# Contribution à l'évaluation de la pollution marine dans la côte algéroise. Combinaison des méthodes biologiques et physicochimiques

Naima Khatib Zagh

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Naima Khatib Zagh. Contribution à l'évaluation de la pollution marine dans la côte algéroise. Combinaison des méthodes biologiques et physicochimiques. Sciences de l'environnement. usthb / Université des Sciences et de la Technologie Houari Boumediene, 2017. Français. NNT: tel-04579706

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REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE

MINISTERE DE L'ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE SCIENTIFIQUE

UNIVERSITE DES SCIENCES ET TECHNOLOGIES HOUARI BOUMEDIENNE

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Faculté des sciences Biologiques

## THESE

Présentée par

Khatib Naima épouse Zagh

Pour l'obtention du diplôme de

Doctorat en Sciences biologiques

Option : Océanographie et Environnement marin

Intitulée

## Contribution à l'évaluation de la pollution marine dans la côte algéroise. Combinaison des méthodes biologiques et physicochimiques

Soutenue le : 27 novembre 2017

Devant le jury composé de :

Président : Harchouche Kamel

Professeur

USTHB

Encadreur : BACHARI Nour El Islam

Professeur

USTHB

Examinateur : Seridi Halima Saliha

Professeur

USTHB

Examinateur : Bachari Khaled

Professeur

CRAPC

Examinateur : Chelghoum Chabane

Professeur

USTHB

Examinateur : Hamdi Boualem

Professeur

ENSSMAL

Année universitaire 2017-2018
## REMERCIEMENTS

Il n'est pas de meilleur moment que celui où l'on exprime ses remerciements. Passer de la dimension de l'effort à celui de reconnaitre, ô combien ont été précieuses, toutes ces contributions apportées par autrui pour qu'aboutisse enfin ce projet. Le travail d'une thèse n'implique pas que le travail scientifique mais aussi, la participation d'un entourage proche et éloigné qui méritent tous, de la reconnaissance et les remerciements les plus vifs.

Je remercie vivement et en premier lieu Monsieur Bachari Khaled, Directeur du C.R.A.P.C (Centre de Recherche Scientifique et Technique en Analyses Physico-Chimiques), et tout le personnel, en particulier Monsieur Azzi El Hanafi, pour leur amabilité, la disponibilité et leur grande contribution à la réalisation de la partie "traitement et analyses des biotes".

Je remercie vivement Madame Sabine Azemard, de la Section of Marine Environmental Studies, Laboratory, Department of Nuclear Sciences and Applications, International Atomic Energy Agency (IAEA), pour m'avoir fourni l'échantillon certifié avec lequel j'ai validé tous mes résultats.

Il m'est agréable de remercier Monsieur Bachari Nour El Islam, Professeur en physique de télédétection à la faculté de Biologie (U.S.T.H.B) d'avoir dirigé cette thèse. Je le remercie aussi d'avoir cru en ce projet, malgré toutes les embuches pour sa réalisation et de m'avoir prêtée tout son soutien, scientifique et moral. Je tiens à lui exprimer ma plus vive reconnaissance pour sa disponibilité, sa compréhension et ses encouragements permanents.

Je tiens à exprimer toute ma reconnaissance à Monsieur Harchouche Kamel, Professeur à la faculté de Biologie (U.S.T.H.B) d'avoir bien voulu me faire l'honneur de présider ce jury. Je tiens à lui témoigner toute ma gratitude pour avoir bien voulu examiner ce travail.

Mes remerciements les plus sincères vont à Madame Seridi Halima Saliha, Professeur à la faculté de Biologie (U.S.T.H.B), d'avoir accepté d'être rapporteur de cette thèse et membre de ce jury.

Je tiens à remercier particulièrement Monsieur Bachari Khaled, Professeur en Chimie et Directeur du C.R.A.P.C, d'avoir accepté d'examiner ce travail et d'avoir pris de son temps pour me faire l'honneur de participer au jury.

Mes remerciements les plus chaleureux vont à Monsieur Chelghoum Chabane, Professeur en Chimie Physique Théorique à la Faculté de Chimie (U.S.T.H.B) qui a accepté d'être rapporteur de ce travail. Sa présence dans ce jury est un grand honneur pour moi.

Je remercie Monsieur Hamdi Boualem, Professeur en Chimie Marine à l'ENSSMAL (Ecole Nationale Supérieure des Sciences de la Mer et de l'aménagement du littoral) de s'être rendu disponible pour cette soutenance et d'avoir accepté la fonction de rapporteur.
A la mémoire de mon père Mohammed El-Hassan...

J'ai tenu ma promesse, papa!
DÉDICACES

Un grand merci :

À ma mère qui a tout le mérite, qui s'est consumée comme une bougie, pour éclairer ma vie...
tous les mercis du monde ne seront jamais assez pour tout ce que tu m'as donné, maman...

À mon mari, pour son soutien moral, ses encouragements, son sacrifice pour que mon rêve se réalise...pour ses sourires permanents pendant mes moments de tempête...sans toi, beaucoup de choses ne se seraient pas accomplies...

À mes enfants Maroua et Ahmed-Younes, pour leurs moments de joies et de détente, pour leur amour et toute leur affection et pour toute l'aide qu'ils m'ont apportée ...merci d'avoir mis tant de belles couleurs dans ma vie...

À mes frères Tewfik et Ilyes, pour toute leur aide, en particulier à toi Ilyes, mon petit frère, qui me donne le sentiment que mon père est toujours là, malgré son absence. A toi Farida, ma belle sœur, pour tous les sourires et les moments de rire... à toi, Djawed, mon neveu, petit bonhomme plein d'énergie qui me bouscule et qui me fait rire... À toute ma famille et à mes amis (es).

À toi Nora Kabeche, mon amie pour toujours... qui m'a tant appris dans l'enseignement et dans la vie. Tu restes un exemple pour moi avec ta droiture, ta générosité et ton humanité, et tout ce qui fait de toi la femme exceptionnelle que tu es...

À toi Amel Aouir, mon amie et ma collègue, pour l'amitié et tous les heureux moments que nous avons passé ensemble. Que la vie continue et notre amitié avec...

À toi Habiba Zouaoui, mon amie, pour tous nos délires et nos fous rires, pour notre amitié indéfectible et toute ta sincérité...

À toi Soraya Abtouche, pour toute l'amitié, les encouragements, la sincérité et la complicité...que notre amitié soit aussi longue que notre vie....

À toi Djamila Larfi-Boumaza, pour l'amitié depuis toujours, pour ton écoute et ta disponibilité...ai-je besoin de te dire ô combien tu es chère à mon cœur? Je crois que tu le sais...

À toi, Benallegue Mohamed Sadek, mon ami, pour l'amitié et la loyauté, pour tes encouragements et ta contribution à la réalisation de ce projet.

À tous (tes) les collègues du pool de zoologie : Madame Cherbi, Ourida, Ghania, Hamida, Safia, Amina, Safia, Nawel, Samia, Nora, Amel, ... et à toutes celles et ceux que j'ai omis sans les oublier.

Je remercie vivement Eddalia Nabila et Boudjellal Benyahia pour leur contribution à la réalisation de ce projet.

À tous ceux et celles qui ont contribué de près ou de loin à la réalisation de ce projet...
SOMMAIRE
Introduction 1

1. PRESENTATION DE LA ZONE D'ETUDE (Baie de Bouismail, Baie d'Alger et Baie de Zemmouri) 5

1.1 Circulation hydrologique de la côte algérienne 6

1.2 Données climatiques 7

1.3 Baie de Bouismail 7

1.3.1 Localisation géographique 7

1.3.2 Morphologie externe 8

1.3.3 Réseau hydrographique 8

1.3.3.1 Oued Mazafran 8

1.3.3.2 L'oued Nador 8

1.3.3.3 Oued Beni Messous 8

1.3.4 Morphologie interne 8

1.3.5 Ports 9

1.3.5.1 Port de Bouharoun 9

1.3.5.2 Port de Khemisti 9

1.3.6 Localisation des sources de pollution de la baie de Bouismail 9

1.4 Baie d'Alger 11

1.4.1 Localisation géographique 11

1.4.2 Morphologie externe 11

1.4.3 Réseau hydrographique 11

1.4.3.1 Oued El Harrach 12

1.4.3.2 Oued El Hamiz 12

1.4.4 Morphologie interne 12

1.4.5 Ports 13

1.4.5.1 Port d'Alger 13

1.4.6 Localisation des sources de pollution de la baie d'Alger 13

1.5 Baie de Zemmouri 15

1.5.1 Localisation géographique 15

1.5.2 Morphologie externe 15

1.5.3 Réseau hydrographique 15

1.5.4 Morphologie interne 16

1.5.5 Les ports 17

1.5.5.1 Port de Dellys 17

1.5.5.2 Port de Zemmouri El Bahri 17

1.5.6 Localisation des sources de pollution de la baie de Zemmouri 17

1.6 Traitement et épuration des eaux usées domestiques et industrielles de la zone d'étude 18

2. ELEMENTS TRACES METALLIQUES (Cadmium, Cuivre et Plomb) 20

2.1 Définitions 21

2.1.1 Pollution 21

2.1.2 Métaux 21
2.2 Classification des métaux 21

2.2.1 Eléments traces essentiels ou oligoéléments 22

2.2.2 Eléments traces toxiques 22

2.3 Devenir des éléments traces métalliques dans l'environnement (sol/air/eau) 23

2.3.1 Comportement des métaux dans le compartiment sol (terrestre) 24

2.3.1.1 Interactions des contaminants du sol avec le milieu marin 25

2.3.2 Devenir des métaux dans le compartiment atmosphérique 25

2.3.2.1 Interactions des contaminants de l'atmosphère avec milieu marin 26

2.3.3 Devenir des métaux dans le compartiment marin 27

2.3.3.1 Interactions des contaminants métalliques avec le sédiment marin 27

2.3.4 Interactions des contaminants métalliques avec les organismes marins 27

2.4 Spéciation 28

2.4.1 Spéciation chimique 28

2.4.2 Spéciation biologique 28

2.5 Biodisponibilité 28

2.6 Bioaccumulation 29

2.7 Interactions entre les contaminants métalliques et l'Homme 30

2.8 Toxicité des métaux étudiés (Cd, Cu et Pb) 30

2.8.1 Impact du cadmium sur les organismes marins et sur l'Homme 31

2.8.1.1 Interactions cadmium / organismes marins 31

2.8.1.2 Interactions cadmium / Homme : 32

2.8.2 Impact du cuivre sur les organismes marins et sur l'Homme 33

2.8.2.1 Interactions cuivre / organismes marins 33

2.8.2.2 Interactions cuivre / Homme : 34

2.8.3 Impact du plomb sur les organismes marins et sur l'Homme 35

2.8.3.1 Interactions plomb / organismes marins 35

2.8.3.2 Interactions plomb / Homme 36

2.9 Normes admises dans les produits de la mer 36

2.9.1 Normes algériennes 37

2.9.2 Normes étrangères 38

## 3. PRESENTATION DE LA MATRICE BIOLOGIQUE (Sardina pilchardus, Mullus surmuletus, Mullus barbatus) - STRATEGIE D'ECHANTILLONNAGE

3.1 Sardine 41

3.1.1 Caractères morphologiques 41

3.1.2 Habitat – biologie et éthologie 42

3.1.3 Régime alimentaire 43

3.1.4 Pêche et production sardinière 43

3.1.4.1 Baie de Bouismail 43

3.1.4.2 Baie d'Alger 44

3.1.4.3 Baie de Zemmouri 44

3.1.5 Qualités nutritives de la sardine 46

3.2 Rouget 47
3.2.1 Caractères morphologiques des Mullidés 48

3.2.2 Chez le rouget de roche 48

3.2.2.1 Habitat – biologie et éthologie 48

3.2.2.2 Régime alimentaire 49

3.2.3 Chez le rouget de vase 49

3.2.3.1 Habitat – biologie et éthologie 49

3.2.3.2 Régime alimentaire 50

3.2.4 Pêche et production du rouget 50

3.2.5 Qualités nutritives du rouget 51

3.3 Stratégie d'échantillonnage 52

3.3.1 Choix des Biotes (sardine et rougets) 52

3.3.1.1 Sardine 53

3.3.1.2 Rouget de roche 53

3.3.1.3 Rouget de vase 53

3.3.2 Prélèvements des biotes 54

3.3.3 Calendrier des prélèvements 55

3.4 Prétraitement des biotes 55

3.5 Traitement des biotes 57

3.6 Conditionnement des échantillons 57

3.7 Conditionnement du matériel utilisé 57

3.8 Extraction des métaux traces ou minéralisation 58

3.8.1 Principe de la minéralisation 58

3.8.2 Procédure d'extraction des métaux traces dans les biotes 58

3.8.3 Blanc de procédure 58

4. TECHNIQUES D'ANALYSE DES ELEMENTS TRACES METALLIQUES 59

4.1 Principe de la spectrophotométrie d'absorption atomique ou SAA 60

4.2 Appareillage analytique 61

4.2.1 Caractéristiques de l'appareil utilisé 61

4.2.2 Conditions analytiques et longueur d'onde d'excitation en SAA des éléments métalliques étudié 61

4.2.3 SAA avec four à graphite 62

4.2.4 Etalonnage et gamme étalon 63

4.2.5 Limite de détection 63

4.2.5.1 Limite de détection de la méthode 64

4.2.5.2 Limite de détection instrumentale 64

4.2.6 Calculs et détermination des concentrations 64

4.2.7 Précision et justesse des techniques analytiques : utilisation des standards d'intercalibration ou matériaux de référence certifiés 65

5. RESULTATS ET DISCUSSION - TRAITEMENT STATISTIQUE 66

5.1 Baie de Bouismail 67

5.1.1 Le cadmium chez la sardine 68

5.1.2 Le cuivre chez la sardine 71
5.1.3 Le Plomb chez la sardine 73

5.1.4 L'analyse en composantes principales/Sardine en baie de Bouismail 76

5.1.5 Le cadmium chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 78

5.1.6 Le cuivre chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 84

5.1.7 Le plomb chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 91

5.1.8 L'analyse en composantes principales/rouget de roche en baie de Bouismail 96

5.1.9 L'analyse en composantes principales/rouget de vase en baie de Bouismail 98

5.2 Baie d'Alger 100

5.2.1 Le cadmium chez la sardine 101

5.2.2 Le cuivre chez la sardine 104

5.2.3 Le Plomb chez la sardine 106

5.2.4 L'analyse en composantes principales/Sardine en baie d'Alger 108

5.2.5 Le cadmium chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 110

5.2.6 Le cuivre chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 114

5.2.7 Le plomb chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 119

5.2.8 L'analyse en composantes principales/rouget de roche en baie d'Alger 124

5.2.9 L'analyse en composantes principales/rouget de vase en baie d'Alger 126

5.3 La baie de Zemmouri 128

5.3.1 Le cadmium chez la sardine 129

5.3.2 Le cuivre chez la sardine 131

5.3.3 Le Plomb chez la sardine 133

5.3.4 L'analyse en composantes principales/Sardine en baie de Zemmouri 137

5.3.5 Le cadmium chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 138

5.3.6 Le cuivre chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 143

5.3.7 Le plomb chez le rouget de roche et chez le rouget de vase 148

5.3.8 L'analyse en composantes principales/rouget de roche en baie de Zemmouri 153

5.3.9 L'analyse en composantes principales/rouget de vase en baie de Zemmouri 154

6. COMPARAISONS ENTRE METAUX, ESPECES ET BAIES 157

6.1 Comparaison métallique dans la sardine de la baie de Bouismail, de la baie d'Alger et la baie de Zemmouri 159

6.1.1 Cas du cadmium 159

6.1.2 Cas du cuivre 159

6.1.3 Cas du plomb 160

6.2 Comparaison métallique dans les rougets de roche et de vase de la baie de Bouismail, de la baie d'Alger et de la baie de Zemmouri. 160

6.2.1 Cas du cadmium et du plomb 160

6.2.2 Cas du cuivre 160

6.2.3 Comparaison avec les normes admises 162
<table><tr><td>CONCLUSION GENERALE</td><td>164</td></tr><tr><td>BIBLIOGRAPHIE</td><td>169</td></tr><tr><td>ANNEXES</td><td>186</td></tr></table>
# INTRODUCTION
Le littoral est une zone de développement urbain où une panoplie d'industries est installée. En plus de toutes les activités anthropiques et domestiques dont l'impact sur le milieu marin, n'est plus à prouver, les activités agricoles y exercent une profonde modification.

Les zones côtières et les estuaires sont un ensemble d'écosystèmes qui assurent les fonctions biologiques de nombreuses espèces marines (nourricerie, ponte, protection). L'altération de ces territoires, provoque une perturbation du cycle biologique des espèces qui peuvent avoir de néfastes répercussions sur les ressources halieutiques, importante source de protéines pour la population.

Les scientifiques déclarent que de nos jours, plus de 100 000 xénobiotiques ou contaminants émergeants ont rejoint l'environnement marin à cause de l'activité humaine. Appelés aussi polluants, ils n'interviennent en aucun cas dans la constitution de la matière vivante (Ramade, 2007). Ces polluants sont souvent liés à des métaux. Les éléments métalliques ont été utilisés depuis plusieurs siècles par l'Homme et font partie de son évolution. De nos jours, les métaux, en particulier ceux toxiques, sont étroitement liés à la technologie.

Le cadmium, métal toxique, est un métal découvert en 1809 pendant l'isolation du carbonate de zinc. Il provient principalement de l'exploitation du zinc. Il est utilisé dans l'industrie mécanique (piles électriques, batteries...) et comme revêtement anticorrosif des métaux, de pigments pour le plastique, dans les céramiques, le textile et les feux d'artifice.... Ses propriétés physico-chimiques, proches de celles du calcium, lui permettent de traverser les barrières biologiques et de s'accumuler dans les tissus (Martin-Garin et Simon, 2004).

