micro-organismes est sous-saturée. En effet, la forte présente de matière organique, dans un plan d’eau par exemple, permet aux micro-organismes de se développer tout en consommant de l’oxygène. L’oxygène dissout est donc un paramètre utile dans le diagnostic biologique du milieu eau qui ce mesure par la méthode de Winkler ou méthode électrométrique (oxygène mètre). Les processus aérobies se produisent dans les environnements oxygénés. Ils libèrent du phosphore et de l’azote inorganique dissous, dont le nitrate est la forme la plus stable dans les milieux aquatiques bien oxygénés. L’ammonium est en revanche rapidement nitrifié. En milieu faiblement oxygéné, le nitrite peut s’accumuler car la conversion du nitrite en nitrate est limitée. Ce type d’environnement favorise le processus d’anammox. La solubilité apparente des ions phosphates est limitée en milieu oxygéné, essentiellement en raison de l’affinité de ces ions avec les oxydes de fer, qui sont stables en présence d’oxygène. Cependant, lorsque les surfaces d’adsorption sont saturées, les phosphates peuvent s’accumuler en solution. Les processus anaérobies se produisent en l’absence d’oxygène. Les milieux anoxiques ne sont toutefois pas dépourvus d’oxydants, puisque cette notion d’oxydo-réduction est relative. Par exemple, les oxydes de Mn et de Fe peuvent être présents dans les milieux anoxiques et peuvent oxyder des composés réduits tels que les sulfures ou le méthane. En milieu anoxique, l’ammonium est la forme stable de l’azote. Il peut toutefois être oxydé en nitrate par des oxydants, tels que les oxydes de Mn. Le phosphore peut être libéré à partir du moment où les oxydes de fer riches en phosphate adsorbé sont dissous par réduction. L’absence d’oxygène ne suffit pas à réduire les oxydes de fer. Il faut un réducteur fort, tel que le sulfure ou de la matière organique labile. Cette dernière est minéralisée par les processus anaérobies, tandis que la matière organique plus réfractaire peut persister dans les environnements anoxiques. En revanche, la dégradation de ce matériel réfractaire est favorisée par effet d’amorce lors d’apports de matière organique labile. Les oscillations redox 32 amplifient la minéralisation de la matière organique.
La demande chimique en oxygène
La DCO (demande chimique en oxygène) exprime la quantité d’oxygène nécessaire pour oxyder la matière organique (biodégradable ou non) d’une eau à l’aide d’un oxydant, le bichromate de potassium. Ce paramètre offre une représentation plus ou moins complète des matières oxydables présentes dans l’échantillon (certains hydrocarbures ne sont, par exemple, pas oxydés dans ces conditions). L’objectif de la DCO est donc différent de celui de la DBO (Demande Biologique en Oxygène).
La DCO peut être réalisée plus rapidement que la DBO (oxydation » forcée « ) et donne une image de la matière organique présente, même quand le développement de micro-organismes est impossible (présence d’un toxique par exemple). Le résultat s’exprime en mg/l d’O2. Généralement, la DCO vaut de 1,5 à 2 fois la DBO5 pour les eaux usées domestiques.
La relation empirique suivante lie la DBO5, la DCO et la matière organique de l’échantillon (MO) : MO = (2 DBO5 + DCO) / 3. L’oxydabilité est une mesure similaire à la DCO, utilisée dans le cas de faible concentration en matière organique (DCO < 40 mg/l d’O2). La détermination de la demande chimique en oxygène s’effectue sur liquide après décantation et, si nécessaire sur lixiviats, suivant la norme Afnor T 90-101 : Méthode par le bichromate de potassium. Pour ces deux composés, on s’intéresse au rapport DBO5/DCO :
| DBO5/DCO | Evaluation |
| DBO5/DCO> 0.6 | Il n’y a pas de problème. |
| 0.2<DBO5/DCO<0.6 | C’est une situation moyenne, il y a une biodégradabilité. Le milieu est dans les limites d’eutrophisation acceptable. |
| DBO5/DCO<0.2 | Il y a eutrophisation et pollution importante. |
Le rapport DCO/DBO5 donne une première estimation de la biodégradabilité de la matière organique d’un effluent donné. On convient généralement des limites suivantes :
o DCO/DBO5< 2 : l’effluent est facilement biodégradable ;
o 2 < DCO/DBO5< 3 : l’effluent est biodégradable avec des souches sélectionnées ;
o DCO/DBO5> 3 : l’effluent n’est pas biodégradable.
