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Partie 1 - Etat de l’art, contexte de l’étude
I. Les organoétains
I.1. Structure
Les organoétains ou composés organostanniques sont des composés organiques présentant un atome d’étain associé par liaison covalente à un ou plusieurs groupements organiques et à un ligand de nature organique ou inorganique (tels que chlorure, fluorure, phosphate, oxyde, hydroxyde, carboxylate, thiolate, méthacrylate, linoléate, benzoate…)[1]. Les groupements organiques peuvent être de nature aliphatique comme du méthyl, éthyl, butyl, propyl… ou bien de nature aromatique tel que le phényl. Par exemple, sont présenté sur la Figure 1 le monobutylétain (MBT), le dibutylétain (DBT) et le tributylétain (TBT) tous trois constitués d’un atome d’étain et de groupements butyl. Les caractéristiques physiques et chimiques des organoétains sont déterminées par leur degré de substitution et par le type de ligand associé. Le type de groupement organique et leur nature (aliphatique, aromatique, hydrophile, lipophile...) est le facteur principal influençant sur la toxicité des composés [2]. Les organoétains sont donc structurés de la manière suivante :
RpSnX(4-p)
avec p = 1 à 4 correspondant au nombre de groupements organiques R reliés à l’atome d’étain et X les contre-ions (anions) occupant les liaisons libres de l’atome d’étain (-Cl, -NO3, -Br, -OH, -SH, -OSnR3, -OR).
Figure 1 : Structures moléculaires des butylétains (MBT, DBT, TBT)
Ces composés ont été découverts au cours du XVIIIème siècle lors de la synthèse de l’acide stannique citée par Lavoisier [3]. Le premier organoétain synthétisé en tant que tel fut le diiodure de diéthylétain par Edward Frankland en 1853 [1]. Mis à part les méthylstannanes, organoétains biosynthétiques, tous les organoétains sont d’origine anthropogénique.
La structure des organoétains et la réactivité associée à leur structure et aux contre-ions associés ont fait des organoétains des molécules d’intérêt dans de nombreux domaines d’application.
- 8 - I.2. Utilisation
Il existe aujourd’hui plus de 800 composés organostanniques ayant des utilisations diverses [4]. A partir du XXème siècle, ces composés ont été utilisés de façon intensive de l’ordre de 50000t/an (Figure 2). Leur production a débuté notamment suite à la découverte du caractère stabilisant des di-organoétains. Ainsi, les organoétains sont utilisés dans des chaînes de production de plastiques en tant que stabilisateur, notamment pour éviter la dégradation du PVC par la lumière et la température [1, 4, 5], dans l’aviation comme stabilisateur de lubrifiant et dans la chimie de synthèse en tant que catalyseur ou précurseur chimique. Ils sont aussi utilisés dans la production de bois ou dans l’agriculture en tant que pesticides pour la protection des récoltes grâce au caractère biocide des tri-organoétains découverts en 1954 par une équipe néerlandaise [6] (insecticides, fongicides, herbicides et acaricides). Enfin, les organoétains sont largement utilisés dans les peintures antisalissure appliquées sur les coques de bateau aussi appelées peintures « antifouling » [1, 4, 5, 7]. La Figure 2 illustre les principales utilisations des organoétains.
Figure 2 : Principales utilisations des composés organostanniques (pourcentage de la production totale annuelle)[8](Donnée citées depuis EVISA 2009)
Les organoétains peuvent par conséquent se retrouver dans l’environnement et en particulier dans les milieux aquatiques. Ils ont, en effet, une affinité particulière pour les matrices solides (sédiments et particules en suspension) du fait de leur coefficient de partition octanol/eau (log Kow) et des interactions électrostatiques intervenant avec les charges de surface [7, 9]. Le Tableau 1récapitule les valeurs de log Kow d’organoétains chlorés. Ce paramètre détermine le caractère hydrophile ou hydrophobe d’un composé. Un log Kow inférieur à 3 signifie que le composé est hydrophile et sera retrouvé préférentiellement en phase dissoute. Plus le log Kow augmente, plus le composé est hydrophobe et donc moins soluble dans l’eau. Ces composés auront donc une forte affinité pour les phases solides telles que les polymères, particules, sédiments ou matières organiques dans l’environnement.