Le cuivre, élément essentiel et toxique à dose élevée, est présent dans des molécules impliquées dans la respiration cellulaire (Le Goff et Bonnomet, 2004). Ce métal semi noble, le plus anciennement et le plus largement utilisé par l'homme, est étroitement lié au développement de l'industrie électrique (piles, câblage de circuits électriques, commutateurs électriques...) et électronique (électrodes minces sur les cellules solaires, les écrans plats ou les afficheurs souples...), dans le secteur de la construction mécanique et dans les domaines des transports et du bâtiment (plomberie, chauffage, construction, toitures...) ou en usage domestique (vaisselle, bijouterie...). Le cuivre a des propriétés fongicides et bactéricides et est utilisé en agriculture. Dans le milieu marin, il est utilisé pour la protection antifouling afin d'empêcher la fixation des algues sur les constructions marines.

Le plomb, élément toxique, est un métal anciennement utilisé et peut-être le plus anciennement connu. Il est employé pour les revêtements de câbles sous-marins haute tension, dans la fabrication du verre où l'oxyde de plomb augmente l'indice de réfraction de certains verres de cristal, en tant que stabilisant de PVC, en céramiques, pour la fabrication de carrelages, de pigments... de plus, le plomb tétra éthyle est utilisé comme antidétonant dans l'essence avec plomb en Algérie. Le plomb a un comportement géochimique semblable à celui du calcium (Nduwayezu, 2010). Il entre en compétition avec le calcium dans l'os. Le plomb et ses dérivés inorganiques sont classés comme potentiellement cancérigènes pour l'homme par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC).
Les métaux qu'ils soient essentiels ou toxiques sont répandus dans tout l'environnement. Leurs teneurs varient selon le métal considéré. Ainsi, les métaux essentiels (Mg, Fe, Cu, Zn...) sont, en principe, plus représentés quantitativement, à l'échelle du micro programme, dans l'environnement. Ces métaux toxiques (Cd, Hg, Pb, As...) devraient se retrouver à l'échelle du nanogramme. Les rejets côtiers de polluants domestiques et industriels, les réseaux hydrographiques et les émissions atmosphériques sont les voies de pénétration des métaux dans le milieu marin. La spéciation des éléments métalliques, leur biodisponibilité, la permanence des rejets et le temps d'exposition des organismes marins déterminent l'importance d'une contamination métallique. Ainsi, la consommation de ressources halieutiques peut avoir à long terme une répercussion sur la santé publique. La maladie d'Itai Itai, apparue en 1912 au Japon à cause de la contamination des rizières par du cadmium provoquant une ostéomalacie et une insuffisance rénale, reste le meilleur exemple. Le Saturnisme, maladie causée par le plomb provoquant une stérilité, des avortements spontanés, des atteintes du système cérébral, en est un autre. De même, l'assimilation excessive de cuivre provoque le diabète, l'athérosclérose, la maladie d'Alzheimer et d'autres troubles neurodégénératifs.

C'est dans un souci de préservation de la santé humaine, de l'environnement et des ressources halieutiques, que des études ont été entreprises dans le milieu marin. Elles utilisent des organismes marins, tels que les Mollusques, les poissons, ou la sardine et le rouget, considérés comme espèces bioindicatrices (Ifremer et l'Afsset, 2011) et qui sont des poissons très appréciés et très consommés. Des lois sont élaborées afin de dissuader ou de punir toute tentative de pollution et en particulier dans le milieu marin. C'est dans cette optique que des organismes nationaux et internationaux se sont investis dans la surveillance du milieu marin à travers l'utilisation des biotes : matrice biologique et du sédiment marin et de l'eau de mer : matrices géochimiques.

Le présent travail est consacré à l'étude de la contamination par le cadmium, le cuivre et le plomb dans la sardine, poisson pélagique, afin d'évaluer la qualité de l'eau de mer, et dans le rouget de roche et le rouget de vase, poissons benthiques qui permettront l'estimation des teneurs métalliques dans le sédiment marin grossier à fin. Cette approche globale de l'état de santé du milieu marin algérois qui comprend la baie de Bouismail, la baie d'Alger et la baie de Zemmouri permettra, en parallèle, d'évaluer le risque sanitaire sur la population algéroise.
L'étude des différents compartiments (branchies, muscle, gonades et foie) des poissons, permettra de comprendre les différentes voies de pénétration des métaux dans les biotes en fonction du cycle biologique et des saisons.

Cette étude s'articule sur six (06) chapitres :

* Le chapitre 1 qui présente la zone d'étude avec les trois baies étudiées (baie de Bouismail, baie d'Alger et baie de Zemmouri), leurs caractéristiques géographiques, morphologiques, sédimentologiques, leur réseau hydrographique et les sources majeures de pollution vers le milieu marin.

* Le chapitre 2 est une recherche bibliographique concernant les métaux sélectionnés dans le cadre de cette étude, leur classification, leur devenir dans le compartiment du
non vivant et du vivant et leur interactions avec les organismes marins et l'Homme ainsi que les normes admises nationales et internationales pour les organismes marins.

* Le chapitre 3 se rapporte à la présentation de la matrice biologique. La sardine, le rouget de roche et le rouget de vase sont présentés avec leur habitat, leur biologie, leur pêche et ses fluctuations. Une stratégie d'échantillonnage est développée dans ce chapitre avec un calendrier des prélèvements ainsi que le traitement des échantillons.

* Le chapitre 4 aborde les techniques d'analyses, le principe du spectrophotomètre d'absorption atomique, ses caractéristiques, les conditions d'analyse, l'étalonnage, la limite de détection de l'appareil, sa justesse. L'intercalibration y est présentée afin de valider la technique adoptée.

* Le chapitre 5 traite la partie des résultats et leur discussion par baie, par espèce et par métal. Une application statistique "analyse en composantes principales" y est intégrée pour explorer les données.

* Le chapitre 6 est une comparaison des résultats, un classement des espèces de la plus contaminée à la moins contaminée et des baies, de la plus polluée à la moins polluée. Une autre comparaison entre les résultats de la présente étude et les normes admises nationales et internationales est réalisée pour évaluer les risques sanitaires. Une conclusion termine ce travail en soulignant les résultats les plus importants et quelques recommandations et perspectives. La bibliographie et les annexes contenant des résultats bruts ainsi que quelques graphes utiles clôturent ce travail.
# 1. PRESENTATION DE LA ZONE D'ETUDE

(Baie de Bouismail, Baie d'Alger et Baie de Zemmouri)
Dans cette étude, trois baies ont été sélectionnées : la baie de Bouismail, la baie d'Alger et la baie de Zemmouri.

Une synthèse des informations concernant la zone d'étude est réalisée à partir de la bibliographie disponible sur les caractéristiques topographiques, géographiques, hydrographiques. Les principales sources de contamination y seront aussi évoquées.

La zone d'étude est située au centre du littoral algérien. Le littoral correspondant à la wilaya d'Alger est limité à l'Ouest par l'oued Mazafran, localisé dans la baie de Bouismail, et à l'est par l'oued Réghaïa localisé dans la baie de Zemmouri, sur un linéaire côtier de 97,5km (Boukacem, 2010). Cependant, sur un plan strictement marin, la zone explorée dans le présent travail rassemble les trois baies : Bouismail, Alger et Zemmouri et s'étend au-delà des limites administratives de la wilaya d'Alger sur environ 150km de ruban côtier (Fig. 1).

<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1 : Présentation de la zone d'étude</figcaption></figure>

## 1.1 Circulation hydrologique de la côte algérienne

Alors que les eaux méditerranéennes, plus denses (que les eaux océaniques), sortent dans l'Atlantique par le fond du détroit en formant une veine d'eau méditerranéenne, les eaux atlantiques entrent en surface dans la Méditerranée (Assassi et Doglioli, 2006). La circulation en Méditerranée occidentale se divise en deux branches, une au Nord de la Sardaigne et une autre à travers le bassin algérien (Millot, 1987). Ce dernier est influencé par le courant atlantique. Ce courant, une fois dans le bassin algérien évolue en une eau atlantique modifiée appelée courant algérien qui se constitue entre 0° et 5° et à une profondeur de 400m en une veine de 30km (Benzohra et Millot, 1995a). Ce courant algérien est dévié vers le large pendant plusieurs mois par un tourbillon anticyclonique. Cependant, quelques courants ramènent l'eau vers la côte algérienne (Benzohra et Millot, 1995b). Les masses d'eau se distribuent en fonction du courant algérien selon ces mêmes auteurs. La seconde branche de l'eau atlantique ou courant algérien naît près des côtes à 0° Est, devient instable près de 1° à 2° Est, générant des méandres d'où résultent des tourbillons cycloniques et anticycloniques d'environ 10 km de diamètre et de 100 à 200 m de profondeur (Millot et Taupier-Letage, 2005) qui entraînent des remontées d'eaux profondes riches en nutriments et en sels nutritifs à la surface marine ou upwelling (Benzohra et Millot, 1995a).
Ces tourbillons (structure dites de mesoéchelle) sont des phénomènes qui peuvent être générés par des processus de déstabilisation d'un courant longeant le talus ou par le rotationnel du vent créée par des effets de l'orographie. Ils ne sont pas bloqués par la topographie mais ils peuvent se déplacer (Doglioli, 2011) à une vitesse de 50km/ jour (Millot and Taupier-Letage, 2005).

## 1.2 Données climatiques

Le climat des trois baies étudiées est semblable. Ces régions sont soumises au climat de type méditerranéen subdivisé en deux variantes : l'étage sub-humide, caractérisé par un été chaud et sec, un hiver doux et humide dans la partie Nord et chaud dans la partie Sud.
Les températures enregistrées par l'office national de météorologie présentent des valeurs maximales qui varient de 28,2°C à 28,9°C pour la période de juin à septembre et les minimales, de 17,7°C à 18,7°C qui sont enregistrées durant la période de décembre à février.
Le vent est une des forces physiques régissant les courants et les houles (Zeghdoudi, 2006).
Ils sont prédominants et de direction Sud et Ouest pendant la période du mois d'octobre à avril (Grimes et al., 2009).

## 1.3 La baie de Bouismail

### 1.3.1 Localisation géographique

La baie de Bouismail est située à l'Ouest de la baie d'Alger, très ouverte au Nord, elle est limitée par Ras Acrata à l'Est soit 2° 53 Est et 36° 48 Nord, à l'Ouest par le mont Chenoua soit 2° 22 Est et 36° 38 Nord, la mer Méditerranée au nord, au sud la plaine de la Mitidja (Fig. 2).

La baie de Bouismail couvre une superficie de 350 km² qui inclut à l'Est une échancrure : la baie d'El Djamila.

Le ruban côtier de la baie de Bouismail s'étend sur environ 60 km. Plusieurs oueds s'y jettent. Cependant, les plus réguliers sont l'oued Mazafran, l'oued Nador et l'oued Bénimessous.

La population de la wilaya de Tipaza qui englobe les trois quarts de la baie de Bouismail, a été estimée à 616 468 habitants en 2007 (Grimes et al., 2009).

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 2 : Localisation de la baie de Bouismail</figcaption></figure>
### 1.3.2 Morphologie externe

La côte de la baie de Bouismail présente une morphologie variée. En effet, des côtes rocheuses, des falaises, des plages et des dunes font partie du paysage de la région. Parmi les falaises, celle du Mont Chenoua à l'Ouest est la plus importante. Quelques formes rocheuses parsèment la côte entre Tipaza et Bouharoun. Quelques dunes sont rencontrées sur la continuité des plages de cette baie (PAC, 2004). Celle-ci fait face aux houles Nord-Ouest. Cependant, L'érosion de la côte est surtout due aux aménagements portuaires et maritimes, à une urbanisation massive, à une extraction abusive de sable, à une réduction des apports solides des oueds par la construction de barrages, et aux effets de la pollution (PAC, 2004).

### 1.3.3 Réseau hydrographique

Le réseau hydrographique de la baie de Bouismail (Fig. 2) est composé de trois oueds dont le régime est irrégulier (PAC, 2004 ; Grimes et al., 2009) :

#### 1.3.3.1 Oued Mazafran

Il est localisé au centre de la baie (entre Zéralda et Douaouda marine). Cet oued est le plus important de la région. En effet, le développement du plateau continental de cette région est essentiellement dû aux importants apports de cet oued. Ce plateau continental atteint la largeur de 11km face à l'embouchure de cet oued (PAC, 2004). Il draine les eaux des régions de Blida, de Tipaza et de Médéa. Son débit solide est estimé à 3x 10⁶ tonnes/an (PAC, 2004).

#### 1.3.3.2 Oued Nador

Il se déverse dans la petite baie du Chenoua. Son débit est de moindre importance que celui du Mazafran, est tout de même de 28 millions m³/an. Cet oued constitue la principale source d'apports solides et liquides dans la baie du Chenoua (PAC, 2004).

#### 1.3.3.3 Oued Beni Messous

Il est localisé entre Ras Acrata et la pointe de Sidi Fredj. Il se déverse dans la baie d'El Djamila. Son débit, plus ou moins important, est réduit à de simples filets d'eau en été alors qu'en hiver, il connaît d'importantes crues.

### 1.3.4 Morphologie interne

Le fond marin de la baie de Bouismail se compose d'un plateau continental assez développé. Sa largeur dépasse les 10 km particulièrement face à l'embouchure de l'Oued mazafran où il atteint les 11 km. Cependant, il se réduit pour atteindre 2 à 3 km de large aux extrémités de la baie au niveau du mont Chenoua à l'ouest et de ras Acrata à l'Est (PAC, 2004).

La répartition spatiale des sédiments obéit au schéma classique de répartition des matériaux sédimentaires en mer. Selon PAC (2004), cette variation résulte d'une distribution des sédiments montrant une granulométrie décroissante du rivage vers le large, l'action de la houle s'estompe au large à partir de 25 m où l'envasement s'accentue.

L'étude de la carte (Fig. 3) laisse apparaître 8 faciès différents. Le sable fin recouvre la totalité de la côte jusqu'à l'isobathe 20m.

De Sidi Fredj au mont Chenoua et entre -20 m et -100m, sont rencontrées des vases sableuses puis des vases pures. Dans la baie d'El Djamila, le sable fin est suivi de sable graveleux qui
recouvre la quasi-totalité de la baie. Les graviers envasés sont observés dans les grandes profondeurs face au mont Chenoua, à Ras Acrata et face à la région de Bouismail. Le faciès rocheux est retrouvé à Sidi Fredj, à Tipaza et au pied du mont Chenoua.

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 3 : carte sédimentaire de la baie de Bouismail (Bakalem, 2008)</figcaption></figure>

### 1.3.5 Ports

La baie de Bouismail est équipée de plusieurs petits ports de plaisance, d'abris de pêche et de deux ports de pêche : le port de Bouharoun et le port de Khemisti. L'importance de la flottille sardinière de ces deux ports est différente. En effet, c'est au niveau du port de Bouharoun que l'activité de pêche est la plus importante (Grimes et al., 2009).

#### 1.3.5.1 Port de Bouharoun

Il a été réaménagé et rénové en 1979 puis mis en exploitation en 1980 pour servir à aux activités liées à la pêche. Il est orienté vers le nord et dispose de deux bassins. L'un destiné uniquement aux chalutiers d'une superficie de 14 280 m² et le deuxième accueille des sardiniers et des petits métiers.

#### 1.3.5.2 Port de Khemisti

Il est situé à environ 5 km à l'Est du port de Bouharoun. Il est moins important que celui de Bouharoun avec deux types de flottille : la flottille sardinière et la flottille des petits métiers.

### 1.3.6 Localisation des sources de pollution de la baie de Bouismail

Bouismail est une région agricole et touristique. Cependant, les terres agricoles en occupent une grande partie alors que les complexes touristiques sont situés sur la côte. Les rejets des eaux usées des agglomérations se jettent directement à la mer par les égouts ou bien à travers les oueds de la région sans aucun traitement préalable. Ces déversements augmentent au cours de l'été où l'activité touristique s'accentue. De même, les eaux de ruissellement riches en engrais provenant des terres agricoles affluent directement dans le milieu marin.
Plusieurs dizaines d'unités agricoles utilisant des produits phytosanitaires avec du cadmium ou du cuivre sont implantées dans cette zone d'étude.

Parmi les pollutions de la baie de Bouismail, dont les conséquences écologiques se sont déjà manifestées, Tonic emballage est en tête de liste. Ce groupe qui devient officiellement une entreprise publique à partir du 16 avril 2011, est localisé sur les hauteurs de Bouismail, dans la zone industrielle. Cette industrie rejette des eaux de traitement du papier directement en mer, en plus des eaux usées provenant des industries agro-alimentaires, pharmaceutiques et métallurgiques.

Ajoutés à ces sources de pollution, la croissance démographique et le regroupement de la population sur le littoral engendrent des eaux usées non traitées (Grimes et al., 2009). La propagation des décharges non contrôlées est aussi un facteur de dégradation directe de l'environnement et indirecte pour le milieu marin. En effet, 16 décharges publiques sont recensées dans les 28 communes, sans compter les autres lieux de dépôt de déchets. La majorité ne répond pas aux normes techniques de gestion, étant à proximité des villes et dénuées d'aires de traitement des déchets (Grimes et al., 2009).

La pollution des eaux est due à l'évacuation des eaux usées urbaines ou industrielles avec des conséquences directes sur les eaux superficielles et souterraines (Fig. 4). Les eaux marines sont touchées en fin de parcours. Il a été recensé 102 rejets au niveau de la wilaya avec un volume de 74 266 m³/j. Les communes du littoral au nombre de 14 comptent à elles seules 60 rejets avec un volume de 42 672 m³/j (Grimes et al., 2009).

<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 4 : Localisation des principaux rejets d'eaux usées, des agglomérations et des complexes touristiques de la baie de Bouismail (Bakalem, 2008)</figcaption></figure>

En plus de toutes ces sources de pollution, le port de Bouharoun, le plus important après celui d'Alger, comprend (Grimes et al., 2009) :

* une unité de construction et de réparation navale,

* des grues et des ateliers de réparations

* une fabrique de glace,

* une station d'avitaillement en carburant.
# 1.4 Baie d'Alger

## 1.4.1 Localisation géographique

La baie d'Alger est située au centre du littoral algérien. Très échancrée et semi-circulaire, elle est baignée au Nord par la mer méditerranée, au Sud par la plaine de la Mitidja, à l'Ouest par le massif d'Alger avec Rais Hamidou (pointe Pescade) à une longitude de 3°00'E et une latitude de 36° 49' 50''N et à l'Est par Bordj El Bahri (cap Matifou) avec une longitude de 3°13'E et une latitude de 36° 49' 35''N (Fig. 5).

son ruban côtier s'étale sur 31km. Deux oueds s'y déversent, oued El Harrach localisé au centre de la baie et l'oued El Hamiz dans sa partie Est.

