NOTE 1 : RADIX AURICULRIA EXPOSE AU PCB 153

3.4.1 Introduction

Une troisième espèce d’invertébrés a été exposée au PCB 153, Radix auricularia. Il

s’agit d’un mollusque gastéropode pulmoné ; il est herbivore et détritivore, essentiellement exposé via le biofilm en surface des végétaux et des sédiments. L’objectif ici est de vérifier l’applicabilité du cadre d’inférence du modèle générique à cette espèce exposée au même contaminant (PCB 153) que les deux espèces précédentes.

3.4.2 Matériels et méthodes

Design expérimental

Le design expérimental complet a été décrit précédemment (Chapitre 2) incluant le dopage du sédiment (section 2.2.1), le prélèvement des organismes (section 2.3.3), l’exposition des radix au PCB 153 (section 2.4) ainsi que les dosages chimiques (section 2.6). La figure B.1. présente le schéma expérimental (Annexe B).

Brièvement, les radix ont été exposés à du sédiment contaminé en PCB 153 à une

concentration nominale de 100 ng g-1 ps pendant 9 jours. Par la suite, ils ont été transférés en

milieu non contaminé pendant 9 autres jours. Le test a été réalisé à 13 °C avec une photopériode de 16 h : 8 h sous un léger bullage. Les organismes n’ont pas été nourris puisque l’on suppose qu’ils se nourrissent du biofilm qui se forme sur les parois des aquariums ou en surface du sédiment. Des échantillons d’eau, de sédiment et d’organisme (coquille et corps séparés) ont été prélevés aux jours 0, 1, 2, 4, 7, 9, 10, 11, 14, 16 et 18. La survie des organismes a été mesurée à la fin de la période d’exposition et à la fin de la période de dépuration. Lors des prélèvements, les radix ont été décoquillés vivants avant d’être stockés à - 20°C.

Modélisation et inférence

Pour cette espèce, le sédiment a été considéré comme la seule voie d’exposition (ingestion), alors que l’élimination a lieu uniquement par excrétion. En effet, compte tenu du caractère hydrophobe du PCB 153, l’exposition par l’eau n’est pas pertinente comme l’ont montré les résultats de l’article 1 (section 3.2 de ce chapitre) pour les deux autres espèces d’invertébrés étudiées. Par ailleurs, la croissance n’a pas été considérée puisque le poids de

Les équations (12) et (13) peuvent donc être réécrites comme suit (Eqs. (23) et (24)) selon les hypothèses considérées : ൞ ݀ܥሺݐሻ ݀ݐ ^{ൌ ሺ݇௦ ൈ ܥ௦}ሻ െ ሺ݇_௘ൈ ܥሺݐሻሻ’‘—”Ͳ ൏ ݐ ൏ ݐ_ܿ ݀ܥሺݐሻ ݀ݐ ^{ൌ െ൫݇௘ൈ ܥሺݐሻ൯’‘—”ݐ ൐ ݐܿ} (23) (24)

Aucune information n’étant disponible pour cette espèce, des distributions a priori uniformes

ont été définies : log10(ks) ~U(-5,2) et log10(ke) ~U(-20,2). La concentration observée en

PCB 153 dans le radix au temps t pendant l’expérience suit une loi normale (Eq. (20)).

3.4.3 Résultats et discussion

Taux de survie

Les taux de survie dans les aquariums témoin et exposés étaient de 91 % pendant la phase d’exposition au sédiment enrichi, mais seulement de 75 % et 62 % respectivement pendant la phase de dépuration, probablement en raison d’un problème de qualité de l’eau de réalimentation des aquariums (coupure d’eau de 24 heures).

Niveaux de contamination

Dans les échantillons d’eau, la concentration en PCB 153 sont en dessous de la limite

de quantification (< 0,19 ng L-1). La concentration dans le sédiment est en moyenne de

52,3 ± 3,7 ng g-1 ps, qui reste stable durant la phase d’exposition. Dans le sédiment témoin, la

concentration de PCB 153 témoigne du bruit de fond anthropique (0,437 ± 0,122 ng g-1 ps).

Par ailleurs, les mesures faites dans le sédiment des aquariums test en phase de dépuration

sont peu variables et restent faibles (0,650 ± 0,185 ng g-1 ps) par rapport aux concentrations

d’exposition.