En outre, pour être performants, les micro-organismes épurateurs exigent des apports spécifiques en nutriments (DBO5, azote et phosphore) dans les proportions DBO5/N/P = 100/5/1. (GLS mémotec19).
La demande biologique en oxygène
La flore totale microbienne est traduite par une mesure : La Demande Biochimique en Oxygène sur cinq jours (DBO5) qui correspond à la quantité de pollution facilement biodégradable. Elle se mesure par la quantité d’oxygène consommée en 5 jours par les micro-organismes contenus dans l’effluent pour oxyder une partie des matières carbonées. Les bactéries qui éliminent du carbone ont besoin d’O2 pour : L’oxydation complète d’une fraction de la matière organique ; La respiration endogène (lié à la biomasse) ; La détermination de la demande biochimique en oxygène en cinq jours sur liquide après décantation et, si nécessaire sur lixiviat s’effectue selon la norme Afnor T 90-103 ;
Une DBO élevée indique donc que les concentrations en oxygène dissout seront réduites, ce qui peut représenter une menace pour certaines espèces de poissons, dont particulièrement les salmonidés (ombles et truites). On considère qu’une eau est polluée par une trop grande quantité de matière organique si la DBO est supérieure à 10 mg/L.
La demande totale en oxygène
La DTO est la quantité d’oxygène (exprimée en mg O2/L) nécessaire à la combustion totale en atmosphère oxydante d’un litre d’effluent selon les réactions chimiques suivantes :
À noter que les composés soufrés sont oxydés en SO2 et SO3 dans un rapport fixe.
Dans la majorité des cas, les DTO et DCO sont très voisines (sauf si l’échantillon contient des ions tels que le chlorure. La DTO fait l’objet d’une procédure normalisée ASTM-D6238. L’intérêt de cette méthode réside dans l’obtention rapide de résultats (de l’ordre de 3 min), mais elle nécessite un appareillage spécialisé. Le principe de la technique consiste en l’oxydation directe des matières organiques contenues dans des échantillons poussées par un gaz vecteur (azote) sur le garnissage catalytique en platine d’un four porté à haute température en présence d’une quantité connue d’oxygène. Les variations de la pression partielle en oxygène sont suivies par une cellule électrolytique spécifique. La méthode est applicable à tous les types d’eau dont la DTO est supérieure ou égale à la limite de détermination de 100 mg O2/L, et ne dépasse pas 100 000 mg O2/L.
En France, la DTO définie ci-dessus n’est pas utilisée par les agences de l’eau (pour le calcul de la redevance pollution). En effet, on prend en compte l’ensemble des matières oxydables (MOX) contenues dans l’effluent polluant. Celles-ci sont dotées d’un pouvoir réducteur qui se calcule selon la formule suivante :
Le rapport DCO/DBO5 détermine en outre la possibilité et le rendement de dégradation que l’on peut espérer par un traitement d’oxydation biologique. Si ce rapport est inférieur à 3, on peut dire que l’effluent est facilement biodégradable et un traitement biologique devrait être capable d’éliminer l’essentiel de la pollution. Rappelons que la plupart des matières organiques ne deviennent polluantes que lorsqu’elles se retrouvent en excès dans le milieu. Les matières organiques non biodégradables sont essentiellement constituées par les hydrocarbures.