La population totale de la wilaya d'Alger dont la limite administrative s'étend jusqu'à Ain Benian à l'ouest et à Réghaïa à l'Est, était de 2 947 466 habitants en 2008 (7,31% de la population nationale) selon Grimes et al., (2009).

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 5 : Localisation géographique de la baie d'Alger</figcaption></figure>

## 1.4.2 Morphologie externe

La baie d'Alger est constituée à l'Ouest d'une falaise de roches dures et à l'Est d'une zone de plage qui constitue le linéaire côtier. L'engraissement se fait d'Est en Ouest par les réseaux hydriques de la baie. Cependant, la présence du barrage El Hamiz a réduit considérablement les apports terrigènes en baie d'Alger.

L'érosion côtière est le résultat des houles frontales (PAC, 2004). Selon cette même source, les houles des secteurs Ouest, Est et Nord régissent la dynamique sédimentaire de la baie d'Alger. L'été est dominé par les houles de direction Est alors que l'hiver est dominé par les houles de direction Ouest.

## 1.4.3 Réseau hydrographique

Le réseau hydrographique de la baie d'Alger est composé de deux oueds (PAC, 2004):
#### 1.4.3.1 Oued El Harrach :

Les eaux de cet oued proviennent d'une altitude de 830m. Elles traversent un bassin versant de 970km² situé dans la Mitidja. Ce dernier se caractérise par de forts dénivelés, une végétation peu dense et une faible pluviométrie. Cependant, le caractère torrentiel de cet oued provoque une forte érosion et un important alluvionnement.

Le régime hydrologique de l'oued présente un étiage étalé sur six mois et des crues hivernales et printanières.

#### 1.4.3.2 Oued El Hamiz :

De même que pour oued El Harrach, les eaux de oued El Hamiz traversent la Mitidja en provenance de l'Atlas blidéen. De moindre importance que oued El Harrach, le bassin versant a une superficie de 160km².

### 1.4.4 Morphologie interne

Le plateau continental algérien est étroit. Celui de la baie d'Alger ne dépasse pas l'isobathe 120m.

La sédimentologie de la baie d'Alger (Fig. 6) a été étudiée par plusieurs auteurs. Leclaire (1972) et Maouche (1987) ont été les pionniers dans le domaine. Ces études se résument comme suit :

Les sédiments sont répartis en fonction de la bathymétrie. Un envasement croissant est observé de la côte vers le large. Les petits fonds de la baie sont occupés par des sables fins d'origine terrigène. Une zone de transition sédimentaire apparaît par la suite. En effet, des sables envasés et des sables fins sont observés. Des vases pures y font suite et dominent dans la partie centrale de la baie.

Les régions Est et Ouest, zones très réduites du plateau continental, qui font suite aux bordures rocheuses, sont dominées par des graviers organogènes ou des formations grossières carbonatées.

<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 6 : Sédimentologie de la baie d'Alger (Maouche, 1987).</figcaption></figure>
### 1.4.5 Ports

La baie d'Alger est dotée de deux ports : le port d'Alger à l'Ouest de la baie et le port de plaisance de Tamenfoust, situé à l'Est.

#### 1.4.5.1 Port d'Alger

Il est le premier à l'échelle nationale par son activité avec 40 % du trafic national, par sa superficie de 120,9 ha et par le nombre de ses services de commerce, industrie, pêche, hydrocarbures, marine nationale et plaisance (PAC, 2004).

Les passes Nord et Sud permettent la circulation de l'eau entre le port et la baie et un renouvellement des eaux portuaires. Il se compose de 3 bassins (PAC, 2005) :

* le bassin du Vieux Port : en relation avec la baie par la passe Nord, il abrite toutes les activités de pêche et certaines activités commerciales,

* le bassin de l'Agha : à vocation commerciale, il abrite aussi un chantier naval important,

* le bassin de Mustapha : Il communique avec la baie par la passe Sud. C'est le plus vaste des bassins. En plus des activités spécifiques à un port, il possède un certain nombre d'unités industrielles principalement (PAC, 2005) :

→ une centrale thermique,

→ trois unités de production de corps gras (huilerie, savonnerie),

→ une unité de production et un dépôt de bitume,

→ un dépôt de produits pétroliers,

→ une unité de chargement et déchargement des hydrocarbures,

→ des silos à blé,

→ une unité de cimenterie flottante.

#### 1.4.6 Localisation des sources de pollution de la baie d'Alger

Dans la baie d'Alger, une partie des rejets directs d'eaux usées domestiques et industrielles empruntent les oueds El Hamiz et El Harrach. A ces eaux s'ajoutent les eaux de ruissellement et d'irrigation qui traversent les terres de la Mitidja (PAC, 2005).

La wilaya d'Alger compte six zones industrielles dont cinq rejettent leurs eaux usées dans la baie d'Alger à travers les oueds de la région ou bien dans le port d'Alger en direction du milieu marin. La sixième zone est celle de Réghaïa. Elle rejette une partie de ses eaux usées dans la baie de Zemmouri et la seconde partie dans l'oued El Harrach. Ces zones sont (PAC, 2004) :

* la zone industrielle de Oued Smar,

* la zone industrielle de Gué-de-Constantine,

* la zone industrielle d'El-Harrach,

* la zone industrielle de Sidi Moussa,

* l'unité industrielle du port d'Alger.

Les eaux usées des industries portuaires qui sont rejetées directement dans le port, renferment (PAC, 2005) :

* des déchets provenant de l'industrie des corps gras et des silos à blé,

* des hydrocarbures résultant de l'activité des unités de transformation, transport et stockage des hydrocarbures,
* des produits chimiques divers (peintures, métaux lourds, produits anti-fouling) provenant de différentes industries (chantier naval, aires de stockage, centrale thermique).

De même, les eaux usées de la ville d'Alger sont évacuées dans le port. 70 points de rejets ont été localisés parmi lesquels 26 se trouvent dans le port d'Alger (Fig. 7).

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 7 : Principaux rejets directs d'eaux usées (Bakalem, 2008) et localisations des principales industries (liste non exhaustive) du bassin versant de l'Oued El Harrach.</figcaption></figure>
# 1.5 Baie de Zemmouri

## 1.5.1 Localisation géographique

La baie de Zemmouri est une baie extrêmement ouverte. Limitée à l'Ouest par cap Matifou de longitude 3°13'E et de latitude de 36° 49' 15''N et à l'Est par cap Bengut avec une longitude de 3°52'E et une latitude de 36° 55' N. Le littoral de la région s'étend sur une longueur d'environ 60 km est ouvert Nord, Nord-Ouest.

La baie de Zemmouri correspond à la wilaya de Boumerdès dont la population a été estimée à 786 602 habitants en 2008 (Grimes et al., 2009).

Le réseau hydrographique de la région comporte plusieurs oueds dont les plus importants par, le débit et la régularité des rejets en mer, sont les oueds de Boudouaou, Boumerdès, Corso, Réghaïa et Isser (Fig. 8). De même, ces oueds sont les sources principales de l'alimentation en sédiments dans la wilaya de Boumerdès (PAC, 2004).

<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 8 : Localisation de la baie de Zemmouri et réseau hydrographique</figcaption></figure>

## 1.5.2 Morphologie externe

La côte de cette région présente une morphologie variée. La bande côtière est recouverte de formes et de formations du quaternaire : plages, dunes et falaises. Le substratum affleure en plusieurs points et constitue autant de "fonds vifs" telle que l'île Aguelli (Leclaire, 1972). Selon cette même source, le reste de la côte est le domaine des plages et des cordons dunaires, dominants dans la baie de Zemmouri.

## 1.5.3 Réseau hydrographique

Le réseau hydrique de la région de Zemmouri est dense. L'importance des oueds est proportionnelle à l'importance de leurs débits liquides et solides. De ce fait, les principaux oueds sont l'Oued Isser à proximité de Cap Djinet et l'Oued Sebaou près du Cap Bengut à l'Est de la baie. L'oued Réghaïa de moindre importance, joue un rôle non négligeable dans les apports vers la mer. Ces oueds sont repris dans ce qui suit :
* Oued Isser : il prend naissance dans les monts du Titteri dans la partie occidentale de la chaîne du Djurdjura. Les apports liquides de cet oued sont de 750 millions de m³ alors que les apports solides sont de 4,8·10⁶ t/an (PAC, 2004).

* Oued Sebaou : classé second oued de la région de par son importance, il prend naissance dans la partie orientale du Djurdjura et coule d'Est en Ouest entre le massif et la chaîne côtière de la Kabylie. Les apports liquides du Sebaou sont de 420 millions de m³. Les apports solides sont de 1,2·10⁶ t/an (PAC, 2004).

* Oued Réghaïa : il est long de 5 500 m et large de 10 m avec une profondeur de 17 m. Son bassin versant couvre 75 km² dont 25 km² sont constitués d'un territoire monticuleux, le reste étant une plaine inclinée vers la mer (Grimes et al., 2009).

### 1.5.4 Morphologie interne

Le plateau continental en baie de Zemmouri (Fig. 9), présente toutes les caractéristiques du plateau continental algérien : étroit à proximité ou en face des caps, notamment le Cap Matifou et le Cap Bengut, des promontoires et des massifs montagneux. Il est développé en face des côtes basses. De plus, il se caractérise par la présence de nombreux canyons et vallées sous-marines. La largeur moyenne du plateau continental est d'environ 5 km ; elle est maximale (environ 7 km) en face de l'Oued Isser. Le plateau continental est généralement en pente assez forte et monotone (1°). Le talus continental présente un réseau de plusieurs canyons (PAC, 2004). Selon cette même source, 5 faciès sédimentaires sont rencontrés dans la baie de Zemmouri :

* Le faciès sableux (sables et sablons siliceux) se limite aux petits fonds côtiers entre 20 et 30 m : les fonds de sables fins. Ces sables constituent une bande côtière parallèle à la côte depuis le secteur de l'Oued Reghaïa jusqu'au Cap Bengut.

* Les faciès de transition : sables vaseux et vases sableuses, font suite au faciès sableux. Ils ont un développement maximal dans la zone comprise entre Oued Isser et Cap Djinet : fonds de -10 à -70 m, absents dans la zone comprise entre l'Oued Boumerdes et l'Ile Aguelli.

* Le faciès vaseux, représenté essentiellement par des boues argilo-siliceuses, fait suite aux faciès de transition. Ce faciès recouvre une grande partie du plateau continental, le rebord et le début de la pente continentale.

* Le faciès des sables et des graviers grossiers est localisé sur les petits fonds en face de Ain Taya.

* Le faciès rocheux correspond aux fonds rocheux, aux affleurements du substratum et aux pointements rocheux. Ce faciès est extrêmement développé sur l'ensemble du secteur s'étendant du Cap Matifou à l'Ile Aguelli. En dehors du secteur Cap Matifou-Ile Aguelli, le faciès rocheux se
rencontre au niveau des caps (Cap Blanc, Cap Djinet, Cap Bengut) et des promontoires (Zemmouri El Bahri).

<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>Figure 9 : Carte sédimentaire de la baie de Zemmouri (Leclaire, 1972)</figcaption></figure>

### 1.5.5 Ports

La baie de Zemmouri compte en plus d'un abris de pêche et d'un port en cours de construction à Dellys (Grimes et al., 2009), deux ports :

#### 1.5.5.1 Port de Dellys

C'est un port polyvalent de pêche et de plaisance.

#### 1.5.5.2 Port de Zemmouri El Bahri

C'est un port de pêche, situé au niveau de l'agglomération de Zemmouri El Bahri.

### 1.5.6 Localisation des sources de pollution de la baie de Zemmouri

La baie de Zemmouri est une région où très peu d'études marines ont été entreprises. L'absence ou la rareté de données sur cette baie, ne permet pas de cibler tous les types de pollutions et surtout de localiser les points de rejets des eaux usées domestiques et industrielles. Il n'existe aucune carte désignant les points de rejets des eaux usées se jetant à la mer. Toutefois, les rejets d'eaux usées vers la mer se font le plus souvent directement à travers les oueds.

Quelques sources de pollution "localisées", rencontrées dans la littérature sont :

* Les rejets des centrales thermiques (SONELGAZ) qui utilisent l'eau de mer pour le refroidissement du process altèrent le milieu marin côtier et en modifient les caractéristiques physico-chimiques ; en provoquant principalement une pollution
thermique et en augmentant la teneur en chlore. C'est le cas de la centrale thermique de Cap Djinet (PAC 2004) située à l'extrémité Est de la baie.

* La zone industrielle Rouiba-Réghaia, située à l'Est d'Alger, couvrant une superficie de 850 hectares, déverse ses rejets d'eaux usées industrielles dans la baie de Zemmouri (PAC, 2004).

## 1.6 Traitement et épuration des eaux usées domestiques et industrielles de la zone d'étude

Les industries et les régions urbaines des baies de Bouismail, d'Alger et de Zemmouri déversent le plus souvent leurs rejets directement en mer ou à travers les oueds sans traitement préalable. On estime la production moyenne d'eaux usées par jour et par habitant à environ 140 litres (PAM/PNUE/OMS, 2011).

Selon le PAC (2004), la région d'Alger est la seule wilaya côtière qui bénéficie d'un traitement assez conséquent des eaux usées avec la plus importante des stations d'épuration littorale, celle de Baraki qui fonctionne partiellement de même que celle locale de Staoueli. Selon cette même source en 2004, presque toutes les stations d'épuration étaient à l'arrêt ou fonctionnaient par intermittence ou partiellement. Finalement, les rejets urbains et industriels aboutissent tous en mer, altérant ainsi la qualité de l'eau de mer.

En 2011 selon PAM/PNUE/OMS, 56% des stations d'épuration des eaux usées ont été mises en service avec un traitement préliminaire de 37,5%.

En 2013, 145 stations dont la majorité certifiée ISO, ont été réalisées en attendant d'atteindre 200 stations en 2015 pour tout le territoire. Selon un article Publié dans Le Maghreb (28 - 04 - 2007), en 2005, six stations étaient opérationnelles.

Actuellement les stations fonctionnelles autour de la zone d'étude sont :

* La station de Beni Messous, qui prend en charge les rejets de la zone Ouest d'Alger et traite les rejets de 250 000 équivalents/habitants.

* La station de Reghaïa, qui s'occupe de la partie Est d'Alger et dont le traitement mécanique a été réalisé. Achevée au courant de l'été 2007, elle traite les rejets de 400 000 équivalents/habitants soit 60 000 m³/j d'eaux usées traitées puis rejetées dans le lac de Réghaïa.

* La station de Baraki de la région centre d'Alger, vers laquelle seront transférées les eaux d'oued El-Harrach, traite les rejets de quelques 900 000 équivalents/habitants. Réalisée et mise en service en 1987, elle a eu des problèmes de fonctionnement, des travaux de réhabilitation de cette station ont été réalisés pour sa mise en service. Son impact sur la qualité des eaux de l'oued El Harrach est certain.

Dans l'étude de Taibi, Benhabib et Abdelhafi (2011), sont répertoriés encore deux stations fonctionnelles d'épuration des eaux usées qui sont implantées dans la zone d'étude du présent travail :

* La station d'épuration de Boumerdès d'une capacité équivalent à 75 000 habitants traitant un volume de 15 000 m³/jour.
* La station de Chenoua des eaux usées domestiques a démarré en 2008. Sa capacité est équivalente à 70 000 habitants. Son volume journalier est estimé à 11200 m³cubes/jour.

Le fonctionnement même partiel des stations d'épurations permet de diminuer l'impact des polluants sur le milieu marin, en l'occurrence les métaux traces. L'épuration des eaux usées n'est effective que depuis peu. Son action bénéfique ne sera observée qu'à long terme.
## 2. ELEMENTS TRACES METALLIQUES

### (Cadmium, Cuivre et Plomb)
## 2.1 Définitions

### 2.1.1 Pollution

La pollution marine est définie comme étant "l'introduction par l'homme, directement ou indirectement, de substances ou d'énergie dans le milieu marin (y compris les estuaires) occasionnant des effets néfastes tels que des nuisances envers les ressources biologiques, des risques pour la santé de l'homme, des entraves aux activités maritimes (y compris la pêche), une altération de la qualité de l'eau de mer du point de vue de son utilisation et une dégradation des valeurs d'agrément" (ONU, 2010).

### 2.1.2 Métaux

Les métaux sont des éléments retrouvés sous forme de minerais. L'augmentation de leur émission dans l'environnement est due à l'activité industrielle. Ce sont des éléments non biodégradables qui forment 80% de la classification périodique (Devallois, 2009).

La plupart des éléments de la classification périodique de Mendeleïev sont des métaux mise à part les gaz rares et H, B, C, N, O, F, P, S, Cl, Br, I et At (Astate). Les métaux regroupent les métaux alcalins (cations monovalents) et métaux alcalino-terreux (cations divalents) et les métaux de transition. Ils présentent un éclat particulier « éclat métallique ». Ils sont ductiles, malléables et très bon conducteurs de chaleur et d'électricité.

D'un point de vue chimique, les métaux sont des donneurs d'électrons donc facilement oxydables. Ils forment des oxydes basiques avec l'oxygène et des solutions basiques lorsqu'ils se combinent à l'ion hydroxyde OH⁻. Ils se combinent facilement avec d'autres éléments pour donner des alliages utilisés depuis l'Antiquité par l'Homme.

L'exploitation minière, l'érosion, les prélèvements d'eau de plus en plus profondément, déjà contaminés par une roche métallique et les éruptions volcaniques terrestres ou sous-marines sont les premières sources qui libèrent les métaux par le passage du minerai au contaminant (Miquel, 2001). Cependant, plus les utilisations des métaux sont variées et plus, les sources de contamination, sont diversifiées. Quelques soient les étapes de traitement, d'emploi et/ou de recyclage, ces éléments sont rejetés de manière diffuse ou ponctuelle dans le milieu marin à travers les oueds, les lessivages des continents ou l'atmosphère par le biais des aérosols par voie sèche ou humide. Notons que pour le compartiment atmosphérique, les activités humaines représentent la principale source de pollution de l'air, les plus importantes étant la production d'énergie électrique, l'industrie et l'automobile (Miquel, 2001).

Ainsi, les métaux traces se retrouvent dans l'environnement, qu'ils soient d'origine naturelle ou anthropique.

