Analyse des contaminants chimiques dans les sédiments

2.3.1 HAPs et PCBs

Les 16 HAPs et les 7 congènères de PCBs préconisés par la norme EPA ont été mesurés dans les sédiments par Flandres Analyses (Dunkerque). S’agissant de mesures par prestation, le protocole ne sera pas décrit en détail. Les composés organiques ont été extraits à partir de 2 g de sédiment séché par microonde (120°C pendant 15 min, 1200 W) dans 40 mL d’un mélange d’acétone :hexane (1 :1, v :v). Le solvant a ensuite été évaporé sous flux d’azote dans un TurbVap et puis concentré à 1 mL d’hexane. La détermination simultanée des HAPs et PCBs a été réalisée en chromatagrophie de gaz couplé à un spectromètre de masse (GC-MS, VARIAN, CP 3800 – 1200 MS TQ). Pour la séparation des composés, une colonne ZB-MultiResidue (30 m, 0,25 mm, 0,25 µm) a été utilisée (Phenomenex). L’identification des HAPs et des PCBs sélectionnés a été effectuée par comparaison de leurs temps de rétention et de leurs masses spectrales par rapport à des standards individuels. La limite de quantification de chaque HAP est de 0,05 mg.kg ¹ et de 0,01 mg.kg^-1 pour chaque PCB.

Chapitre II : Matériel et Méthodes

70 2.3.2 Métaux

La minéralisation totale et partielle des sédiments a été effectuée dans le but de déterminer les teneurs totales en métaux dans le sédiment ainsi que leur teneur dans la fraction qualifiée de réactive ou biodisponible.

Le matériel destiné aux différentes manipulations à l’exception des attaques acide à chaud est composé de flacons en PEHD (polyéthylène haute densité), pinces en nylon blanc, seringues en polyéthylène, béchers en PTFE. Afin de réduire les risques de contamination des échantillons, le matériel utilisé est au préalable lavé au détergent de laboratoire, trempé successivement au moins deux semaines dans deux bains acides (mélange molaire d’acides nitrique et chlorhydrique qualité PA « Pour Analyses », Merck) et rincé abondamment à l’eau déminéralisée ou à l’eau ultrapure Milli-Q (18,2 M1.cm, Millipore Corporation). Le matériel est ensuite séché sous hotte à flux laminaire (Norme « Federal Standard » n° 209a, classe 100) avant d’être stocké dans des sachets en polyéthylène avant utilisation. Toutes les manipulations ont été réalisées dans la mesure du possible sous hotte à flux laminaire. Pour chaque série d’échantillons, des blancs de réactifs et de manipulations ont été analysés. Comme, pour tous les éléments, le signal des blancs reste inférieur à 1% de celui des échantillons, aucune correction n’a été effectuée.

Avant la minéralisation, les sédiments ont été séchés dans une étuve à 40°C dédiée à cet effet pendant plusieurs jours, jusqu’à poids constant. Ils ont ensuite été broyés à l’aide d’un broyeur à bille en agate (20 min, 450 tr.min^-1; Retsch S100) afin d’homogénéiser chacun des échantillons.

Attaque totale

L’attaque totale du sédiment comprend plusieurs étapes successives de minéralisation par voie acide. Environ 200 mg de sédiment sont pesés et introduit dans un flacon (savillex, PFA, 15 mL). Une première étape consiste à ajouter 7 mL d’acide fluorhydrique (40 %, Suprapur) dans chaque flacon et les mettre à chauffer sur une plaque chauffante à 110°C pendant 48 h. Les silicates, les aluminosilicates et les carbonates sont ainsi principalement minéralisés. Après évaporation, la fraction résiduelle est ensuite attaquée par une seconde minéralisation par un mélange d’eau régale de qualité Suprapur (3 mL acide nitrique: 6mL acide chlorydrique) à 120°C pendant 24 heures. L’attaque en eau régale, dans les mêmes conditions est réalisée une seconde fois. L’évaporation de cette dernière attaque est réalisée à la goutte et 10 mL d’eau Milli-Q sont introduits. Les flacons sont remis à chauffer pendant 3 h pour bien homogénéiser la solution avant filtration sur seringue équipée d’une membrane en

Chapitre II : Matériel et Méthodes

71 acétate de cellulose à 0,2 µm. Les échantillons sont récupérés dans des flacons de 20 mL en PEHD.