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Tableau 1 : Valeurs de log Kow pour quelques organoétains [10]
Composé Trichlorure de Monobutylétain Dichlorure de Dibutylétain Chlorure de Tributylétain log Kow 0.18 1.89 3.2 – 3.8 (INERIS) 3.1-4.1 (European Commission, 2005) 3.90–4.90 [11]
La Figure 3 illustre le transfert des organoétains dans les différents compartiments environnementaux. Il s’avère que les composés organostanniques contenus dans les sédiments peuvent diffuser vers la colonne d’eau lors de remises en suspension ou par oxydation de la matière organique des sédiments et être ainsi de nouveau biodisponibles [9, 12-16]. Certaines études ont également montré que les organoétains pouvaient être transférés dans l’atmosphère par échange à l’interface eau-air en surface de milieux contaminés [12]. D’autre part, les organoétains contenus dans les peintures antifouling ou dans les effluents urbains et industriels peuvent être « relargués » dans le milieu naturel. Ces composés peuvent se disperser ensuite par adsorption sur les particules ou par absorption dans les tissus des organismes vivants. Dans le cas de l’absorption dans les tissus organiques, les composés organostanniques sont bioaccumulés le long de la chaîne trophique pouvant causer, à terme, des problèmes de contamination pour l’homme. Dans le cas de l’adsorption, les organoétains sédimentent avec les particules dans lesquelles ils peuvent rester stables. Cependant, la désorption est possible lors de la sédimentation ou encore une remobilisation depuis les sédiments peut être observée. Les organoétains ainsi biodisponibles peuvent de nouveau être accumulés par les organismes vivants.
Figure 3 : Représentation schématique des principales sources et transferts des composés organostanniques dans l'environnement [4].
I.3. Risques et Réglementation
Jusqu’aux années 1970, leurs utilisations se sont diversifiées sans aucune réglementation. En 1978, la CEC (Commission of the European Communities) émet la première mise en garde sur les effets néfastes potentiels des organoétains sur les milieux aquatiques (CEC 1978) [17]. Des études réalisées sur la toxicité
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des organoétains ont montré que des effets à long terme peuvent être observés pour des concentrations de l’ordre de 1 ng.L-1 de TBT (tributylétain) [18]. Se pose, d’autre part, le problème d’imposex : masculinisation des femelles de certains gastéropodes marins. Les organismes exposés peuvent mettre certaines espèces en péril faute de reproduction possible. Un lien entre l’imposex et la présence de composés organostanniques a été mis en évidence dans les années 1980 par des essais en laboratoires et confirmés en 1991 par Gibbs et Bryan [18-22]. D’autres effets néfastes des composés organostanniques ont été mis en évidence sur de nombreux organismes aquatiques comme les bactéries, les crustacés, les poissons et bien d’autres [1, 8]. Des altérations de certains processus biologiques tels que la respiration, la croissance, la reproduction ont été constatées. De par leur nature hydrophobe, les composés organostanniques peuvent s’accumuler dans les tissus des organismes exposés tels que des poissons, contaminant ainsi la chaîne alimentaire [23].
L’homme se retrouve donc exposé aux composés organostanniques par ingestion de nourriture contaminée ainsi que par l’utilisation de matériaux conçus via un process industriel faisant intervenir un ou plusieurs organoétains. En effet, de nombreux produits contiennent des traces d’organoétains tels que le papier peint, les textiles, les joints en silicone, les jouets, certains outils médicaux comme les tubes ou les sacs en silicone Ils peuvent également se retrouver dans certains produits alimentaires comme les pommes de terre, les légumes, les fruits, le lait ou la viande [8, 24-26]. Des effets toxiques ont ainsi été constatés sur l’homme ou sur des organismes tests tels que les rats. Parmi ces effets potentiels, ont été observés des dérèglements du système reproductif chez l’homme, des problèmes cardiaques, des effets neurotoxiques suspectés ainsi que de probables effets endocriniens participant potentiellement au développement de l’obésité [1, 8, 27].