## 2.2 Classification des métaux

Plusieurs types de polluants sont rejetés dans le milieu marin. Ils sont de nature organique (Hydrocarbures, pesticides...) ou inorganique (détergents, métaux...). Les métaux traces toxiques sont des micropolluants provoquant des nuisances, même à de très faibles
doses. Leur toxicité s'accentue par bioamplification ou biomagnification à travers la chaîne alimentaire.

Une classification a été établie afin de discerner les éléments traces essentiels qui sont nécessaires à la vie de ceux qui peuvent l'altérer voire même causer la mort, appelés éléments traces toxiques. Ils sont ainsi classés en :

### 2.2.1 Eléments traces essentiels ou oligoéléments

Ce sont des éléments qui sont indispensables au métabolisme de tous les êtres vivants. Leur déficience peut provoquer une altération plus ou moins profonde des fonctions vitales de tous les organismes vivants. Le Cuivre (Cu) ou le Cobalt (Co) sont des oligoéléments (Picot, 2003).

### 2.2.2 Eléments traces toxiques

Bon nombre de métaux essentiels sont toxiques lorsque leur concentration dépasse un seuil lui-même fonction de l'état physico-chimique de l'élément considéré tels que le fer, le cuivre, le zinc, le nickel, le cobalt...alors que d'autres ne sont pas nécessaires à la vie et sont préjudiciables dans tous les cas, tels que le plomb, le cadmium... (Chiffoleau et al., 2001). Les rejets de métaux traces dans l'environnement se font de manière diffuse et chronique ou permanente.

Les éléments traces sélectionnés dans le présent travail sont le cadmium (Cd), le cuivre (Cu) et le plomb (Pb). Le cuivre est un oligoélément alors que le cadmium et le plomb sont classés parmi les métaux toxiques (Miquel, 2001) (Tab. 1). Ils présentent en commun une bioaccumulation dans l'environnement (dans les plantes, les animaux et l'Homme) et une forte toxicité pour les organismes vivants (Picot, 2003).

Ils sont appelés à défaut « métaux lourds » à cause de leur masse volumique supérieure à 5g/cm³. Cette appellation est sans fondement scientifique et juridique puisque certains métaux tel que zinc, ne sont pas lourds ainsi que d'autres éléments toxiques, telle que l'arsenic, ne sont pas des métaux. Ils sont présents dans tous les compartiments de l'environnement mais à de très faibles doses : les métaux sont à l'état de traces et ils sont la trace du passé géologique et de l'activité de l'homme. Ces raisons font que les scientifiques les appellent aujourd'hui « éléments en traces métalliques » ou par extension « éléments traces » ou « métaux traces » (Chiffoleau et al., 2001).
<table><caption>Tableau 1 : Représentation de quelques caractéristiques (Miquel, 2001) et formes métalliques du Cadmium (Chiffoleau et al., 2001; Lachambre et Fisson, 2007), du cuivre (Pichard et al., 2006) et du Plomb (Cossa et al., 1993; Miquel, 2001).</caption><thead><tr><th></th><th>Cadmium (Cd)</th><th>Cuivre (Cu)</th><th>Plomb (Pb)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Numéro atomique</td><td>48</td><td>29</td><td>82</td></tr><tr><td>Masse atomique</td><td>112,4</td><td>63,546</td><td>207,2</td></tr><tr><td>Masse volumique</td><td>8,65 g/cm³</td><td>8,9 g/cm³</td><td>11,35 g/cm³</td></tr><tr><td>Minerai d'origine</td><td>Scories de zinc (sous-produit du zinc : pour 1t de zinc ≈ 3kg de cadmium), Plomb, phosphates</td><td>Sels de cuivre avec 30 à 90% de cuivre dont le minerai sulfuré la Chalcopyrite (CuFeS₂) et Bornite (Cu₅FeS₄)</td><td>• galène (PbS)<br>• cérusite (PbCO₃)<br>• anglésite (PbSO₄)</td></tr><tr><td>Formes chimiques les plus fréquentes</td><td>• CdCO₃, CdS, CdSO₄, CdO, CdCl₂, Cd(NO₃)₂,<br>• Cation Cd²⁺ (forme qui représente 66% du Cd libre en mer)</td><td>CuPbSbS₃, (Cu,Fe)₁₂Sb₄S₁₃, Cu₂Cl(OH)₂, Cu₂O, CuO, (Zn,Cu)5(CO₃)₂(OH)₆, Cu₃(CO₃)₂(OH)₂, Cu₂CO₃(OH)₂, Cu₄SO₄(OH)₆, CuPbSo₄(OH)₂, Cu₅(PO₄)₂(OH)₄, Cu₂(AsO₄)(OH)</td><td>Plomb sous forme inorganique :<br>• Pb²⁺<br>• PbO₂, Pb₃O₄, PbS PbCO₃, PbSO₄, PbO<br>Plomb sous forme organique (additif antidétonant de l'essence) :<br>• Plomb tétra-éthyle, le plomb tétra-méthyle (vite dégradés en milieu marin en composés tri, di et mono-alkylés)</td></tr><tr><td>Réserves</td><td>Roches océaniques et sédiments</td><td>490 milliards de kilos de cuivre sur Terre dans les gisements métallifères</td><td>Roches océaniques et sédiments</td></tr><tr><td>Quantités libérées par les volcans</td><td>800 à 1400 t</td><td>18.800 à 27.000 t</td><td>3200 à 4200 t</td></tr><tr><td>Rejets atmosphériques (naturelles et/ou anthropiques)</td><td>30 000t/an</td><td>7400t</td><td>300 000 à 400 000 tonnes dont 95 % sont d'origine anthropique</td></tr><tr><td>Utilisation et sources anthropiques</td><td>• piles rechargeables, batteries et accumulateurs<br>• l'activité métallurgique et minière,<br>• pigments, traitement de surface, stabilisants,<br>• industrie du caoutchouc,<br>• utilisé dans la production de fongicides,<br>• retrouvé comme impureté à grande concentration dans les engrais phosphatés,<br>• utilisé dans les huiles de moteurs,<br>• nucléaires réacteurs...</td><td>• Industrie électrique (fils électriques), appareils de chauffage, céramique, Plomberie (tuyauterie),<br>• Industrie textile, tanneries<br>• Agriculture : présent dans les insecticides et les fongicides<br>• Métallurgie, traitements de surface, alliages,<br>• anti-corrosion dans les systèmes de refroidissement, Peintures et anti-salissures des bateaux en remplacement du TBT.</td><td>• Piles<br>• batteries<br>• accumulateurs<br>• l'activité métallurgique et minière<br>• batteries d'automobiles (7,5 millions de batteries sont jetées ≈ 75 000 tonnes de plomb)</td></tr></tbody></table>

Les métaux sont des entités qui ne sont ni synthétisés ni biodégradables. Leurs quantités dans l'environnement n'ont pas changé. Selon Miquel (2001), l'activité humaine a surtout changé leur répartition, les formes chimiques (ou spéciations) et les concentrations par l'introduction de nouveaux modes de dispersion (fumées, égouts, voitures...) (Tab. 1).

## 2.3 Devenir des éléments traces métalliques dans l'environnement (sol/air/eau)

Tous les contaminants libérés dans l'environnement par voie naturelle ou anthropique sans le passage par les stations de traitement et d'épurations des eaux domestiques et/ou
industrielles ou qui ne sont pas piégés par le recyclage se retrouvent dans le milieu marin, réceptacle final.

En effet, les apports de contaminants à la zone maritime se font par trois voies principales, à savoir les apports directs (rejets domestiques et industriels côtiers directement dans l'oued ou dans la mer par les réseaux d'assainissement), les apports fluviaux : par voie aqueuse via l'eau, les matières en suspension ou les sédiments de fond des cours d'eau et les apports atmosphériques : transportés par voie éolienne via des aérosols (QSR, 2000 ; Salvarredy Aranguren, 2008)

### 2.3.1 Comportement des métaux dans le compartiment sol (terrestre)

Dès leur rejet dans l'environnement terrestre, les polluants qui ne rejoignent pas l'atmosphère sont véhiculés par l'eau dans le sol, milieu privilégié des contaminants, au niveau de laquelle s'effectuent des échanges entre les différentes phases. En effet, selon Monna (2008), les éléments traces métalliques sont impliqués dans des mécanismes :

* physico-chimiques d'adsorption (sur les phases minérales, sur la matière organique en décomposition...),

* de complexation avec des ligands organiques ou inorganiques, et

* de co-précipitation avec des phases minérales secondaires mal cristallisées (oxyhydroxides de fer, de manganèse,...).

Dans la phase liquide (oueds et/ou fleuves) et pour atteindre le milieu marin, les polluants sont unis à des particules organiques/inorganiques, à des molécules ou à des colloïdes qui assurent leur transport. Les particules colloïdales comprennent la quasi-totalité des particules minérales (argiles, oxydes et hydroxydes amorphes ou cristallisés, ...) ainsi que des fractions organiques (acides humiques et fulviques). Les particules organiques, et notamment les substances humiques, interagissent avec les ions métalliques selon plusieurs mécanismes et peuvent former des complexes de grande stabilité (Devallois, 2009).

La taille des particules joue un rôle prépondérant dans le devenir des éléments métalliques dès leur émission dans le milieu ambiant. En effet, selon Muris (2004), les plus petites particules n'ont pas de réactivité et les plus grosses vont sédimenter trop rapidement. Ce qui confère aux colloïdes la taille idéale à l'adsorption des éléments métalliques et donc à leur transport par les oueds particulièrement en période de crue vers la mer.

En effet, du fait de leur petite taille, les particules colloïdales ont des surfaces spécifiques importantes (> 10 m²/g) selon Citeau (2004) et peuvent atteindre des surfaces spécifiques élevées de l'ordre de 800 à 900 m²/g, voire 1900 m²/g pour les acides humiques et de nombreux groupements fonctionnels selon Devallois (2009). Ils peuvent donc représenter des phases sorbantes importantes pour les métaux (Citeau, 2004). Selon ce même auteur, les particules colloïdales, grâce à leurs grandes surfaces
spécifiques, peuvent fournir un grand nombre de sites en vue de sorber les polluants tels que les éléments en traces.

La charge de surface des colloïdes est extrêmement importante parce qu'elle est le facteur déterminant pour la stabilité et le transfert des colloïdes dans le sol, ainsi que dans le milieu aquatique (Hu, 2012). Selon cette même source, la plupart des colloïdes naturels ont une charge de surface négative. Cette dernière est causée par des réactions de substitution qui induisent des charges négatives à la surface des minéraux argileux, qui peuvent être compensées par des cations métalliques (N'guessan, 2008). Ce qui provoque leur rétention, leur mobilité et assure leur transport sur de longues distances, dans le milieu marin. De plus, ce phénomène est accentué par le fait que les colloïdes sont des particules qui ne sédimentent pas rapidement. En effet, selon Durin (2006), la gravité n'est pas un facteur influant pour ce type de matériau car il faut par exemple 200 ans de temps de décantation pour une particule de $10^{-9}$ µm de diamètre et 2 ans pour un diamètre de $10^{-7}$µm dans une colonne d'un mètre à 20°C.

### 2.3.1.1 Interactions des contaminants du sol avec le milieu marin

Les éléments métalliques libérés dans le milieu ambiant sont mobiles grâce à l'eau du sol (eau de pluie, eau de ruissellement, oued, rivière...). Le ruissellement à partir des terres et des décharges vers les fleuves et leurs affluents constituent les apports fluviaux. Les estimations des flux de substances dus aux apports fluviaux dépendent en grande partie du débit des fleuves. Les processus estuariens sont aussi susceptibles de modifier sensiblement le niveau des apports au milieu marin (QSR, 2000). De plus, c'est en rivière, exutoire final du système, que se rencontrent et se mélangent tous les métaux (Le Pape, 2013) qui sont destinés tôt ou tard au milieu marin. Leur réactivité dépend des paramètres physico-chimiques des eaux tels que le pH et la force ionique (N'guessan, 2008). De même, selon Le Pape (2013), le pH est donc un facteur très important dans la répartition de la spéciation solide des éléments traces dans la rivière car il définit la charge de surface des minéraux et donc leur potentiel d'adsorption ainsi que la composition, la nature et la quantité de matière organique présente dans la colonne d'eau.

La rivière « l'oued » est un système dynamique d'entrée et de sortie des éléments traces qui sont sous 3 formes principales (Le Pape, 2013) :

* le compartiment dissous dans lequel les métaux sont sous la forme de cations hydratés ou complexés avec des ligands organiques ou inorganiques,

* le compartiment « particulière» correspondant aux MES (matière en suspension dans l'eau comprenant les colloïdes et les particules,

* les sédiments de fond, qui constituent à la fois une source et un puits de MES et donc de métaux associés.

Ces formes de métaux traces sont véhiculées vers la mer en particulier pendant la période de crue. En effet, le milieu récepteur final des pollutions est le milieu aquatique, seul exutoire des masses d'eau en milieu urbain. L'eau transporte les éléments traces et leurs composés sur de grandes distances avec ou sans modification chimique (N'guessan, 2008). C'est pourquoi, ce système
(rivière/oued) tient une place centrale dans la dynamique des contaminations (Le Pape, 2013).

### 2.3.2 Devenir des métaux dans le compartiment atmosphérique

Les quantités de polluants métalliques de sources naturelles et/ou anthropiques émises dans l'atmosphère se chiffrent en milliers de tonnes, soient de 30 000t/an pour le cadmium, 7400t/an pour le cuivre et 300 000 à 400 000t/an pour le plomb (Chiffoleau et al., 2001; Lachambre et Fisson, 2007; Pichard et al., 2006; Cossa et al., 1993 et Miquel, 2001).

L'atmosphère contient des contaminants organiques et des contaminants inorganiques dont, les métaux selon Guégnen (2012). Cette même source ajoute que ces métaux sont émis par les sources industrielles ferreuses et non ferreuses tels que : Al, Co, Cr, Cu, Fe, Zn mais aussi Hg, Cd, As et Pb. Ces particules sont de composition, de sources et de tailles (tab. 2) différentes.

<table><caption>Tableau 2 : diamètre (µm) des particules atmosphériques selon (Roustan, 2009)</caption><thead><tr><td>Particules atmosphériques</td><td>Diamètre en µm</td></tr></thead><tbody><tr><td>Particules ultra fines</td><td>&lt; 1</td></tr><tr><td>Particules fines</td><td>0,1 – 2,5</td></tr><tr><td>Particules grossières</td><td>&gt; 2,5</td></tr></tbody></table>

Les particules grossières sont générées par les processus mécaniques et consistent en la poussière du sol, le sel de mer, les cendres "volantes", les particules issues des frottements des pneumatiques, etc... Le mode fin contient les particules primaires des sources de combustion et le matériel secondaire formé par réactions chimiques résultant de la conversion de gaz à particules (Guégnen, 2012).

Les métaux une fois émis, se lient aux particules atmosphériques « aérosols ». Certains métaux de transition se trouvent préférentiellement dans le mode fin des particules [0,1 et 1 micron] (Widory et al., 2006; Monna, 2008). Leur passage dans le compartiment atmosphérique dépend largement de la taille des particules auxquelles ils sont associés, des modalités d'émissions et des conditions météorologiques. Les particules les plus fines ont un temps de résidence plus long que celui des particules grossières (Roustan, 2009). Cependant, ce temps est généralement de l'ordre de quelques jours à une semaine (Widory et al., 2006; Monna, 2008).

#### 2.3.2.1 Interactions des contaminants de l'atmosphère avec milieu marin

Les éléments traces métalliques rencontrés sous forme particulaire dans l'atmosphère, se déposent en empruntant deux voies différentes (Roustan, 2009). Elles dépendent de phénomènes fondamentaux (la sédimentation des grosses particules, la combinaison de diffusion turbulente et de diffusion moléculaire (pour les gaz), brownienne (pour les particules très fines) ou impact par inertie (pour les autres particules) (Roustan, 2009). Selon ces mêmes auteurs, ces voies sont :
* les dépôts humides : les particules atmosphériques se déposent par le biais de la pluie, de la neige, de la grêle, du brouillard et des nuages de montagne,

* les dépôts secs : le transfert de matière de l'atmosphère se fait par sédimentation, adsorption, absorption (y compris la dissolution) ou par réaction chimique.

Ces apports constituent la principale source d'apport dans le milieu marin de plusieurs substances, dont le mercure et le plomb. Selon cette même source, les polluants organiques persistants peuvent être transportés dans l'atmosphère à l'échelle mondiale (QSR, 2000).

### 2.3.3 Devenir des métaux dans le compartiment marin

Un contaminant métallique qui rejoint le compartiment marin, peut suivre différentes voies. Selon N'guessan (2008), il peut être :

* stocké à différents endroits (sédiment, organismes, particules solides, complexes organiques et inorganiques),

* associé aux ligands organiques et inorganiques dissous,

* lié aux particules sédimentaires,

* absorbé par les organismes aquatiques,

* sous forme d'ion libre ($M^{z+}$), et

* sous une autre forme chimique ($M^{y+}$).

Le milieu marin ne confère pas un état statique aux éléments métalliques qu'ils soient toxiques ou essentiels. Bien au contraire, ces derniers sont mobiles sous plusieurs formes chimiques et intègrent la dynamique du milieu.

#### 2.3.3.1 Interactions des contaminants métalliques avec le sédiment marin

Une fois libérés dans l'eau de mer, l'activité biologique dans les eaux de surface incorpore les éléments dans de la matière particulaire, entraînant ainsi une diminution des teneurs dans la phase dissoute. La décomposition de la matière particulaire au fur et à mesure qu'elle coule aboutit à une régénération des éléments qui y sont incorporés, et en conséquence à une augmentation des teneurs dans la phase dissoute au fur et à mesure que la profondeur augmente (QSR, 2000). En parallèle, beaucoup de contaminants préoccupants pour le milieu marin sont peu solubles dans l'eau et ont une forte affinité avec les particules. Adsorbés sur de la matière particulaire, ils peuvent être « momentanément » piégés dans les sédiments. Cependant, les sédiments sont sujets à une remise en suspension et à la bioturbation, donc à une remobilisation potentielle des contaminants ou à un enfouissement dans les couches profondes (QSR, 2000).