Le protocole de minéralisation a été validé en utilisant des matériaux de référence de sédiments marins : HISS-1, MESS-3 et PACS-2 commercialisés par le NRCC (National Research Council of Canada). Le matériau HISS-1 a été prélevé sur le banc d’Hibernia, dans les eaux côtières de Terre-Neuve, le matériau MESS-3 dans la mer de Beaufort et le matériau PACS-2 dans le port d’Esquimalt (Colombie-Britannique). Pour l’analyse du Hg, un autre standard certifié a été utilisé, l’IAEA-405 (International Atomic Energy Agency) qui est un sédiment estuarien prélevé dans la vasière intertidale de l’estuaire du Tage (Portugal). Les résultats présentés dans le tableau 3 montrent en général une bonne concordance des résultats.

Tableau 3 : Comparaison des valeurs certifiées (Cert) et mesurées (Mes) des sédiments de référence HISS-1, MESS-3 et PAC-2 ainsi que IAEA-405 pour l’analyse de mercure.

Elément (mg.kg-1) HISS-1 (n=3) MESS-3 (n=9) PAC-2 (n=3) IAEA-405 (n=5)

λ( λ( λ(

λ(nm)))) Cert Mes Cert Mes Cert Mes Cert Mes Al 237,3 7,30 ± 0,5 7,06 ± 0,07 85,9 ± 2,3 79,3 ± 7,8 66,2 ± 3,2 61,9 ± 4,2 Cd 214,4 0,02 ± 0,01 - 0,24 ± 0,01 - 2,11 ± 0,15 2,70 ± 0,02 Cr 267,7 30,0 ± 6,8 - 105 ± 4 102 ± 9 90,7 ± 4,6 89,6 ± 4,1 Cu 327,4 2,29 ± 0,37 2,07 ± 0,08 33,9 ± 1,6 30,8 ± 2,2 310 ± 12 326 ± 8 Hg 263,7 0,091±0,01 0,079±0,01 0,81 ± 0,04 0,74 ± 1,11 Fe 234,4 2,46 ± 0,09 2,07 ± 0,08 43,4 ± 1,1 44,4 ± 1,8 40,9 ± 0,6 42,2 ± 1,1 Mn 260,6 66,1 ± 4,2 71,3 ± 3,6 324 ± 12 304 ± 34 440 ± 19 427 ± 22 Ni 231,6 2,16 ± 0,29 2,10 ± 0,04 46,9 ± 2,2 40,7 ± 7,5 39,5 ± 2,3 39,9 ± 5,1 Pb 220,4 3,13 ± 0,40 3,02 ± 0,40 21,1 ± 0,7 14,9 ± 2,2 183 ± 8 166 ± 55 V 292,4 6,80 ± 0,78 5,93 ± 1,32 243 ± 10 247 ± 17 133 ± 5 148 ± 2 Zn 206,2 4,94 ± 0,79 3,72 ± 0,04 159 ± 8 152 ± 10 364 ± 23 394 ± 9 Attaque partielle

L'analyse des métaux dans la fraction réactive du sédiment a également été réalisée. Cette fraction regroupe les particules susceptibles de relarguer les éléments métalliques qu'elles contiennent lors d'une remise en suspension du sédiment et/ou de la modification d'un ou de plusieurs paramètres biogéochimiques (modification de l'activité bactérienne, du potentiel d'oxydoréduction, du pH…) (Di Toro et al., 1990; Cooper et Morse, 1998; Huerta Diaz et al., 1998; Simpson et al., 2000). D'un point de vue chimique, on peut supposer que cette fraction regroupe les entités détruites par une solution d'acide chlorhydrique de concentration molaire. Cette attaque plus ménagée a également été considérée comme une simulation des sucs gastriques contenus dans les systèmes digestifs de divers animaux vivant