Pour toutes ces raisons, une règlementation stricte a été mise en place. Tout d’abord, une restriction d’utilisation des peintures antifouling à base d’organoétains a été mise en place en France en 1982 pour les bateaux de moins de 25m. Puis, la même réglementation a été instaurée au Royaume-Uni en 1986 mais étendue aussi aux exploitations marines [1].
En 1999, l’US EPA (US Environmental Protection Agency) ainsi que la commission européenne ont recommandé une concentration maximum de 10 ng.L-1 de tributylétain dans l’eau de mer et de 63 ng.L-1 dans l’eau douce afin d’éviter des effets toxiques chroniques sur les organismes pouvant survenir dès 7,4 ng.L-1 de TBT ionique et des effets toxiques immédiats à 420 ng.L-1 [28, 29].
Enfin en 2001, la MEPC (Marine Environment protection Committee of the International Maritime Organisation) a adopté la « Convention internationale sur le contrôle des systèmes antisalissures nuisibles sur les navires » lors d’une conférence organisée par l’Organisation Maritime Internationale. Lors de cette convention, il a été décidé d’interdire l’utilisation d’organoétains dans les peintures antifouling et de mieux contrôler les composés utilisés dans ces peintures pour éviter de nouveaux
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problèmes de pollution liés à ce type de traitement de surface. Cependant, ce n’est que le 17 septembre 2008 que cette convention est entrée en vigueur lors de sa ratification par le Luxembourg, 25ème pays membre [1, 30].
Néanmoins, la ratification de cette convention ne permet pas de contrôler la production et l’utilisation d’organoétains par les pays non-membres.
Plus globalement, l’utilisation d’organoétains est contrôlée et limitée par plusieurs directives et convention telles que la convention de Rotterdam et les directives sur la sécurité des jouets (2009/48/EC) et (2009/425/EC). L’interdiction d’utiliser des composés organostanniques comme biocide dans les peintures antifouling est mise en place par la directive 2002/62/EC, et la décision 2455/201/EC place le TBT et ses produits de dégradation dans la liste des polluants prioritaires. D’autre part, les organoétains sont listés dans le Règlement REACH, qui recense, évalue et autorise l’utilisation de produits et qui vise une meilleure connaissance des effets des substances chimiques sur la santé humaine et sur l’environnement.
Enfin, la directive 2008/105/CE du parlement et du conseil du 16 décembre 2008 établit des Normes de Qualité Environnementale (NQE) dans le domaine de l'eau, modifiant et abrogeant les directives du Conseil 82/176/CEE, 83/513/CEE, 84/156/CEE, 84/491/CEE, 86/280/CEE et modifiant la directive 2000/60/CE. En vue d'obtenir un bon état chimique des eaux de surface et marine, cette directive établit des normes de qualité environnementale (NQE) pour les substances prioritaires et certains autres polluants, dont les composés du tributylétain (tributylétain cation) NQE-MA (moyenne annuelle) 0,2 ngSn.L-1 et NQE-CMA (concentration maximale admissible) 1,5 ngSn.L-1.
Ces réglementations permettent de limiter la diffusion d’organoétains dans le milieu environnemental. Cependant, ces composés sont considérés comme des polluants organiques persistants car ils peuvent subsister plusieurs années dans l’environnement selon les matrices considérées. En effet, en fonction des conditions (oxygénation, mélange…), le tributylétain présente des temps de demi-vie variables dans les sédiments allant de plusieurs semaines à plusieurs années [31]. La spéciation des organoétains retrouvés dans l’environnement dépend du milieu, surtout du pH et de la salinité. Par exemple, dans l’eau de mer, possédant un pH d’environ 8, les espèces du TBT les plus retrouvées sont des hydroxydes de tributylétain et des carbonates de tributylétain [4, 13, 32]. Le Tableau 2 présente différentes gammes de concentrations mesurées dans le milieu environnemental et dans les matrices biologiques.