### 2.3.4 Interactions des contaminants métalliques avec les organismes marins

La spéciation des formes chimiques rencontrées dans le milieu marin des éléments traces métalliques, en particulier ceux toxiques même à faible concentration,
influence le comportement physiologique de beaucoup de biotes, voire, le bouleverse complètement à long terme même si ces organismes sont tolérants.

Les effets de ces substances sur les organismes dépendent de plusieurs facteurs. Ce sont notamment (QSR, 2000) :

* la biodisponibilité :

* la bioaccumulation,

* la biomagnification,

* la toxicité et,

* la faculté qu'a la substance à être mobilisée par l'organisme.

Les contaminants peuvent être prélevés par les organismes soit directement, par l'absorption de l'eau de mer, ou par ingestion de particules, et peuvent passer à des niveaux plus élevés de la chaîne alimentaire par broutage ou par prédation (QSR, 2000).

Les différentes étapes des cycles naturels des éléments traces dans les différents réservoirs (roches, sols, rivières, océans, atmosphère...) impliquent des processus de natures physiques, chimiques ou biologiques. Ces processus transforment l'état chimique des éléments traces (leur spéciation), ce qui modifie leur dynamique et leur transport d'un réservoir à un autre (Le Pape, 2013).

## 2.4 Spéciation

Beaucoup d'auteurs définissent le plus souvent la spéciation sur un plan purement chimique en réunissant tous les points cités par ces auteurs. La spéciation chimique peut être définie comme étant l'ensemble des espèces chimiques sous différentes formes physico-chimiques (ionique, particulaire, dissoute, état d'oxydation,...) et qui sont en continuelle interactions dans un système donné (QSR, 2000 ; Abi Ghanem, 2008 ; N'guessan, 2008 ; Nakib, 2010 ; Le Pape, 2013 ; Rouane-Hacene, 2013). De plus, Chiffoleau et al., (1998), évoquent une autre forme de spéciation qui est la spéciation physique en étudiant le rôle important du transport de certains métaux par la phase colloïdale, phase intermédiaire entre le dissous absolu et les particules. Cependant, Ansoborlo et al., (2003) distinguent deux types de spéciation selon le domaine, celui de la chimie ou de la biologie :

2.4.1 **Spéciation chimique** : de nature statique, décrit le processus opérationnel d'identification et de quantification d'une espèce chimique contenant un élément donné.

2.4.2 **Spéciation biologique** : de nature plus dynamique, concerne plutôt le passage d'une espèce à une autre par un processus dynamique réactionnel.

Les deux types de spéciations sont liés dans l'environnement. Leur connaissance constitue donc un outil de base pour comprendre et interpréter les mécanismes mis en jeu dans la réactivité d'éléments (Ansoborlo et al., 2003).

## 2.5 Biodisponibilité

Mesure dans laquelle une substance peut être absorbée par les tissus des organismes et influer ainsi sur leur physiologie (QSR, 2000). Bien que ne représentant pas nécessairement une fraction physiquement identifiable dans le milieu, la fraction biodisponible d'un
micropolluant représente alors l'ensemble des molécules présentes dans le milieu et susceptibles d'entrer en contact et/ou de contaminer les organismes (Gourlay-Francé et al., 2008).

La mobilité d'un élément trace métallique et sa spéciation biologique sont deux critères qui décrivent sa dynamique entre la phase minérale (eau, particules inorganiques et sédiment) et les biotes (organismes marins végétaux et animaux micro et macroscopiques). Cependant, selon QSR (2000), la « biodisponibilité » est peut-être le plus important des facteurs pour la détermination du degré selon lequel un contaminant présent dans l'eau ou dans les sédiments peut pénétrer dans la chaîne alimentaire et s'accumuler dans les tissus biologiques.

Cette « disponibilité » d'un élément vis-à-vis des organismes (appelée parfois abusivement « biodisponibilité ») est très contrôlée par la dissolution et la mise en solution à partir des minéraux porteurs, et par la suite par l'adsorption et la précipitation de cet élément par des réactions géochimiques ayant lieu dans les eaux, les sédiments ou les aérosols (Salvarredy Aranguren, 2008).

## 2.6 Bioaccumulation

La bioaccumulation est l'une des propriétés intrinsèques importantes des substances qui détermine leur danger potentiel pour l'environnement (Nations Unies, 2009). Sous le terme bioaccumulation, sont considérées la contamination par voie dissoute et par voie trophique (Tilghman et al., 2009). C'est aussi la capacité des organismes à absorber et à concentrer des substances chimiques dans tout ou une partie de leur organisme. Elle se produit quand les organismes emmagasinent des composants chimiques plus rapidement qu'ils ne peuvent les décomposer ou les excréter (Devallois, 2009).

De plus, le processus de bioaccumulation des organismes dépend (Tilghman et al., 2009) :

* des mécanismes chimiques qui contrôlent la spéciation du contaminant,

* sa biodisponibilité (capacité à atteindre une cible biologique),

* des caractéristiques écologiques (habitat, comportement trophique ...), et

* des caractéristiques biologiques (taille, mode de respiration, ...) des organismes.

La bioaccumulation d'une substance est conditionnée par trois étapes (Tilghman et al., 2009). De même, Chiffoleau et al., (2001), soulignent que les voies de pénétration des éléments métalliques aux niveaux des biotes sont :

* l'ingestion ou l'absorption : elle se fait par voie orale (voie trophique), voie respiratoire (les branchies chez le poisson) et voie cutanée (contact avec la peau) (Chiffoleau et al., 2001) ou dépôt sur les végétaux (Tilghman et al., 2009).

* la métabolisation : le contaminant est ensuite assimilé et distribué (ou pas) dans les différents tissus (les organes) (Tilghman et al., 2009).

* l'élimination : les fractions non utilisées ou non stockées par l'organisme sont ensuite éliminées par l'excrétion (Tilghman et al., 2009).

C'est pour cela que le suivi des concentrations de contaminants dans les organismes peut fournir des données et des informations complémentaires, telle que la biodisponibilité des contaminants (Tilghman et al., 2009).
C'est dans ce sens que les études environnementales actuelles, ne se contentant plus de l'analyse de la qualité de l'eau ou du sédiment marin, incorporent ou sélectionnent les biotes pour évaluer la qualité du milieu marin et celle des produits marins particulièrement ceux consommés par l'homme, dernier maillon de la chaîne trophique. C'est dans cet axe que s'est défini le choix des espèces (sardine, rougets de roche et de vase) de la présente étude. Le calendrier de prélèvement s'est basé sur leur cycle biologique (reproduction). L'échantillonnage a été effectué avant et après le cycle de reproduction car chez les poissons, le processus de bioaccumulation dépend du cycle de la reproduction. En effet, avant la période de frai, la masse lipidique augmente et pourrait diminuer après. Il est donc recommandé d'organiser l'échantillonnage en période de repos sexuel (Tilghman et al., 2009).

## 2.7 Interactions entre les contaminants métalliques et l'Homme

L'Homme est exposé depuis toujours à toute forme de pollution. Les voies de contaminations sont multiples cependant l'inhalation, l'ingestion et l'exposition cutanée sont les plus importantes selon El Idrissi (2009). De même selon cet auteur, en plus du cuivre, les métaux toxiques (Cd et Pb) sont responsables de bons nombres de maladies. Leur toxicité est reconnue, même à de très faibles concentrations et peut être attribuée à des interactions inappropriées avec différentes structures intracellulaires.

## 2.8 Toxicité des métaux étudiés (Cd, Cu et Pb)

Le cadmium et le plomb sont des éléments toxiques qui agissent comme leur nom l'indique à l'état de traces. Le cuivre, oligoélément, devient toxique si la dose absorbée par un organisme est supérieure à ses besoins. En effet, selon Brillant (1993), les métaux « lourds » peuvent être toxiques même à de très faibles concentrations. Ils provoquent une intoxication des organismes affectés en perturbant certaines fonctions vitales, pouvant aller jusqu'à la mort. Ils ont la spécificité d'induire un impact toxique à des concentrations très faibles, de l'ordre du microgramme par litre (10⁻⁶g/l), ou même du nanogramme par litre (10⁻⁹g/l). Pour cette raison, ils sont couramment appelés micropolluant (SDAGE, 2003).

Toute molécule chimique peut devenir nocive si elle intervient pour altérer l'homéostasie du système. L'homéostasie repose sur le maintien d'un environnement interne stable qui permet aux processus vitaux de se manifester de façon optimale. Cependant, les cellules des animaux aquatiques ont développé une stratégie pour l'introduction, le transport et l'emmagasinage des éléments métalliques toxiques. Elle consiste en la formation d'un complexe métal – protéine liante. Cette dernière ou métallothionéine (polypeptide) est synthétisée suite à la présence d'ions métalliques. Elle joue un rôle de régulateur homéostatique dans l'équilibre des ions métalliques cellulaires et présente des caractéristiques physiologiques et biochimiques spécifiques dans la défense de l'organisme contre les toxiques inorganiques (Brillant, 1993).

Il semble que les ions métalliques non complexés soient mieux assimilés par les organismes que les formes complexées. Par rapport à d'autres éléments inorganiques Zn, Cu, Fe, Se, Ca, Mn) (Brillant, 1993).
L'acquisition de la tolérance aux métaux peut résulter d'une augmentation de la synthèse de la métallothionéine, plus particulièrement lorsqu'il y a exposition aux métaux divalents comme le cadmium, le mercure, le cuivre et le zinc (Brillant, 1993).

Deux types de toxicité sont rencontrées (SDAGE, 2002 ; Gourlay-Francé et al., 2008) :

* **Toxicité aiguë** : les effets des contaminants sont rapides et généralement mortels. La toxicité aiguë se manifeste après une exposition très courte à une concentration élevée de substance toxique par rapport à la durée de vie de l'organisme (la notion de concentration élevée est à relativiser, les polluants toxiques sont toxiques à des doses de l'ordre du micro programme par litre. La concentration conduisant à des effets toxiques aigus est forte par rapport à celle conduisant à des effets toxiques chroniques). De ce fait, cette exposition entraîne généralement la mort de l'organisme exposé.

* **Toxicité chronique** : les effets des contaminants apparaissent après une exposition prolongée ou chronique à une concentration faible de la substance toxique. La substance peut exprimer sa toxicité de différentes façons. Elle peut se bioaccumuler dans les tissus de l'organisme. Après un temps de latence suffisamment long, la concentration accumulée dépasse le seuil de toxicité chronique et les effets toxiques s'expriment. La substance peut également provoquer à de faibles concentrations de légers symptômes. Lorsque ces symptômes se prolongent dans le temps, ils entraînent un dysfonctionnement de l'organisme beaucoup plus important (reproduction, déformations, retard de croissance...).

Quelques exemples illustrant l'impact des éléments étudiés : cadmium, cuivre et plomb sur quelques biotes en particulier les poissons et l'Homme dans le présent travail, seront repris dans ce qui suit.

## 2.8.1 Impact du cadmium sur les organismes marins et sur l'Homme

Le terme cadmium a pour origine cadmia en latin et kadmeia en grec. Il fut découvert à partir de la calamine en 1817 par le chimiste Allemand Friedrich Stromeyer à Thèbes en Grèce, ville fondée par Kadmos.

### 2.8.1.1 Interactions cadmium / organismes marins

Le cadmium se range parmi les métaux les plus toxiques pour les organismes (Chiffoleau et al., 1999). Il a une importante capacité à diffuser dans le sol et dans l'environnement marin (Brillant, 1993). Cette diffusion est accentuée par les conditions du milieu qui peuvent favoriser sa mobilité et sa biodisponibilité. Celles-ci augmentent dans les milieux aquatiques, lorsque le pH, la dureté, la concentration de matières en suspension et la salinité sont faibles et lorsque le potentiel d'oxydoréduction est élevé (Environnement et Santé Canada, 1994).
Dans l'eau, le cadmium existe, sous forme dissoute ou sous forme particulaire adsorbée sur les matières organiques et les sédiments. Le compartiment cadmium particulaire apparaît comme un réservoir potentiel de cadmium dissous (Anses, 2010).

La présence du cadmium dans l'eau même à de faibles doses, inhibe la photosynthèse et la croissance du phytoplancton (Biney, 1993). Ces organismes photosynthétiques font partie des niveaux trophiques les plus bas de la chaîne alimentaire. Ils sont la nourriture des consommateurs primaires planctonophages. Leur disparition, en plus de la contamination du milieu en cadmium, peut perturber la chaîne trophique jusqu'à son sommet. De plus, les organismes de plus grande taille, tels que les poissons et les coquillages (Mollusques) accumulent le cadmium (Ricoux et Gasztowtt, 2005). Selon Chiffoleau et al., (1999), les espèces marines peuvent se classer suivant leur sensibilité au cadmium de la façon suivante : Crustacés > Mollusques > Annélides > poissons.

Chez toutes ces espèces, l'absorption intestinale du cadmium, relativement faible, varie avec l'âge, l'espèce et l'interaction avec différents éléments nutritionnels. Ainsi, un apport alimentaire carencé en fer, calcium ou protéines favorise l'absorption intestinale du cadmium chez l'animal (Ricoux et Gasztowtt, 2005). De plus, selon Brillant, (1993), le cadmium interfère en entrant en compétition, pour les sites de liaison et cause une déficience d'éléments essentiels. Il agit donc en mimant les métaux physiologiques afin de traverser les membranes cellulaires (Nzengue, 2008).

Une étude réalisée chez le calmar a montré que le cadmium se fixe sur certains canaux calciques dont il accroît la perméabilité, tout en obstruant temporairement le passage des ions Ca²⁺ (N'guessan, 2008). Sa bioconcentration dans les organismes aquatiques est très variable selon les espèces considérées. Ainsi, pour les poissons d'eau de mer, des valeurs de facteurs de bioconcentration dans le muscle de 5 à 2040 ont été rapportées (Ricoux et Gasztowtt, 2005). Cependant, il a un tropisme particulier pour le foie et les reins. Les animaux et l'Homme semblent montrer des modes de distribution comparables (Anses, 2012). Selon cette même source, chez l'animal, la rétention du cadmium par le foie et les reins est encore plus nette que chez l'Homme. En effet, chez le poisson, le cadmium s'accumule principalement dans les viscères (intestin, foie et rein) et très peu dans le muscle (2 à 6% du cadmium ingéré) (Anses, 2010). De même, après une exposition aiguë, les teneurs des reins et du foie sont comparables (rapport reins/foie proche de 1).

### 2.8.1.2 Interactions cadmium / Homme :

Les deux principales sources d'exposition au cadmium de la population générale sont l'alimentation et le tabagisme. C'est une substance toxique cumulative dont la demi-vie dans l'organisme est entre 20 à 40 ans.

Les légumes et les céréales sont les sources principales de cadmium, bien qu'il soit également présent dans la viande mais à moindre degré. Le cadmium s'accumule en particulier dans le rein et le foie (Andujar et al., 2010). Bien que l'ingestion
représente une voie d'absorption, la biodisponibilité pulmonaire de ce métal
semble être plus importante (El Idrissi, 2009)

De même, le cadmium agit en perturbant le métabolisme d'une vitamine (1,25 OH-vitamine D3) qui aboutit à une diminution de l'absorption digestive du calcium et en favorisant la fuite rénale phospho-calcique (Andujar et al., 2010). L'exemple type d'une toxicité au cadmium est celui de la maladie « Itai-Itai » (Aie-Aie). Son nom provient des cris poussés par les malades, riziculteurs âgés de 40 à 60 ans, du bassin versant de la rivière Jintsu au japon, intoxiqués par l'eau de boisson et la consommation de riz contaminé par les rejets d'une usine de métaux non-ferreux (Chiffoleau et al., 1999).

Cette maladie provoque une ostéomalacie (déminéralisation et déformation des os) douloureuse avec une déminéralisation osseuse ou ostéoporose (déminéralisation et fragilisation des os) prédominant au niveau du bassin et du col du fémur avec des fissurations osseuses, et des fractures spontanées (Andujar et al., 2010 ; Chiffoleau et al., 1999). A ce syndrome s'associe une insuffisance rénale.

Le cadmium est un poison cumulatif, on estime que 5% du cadmium ingéré par l'Homme est réellement absorbé, un tiers du cadmium total de l'organisme se concentre dans les reins avec une demi-vie biologique de 20 ans (Chiffoleau et al., 1999).

Le mécanisme régissant son transport membranaire est jusqu'ici inconnu mais sa nature toxique suggère qu'il puisse emprunter des systèmes de transports dédiés à certains éléments essentiels tels que le calcium (Ca) (El Idrissi, 2009). En effet, le rayon de cet ion et sa configuration électronique ressemblent à ceux du calcium (Martin - Garin et Simon, 2004).

Après le passage de la barrière intestinale, le cadmium se retrouve dans le sang. Il est rapidement distribué dans le foie et les reins (cortex rénal) où se concentre 75 % de la charge totale d'un individu et, dans une moindre mesure, dans le pancréas et la rate (Ricoux et Gasztowtt, 2005). En effet, une exposition prolongée au cadmium induit une atteinte rénale, une fragilité osseuse, des troubles de la reproduction ainsi qu'un risque accru de cancer ayant donné lieu à son classement comme « cancérogène pour l'Homme » (groupe 1) par le CIRC (Centre International de Recherche sur le Cancer) (Anses, 2012 ; El Idrissi, 2009). In vitro, de nombreuses études ont démontré que le cadmium pouvait induire de nombreuses altérations cytogénétiques ainsi que des cassures de l'ADN (Nzengue, 2008), à la fois dans les cellules de mammifères et dans les lymphocytes humains en culture (Ricoux et Gasztowtt, 2005).

2.8.2 Impact du cuivre sur les organismes marins et sur l'Homme

Le cuivre est un élément chimique utilisé par l'Homme depuis 10 000 ans. Le cuivre, dérivant du latin Cupreum et du grec Kupros, évoque à l'origine l'île de Chypre, principale source, d'où il fut exploité pour la première fois il y a 6000 ans par les romains antiques. Le traitement et le raffinage des minerais du cuivre produisent du
cadmium, considéré comme un sous-produit du cuivre. Au XIXe siècle, la découverte des propriétés de conductivité électrique du cuivre lui confèrera un grand essor.

### 2.8.2.1 Interactions cuivre / organismes marins

Ce métal essentiel entrant dans le métabolisme cellulaire des êtres vivants devient rapidement toxique dès qu'il dépasse un seuil tolérable.