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72 à proximité des vasières et définit ainsi la quantité maximale de métaux extractibles ou disponibles pour ces animaux (Cooper et Mores, 1998; Herta-Diaz et al., 1998; Billon, 2001). Le protocole d’extraction, assez simple à mettre en œuvre, est issu des travaux de Huerta-Diaz et Morse (1990). La fraction labile ou biodisponible est supposée comprendre les carbonates, une partie des oxydes-hydroxydes de fer et manganèse et la fraction volatile des sulfures. Environ 500 mg de sédiment sont introduits dans des flacons de scintillation en PEHD et 20 mL d’acide chlorhydrique suprapur (1 M) est versé. Les flacons sont placés sur une table d’agitation pendant 24 h à température ambiante. Les échantillons sont filtrés à 0,2 µm avant analyse.

Analyse en ICP-AES

Après minéralisation des sédiments suivant les deux attaques décrites précédemment, le dosage des métaux a été réalisé par spectrométrie d’émission atomique couplée à un plasma inductif (ICP-AES; Varian, Vista Pro, observation axiale) mise à disposition par le laboratoire FRE 3928 GEOSYSTEME à l’Université de Lille 1. L’ICP-AES est une méthode spectroscopique qui utilise comme source d’ionisation un plasma d’argon. L’échantillon introduit sous forme liquide est dispersé en très fines gouttelettes à l’aide d’un nébuliseur. Une partie est alors entraînée par de l’argon au centre de la torche à plasma elle-même alimentée par de l’argon. Les atomes portés à haute température émettent avant de retomber à leur état fondamental un rayonnement dont le spectre comporte des raies caractéristiques des éléments présents dans l’échantillon et utilisables en analyse quantitative. Les principaux avantages de cette technique sont outre l’analyse multiélémentaire, une minimisation des effets de matrice comparée aux autres méthodes spectroscopiques et une grande plage de linéarité (du µ g.L^-1 à la centaine de mg.L^-1). Pour les éléments mineurs, la gamme d’étalonnage est effectuée entre 10 et 1000 µg.L^-1. Pour les éléments majeurs (Al et Fe), elle est comprise entre 500 µ g.L^-1 et 100 mg.L^-1. La limite de quantification est de 0.04 mg.kg^-1 pour le Zn; 0,2 mg.kg^-1 pour le Cd, Cr, Cu et Ni; 0,4 mg.kg^-1 pour l’Al; 0,8 mg.kg^-1 pour le Pb.

Mesure du mercure

La mesure du mercure dans les sédiments a été réalisée avec un analyseur de mercure AMA 254 (Altec Ltd., Prague, République Tchèque) mise à disposition par le laboratoire FRE 3928 GEOSYSTEME à Lille. L’analyseur est basé sur le principe de l’absorption atomique, réglée à la longueur d’onde de 263,65 nm pour la détermination spécifique du mercure à des

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73 concentrations très faibles sur des liquides ou solides. 30 à 50 mg de sédiment sont déposés dans une nacelle en nickel préalablement tarée, laquelle est introduite dans le four de décomposition. Une montée en température jusqu’à 800°C dans un premier four, sous courant d’oxygène, assure le séchage de la matrice, sa décomposition puis sa calcination. Les produits issus de la décomposition ainsi que le mercure sont entrainés par l’oxygène, à travers un second four chauffé à 900°C en continu. Les vapeurs de mercure sont alors piégées quantitativement sur un amalgameur revêtu d’or. Le mercure est ensuite libéré par évaporation et introduit dans la cuve de mesure du système de détection par absorption atomique. La spectrométrie d’absorption atomique utilise la propriété que possèdent les atomes d’être excités par absorption d’énergie. L’absorbance est quantifiée, et proportionnelle à la concentration en mercure dans l’échantillon analysé. La limite de quantification pour le Hg est de 0.002 mg.kg^-1).