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Tableau 2 : Concentrations en organoétains dans l'eau (ngSn.L-1), les sédiments marins et les tissus biologiques (ngSn.g-1) en Amérique, en Asie et en Europe. Concentrations Références MBT DBT TBT Eau de mer (ngSn.L-1) Amérique 0-460 0-270 0-500 [33] Asie 0-23 0-22 0-27 [34, 35] Europe 0-51 0-159 0-196 [29, 36, 37] Sédiments marins (ngSn.g-1) Amérique 0-320 0-350 0-14 000 [38] Asie 0-3 300 0-3 400 0-16 816 [35, 39-43] Europe 0-1 131 0- 3 519 0-5 480 [44-48] Tissus organiques (ngSn.g-1) Amérique 0-708 0-1 062 0-1 198 [33] Asie 0-2 860 0-699 0-1 610 [34, 35, 39, 42, 49] Europe 0-605 0-441 0-789 [47, 48, 50-52]
La concentration présente dans l’eau est bien plus faible que celle retrouvée dans les sédiments et les matrices biologiques où elles peuvent parfois atteindre des teneurs importantes, de l’ordre du µg par kilogramme, équivalent au µg par litre. Les sédiments portuaires sont les plus contaminés, notamment à cause des composés organostanniques contenus dans les peintures de bateaux. Des études récentes sur les ports de méditerranée (Cagliari (Sardaigne), El Kantaoui (Tunisie) et Olhao (Portugal)) ont montré la présence de MBT, DBT et TBT dans les sédiments respectivement de 4 à 44 ng.g-1 pour le MBT, de 2 à 80 ng.g-1 pour le DBT et de 3 à 75 ng.g-1 pour le TBT [53]. Une étude dans le port de Port Camargue (Sud-est de la France) a montré la présence d’organoétains dans les sédiments des marinas d’environ 20 - 100 ngSn.g-1 de MBT, 10 - 100 ngSn.g-1 de DBT et 4-120 ngSn.g-1 de TBT. Les concentrations dans les zones techniques où sont retirés et mis à l’eau les bateaux pour les entretiens sont d’environ 235 - 5 066 ngSn.g-1 de MBT, 308 -10 738 ngSn.g-1 de DBT et 655 – 16 514 ngSn.g-1 de TBT dans les sédiments [54]. Des études ont également porté sur les eaux douces et des concentrations variant de 1 à 12 ngSn.L-1 pour le MBT, 0,1 à 3 ngSn.L-1 pour le DBT et 0,1 à 4,4 ngSn.L-1 pour le TBT ont été observées sur la Vène en France [55]. D’autres mesures en eau douce, en rivière notamment ont été réalisées lors d’une campagne nationale au Portugal et montrent des concentrations variant de 0 à 30 ngSn.L-1 environ pour les trois composés [47].
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I.4. Analyses des organoétains dans les matrices environnementales
Afin de respecter ces réglementations et les normes de qualité environnementale, des suivis de la concentration en organoétains dans l’environnement sont nécessaires. Différentes solutions sont actuellement disponibles pour effectuer cette surveillance tant au niveau échantillonnage qu’analytique.
I.4.1. Extractions/dérivation/pré-concentration
I.4.1.1. Extraction des phases solides
L’extraction des composés organostanniques présents dans les matrices solides telles que les sédiments, les boues, les matières en suspension ou la biomasse, peut être délicate en raison de leurs liaisons fortes avec les ligands et de leur polarité [5]. Différents types d’extractions sont possibles telles que la lixiviation en milieu polaire acide (par exemple méthanol : acide acétique) [56, 57] ou par lessivage en milieu acide (par exemple avec de l’acide acétique ou chlorhydrique) [58]. L’extraction spécifique du TBT peut nécessiter l’utilisation de solvants plus apolaires (tels que le dichlorométhane, le n-hexane, le pentane ou le tétrahydrofurane [59, 60])car le TBT a un caractère plus lipophile que le MBT et le DBT qui peuvent être extraits simplement par une solution d’acide suivie d’un solvant non polaire (comportement similaire aux éléments trace métallique) [58]. Le but de cette extraction est de transférer les composés en phase liquide afin d’être, par la suite, dérivés puis préconcentrés avant l’analyse.