Dans l'eau, le cuivre $Cu^{2+}$ forme des complexes stables avec la matière organique, le fer hydraté, les oxydes de manganèse ou les argiles et se retrouve ainsi sous forme particulaire (Casas, 2005). La stabilité de ces complexes dépend de la nature de l'ion métallique et de l'énergie de liaison des groupes fonctionnels du ligand. L'ion $Cu^{++}$ forme des complexes forts avec les groupes donneurs d'électrons (oxygène, azote et soufre) (Gilbin, 2001).

Selon Casas (2005), le cuivre complexé est moins toxique que le cuivre à l'état ionique. Cependant, les caractéristiques physico-chimiques du milieu (pH, dureté...) agissent sur le degré de dissociation entre les formes métalliques et ioniques. En effet, le cuivre, ainsi dissocié, se retrouve sous sa forme $Cu^{2+}$, la forme chimique reconnue comme toxique (Noppe, 1996). Toutefois, la pénétration transmembranaire de ce métal essentiel chez les organismes marins se fait sous sa forme $Cu^+$ après réduction chimique $Cu^{2+}$ (Le Goff et Bonnomet, 2004).

Le cuivre a un effet fongicide sur les végétaux. Chez les algues, Le cuivre inhibe la photosynthèse, mais aussi la division cellulaire (Gilbin, 2001). Cependant, selon cet auteur, les cellules vivantes ou mortes (seston) contribuent largement à la séquestration du cuivre dans les eaux naturelles.

Les poissons présentent, au moins deux voies de pénétration du cuivre selon Gilbin (2001). En effet, selon cet auteur, les voies respiratoires et le système digestif permettent l'adsorption à la surface de la cellule puis son transport et sa diffusion à travers la membrane tout comme pour un organisme cellulaire. Toutefois, les cellules branchiales, en contact direct avec le milieu environnant, et les cellules épithéliales gastriques, se comportent différemment vis-à-vis du cuivre à cause de sa spéciation dans l'appareil digestif (changement du pH et désorption de particules) par rapport au milieu aquatique (Gilbin, 2001).

De plus, chez les poissons, les branchies exposées à des doses toxiques de cuivre, sont considérées comme des organes critiques (Le Goff et Bonnomet, 2004). En effet, selon ces auteurs, La fixation des métaux présents dans les eaux au niveau des branchies des poissons est la cause de dysfonctionnement des fonctions respiratoires et ionorégulatrices de ce système. Le cuivre est de plus connu pour provoquer de graves dommages au niveau de la structure lamellaire des branchies.

### 2.8.2.2 Interactions cuivre / Homme :

Le cuivre est un élément essentiel chez l'homme et l'animal. Il est impliqué dans de nombreuses voies métaboliques, notamment pour la formation d'hémoglobine et la maturation des polynucléaires neutrophiles (Casas, 2005). Le cuivre retrouvé dans le sol atteint les cours d'eau à travers le lessivage, la percolation de l'eau ou
l'érosion éolienne (Nadeau, 2012). Le cuivre se retrouve dans l'organisme après
ingestion des aliments, la prise d'eau, à travers la respiration et par contact cutané.
Selon Nadeau (2012), l'inhalation excessive de poussières contenant du cuivre
provoque des irritations nasales et oculaires ainsi que des maux de tête, des
nausées et des diarrhées. L'ingestion induit des douleurs abdominales et des
vomissements.

2.8.3 Impact du plomb sur les organismes marins et sur l'Homme

Le plomb est un métal utilisé depuis la haute antiquité. Son nom provient du latin plumbum signifiant liquide argenté. Utilisé par l'Homme dans divers domaines, ce métal a vu ses concentrations naturelles dans l'environnement amplifier à causes des rejets anthropiques à travers l'atmosphère, le continent et les oueds (rivières). En effet, c'est l'addition de plomb aux essences qui est majoritairement responsable de sa dissémination dans l'environnement (plus de 99%) (Cossa et al., 1993). De même, Lesven (2008), dans ses travaux sur les métaux dans le sédiment constate que les apports de plomb dans le milieu aquatique se font majoritairement par voie atmosphérique, la source principale étant, à l'heure actuelle, la combustion des énergies fossiles. Le plomb ainsi mobilisé arrive au littoral via les fleuves et l'atmosphère (Cossa et al., 1993). Les pays européens ont vu chuter les teneurs en plomb dans l'atmosphère et dans l'environnement ces dernières décennies après avoir opté pour l'essence sans plomb. Cependant, malgré l'introduction de l'essence sans plomb dans les stations d'essence algériennes, l'utilisation de l'essence plombée est courante sur tout le territoire. Les gaz d'échappements rejettent les composés organiques du plomb. Ce sont, selon Cossa et al., (1993), des dérivés alkylés et notamment le plomb tétra-éthyle et le plomb tétra-méthyle.

2.8.3.1 Interactions plomb / organismes marins

Dans le milieu marin le plomb et ses composés sont rencontrés sous différentes
formes chimiques (organique, inorganique) et physiques (particulaire, dissoute).
Le plomb inorganique dont le seuil de toxicité apparaît à partir de 0,5µg/l
provoque un retard de croissance chez le phytoplancton (Dufrène, 2004 ; Lesven,
2008). Le plomb est retrouvé dans le plancton et ses produits d'excrétion, qui sont
les principaux vecteurs du transfert de ce métal de la surface aux sédiments
océaniques (Cossa et al., 1993).

Dans un niveau trophique plus élevé, le zooplancton montre selon Oudart et al., (1989), des concentrations plus élevées en plomb, ce qui va déjà dans le sens d'une bioaccumulation, pour ces paramètres et entre ces deux maillons alimentaires.

De même, les Mollusques filtreurs accumulent le plomb de manière
proportionnelle à sa concentration dans l'eau (Cossa et al., 1993).

Le plomb sous forme inorganique exercerait sa toxicité sur le fonctionnement
normal de la cellule en entrant en compétition avec des métaux essentiels.
Cependant, la toxicité du plomb organique (alkylé) est beaucoup plus grande que celle du plomb inorganique (Cossa et al., 1993).

Les composés du plomb en fonction de leur spéciation suivent des chemins différents pour pénétrer dans les organismes vivants. De même, les biotes présentent des compartiments plus ou moins accessibles et plus ou moins perméables. En effet, selon Cossa et al., (1993), les organismes aquatiques vont de l'incorporation d'ions libres par voie transtégumentaire à l'ingestion de matériel particulaire par des suspensivores ou par des prédateurs.

Pour le plomb organique et selon ces mêmes auteurs, le plomb tétra-éthyle, bien qu'instable dans l'eau de mer (se dégrade rapidement sous l'action de la lumière en composés tri-alkylés (moins toxiques), puis plus lentement en composés di ou monoalkylés), pourrait être absorbé rapidement par les organismes. Une fois dans les organismes, ces composés peuvent être désalkylés et intervenir au niveau moléculaire à l'intérieur même de la cellule. La détoxication du plomb semble se faire principalement par la formation de granules intracellulaires ou de vésicules membranaires.

Les concentrations en plomb sont en général 1000 à 100 000 fois plus concentrées dans les organismes marins que dans le milieu où ils vivent (Cossa et al., 1993). De plus, les niveaux de bioaccumulation chez les organismes aquatiques engendrent, à terme, une plus forte toxicité pour l'Homme (situé en bout de chaîne alimentaire) (Noppe, 1996 ; Lesven, 2008).

Dans une étude réalisée par Leblanc et al., (2006), sur "la consommation alimentaire de produits de la mer et l'imprégnation aux éléments traces, polluants et oméga 3", parmi les organismes marins étudiés et pouvant véhiculer un maximum de plomb à la population humaine, la sardine est en première position.

### 2.8.3.2 Interactions plomb / Homme

Les voies principales d'exposition chez l'homme sont l'ingestion, l'inhalation et le contact cutané. Le plomb a un comportement géochimique semblable à celui du calcium (Nduwayezu, 2010). En effet, incorporés dans l'organisme, les ions $Pb^{2+}$ entrent en compétition avec $Ca^{2+}$ dans la formation des os (saturnisme) et peuvent aussi bloquer plusieurs enzymes. Les effets toxiques visent les systèmes nerveux, central et périphérique, le système hématologique et le rein (Dufrène, 2004).

Le plomb sanguin ne représente que 1 à 2 % de la quantité présente dans l'organisme (Lasalle, 2005). Il provoque une toxicité hématologique dont l'anémie est la principale manifestation (Leblanc et al., 2006).

Les effets les plus préoccupants du plomb restent les effets neurotoxiques qu'il peut générer (saturnisme) (Leblanc et al., 2006). Ce syndrome provoque des lésions au niveau du système nerveux central se manifestant cliniquement par une encéphalopathie convulsive et un coma pouvant conduire à la mort (Ministère de la Santé et Centre Anti Poison et l'Institut National d'Hygiène, 2005). Le plomb et les dérivés inorganiques de plomb sont classés comme potentiellement cancérigènes pour l'homme par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC).
## 2.9 Normes admises dans les produits de la mer

Une norme est une référence établie, consentie et approuvée par un organisme de normalisation. La normalisation ou standardisation (terme anglais à l'origine), provient d'un document scientifique et /ou technique qui indique des règles et des lignes directives ou des caractéristiques à utiliser systématiquement pour assurer l'aptitude à l'emploi des matériaux, produits, des processus et des services.

Ces normes touchent à tous les secteurs industriels, architecturaux, environnementaux, alimentaires. Les organismes sont multiples et travaillent parfois en commun telles que la FAO (Organisation des Nations Unies pour l'Alimentation et l'Agriculture) et l'OMS (Organisation Mondiale de la Santé).

En 1963, cette association a donné naissance au Codex *alimentarius* qui est un organe exécutif. C'est un recueil de normes, codes d'usages, directives et autres recommandations relatifs à la production et à la transformation agro-alimentaires qui ont pour objet la sécurité sanitaire des aliments et dont les objectifs sont la protection :

* des consommateurs et des travailleurs des filières alimentaires et,

* l'environnement.

La Commission du Codex *Alimentarius*, a été reconnue par les accords de l'Organisation mondiale du commerce (O.M.C.) en 1994. De même, et au cours de la même année, un accord signé par les états membres projette le Codex *Alimentarius* au rang de référence principale et internationale en matière de sécurité alimentaire.

Celui-ci regroupa en 2006 près de 200 états membres soucieux de la protection et de la santé du consommateur.

Son principal objectif est l'élaboration des normes mondiales ou régionales dans le domaine alimentaire, fondées sur la recherche scientifique.

Parmi les normes établies par le Codex, et elles sont nombreuses, 237 concernent les aliments, 25 d'entre-elles sont des lignes directrices pour les contaminants. Toutes les normes ont été définies et fixées pour mettre le consommateur à l'abri des dangers pouvant découler des produits contrefaits.

### 2.9.1 Normes algériennes

La création de l'institut algérien de la normalisation (IANOR) et de son statut a été réalisable grâce au décret exécutif n°98-69 du 21 février 1998 modifié et complété en 2011 par le décret exécutif N°11-20 du 25 janvier 2011. L'IANOR s'est, en fait, substitué à l'institut de normalisation et de propriété industrielle (INAPI) (journal officiel de la république algérienne N° 11, du 1er mars 1998 et N°06 du 30 janvier 2011).

Afin d'éviter l'achat et/ou la prise de produits préjudiciables mis sur le marché, l'IANOR élabore, publie et diffuse des normes algériennes visant à préserver la santé, la sécurité et l'environnement.

En parallèle, l'Algérie devient membre du Codex *Alimentarius* en créant le Comité National du Codex *Alimentarius* (CNCA) par décret exécutif n°05-67 du 30 janvier 2005. Celui-ci est placé sous l'égide du Ministère du Commerce, chargé de la protection du consommateur.
Depuis, dans le secteur de l'alimentation, 810 normes ont été établies par lesquelles 98 sont relatives à l'hygiène alimentaire et 282 concernent la santé, la sécurité et l'environnement (IANOR, 2008).

De plus, le ministère de la pêche et des ressources halieutiques dans un arrêté interministériel du 5 janvier 2011, fixe les seuils limites de présence de contaminants chimiques, microbiologiques et toxicologiques dans les produits de la pêche (Journal Officiel de la république algérienne, 2011). Ces normes algériennes concernent le plomb, le mercure et le cadmium dans la chair de poisson à :

* 0,3mg/kg (µg/g) de poids frais dans le poisson en général et pour le plomb,

* 0,10mg/kg (µg/g) de poids frais pour la sardine dans le cas du cadmium.

### 2.9.2 Normes étrangères

Plusieurs normes ont été établies pour différentes espèces de poisson et pour les métaux traces toxiques par le comité européen. Concernant le poisson d'une manière générale, le Codex *Alimentarius* (1999) limite les concentrations (Tab. 3) à ne pas dépasser chez l'Homme, pour le cadmium et pour le plomb.

<table><caption>Tableau 3 : Normes admises en poids frais chez le poisson pour le cadmium et le plomb (*Codex alimentarius*, 1999).</caption><thead><tr><td></td><td>Poisson (µg/g) (P.F)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cadmium</td><td>0,10</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>0,30</td></tr></tbody></table>

Alors que le codex *alimentarius* élabore des normes spécifiques à l'alimentation veillant à la protection du consommateur et la préservation de l'environnement, la directive européenne du 19 décembre 2006 (CE, 2006) préoccupée par l'état de santé du milieu marin, définit 33 substances prioritaires et 8 autres substances polluantes à surveiller dans les masses d'eau. Elle fixe les normes de qualité environnementale (NQE) à respecter dans les eaux. Elle suggère que le contrôle des sédiments et du biote doit être régulièrement effectué pour les molécules bioaccumulables afin de donner une image réelle de l'état des masses d'eau et de suivre sur le long terme les concentrations des substances prioritaires. Cette idée a été reprise pour la présente étude où l'utilisation des biotes tels que la sardine (poisson pélagique) indiquera la qualité de l'eau de mer alors que l'analyse du rouget de roche et de vase précisera l'état du fond marin, piège, par excellence, des éléments métalliques.
## 3. PRESENTATION DE LA MATRICE BIOLOGIQUE

*(Sardina pilchardus, Mullus surmuletus, Mullus barbatus)*

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## STRATEGIE D'ECHANTILLONNAGE
L'augmentation des sources de pollutions et la diversité des polluants xénobiotiques ont conduit la wilaya d'Alger à réaliser un suivi continu des polluants physiques, chimiques et biologiques dans le milieu marin afin de surveiller et d'évaluer la qualité de l'environnement marin.

Des analyses régulières en particulier au niveau des eaux de baignades avant la saison estivale sont effectuées par la wilaya d'Alger (APPL : Agence de préservation et de protection du littoral) (Boukacem, 2010) :

* Paramètres physico-chimiques (T, salinité, pH et oxygène dissous),

* Sels nutritifs,

* Détergents,

* Germes fécaux et pathogènes.

De même, les métaux lourds (Hg, Cd, Pb, Cu et Zn), les hydrocarbures et les pesticides organochlorés sont dosés tous les 4 ans sur 17 stations réparties sur le littoral algérois.

La présente étude tente d'évaluer la pollution métallique de la côte algéroise à travers des méthodes biologiques. Les biotes utilisés dans ce travail serviront, d'une part, d'outil pour l'évaluation de l'état de santé du milieu marin ; d'autre part, étant des espèces consommées par l'Homme, l'analyse des éléments traces métalliques permettra de contrôler la qualité de ces produits marins, et de connaître les meilleures conditions de consommation.

Les premières études sur les métaux traces dans les biotes ont ciblé des espèces sédentaires telles que les moules et les huîtres (Mollusques) (COI "Commission Océanographique Internationale", 1976), (ISTPM "Institut Scientifique et Technique des Pêches Maritimes", 1979), (Phillips, 1985). Cependant, avec l'augmentation des rejets et des types de polluants en mer, l'utilisation des poissons comme sentinelles ou indicateurs de pollution a gagné du terrain et est devenue de plus en plus courante depuis quelques décennies. En effet, selon Girard (1998), le poisson est de plus en plus utilisé comme sentinelle de l'environnement et, aujourd'hui, de nombreuses méthodes basées sur l'étude des communautés, sur les réponses physiologiques des individus et sur les réactions métaboliques et cellulaires y font appel. De même, Tilghman et al., (2010), considèrent que l'utilisation de l'ichthyofaune, en particulier celle consommée par l'Homme, est bien établie pour la surveillance chimique. Selon cette même source, les poissons sont exposés aux contaminants par plusieurs voies : alimentation, respiration et voie cutanée. C'est le cas pour les espèces pélagiques qui restent au sein de la colonne d'eau. Alors que les espèces benthiques vont être plus exposées aux matières en suspension (MES) au niveau de l'interface eau/sédiment.

L'analyse des polluants est de plus en plus fréquente. En Algérie, quelques études sur des espèces halieutiques diverses pélagiques et benthiques, ont été entreprises ces dernières années :

* l'évaluation de la concentration du cadmium chez la sardinelle, *Sardinella aurita*, a été entreprise par Benamar et al., (2010) dans la baie d'Oran,

* Nakib, (2010) a mis au point une technique d'extraction des éléments traces métalliques dans les moules de Skikda et d'El kala à l'extrême Est algérien,
* à Oran (littoral Ouest algérien), Belhocine - Benyahia (2012), a travaillé sur un poisson pélagique le merlu (*Merluccius merliccius* L., 1758) indicateur biologique de la pollution par les métaux lourds (Zinc, Plomb et Cadmium),

* pour la surveillance de la qualité des eaux côtières du littoral occidental algérien (Oran) et l'évaluation des métaux lourds (Zn, Cu, Pb et Cd), Rouane-Hacene (2013) a employé la moule *Mytilus galloprovincialis* et l'oursin *Paracentrotus lividus*,

Selon Abarnou et Duchemin (2008), la diversification des espèces échantillonnées est essentielle, si on considère les conséquences sanitaires de la contamination du milieu marin car il est important d'obtenir les ordres de grandeur des niveaux de contamination des principales espèces consommées. La présente étude a sélectionné trois espèces de poissons très appréciés et très consommés dans l'algérois malgré la fluctuation du prix de vente. Ce sont :

* La sardine, *Sardina pilchardus*,

* Le rouget de roche, *Mullus surmuletus*,

* Le rouget de vase, *Mullus barbatus*.