Sulfures acides volatiles (SAV)
La concentration des SAV dans les sédiments est un bon indicateur de la réduction bactérienne des sulfates et, par conséquent, de l’état d’eutrophisation. Ces SAV représentent les composés chimiques produits par la réaction entre les composés de soufre réduit et les cations disponibles dans les sédiments. La grande masse de ces cations représente le pouvoir tampon chimique des sédiments. Il existe à l’encontre du soufre réduit de nombreux systèmes tampons qui empêchent sa diffusion et sa toxicité. Le plus important est la réoxydation chimique en sulfate, mais quand le flux d’oxygène dans les sédiments est ralenti par une demande biologique accrue, le souffre réduit réagit avec les cations et accroît la concentration en SAV. Quand le pouvoir tampon des sédiments est à saturation, le sulfure exerce sa toxicité sur le milieu environnant. Comme le cation le plus abondant dans les sédiments est le fer et que la teneur en fer des sédiments représente leur pouvoir tampon chimique, l’indice SAV/Fe(II) a été proposé comme représentatif de ce pouvoir tampon. Cet indice a une utilité potentielle dans les travaux sur l’eutrophisation, mais appelle une poursuite des recherches.
Les tapis microbiens sont caractérisés par la forte interaction entre les différents cycles biogéochimiques de l’oxygène, du soufre, et du carbone. Les communautés sulfato-réductrices, phototrophes anoxygéniques sulfureuses et sulfo-oxydantes constituent les trois principaux groupes physiologiques des tapis impliqués dans le cycle du soufre. Un tel écosystème représente un modèle idéal d’étude du cycle du soufre. De part l’état d’oxydation variable du soufre de –2 (sulfure : S2-) à +6 (sulfate : SO42-), les différents composés soufrés existants (sulfate, sulfite, soufre, thiosulfate, polythionates) peuvent être oxydés en tant que donneur d’électrons ou réduit en tant qu’accepteur d’électrons. Les bactéries jouent un rôle important dans ces différents processus. Le soufre constitue un élément essentiel pour ces organismes vivants, puisqu’il intervient dans la composition d’acides aminés (cystéine, méthionine), la structure tertiaire de protéines (ponts disulfures), la constitution de coenzymes (thiamine, biotine) et d’osmolytes, mais aussi au niveau de centres réactionnels d’enzymes (en association avec le fer) impliqués dans divers métabolismes bactériens.
Le cycle du soufre correspond à la combinaison de plusieurs processus biologiques ou chimiques mis en jeu, assurant le renouvellement dynamique des donneurs et accepteurs d’électrons dans le tapis microbien. Au sein du tapis, les différents groupes bactériens sont très proches les uns des autres permettant ainsi une étroite relation entre les différents processus biologiques présents. Dans les tapis microbiens, le sulfure (H2S, HS–, S2-) s’accumule principalement au niveau de la zone anoxique. En effet, au contact de la zone oxique le sulfure est rapidement réoxydé en soufre élémentaire (S°) stocké à l’intérieur de globules intracellulaire ou extracellulaire, et en sulfate (SO42-) par l’action des bactéries sulfo-oxydantes et des cyanobactéries. En absence d’oxygène et en présence de lumière, ce sont les bactéries phototrophes sulfureuses qui réalisent l’oxydation du sulfure en soufre (bactéries pourpres) accumulé dans des réserves intra- ou extracellulaires, ou en thiosulfate (S2O32-) puis sulfate (bactéries vertes). Les bactéries pourpres sulfureuses ont toutefois la capacité de réaliser à l’obscurité la réduction dissimilatrice du soufre (en faible quantité).
Le pouvoir tampon est un phénomène qui permet à un milieu de conserver un pH stable, il est constituer du acide et de sa base conjuguée. Le grand défaut d’une station d’épuration c’est que la phase d’anoxie dans le bassin d’aération n’est pas suffisamment longue pour casser cet effet tampon, ce qui diminue le potentiel épuratoire d’une station. Il faudrait commencer par un bassin d’anoxie, donc développé un microbiote différent, avant de cultiver l’aérobiose présent dans le bassin d’aération. Afin de supprimer cet effet tampon ce qui faciliterait la dénitrification. Sur une station pilote j’ai obtenu 100% de dénitrification !