I.4.1.2. Dérivation
La dérivation des organoétains est une étape importante lors des analyses par chromatographie en phase gazeuse. Cette étape est généralement réalisée en parallèle de la pré-concentration de l’échantillon liquide (ou extrait de phase solide). La plus répandue est l’alkylation à l’aide d’alkylborates [61] et le réactif le plus utilisé est le tétraéthylborate (NaBEt4) car il permet une dérivation directement en milieu aqueux ainsi que la dérivation des phénylétains [62]. La dérivation est menée dans un milieu tamponné à un pH régulé entre 4 et 6 afin de permettre la substitution nucléophile des cations par les groupements éthyles et ainsi obtenir les dérivés éthylés des organoétains. Le réactif est préparé dans de l’eau déionisée à hauteur de 1 à 5% en masse et doit être utilisé rapidement car il possède une durée de vie extrêmement courte (3 à 4 jours si stocké à 4°C) [61]. De plus, cet agent de dérivation peut être utilisé pour une extraction et une dérivation simultanée (par exemple une extraction liquide-liquide avec une dérivation des composés organostanniques en parallèle) [63].
I.4.1.3. Pré-concentration
Pour l’analyse de ces composés il est parfois nécessaire d’effectuer une pré-concentration. Il existe différentes méthodes de concentration telles que les extractions liquide-liquide (LLE), afin de concentrer les échantillons dans un plus petit volume de solvant ou les extractions solide-liquide (SLE), afin de retenir les composés sur une phase solide qui sont ensuite remis en phase liquide avec un plus petit volume de solvant (élution). Cependant, les méthodes LLE peuvent parfois consommer énormément de solvants et
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nécessitent de gros volumes d’échantillons afin d’atteindre les limites de détection des appareils analytiques. Ces dernières peuvent être remplacées par des techniques moins consommatrices de solvants telles que les extractions sur phase solide (SPE) qui offrent une plus grande diversité d’extractions ainsi qu’un facteur de pré-concentration plus important [64]. C’est pourquoi, dans l’optique de simplifier les analyses (gain de temps, d’argent et réduction des effets de matrice), des méthodes de couplage extraction SPE et chromatographie soit en ligne soit hors ligne [65] sont actuellement privilégiées. Les méthodes couplées hors-ligne ont également été testées avec des polymères à empreintes moléculaires (MIP) afin d’extraire spécifiquement les composés ciblés [66, 67]. Enfin, des techniques de micro-extraction sur phase solide (SPME) et en phase liquide (LPME) sont mises en place par une immersion directe dans l’échantillon (DI-SPME) ou dans l’espace de tête (HS-SPME) puisque ces techniques permettent d’éviter l’utilisation de solvants et offrent une sensibilité intéressante (limites de détections des organoétains améliorées par exemple jusqu’à 0,025 ngSn.L-1). Ces techniques font intervenir une fibre en polydimethylsiloxane (PDMS). Il est cependant intéressant d’utiliser une extraction dans l’espace de tête, quand cela est possible, car elle permet d’éviter certains effets de matrice indésirables [68, 69].