Notons que Canli et al., (2001) ont déjà utilisé la sardine pour le dosage de quelques métaux traces en méditerranée. De même, l'Ifremer (Institut français de recherche pour l'exploitation de la mer) et l'Afsset (Agence française de sécurité sanitaire de l'environnement et du travail) (2011), utilisent la sardine et le rouget barbet dans la surveillance des niveaux de contaminations du milieu marin et considèrent ces organismes comme des espèces indicatrices de pollution. Les espèces de la présente étude sont classées comme suit :

## 3.1 La sardine

Systématique (selon Lecointre et al., 2010) :

Phylum : Crâniates

Sous-phylum : Gnathostomes

Superclasse : Ostéichtyens

Classe : Actinoptérygiens

Sous-classe : Téléostéens

Superordre : Clupéomorphes

Ordre : Clupeiformes

Famille : Clupéidés

Genre : *Sardina*

Espèce : *Sardina pilchardus* (Walbaum, 1792) (nom vernaculaire : sardine)

### 3.1.1 Caractères morphologiques

Parmi les caractères morphologiques les plus importants, *Sardina pilchardus* (Fig. 10) se reconnaît à sa coloration. En effet, le dos est bleu sombre avec des flancs argentés présentant souvent des tâches sombres le long du corps. Ce dernier est pourvu d'une série de scutelles ventrales appelées carène. L'opercule au bord lisse présente 3 à 5 stries rayonnées.
Selon Fisher et al., (1987), il existe deux sous-espèces Sardina pilchardus Sardina en Méditerranée et mer Noire et Sardina pilchardus pilchardus en atlantique et plusieurs populations locales. Selon cette même source, la taille de la sardine est souvent entre 15 et 20 cm mais cette espèce peut atteindre un maximum de 25 cm en Méditerranée.

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 10 : Sardina pilchardus (Walbaum, 1792) (Fisher et al., 1987)</figcaption></figure>

### 3.1.2 Habitat – biologie et éthologie

La sardine est une espèce migratrice (Fisher et al., 1987). Cependant, sur le plan géographique, ces migrations saisonnières sont limitées. En effet, elles se font de la côte vers le large et vice-versa. Les sardines se regroupent à la côte en été pour se nourrir ensuite, dès l'automne, elles se rassemblent et rejoignent le large pour se reproduire et pondre (pichot et al., 1978). La sardine est pélagique jusqu'à -180m mais apprécie des profondeurs entre 25 et 55m. Elle remonte la nuit jusqu'à – 15 m (Fisher et al., 1987) où elle se disperse à la recherche de la nourriture alors qu'elle se regroupe en bancs très denses le jour (pichot et al., 1978).

Elle atteint sa maturité sexuelle vers 1 an. Sa reproduction s'effectue de septembre à juin en méditerranée. Les œufs sont nombreux (plusieurs milliers) et pélagiques (Fisher et al., 1987).

En effet, plusieurs études ont montré que la sardine Méditerranéene a un cycle biologique comparable quelque soit son aire de répartition. Dans son étude de la sardine tunisienne, Khemiri et Gaamour (2009) ont déjà fait ce constat. Cette espèce a une période de reproduction moyenne qui s'étale d'octobre à mars (Khemiri, 2006) suivie d'une période de repos sexuel de mars à août qui correspond à un important engraissement et d'une période de maturation d'août à octobre (Khemiri et Gaamour, 2009). Effectivement, les graisses accumulées dans la cavité abdominale ont été observées lors des dissections effectuées dans le présent travail pendant les périodes de décembre à avril. Ces reserves compensent le manque de nourriture pendant la saison hivernale, saison de ponte où la reproduction est induite par la chute de la température de l'eau, entre 14,5 et 20°C selon Khemiri et Gaamour (2009). Les basses températures dans le déclenchement de la ponte ont été auparavent signalées par (Amenzoui et al., 2005) pour la sardine de l'Atlantique marocain et par Pichot et al., (1978) au niveau des côtes méditerranéennes françaises où la température atteignant 14°C en hiver, provoque la ponte.

De même, en Algérie (Annaba) la saison de reproduction a été observée en hiver entre novembre et mai avec un pic maximal de ponte entre février et mars (Bedairia et al., 2011 et 2012). Cependant, selon cette même source, les grandes sardines (17 - 20 cm) ont une période de ponte de novembre à mai alors que les jeunes sardines (14 - 17 cm) couvrent une période de ponte plus restreinte entre décembre et avril.
La sardine peut vivre plusieurs années. Cette espèce sans distinction de sexe peut atteindre l'âge de 6 ans. Sa croissance est rapide et est de plusieurs centimètres au cours des deux premières années. Elle ralentie à partir de la 3ème année pour n'augmenter que de quelques millimètres (Kada et al., 2010).

### 3.1.3 Régime alimentaire

La sardine est planctonophage. Elle se nourrit de crustacés et d'animaux planctoniques (petits crustacés, copépodes...). Les larves de sardine et les juvéniles se nourissent de phytoplancton et de zooplancton.

### 3.1.4 Pêche et production sardinière

Les petits métiers (embarcations entre 4,5 et 9,2m) et les grands métiers (sardiniers et chalutiers) sont les outils de pêche dont 80% de la production halieutique sont des petits pélagiques (MPRH., 2003). Ces derniers dont la sardine, sont pêchés avec la senne tournante avec coulisse et le chalut pélagique (Oulmane et saadi, 2012). La senne tournante capture les sardines à une profondeur de pêche variant de 10 à 50 m (Sahi et Bouaicha, 2003). Ces filets permettent la capture des sardines ayant atteint la taille de première maturité sexuelle et permettent grâce à un maillage conventionné l'échappement des juvéniles dont la taille est inférieure à 11 cm.

L'échantillonnage de la présente étude s'est étalé sur plusieurs saisons entre avril 2014 et septembre 2015. Cet étalement et la périodicité des prélèvements ont permis, à petite échelle, de constater des biais dans l'homogénéité des stocks de sardine dans les casiers débarqués. En effet, cette constatation touche l'échantillonnage des 3 baies étudiées (Bouismail, Alger, Zemmouri). La classe de taille [14,5 - 15,5[cm est présente dans la majorité des cas et ce, pour les 3 baies. Cependant, pour :

#### 3.1.4.1 Baie de Bouismail

A partir d'avril 2015, aucune homogénéité dans les casiers n'est retrouvée. Deux classes de taille éloignées l'une de l'autre sont rencontrées : [14,5 - 15,5[cm et [17,5 - 18,5[cm. Finalement, en septembre 2015, ce sont les plus petites classes distinguées dans cette région qui représentent cette saison : [13,5 - 14,5[cm et [14,5 - 15,5[cm (Fig.11).

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 11 : Classes de taille rencontrées dans les prélèvements de la présente étude, baie de Bouismail (représentation de la borne inférieure).</figcaption></figure>
### 3.1.4.2 Baie d'Alger

De même, une diminution des tailles est observée avec cependant un pic exceptionnel pour la classe de taille [18,5 – 19,5][cm de décembre 2014.

La comparaison entre les mêmes saisons, soit pour les mois d'avril 2014 et 2015 ou bien pour les mois de septembre 2014 et 2015, montre que les classes de taille à partir de [16,5 – 17,5][et au-delà sont absentes. Cette régression de la production s'accentue pour atteindre le minimum au mois de septembre 2015 où les classes de taille varient entre 11,5 cm et 13,5 cm (13,5 cm non compris) (Fig. 12).

<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Figure 12 : Classes de taille rencontrées dans les prélèvements de la présente étude, baie d'Alger (représentation de la borne inférieure).</figcaption></figure>

### 3.1.4.3 Baie de Zemmouri

Les constatations ci-avant touchent aussi cette baie où les plus grandes classes de taille [16,5 – 17,5][cm et [17,5 – 18,5][cm tendent à disparaître entre le début des prélèvements en avril 2014 et leur fin en septembre 2015 (exception pour le mois d'avril 2015). A partir de septembre 2015, ce sont les petites classes qui se retrouvent dans les casiers (Fig. 13).

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 13 : Classes de taille rencontrées dans les prélèvements de la présente étude, baie de Zemmouri (représentation de la borne inférieure).</figcaption></figure>

Ces constatations pourraient s'expliquer par :

- Par une rupture de stock due au nombre en constante augmentation des embarcations et donc à une surpêche. En effet, de récentes études ont montré que
la surpêche entraînait une diminution de la taille, de l'âge des poissons, de la diversité des classes d'âges et de l'âge à la maturité sexuelle (Amara, 2011).

- La pollution marine (physique, chimique et biologique),

- Un réchauffement des masses d'eau dû au réchauffement climatique de ces dernières décennies qui incite cette espèce à se déplacer (Amara, 2011) vers des régions éloignées. En effet, ceci a été souligné pour plusieurs espèces marines méditerranéennes par Tourre et al., (2008) qui précisent qu'une des causes de déplacement des espèces ou de leur disparition est due à la hausse des températures de l'eau de mer. Effectivement, les températures de surface de la mer ont augmenté de 1,1 °C en 27 ans (0,04 °C par an). À 80 m de profondeur la tendance indique une hausse de 0,7 °C en 27 ans (0,025 °C par an), et à plus de 400 m de profondeur elle indique une hausse de 0,12 °C en 30 ans (0,004 °C par an) (Tourre et al., 2008).

Certaines constatations quant à la diminution de la production sardinière de la présente étude concordent avec celles d'Oulmane et Saadi (2012) qui ont déjà observé une baisse à partir de l'année 2007 dans les baies de Bouharoun, d'Alger et de Zemmouri (Fig. 14 ; 15 ; 16).

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Figure 14 : Répartition du total de production annuelle de sardine (en tonnes) "1999-2011" pour le port de Bouharoun (inspiré de Oulmane et Saadi, 2012).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 15 : Répartition du total de production annuelle de sardine (en tonnes) "1999-2011" pour le port d'Alger (inspiré de Oulmane et Saadi, 2012).</figcaption></figure>
<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 16 : Répartition du total de production annuelle de sardine (en tonnes) "1999-2011" pour le port de Dellys (inspiré de Oulmane et Saadi, 2012).</figcaption></figure>

Selon Oulmane et Saadi, (2012), cette régression de la production de la sardine est due :

* aux perturbations météorologiques,

* à la surexploitation des ressources en mer causée par l'augmentation des engins de pêche (nombre d'embarcations supérieur aux capacités du port),

* au non-respect de la période de ponte (période où la pêche devrait être interdite),

* à la pêche à l'explosif,

* à la pollution (déballastages des navires, rejets des produits chimiques et pétroliers).

### 3.1.5 Qualités nutritives de la sardine

La sardine est un des poissons les plus consommés sur le littoral algérien. Son prix d'achat comparé à celui des autres espèces reste relativement bas malgré des périodes de hausse du prix et lui permet d'être accessible durant toute l'année ou presque.

D'après une étude de De Koning et Mol (1992), les acides gras de la famille des omégas 3 (20 à 30%) sont très représentés chez cette espèce. Ils excercent un effet cardiovasculaire spécifique. En effet, 30 g de sardine par jour et 2 fois par semaine suffisent pour assurer une protection vasculaire constante. Selon ce même auteur, dans 150 g de sardine :

* Les proteines couvrent 100% des besoins quotidiens en vitamines A, D et E,

* Le potassium couvre 30% des besoins,

* Le magnesium couvre 15% des besoins,

* Le fer couvre 4,5 à 6 mg,

Les glucides et le sodium sont très faiblement représentés. En 2010, Colin et ses collaborateurs ont publié une étude sur les aspects nutritionnels et sanitaires des produits de la mer pour l'Homme dans laquelle la composition principale du muscle de la sardine est détaillée (Tab. 4).
<table><caption>Tableau 4 : composition du muscle de la sardine (inspiré de Colin., et al., 2010)</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Quantité dans 100 g de sardine</th><th>Quelques rôles dans l'organisme humain</th></tr></thead><tbody><tr><td>Protéines (g)</td><td></td><td>19,7</td><td>La catalyse enzymatique : Presque tous les enzymes sont des protéines. Le transport et la mise en réserve, constituants du muscle, la protection immune : Les anticorps sont des protéines</td></tr><tr><td rowspan="7">Vitamines (mg)</td><td>A (rétinol)</td><td>8</td><td>Vision et différenciation cellulaire</td></tr><tr><td>E (tocophérol)</td><td>0,3</td><td>Protection contre les maladies chroniques dégénératives</td></tr><tr><td>D (calciférol)</td><td>10</td><td>Favorise l'absorption du Calcium par les intestins et assure la minéralisation des os et des dents</td></tr><tr><td>B1 (Thiamine)</td><td>0,01</td><td>Métabolisme des glucides</td></tr><tr><td>B2 (Riboflavine)</td><td>0,23</td><td>Métabolisme des protides, des lipides et des glucides</td></tr><tr><td>B6 (Pyridoxine)</td><td>0,68</td><td>Métabolisme des acides aminés</td></tr><tr><td>B12 (Cobalamine)</td><td>5,6</td><td>Métabolisme des acides aminés à nombre impair de carbone</td></tr><tr><td>Lipides</td><td>Oméga 3 (Oméga 6 compris)</td><td>1,124</td><td>Protection du système cardiovasculaire, renforcement du système immunitaire, fluidification du sang</td></tr><tr><td rowspan="7">Sels minéraux (mg)</td><td>Phosphore</td><td>266</td><td><ul><li>minéralisation des os (en présence de calcium),</li><li>constitution d'acides nucléiques,</li><li>constitution des membranes cellulaires (phospholipides),</li><li>transport d'énergie (ATP)</li></ul></td></tr><tr><td>Potassium</td><td>360</td><td><ul><li>métabolisme cellulaire,</li><li>bon fonctionnement des enzymes,</li><li>régulateur de la fonction artérielle</li></ul></td></tr><tr><td>Calcium</td><td>84,5</td><td><ul><li>minéralisation des os</li></ul></td></tr><tr><td>Sodium</td><td>110</td><td>Equilibre hydro-électrique, fonctionnement des systèmes nerveux et musculaires</td></tr><tr><td>Magnésium</td><td>27,5</td><td>Réactions énergétiques, synthèse de protéines, transcription de l'ADN, activation d'enzymes, transmission des influx nerveux</td></tr><tr><td>Fer</td><td>1,73</td><td>Constituant de l'hémoglobine et d'enzymes</td></tr><tr><td>Sélénium</td><td>51</td><td>Activation d'enzymes, antioxydant, modulation des réponses immunitaires, détoxication des métaux lourds</td></tr><tr><td></td><td>Iode</td><td>30,3</td><td>Structure moléculaires d'hormones thyroïdiennes</td></tr><tr><td></td><td>Zinc</td><td>1</td><td>Antioxydant, synthèse protéique, transcription du génome, métabolisme</td></tr></tbody></table>

Le potassium est l'élément le plus abondant dans la chair des poissons avec une concentration équivalente à celle des viandes (300 à 500mg/100g) (Colin et al., 2010).

Le calcium est faiblement représenté dans le muscle car 99% de cet élément se retrouve dans les écailles et le squelette (Colin et al., 2010).

Il est à noter par exemple qu'une carence en vitamine D provoque le rachitisme chez l'enfant et une ostéoporose chez l'adulte. Alors qu'un manque en vitamine E induit des troubles hématologiques (anémie hémolytique du prématuré), neuro-musculaires et ophtalmologiques.

## 3.2 Le rouget

Systématique (selon Lecointre et al., 2010) :

Phylum : Crâniates

Sous-phylum : Gnathostomes

Superclasse : Ostéichtyens

Classe : Actinoptérygiens

Sous-classe : Téléostéens

Superordre : Acanthomorphes

Ordre : Perciformes
Famille : Mullidés

Genre : *Mullus*

Espèces : *Mullus surmuletus* (Linnaeus, 1758) (nom vernaculaire : rouget de roche) ;
*Mullus barbatus* (Linnaeus, 1758) (nom vernaculaire : rouget de vase).

### 3.2.1 Caractères morphologiques des Mullidés

Le rouget possède un corps assez comprimé latéralement. A la base, en dessous du menton, la tête est munie d'une paire de barbillons épais, sensoriels et tactiles adaptés morphologiquement pour se nourrir sur le fond (El Bakali et al., 2010). Ils peuvent se replier postérieurement dans un sillon médian. L'opercule ne porte pas d'épine. La bouche est réduite. La première nageoire dorsale présente 7 à 8 épines alors que la seconde nageoire dorsale ne présente qu'une seule épine. 2 épines sont rencontrées au niveau de la nageoire anal. Les autres rayons de toutes les nageoires sont mous (Fisher et al., 1987). De même, les écailles sont caduques cténoïdes et élasmoïdes. Le corps du rouget comme son nom l'indique, est coloré en rouge.

### 3.2.2 Chez le rouget de roche :

La tête présente un profil dorsal convexe. Latéralement, une bande rouge foncée est observée entre l'œil et la nageoire caudale. Parallèlement et de part et d'autre, 3 lignes jaunes parcourent les flancs (Fisher et al., 1987) (Fig. 17). Selon cette même source, le rouget de roche présente une taille commune comprise entre 10 et 25 cm mais il peut atteindre la taille maximale de 40cm.

<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 17 : *Mullus surmuletus* (Linnaeus, 1758) (Fisher et al., 1987)</figcaption></figure>

#### 3.2.2.1 Habitat – biologie et éthologie

Le rouget de roche est une espèce benthique qui fréquente des fonds rocheux et graveleux. Il peut parfois se retrouver sur des fonds meubles jusqu'à – 400m. Il atteint sa première maturité sexuelle à 14cm équivalents à l'âge d'un an (Fisher et al., 1987). Cependant, dans la présente étude, la maturité sexuelle (présence des gonades au cours de l'échantillonnage) n'a été observée qu'à partir de la taille d'environ 18cm après dissection du poisson pour le prélèvement des organes. Ceci a été confirmé par l'étude réalisée sur des rougets de roche de l'Ifremer et de l'Afsset en 2011 (Ifremer et Afsset, 2011) indiquant que la maturité sexuelle est atteinte au cours de la deuxième année pour une taille comprise entre 16 et 19cm. La reproduction s'effectue entre avril et juillet. Les œufs et les larves sont pélagiques (Fisher et al., 1987). Lorsque ces larves atteignent la taille de 4,5 à 5 cm, elles deviennent benthiques. Ce passage des juvéniles du milieu pélagique vers le milieu benthique se fait à la côte ou en estuaire (N'Da et Deniel, 2005).
Pendant la saison estivale et lorsque les conditions climatiques et trophiques sont favorables, ces rougets peuvent doubler voire tripler de taille en 3 mois. Avec le refroidissement des eaux et la baisse des ressources trophiques en octobre, cette espèce migre vers le large (N'Da et Deniel, 2005). Ces auteurs ont constaté qu'il n'existe pas de décalage notable entre les périodes de reproduction de l'espèce en Méditerranée occidentale et en Atlantique.