Le Métox
Cet indicateur est une unité qui exprime un niveau relatif de pollution par des toxiques durables, dans des effluents. Il considère et additionne individuellement des valeurs estimées pour huit polluants majeurs et non biodégradables que sont : l’arsenic et sept métaux lourds: mercure, cadmium, plomb, nickel, cuivre, chrome et zinc.
Il ne prend pas en compte les synergies qui existent entre ces polluants ou entre ces polluants et d’autres, ni le fait que le milieu récepteur est déjà plus ou moins pollué et donc plus ou moins sensible à une pollution supplémentaire. Chacun des éléments cités ci-dessus est analysé dans l’eau. Il est affecté d’un coefficient d’autant plus élevé que sa toxicité à long terme est importante, selon les données scientifiques disponibles. Les coefficients multiplicateurs sont les suivants : le mercure est multiplié par 50, l’arsenic, le cadmium et le plomb par 10, le nickel et le cuivre par 5, le chrome et le zinc par 1. Chaque coefficient a été calculé à partir de tests biologiques et sur validation d’experts. Le Métox est exprimé par la somme moyenne par unité de temps (généralement la journée) de la masse d’éléments multipliée respectivement par les coefficients définis ci-dessus. Par exemple un rejet de 2 g/j de mercure et de 10 g/j de cuivre donne : 2 × 50 + 10 × 5 = 150 g de Métox/j. Un flux de Métox est exprimé en équivalent habitant (ex : rejet moyen de 0,23 g/j par habitant).
L’analyse EDA (Effect Directed analysis)
Caroline GARDIA-PAREGE UMR 5805 CNRS C’est une adaptation européenne de cette démarche mais à la différence de l’approche TIE (US), l’EDA utilise, en plus des tests biologiques in vivo, des modèles in vitro et possède des étapes de simplification des échantillons. L’EDA s’est développée en Europe dans les années 1980. En 1986, l’approche, nommée alors « bioassay-directed Chemical fractionation », est décrite et appliquée avec succès par Schuetzle and Lewtas (1986) pour identifier des composés mutagènes dans des particules de diesel. Depuis, les articles utilisant l’approche EDA sont en nombre croissant chaque année. L’EDA est basée sur la simplification séquentielle d’un échantillon biologiquement actif afin de séparer puis identifier les composés responsables de l’activité mesurée. Après avoir caractérisé l’activité biologique d’un échantillon environnemental, le mélange complexe est soumis à un ou plusieurs processus physico-chimiques de fractionnement afin de réduire la complexité de la matrice. Après chaque étape de fractionnement, les fractions générées sont testées biologiquement à l’aide de bioessais in vivo et/ou in vitro afin de séparer les fractions les plus actives. La caractérisation moléculaire est ensuite réalisée sur ces fractions. Cette étape utilise généralement diverses techniques chromatographiques couplées à la spectrométrie de masse et à la spectrométrie de masse haute résolution. L’étape ultime est la confirmation. Les composés identifiés sont testés sur les bioessais de manière à confirmer leurs effets biologiques.