I.4.2. Analyse chromatographique en phase gazeuse
La chromatographie en phase gazeuse est la technique séparative la plus utilisée pour l’analyse des organoétains en raison de son grand pouvoir de résolution et de la grande gamme de détecteur utilisables pour la détection des organoétains [61]. Les techniques actuelles permettent de séparer des composés avec différentes tailles de groupements organiques liés à l’atome d’étain (butyl, phényl, propyl, methyl, octyl) en une seule analyse [70]. Des colonnes apolaires sont utilisées (phase stationnaire composée de 5% de phényl-methylpolysiloxane), et mesurent généralement entre 25 et 30m avec un diamètre de 0,25mm. L’épaisseur de la phase stationnaire dans la colonne varie généralement entre 0,1 et 0,3 µm [71]. Les injections peuvent être réalisées en mode splitless (volume compris entre 1 et 5 µL et une température d’injecteur comprise entre 250 et 280°C) et avec des cycles de chauffage du four du chromatographe compris entre 40 et 280°C. Le mode « on-column » utilisant de plus grands volumes d’injection (10 à 100 µL) permet d’améliorer les limites de détection mais peut également provoquer une perte des composés tels que le MBT ou le TPrT [72].
Afin de détecter au mieux les composés organostanniques, la chromatographie est couplée à une méthode de détection spécifique telles que la spectrométrie de masse à plasma induit (ICP-MS), la photométrie de flamme pulsée (PFPD) ou encore la spectrométrie d’émission atomique du plasma induit à haute fréquence (MIP-AED)[61]. Ces différentes méthodes de détection permettent d’atteindre des limites de détection proches du picogramme par litre. Cependant le couplage de ces appareils présente quelques difficultés de stabilité, de transfert entre ces différents appareils. La sensibilité du couplage chromatographie en phase gazeuse et de la spectrométrie de masse à plasma induit (GC-ICP-MS) peut être améliorée en utilisant un mélange d’oxygène, azote et d’argon pour alimenter le plasma afin
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d’augmenter davantage la température de combustion du plasma (pour les solvants organiques) et ainsi d’améliorer le transfert des composés organostanniques [73, 74].
I.4.3. Quantification
La quantification peut être réalisée par une calibration externe (ajouts dosés) ou par l’utilisation de composés isotopiques enrichis (dilution isotopique). Lors de l’analyse, les MBT, DBT et TBT enrichis en certains isotopes (Sn119 par exemple) sont détectés et la concentration de chacun de ces composés est déterminée grâce au rapport des abondances isotopiques de l’échantillon et de ces isotopes enrichis [75]. Les standards et isotopes sont relativement chers mais permettent un gain de temps et de précision sur les résultats par rapport à une calibration externe. De plus, lorsqu’une dérivation est effectuée, il est important d’utiliser un étalon interne car il subit la même procédure analytique et permet de corriger les problèmes de répétabilité au cours de l’éthylation, de l’extraction et de l’injection. Généralement, le tripropylétain est utilisé comme étalon interne pour vérifier le bon fonctionnement de chaque analyse car ce composé n’est pas naturellement présent dans l’environnement.
II. Les échantillonneurs passifs
Pour le suivi des composés organostanniques dans la colonne d’eau, il existe plusieurs méthodes dont la plus utilisée est le prélèvement ponctuel suivi d’une étape d’extraction (pré-concentration) et d’une analyse en laboratoire. Cependant, ces méthodes de pré-concentration nécessitent parfois de gros volumes d’échantillonnage afin d’obtenir des concentrations détectables par les systèmes analytiques. De plus, ce type de prélèvement ne donne qu’une information ponctuelle de l’état du milieu et ne donne pas d’information sur la pollution chronique. Pour répondre à ces deux problématiques, les échantillonneurs passifs ont été proposés comme alternative [76-78].
II.1. Principe
Un échantillonneur passif est un dispositif placé dans le compartiment à étudier (eau et air) et le temps d’exposition s’échelonne de quelques jours à quelques semaines. L’échantillonneur passif va accumuler les composés présents de façon plus ou moins ciblés selon les caractéristiques du dispositif utilisé. Cette accumulation s’effectue sur une phase réceptrice possédant une affinité particulière pour les composés d’intérêt. Elle peut prendre différentes formes et avoir différentes propriétés selon le type