Les teneurs en PCB 153 dans les coquilles de radix des aquariums test à J0 et J18 sont

respectivement de 0,31 et 0,38 ng g-1 ps, et elles sont légèrement plus élevées dans les

coquilles des radix exposés à J9 (2,06 ng g-1 ps). Les radix témoin présentent une

concentration faible dans les tissus mous : < LoQ, 0,40 ng g-1 pf et 0,82 ng g-1 pf à J0, J9 et

J18 respectivement. Pour les radix exposés, les concentrations augmentent d’une

concentration initiale < LoQ à 21,8 ng g-1 pf à la fin de la phase d’exposition puis se

stabilisent entre 20 et 25 ng g-1 pf jusqu’à la fin de la période de dépuration à J18 (Figure

42). L’arrêt de l’exposition des radix au sédiment enrichi ne se traduit donc pas par une

Paramètres toxico-cinétiques et prédictions

Deux sous-modèles ont été testés suite aux niveaux de concentrations mesurés dans les

organismes, considérant (ke z 0) ou non (ke = 0) l’élimination du PCB 153 (Eqs.(23) et (24)

avec ke z 0 ou ke = 0). Le processus d’inférence a convergé rapidement pour les deux

sous-modèles. L’indice de Gelman fut égal à 1, ce qui démontre une variance inter-chaîne MCMC

négligeable par rapport à la variance intra-chaîne. Les distributions a posteriori des

paramètres montrent des distributions relativement resserrées par rapport aux distributions a priori (excepté pour le sous-modèle où kez 0), indiquant que les données apportent suffisamment d’information pour obtenir des estimations précises.

Les DIC obtenus sont identiques pour les deux sous-modèles testés (DIC = 44). Comme les résultats obtenus sont similaires pour les deux sous-modèles (distributions marginales pour chacun des paramètres, concentrations prédites et valeurs de DIC), le sous-modèle le plus parcimonieux (avec le moins de paramètres) est sélectionné, donc celui qui considère

une élimination nulle du PCB 153 (ke = 0). Le taux d’accumulation estimé à partir du

sédiment chez le radix (ks,radix = 0,047 [0,044-0,050] j-1) est de l’ordre de grandeur de celui du

gammare (ks,gammare = 0,071 [0,057-0,087] j-1), bien que plus faible. Cela s’explique par le

mode de vie analogue de celui du gammare, qui consiste en l’ingestion de biofilm. En revanche, alors que les taux d’accumulation sont similaires entre ces deux espèces, le taux d’élimination est fixé comme nul pour le radix. Cela pourrait s’expliquer par (i) un stockage

Figure 42. Cinétiques d’accumulation et d’élimination du PCB 153 chez le radix. Le

trait vertical pointillé délimite la phase d’exposition de la phase de dépuration. Le trait plein représente les concentrations moyennes prédites dans le radix et les traits

dans un type spécifique de lipides qui diffère du gammare, (ii) une inhibition de certaines fonctions biologiques responsables de l’excrétion ou de la dégradation des contaminants, et (iii) un processus de détoxification très lent à faible dose d’exposition, impliquant un mécanisme de concentration-dépendance. Une étude (Elangovan et al. 1997) a montré que Lymnaea stagnalis accumule et retient l’aluminium dans des quantités plus importantes au niveau des glandes digestives que pour les tissus mous.

En conséquence, l’absence d’élimination du PCB 153 chez le radix impliquerait une bioaccumulation de ce contaminant plus importante chez ses prédateurs.

L’ajustement du modèle aux données observées est présenté Figure 42. Un total de 7

points expérimentaux sur les 11 mesurés se situe dans l’intervalle de crédibilité à 95 %, montrant un ajustement correct du modèle aux données mesurées.

3.4.4 Conclusion

Le cadre d’inférence et de modélisation développé dans cette étude s’applique tout aussi bien au gastéropode d’eau douce R. auricularia qu’à l’insecte C. riparius et au crustacé amphipode G. fossarum. Ce cadre peut donc être considéré comme générique, conformément à l’objectif assigné.

Pour résumer, l’approche utilisée dans ce chapitre permet :

- d’estimer simultanément des paramètres toxico-cinétiques ;

- de prendre en compte de différents types de données, comme par exemple les

données de croissance et de bioaccumulation ;

- d’obtenir la distribution a posteriori jointe, qui prend en compte la corrélation des

paramètres du modèle ;