l’analyse dirigée par l’effet a apporté des explications ou des compléments de réponse à plusieurs problématiques de recherche basées sur différents niveaux de contamination allant des sources aux organismes en passant par le milieu naturel. La démarche a donné la possibilité d’établir un lien entre les effets écotoxicologiques et les molécules responsables des anomalies biologiques observés. Le cas de la rivière La Dore et l’étude sur les coquillages toxiques ont permis de montrer l’utilité de l’analyse dirigée par l’effet pour comprendre les causes de perturbations écologiques de la faune et la flore dans le milieu aquatique, là où les techniques conventionnelles n’ont pu apporter de réponse. Au vu de sa capacité à corréler effet/cause, l’EDA est un outil pertinent pour répondre aux enjeux actuels de la DCE qui prône la surveillance chimique du milieu tout en évaluant son état écologique. Cependant, il est souvent observé que les micropolluants sont présents dans le milieu naturel à des concentrations très faibles qualifiées d’ultra-traces. Diverses molécules possèdent un impact biologique à ces concentrations mais ne peuvent pas être détectées par les instruments analytiques. Le couplage de l’approche EDA avec de nouveaux outils de prélèvements comme les échantillonneurs passifs augmente dans certain cas l’efficacité de la démarche. L’échantillonnage passif comme les POCIS, permet entre autre de retenir les molécules présentes dans le milieu et de les concentrer afin d’aider à leur détection. Le couplage POCIS/EDA amène à l’identification de composés biologiquement actifs qui pourraient passé inaperçus lors d’un prélèvement classique et représente donc une combinaison judicieuse pour l’application de l’EDA dans le milieu. Pour obtenir une démarche puissante, il est indispensable de coupler l’approche avec l’identification par HRMS afin de pouvoir caractériser un maximum de composés, connus mais également inconnus. Cette combinaison a permis, dans ces travaux, d’identifier plus d’une dizaine de molécules non recherchées à priori. Ces composés ont été identifiés en parallèle à des composés recherchés en routine dans différentes matrices telles que les eaux usées, les boues de stations d’épuration et les lisiers. Parmi eux, deux composés, la daidzéine et la désoximétasone, ont été confirmés comme perturbateurs endocriniens. D’autres composés identifiés soulèvent des questionnements sur leur danger pour les écosystèmes. L’EDA a également permis de trouver la présence de composés halogénés de type polybromés chez des organismes aquatiques présentant une toxicité inexpliquée. Ces molécules apportent une piste de recherche alors que les méthodes biologiques et chimiques conventionnelles ne donnaient aucune explication plausible quant aux causes de cette toxicité. Des tests biologiques complémentaires sont à mener pour conclure sur les risques éventuels que représentent toutes les molécules identifiées. Dans l’évaluation des risques environnementaux, il est envisageable que l’identification de « nouvelles » molécules par l’EDA amène à un enrichissement des listes de priorisation des composés dans le cadre réglementaire. L’un des atouts majeurs dans l’approche est la caractérisation d’effets biologiques régis par un ensemble de molécules. Des effets mélange de composés ont pu être mis en évidence au cours de ces travaux. Une activité androgénique non observable sur l’échantillon brut de boue de stations d’épuration a été remarquée grâce à la séparation des composés par le fractionnement. Cette activité était masquée dans l’échantillon global par la présence d’une activité antagoniste forte. Un effet d’additivité entre des molécules activant les récepteurs X des prégnanes a été mis en avant dans une eau usée brute et des boues issues de stations d’épuration. Actuellement, les effets de mélange sont très peu abordés dans la littérature scientifique surtout en ce qui concerne leur identification dans des échantillons environnementaux. L’analyse dirigée par l’effet a permis dans ces travaux de mettre en évidence leur présence dans des matrices complexes comme les eaux et boues de STEP. Aujourd’hui, cette approche est l’une des rares permettant d’identifier de tels effets entre les composés. La mise en évidence de ces effets permettrait à terme le modifier la recherche de composés dans l’environnement, si la caractérisation des molécules est finalisée. La surveillance des composés ne se focaliserait plus uniquement sur des molécules actives mais ciblerait un ensemble de composés actifs et/ou non actifs.
En plus des conditions environnementales, la variabilité du milieu et des communautés benthiques associées peut être également induite par des perturbations sévères de plusieurs types : pollution par les hydrocarbures, contaminations métalliques, crises dystrophiques et/ou hypoxiques, etc. Actuellement, il est très difficile de définir un bon indicateur pour des communautés estuariennes naturellement adaptées (tolérantes aux variations environnementales) au sein d’un environnement de transition comme les estuaires qui sont également sujets à des stress d’origine anthropique. C’est l’« estuarine quality paradox » défini par Dauvin (2007) et discuté par la suite par Elliott & Quintino (2007), Dauvin & Ruellet (2009), Dauvin et al. (2012).