Le dosage du mercure dans les sédiments s’effectuant sans étape préalable de minéralisation, à l’inverse des autres métaux dosés en ICP-AES, les concentrations obtenues ont été corrigées en fonction des résultats des standards certifiés.

Facteurs d’enrichissement en métaux

Le degré de contamination du sédiment en métaux peut être évalué en utilisant le facteur d’enrichissement (EF) (Salomons et Forstner, 1984). La normalisation des métaux à un élément conservatif comme l’Aluminium permet d’évaluer l’influence anthropique des sédiments. L’EF est défini suivant l’équation suivante :

EF = (X/Al)_échantillon / (X/Al)_référence

où (X/Al)_échantillon représente le rapport de la concentration du métal à celle de l’aluminium de l’échantillon de sédiment analysé, (X/Al)référence représente le rapport de la valeur naturelle de référence du métal à celle de l’aluminium. Les valeurs des EF sont calculées, comme suggéré par Birth (2003), par rapport à la moyenne de la croute supérieure continentale des métaux étudiés (Taylor et McLennan, 1995). Cette approche a été largement utilisée pour étudier les sources de contamination en métaux dans des environnements fluviaux, estuariens et littoraux (Salomons et Forstner, 1984; Sinex et Wright, 1988; Windom et al., 1989, 1991; Zhang et Liu, 2002; Feng et al., 2004). EF<1 indique aucun enrichissement; <1-3 représente un enrichissement mineur; 3-5 modéré; 5-10 modérément sévère; 10-25 sévère; 25-50 très sévère; et >50 extrêmement sévère.

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74 2.3.3 Critères de qualité des sédiments

Parmi les nombreux critères de qualité des sédiments « SQG » (Sediment Quality Guidelines) proposés depuis les années 1990, ceux définis par Long et al. (1995) sont fréquemment utilisés pour évaluer le potentiel toxique de sédiments marins. Deux valeurs guides ont ainsi été identifiées : les valeurs ERL (effect range low) et ERM (effect range medium) disponibles pour 9 métaux et 13 HAPs. Les concentrations au dessus des ERL, représentent des niveaux d’ « effets possibles » pour lesquels des effets pourraient se produire occasionnellement. Les concentrations au dessus des ERM représentent des niveaux d’ « effets probables » pour lesquels des effets pourraient se produire fréquemment. Ces critères résultent de la compilation et du traitement statistique de données d’effets biologiques observés in situ, en laboratoire, par la modélisation, sur des espèces benthiques marines ou estuariens, couplées aux données de caractérisation chimique des sédiments (différentes classes de contaminants) aux contacts desquels vivent ces espèces (Tableau 4).

Tableau 4 : Valeurs des seuils de toxicité ERL (Effect range low) et ERM (effect range medium), es métaux et HAPs sédimentaires (en mg.kg^-1) établis par Long et al., 1995.

ERL ERM Arsenic 8,2 70 Cadmium 1,2 9,6 Chromium 81 370 Copper 34 270 Lead 46,7 218 mercury 0,15 0,71 Nickel 20,9 51,6 Silver 1 3,7 Zinc 150 410 ERL ERM Acénaphtène 0,016 0,5 Acénaphtylène 0,044 0,64 Anthracène 0,0853 1,1 Fluorène 0,019 0,54 2-Methylnaphtalène 0,070 0,67 Naphtalène 0,16 2,1 Phénanthrène 0,24 1,5 Benz(a)anthracène 0,261 1,6 Benzo(a)pyrène 0,43 1,6 Chrysène 0,384 2,8 Dibenzo(a,h)anthracène 0,0634 0,26 Fluoranthène 0,6 5,1 Pyrène 0,665 2,6 Total 15 HAPs 4,022 44,792