La phase d’analyse de. Caractérisation de l’exposition et caractérisation de l’effet amène à l’étape de la caractérisation du risque qui combine toutes les données obtenues (U.S Environmental Protection Agency, 1998). Cette dernière étape permet entre autre d’établir des valeurs guides renseignant sur le risque écologique. Les normes couramment employées à l’échelle mondiale sont la PEC (Predicted Environmental Concentration), c’est-à-dire la concentration attendue d’un composé dans l’environnement, et la PNEC (Predicted Non Effect Concentration), c’est-à-dire la concentration d’un contaminant en-dessous desquelles il n’y a pas d’effets biologiques. Le rapport PEC/PNEC permet d’estimer le potentiel risque d’un composé sur l’environnement. Au niveau européen, dans le cadre de la DCE et pour répondre à la politique communautaire, des Normes de Qualités Environnementales (NQE) ont été établies. Une fois enregistrées, ces valeurs sont utilisées afin de définir le « bon état écologique et chimique » des écosystèmes aquatiques et servent donc de données guides pour la surveillance de la qualité du milieu.
L’eau dans tous ses états
« Ne pas avoir peur de changer l’apparence des choses, car la réalité n’est qu’une apparence. » Louis Claude Vincent
L’eau possède des propriétés remarquables, or la plupart du temps on ne la considère que comme un solvant ordinaire H2O. Chez l’homme elle représente 70 % en masse, mais conventionnellement les concentrations sont indiquées en nombre de molécules par litre d’eau, soit en mol/L, 1 mol correspond au nombre d’Avogadro 6,023.1023. Ce qui permet de changer de cadre en disant que l’eau représente 99,1 mol% puis 0,5 mol% d’ions et 0,4 mol% de matière organique ou communément carbonée, donc la vie n’est que de l’eau.
L’eau est une substance aux propriétés très particulières qui ne peuvent pas être expliquées dans le cadre de la physique classique. L’eau gèle à 0 °C mais pas que, ça dépend de sa concentration et de sa composition en sel minéraux :
T= -42°C : limite basse pour de l’eau liquide surfondue
T= -13°C : maximum de capacité calorifique isochore
T= 0°C : cristallisation de la glace hexagonale
T= 4°C : maximum de densité de l’eau liquide
T= 37°C : minimum de capacité calorifique isobare
T= 46°C : minimum de compressibilité isotherme
T= 64°C : minimum de compressibilité adiabatique
T= 100°C : vaporisation de l’eau liquide
T= 280°C : limite haute pour l’existence de l’eau liquide surchauffée
- Qu’est ce que la bioélectronique de Louis-Claude Vincent ?
Par André FOUGEROUSSE, Professeur à l’Université Louis Pasteur de Strasbourg. Ancien Doyen de la Faculté de Chimie. Directeur-adjoint du Laboratoire de Chimie des Polyphénols.
Cette technique représente une mesure objective du terrain, une méthode de détection précoce des troubles de dégénérescence. Dans les années soixante, Louis-Claude VINCENT, ingénieur de l’Ecole Supérieure des Travaux Publics, met au point une technique simple d’évaluation de l’état de santé d’un individu, en mesurant trois paramètres physico-chimiques (au moyen de trois électrodes) sur le sang, la salive et l’urine. En comparant des malades à un groupe témoin, il constate que chaque type de maladie est caractérisé par des valeurs particulières de ces paramètres. En effectuant cerelevé (un laboratoire d’analyses médicales strasbourgeois est équipé pour le faire), on obtient une photographie instantanée de l’état de santé. Cette technique apparaît ainsi comme une excellente méthode complémentaire de dépistage précoce des maladies, mais elle permet également de suivre l’évolution du terrain d’un malade soumis à un ou des traitements, destinés à l’aider à guérir.
Les trois paramètres retenus par L.C. VINCENT sont :
- le pH, qui mesure le niveau d’acidité
- le rH2, qui mesure le niveau d’oxydation
- la résistivité r (rô), qui rend compte globalement de la quantité de sels minéraux dissous.
Les maladies modernes sont caractérisées par les déviations suivantes : un sang de plus en plus alcalin (le pH augmente, au-delà de 7,30), de plus en plus oxydé (le rH2 augmente, au-delà de 22), de plus en plus surchargé en minéraux (r diminue), ce qui se traduit, dans le calcul de quantification, par une énergie stockée qui croît de façon spectaculaire ; une salive qui dérive dans le même sens que le sang (pH supérieur à 6,80, rH2 supérieur à 22, apparition d’une surcharge minérale) ; des urines de plus en plus acides (le pH diminue, en dessous de 5,0), de plus en plus réductrices (le rH2 diminue, en dessous de 20), de moins en moins minéralisées (r augmente): elles éliminent les protons et les électrons qui devraient rester dans le sang, et n’éliminent plus assez les minéraux-résidus.
Le paramètre rH2 est particulièrement adapté pour apprécier les dégâts dus au stress oxydant (provoqué par les radicaux libres), dont la médecine reconnaît aujourd’hui qu’il est responsable du développement de l’arthérosclérose, des cancers, des lésions ischémiques, des rhumatismes, de nombreux troubles de dégénérescence (vieillissement, cataracte, maladies de Crohn, d’Alzheimer, de Parkinson), et qu’il accompagne d’autres pathologies, comme le diabète, les insuffisances rénales et pulmonaires, le sida, ainsi que le métabolisme de certains médicaments.
- L’état quantique de l’eau
Selon le Pr Marc Henry est enseignant-chercheur et professeur à l’université de Strasbourg où il enseigne la chimie, la science des matériaux et la physique quantique (UMR 7140), à donné lieu à environ 140 publications ayant fait l’objet de plus de 8000 citations, Spécialiste de l’eau, de la cellule et de la physique quantique, est un chercheur qui essaye de comprendre l’eau sous tous ses aspects :physique, chimique et biologique.
Dr Luc Montagnier prix Nobel de médecine 2008, qui travail dans la continuité du Dr Jacques Benveniste médecin immunologue, ou le monde publie un article le 30 juin 1988 intitulé : « Une découverte française pourrait bouleverser les fondements de la physique la mémoire de la matière. Un groupe de l’INSERM, révèle dans la revue Nature, avoir réussi à mettre en évidence un phénomène encore inexplicable, qui pourrait bouleverser les conceptions actuelles sur la structure de la matière. Etrange hallucination collective ou véritable révolution scientifique ? Il s’agit ni plus ni moins de découvrir si certains fondements actuels de la physique, de la chimie et de la biologie doivent ou non être remis en question. Après de longs mois d’hésitations, la prestigieuse revue scientifique britannique Nature s’est enfin résolue à publier ce qui est, selon son directeur, M. John Maddox, un phénomène » incroyable » : la preuve apportée par une équipe de biologistes internationaux, conduite par un Français, le docteur Jacques Benveniste, qu’une information biologique spécifique peut être transmise par de l’eau a priori pure ; ou encore que l’eau est capable de conserver le » souvenir » de molécules biologiquement actives ayant été à son contact mais qui, à la suite de dilutions répétées, ont fini par disparaitre. Ainsi, on pourrait penser qu’il peut exister des » effets moléculaires sans molécules « , une conclusion qui, parce qu’elle bouleverse les principes essentiels sur lesquels se sont construites la chimie, la physique et la biologie contemporaines, ne peut que donner des cauchemars aux scientifiques du monde entier. » Toute révolution passe par 3 étapes : ridicule, dangereuse puis évidente !
L’eau propice à la vie va descendre le long des ruisseaux et lorsqu’elle rencontre des tourbillons ou des cascades et chargée d’oxygène et de minéraux, les molécules ce polymérises, ce regroupes sous différentes formes de ballons que l’on appels des clusters.