### 3.2.2.2 Régime alimentaire

Cette espèce carnivore et euryphage, consomme pendant sa vie larvaire des larves de Crustacés dont les Copépodes. Par la suite, elle se nourrit d'organismes benthiques tels que les Crustacés : crevettes et Amphipodes, de Vers Polychètes, de Mollusques, d'Echinodermes et de petits poissons (Fisher et al., 1987). Les mâles et les femelles se nourrissent des mêmes types de proies (El Bakali et al., 2010). Selon cette même source, le régime alimentaire varie en fonction de la taille. Cette constatation avait déjà été arborée par Bautista-Vega en 2007. En effet, une taille inférieure à 13,2cm implique un régime alimentaire composé de petites proies et de quelques-unes de taille moyenne (Mysidacés et surtout Annélides Polychètes). Alors qu'une taille comprise entre 13,2 et 18 cm indique un régime alimentaire dont les proies sont de plus en plus grandes (Décapodes Reptantia et des Mollusques). Les individus de plus grande taille sont les seuls qui consomment des poissons benthiques (El Bakali et al., 2010). Cette étude est intéressante pour le présent travail car elle pourrait expliquer les variations de concentrations des métaux traces dans les différentes classes de taille en fonction du régime alimentaire. Ces auteurs ajoutent que ce régime alimentaire ne varie pas uniquement en fonction de la taille mais aussi en fonction des saisons. Ainsi, dans les contenus stomacaux des rougets, les Amphipodes sont dominants en hiver alors que les Décapodes le sont en été.

### 3.2.3 Chez le rouget de vase

La tête montre un profil très abrupt. Les barbillons sont de taille égale ou plus courts que la longueur des pectorales. Le corps et les nageoires ont une couleur rosée uniforme (Fig. 18). De même, la taille commune de cette espèce varie entre 10 et 20cm mais elle peut atteindre celle de 30cm au maximum (Fisher et al., 1987).

<figure><img src="image_19.png" /><figcaption>Figure 18 : *Mullus barbatus* (Linnaeus, 1758) (Fisher et al., 1987)</figcaption></figure>
### 3.2.3.1 Habitat – biologie et éthologie

Le rouget de vase comme son nom l'indique, est une espèce benthique appréciant les fonds vaseux, sableux et parfois même graveleux du plateau continental entre 10 et 500m de profondeur. Selon Fisher et al., (1987), il atteint sa première maturité sexuelle à 15cm équivalents à 2 ans chez les femelles et à 14cm équivalents à 1 an chez les mâles. Cependant, de même que pour *Mullus surmuletus*, les individus rencontrés dans cette étude et présentant des tailles équivalentes avaient des gonades immatures. La maturité sexuelle a été observée pour des tailles avoisinant les 18cm et plus. Cette taille correspond à 2 ans selon Fiorentino et al., (1995). En effet, ceci a été confirmé par l'étude de Woillez (2007) qui souligne cette maturité à partir de la deuxième année soit entre 17 et 18cm.

Les gonades matures occupent la moitié postérieure de l'abdomen et sont très différenciées selon les sexes : les ovaires sont de couleur jaune-orangé et présentent une section circulaire, tandis que les testicules sont blanchâtres et présentent une section triangulaire. (Hebbar et al., 2012).

La Reproduction s'étale d'avril à août avec un pic au mois de juillet sur des fonds sableux ou vaseux entre -80 et -130m (Woillez, 2007). Les œufs et les larves sont pélagiques. Lorsque celles-ci atteignent la taille de 4cm, elles rejoignent le fond.

### 3.2.3.2 Régime alimentaire

Les larves se nourrissent de petits invertébrés benthiques (Crustacés, Vers, Echinodermes, Mollusques) (Fisher et al., 1987). A partir de 10 cm de taille, les alevins consomment des petites proies (copépodes, petits amphipodes). Au-delà de cette taille, le régime alimentaire des juvéniles se compose de Crustacés et de Vers Polychètes (Woillez, 2007).

### 3.2.4 Pêche et production du rouget

Pendant les années 50, le rouget, poisson noble, était pêché dans l'océan Atlantique. Cette production a géographiquement changé depuis quelques décennies puisque la mer Méditerranée est devenue le premier bassin mondial de captures de rougets barbets de roche. Les experts estiment les captures annuelles moyennes (rougets de roche et de vase) à 4 538t en Turquie, 1820t en Algérie, 1 250t en Espagne, 340t en France, 270t en Yougoslavie, 241t au Maroc et 177t à Chypre (Fisher et al., 1987). Des chiffres plus récents indiquent les productions pour l'année 2003, soit de 4 000t pour la Lybie, 1 948t pour la Tunisie et 1 050t pour la Turquie (Mahé et al., 2005). Pour ce dernier pays une baisse de production est enregistrée.

Le port d'Alger et le port de Bouharoun (baie de Bouismail) comptent parmi les ports algériens les plus importants. Cette importance est due à l'évolution de l'effort et des techniques de pêche depuis les 3 dernières décennies pour les ressources pélagiques (PAC, 2006). Cependant, selon cette même source, les espèces à forte valeur commerciale tel que le rouget de roche *Mullus surmuletus* présentent les plus faibles rendements de la côte algérienne.
Dans le présent travail, le rouget de roche est largement représenté, de 13,5cm à 27,5cm (27,5 cm, taille non comprise) dans les trois baies étudiées en particulier pour le mois d'avril 2014. Pour les autres périodes de prélèvements, quelques classes de taille sont retrouvées et ce, en moyenne entre 17,5 cm et 23,5cm (23,5cm non compris). Cependant, malgré les grandes tailles rencontrées au cours de la période de prélèvements, le nombre de classe de taille a régressé pour atteindre une à deux classes de tailles. Parfois, aucun prélèvement n'est réalisé à cause de l'absence de l'espèce des débarquements.

De même, pour le rouget de vase, une réduction progressive du nombre de classe de taille a été observée pour les baies de Bouismail et de Zemmouri au cours de la période de prélèvement. La classe de taille dominante est [17 – 18]. Ces observations concordent avec le faible rendement de la côte algérienne souligné ci-avant (PAC, 2006).

Les techniques de pêche utilisées pour capturer les rougets de roche ou de vase sont la pêche artisanale et sportive. Les engins de pêche sont les sennes, les chaluts et filets maillants de fond (Fisher et al., 1987). En effet, les Mullidés font partie des espèces capturées par les pêcheurs dotés d'engins de pêche artisanale (Sahi et Bouaicha, 2003). Selon Djiby (2009), Les captures les plus importantes sont réalisées par les chaluts de fond à panneaux et la senne coulissante.

### 3.2.5 Qualités nutritives du rouget

Le rouget, malgré son prix élevé, est très prisé dans l'algérois que ce soit dans les restaurants en bord de mer ou préparé à la maison. Une étude récente de la composition en acides gras et en minéraux du rouget de roche a montré (Öksüz et al., 2011) sa très grande richesse nutritive. En effet, 18 acides gras ont été identifiés parmi lesquels l'acide palmitique est le plus abondant (7,59%). L'acide stéarique se situe en deuxième position (6,04%). L'ensemble des acides gras saturés représente 36% de la chair de cette espèce alors que les acides gras mono-insaturés se retrouvent à 41,83%. Les pourcentages les plus bas sont ceux des acides gras polyinsaturés soient 18,92%. Les omégas 3 représentent environ 2%. Les minéraux ont été analysés dans le muscle du rouget de roche (tab. 5).

<table><caption>Tableau 5 : Eléments minéraux rencontrés chez le rouget de roche (mg/kg) (Öksüz et al., 2011).</caption><thead><tr><td>Eléments</td><td>mg/kg</td><td>Eléments</td><td>mg/kg</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cr</td><td>0,09</td><td>Ca</td><td>398,6</td></tr><tr><td>Cu</td><td>0,20</td><td>K</td><td>2064,8</td></tr><tr><td>Mn</td><td>0,15</td><td>Mg</td><td>390,7</td></tr><tr><td>Zn</td><td>4,55</td><td>Na</td><td>136,5</td></tr><tr><td>Fe</td><td>6,40</td><td>P</td><td>2065,8</td></tr></tbody></table>
Le fer retrouvé dans le rouget de roche représente la quantité journalière requise. Les niveaux de lipides rencontrés chez le rouget de roche sont supérieurs à ceux retrouvés chez le rouget de vase (Öksüz et al., 2011).

## 3.3 Stratégie d'échantillonnage

### 3.3.1 Choix des Biotes (sardine et rougets)

Depuis l'apparition des premiers symptômes de l'altération du milieu marin par les substances nocives rejetées par l'homme il y'a plus de trente ans, les Mollusques tels que les Bivalves filtreurs comme les moules ou les huîtres ont été les premiers indicateurs biologiques ciblés pour refléter cette contamination (COI, 1976), (Phillips, 1985), (Cossa, 1989), (Ettajani et Pirastru, 1992) et (Salazar et Salazar, 1996). Notons que, l'ISTPM en 1979, a publié des résultats d'analyse de métaux lourds sur des Mollusques. Alors que Boury (1937) a analysé le plomb dans des sardines françaises.

De ce fait, les espèces accumulatrices et sédentaires tels que les Mollusques, représentaient et représentent encore le modèle type de la biosurveillance en mer. Selon le projet français de surveillance des moules et des huîtres depuis 1979 « mussel watch », cette surveillance se limite aux côtes les plus exposées aux contaminants d'origine terrestre. Elle n'apporte aucune information sur la qualité des eaux côtières (Ifremer et Afsset., 2011). Cette même source indique qu'une directive européenne engage les pays de l'union à évaluer, à préserver ou à restaurer la qualité de leur environnement marin à l'horizon 2020 en étendant la surveillance du milieu marin vers le large (zone des 200 miles) tout en prenant en compte la qualité et la salubrité des espèces exploitées en utilisant finalement, des espèces halieutiques tels que les « poissons » comme indicateurs de la contamination chimique en zone littorale.

A la demande de la commission du Codex Alimentarius, plus de trente régions dans le monde (Canada, USA, Brésil, Estonie, Costa Rica, Nouvelle Zélande, Norvège, Pérou, Suède...) se sont investies à la surveillance des teneurs en mercure au niveau des « poissons » et des Mollusques et Crustacés à partir de 2010. Un rapport fourni par plusieurs de ces pays indique la nécessité de surveiller les teneurs des contaminants dans des biotes tels que les Poissons (PNUE, 2011). Ceci montre actuellement l'importance acquise progressivement par le poisson d'une part en tant que source de protéines et d'autre part en tant que sentinelle du milieu marin (Girard, 1998). Selon ce même auteur, c'est un excellent indicateur de la qualité des milieux aquatiques.

Notons aussi que l'ISTPM (1979) a déjà utilisé comme espèces bioindicatrices, la sardine et le rouget dès 1971. La notion d'espèce indicatrice repose sur le postulat que la contamination mesurée dans les organismes reflète celle de l'environnement aquatique ambiant (Ifremer et Afsset., 2011). Ce qui a incité à choisir ces espèces pour estimer les concentrations des métaux traces (cadmium, cuivre et plomb) dans l'eau de mer à travers la sardine, pélagique et dans le sédiment superficiel marin à travers le rouget qui est benthique. Les analyses des différents compartiments des biotes permettront aussi d'évaluer les concentrations des polluants dans le poisson afin de savoir où et comment se concentrent les polluants et ce que consomme le dernier maillon de la chaîne trophique : l'Homme.
Il faut savoir aussi qu'en 1979, la sardine était déjà classée en troisième position après les Gadidés et les Squales quant à sa contamination en métaux lourds par l'ISTPM.

La commission océanographique internationale a déjà défini en 1976 des critères pour le choix des organismes à prélever pour la biosurveillance du milieu marin. Ces critères se superposent à ceux de l'Ifremer et de l'Afsset (2011). Ils sont rassemblés dans ce qui suit :

- ils doivent accumuler et concentrer le polluant (COI, 1976). Les espèces choisies doivent vivre assez longtemps pour pouvoir bioaccumuler les métaux. La longévité des espèces choisies dans la présente étude a auparavant été signalée par plusieurs auteurs :

### 3.3.1.1 Sardine :

→ Le Gall et Priol (1933) ont capturé des spécimens de 8 ans pour leurs travaux sur la ponte des sardines du Finistère (Nord-Est de la France).

→ Lee (1961) a signalé que la sardine pouvait atteindre l'âge de 10 ans dans le golfe du Lion.

→ Pichot et Aldebert (1978) ont rencontré des sardines âgées de 10 ans en méditerranée française.

→ Kada et al., (2010) ont travaillés sur des individus de 21,3 cm correspondants à l'âge de 6 ans en Méditerranée marocaine.

→ Brahmi et al., (1996) ont estimé l'âge maximal des sardines de la région de la côte centre algérienne à 5 ans pour les femelles et de 4 ans pour les mâles.

### 3.3.1.2 Rouget de roche :

→ Desbrosses (1933) a capturé des spécimens de 40 cm correspondant à l'âge de 11 ans.

### 3.3.1.3 Rouget de vase :

→ Özbilgin et al., (2004) ont calculé la durée de vie d'un rouget de vase de la mer Egée de 24,26 cm à 5,3 ans. Cette taille n'est pas la plus grande mesurée. En effet, le rapport d'activité des ressources halieutiques de l'Ifremer (2010) indique la capture d'un rouget de vase de 38 cm.

Dans tous les cas, les 3 poissons sélectionnés dans le présent travail ont une longévité importante qui favorise une concentration et une bioaccumulation des polluants.

- ils sont consommés directement par l'Homme ou indirectement s'ils sont ingérées par une espèce elle-même consommée par l'Homme (COI, 1976). Ce qui est le cas de la sardine et du rouget qui sont consommés dans tout l'algérois et ce, durant toute l'année.

- ils doivent être représentatifs par rapport aux espèces les plus consommées (Ifremer et l'Afsset., 2011) et avoir une large répartition géographique qui permet un échantillonnage facile (COI, 1976) facilitant les comparaisons entre zones (Ifremer
et l'Afsset., 2011). Ce qui est valable pour les espèces choisies dans la présente étude. Ces espèces ont été disponibles au cours de toute la période de prélèvement et dans toute la zone d'étude (sauf exception).

- Ils doivent constituer un élément important du régime alimentaire de la population humaine (COI, 1976). En effet, les espèces sélectionnées sont très prisées par la population algéroise et particulièrement la sardine qui est financièrement plus accessible. Il faut ajouter que la publicité sur les propriétés vaso-protectrices des omégas 3 contenues dans ces espèces et en particulier dans la sardine en a fait un poisson très recherché et de plus en plus consommé.

- leur mode de vie et caractéristiques biologiques (leur caractère benthique ou pélagique, leur relative sédentarité, leur appartenance aux groupes poisson gras/poisson maigre...) permettent de discerner entre les facteurs environnementaux et biologiques agissant sur la bioaccumulation (Ifremer et l'Afsset, 2011).

Les critères ci-avant s'accordent précisément avec les choix établis pour les espèces de la présente étude. Ajoutons que l'Ifremer et l'Afsset (2011) ont utilisé dans leur étude des espèces halieutiques comme indicateurs de la contamination chimique en zone littorale dont un pélagique : *Sardina pilchardus* et un benthique : *Mullus surmuletus*, espèces utilisées dans le présent travail.

Le rouget de vase *Mullus barbatus* a été choisi car vivant sur les substrats fins à vaseux, il permet d'avoir un aperçu de la contamination du sédiment par les métaux traces. De plus, ce dernier, largement distribué sur la côte méditerranéenne entre mai et octobre, est une espèce sentinelle bien adaptée à la surveillance du milieu marin selon le R.N.O (1994).

Au cours de la recherche bibliographique, aucune étude ou biosurveillance sur les conséquences et/ou l'impact de la consommation permanente de sardine ou de rouget sur la population algéroise et algérienne n'a été trouvée. Ce qui a suscité beaucoup d'inquiétudes et d'interrogations particulièrement dans le cas de la sardine. Ces espèces sont d'une part, utilisées comme outils d'évaluation de la contamination du milieu marin par les éléments traces ; d'autre part, la détermination des teneurs en métaux permettra l'estimation de la qualité nutritive de ces ressources halieutiques très consommées.

### 3.3.2 Prélèvements des biotes

L'échantillonnage a été réalisé sur trois poissons : la sardine *Sardina pilchardus*, le rouget de roche *Mullus surmuletus* et le rouget de vase *Mullus barbatus* auprès de pêcheurs au niveau du port de Bouharoun (Baie de Bouismail), à la pêcherie d'Alger et à proximité du port de Zemmouri.

Les prélèvements ont été réalisés dès le débarquement du poisson frais du bateau entre avril 2014 et septembre 2015. En moyenne et ce pour chaque espèce, en moyenne 3kg de poissons ont été aléatoirement récupérés. Les échantillons ont été placés directement dans une glacière munie d'accumulateurs de froid afin d'éviter toute altération ou
transformation des produits. Ils ont été ensuite transportés rapidement sur le lieu de travail pour subir un prétraitement.

### 3.3.3 Calendrier des prélèvements

Ces espèces ont été prélevées selon un calendrier réparti sur trois saisons : le printemps, au mois d'avril, l'automne, au mois de septembre et l'hiver, au mois de décembre (Tab. 6). L'été, saison de ponte du rouget, est une période où sa pêche est interdite. De ce fait, elle a été écartée du calendrier de prélèvements. De même, la sardine n'a pas été échantillonnée en saison estivale afin d'uniformiser tous les prélèvements et d'avoir des résultats comparables.

<table><caption>Tableau 6 : Calendrier des prélèvements de la sardine, du rouget de roche et du rouget de vase pour les baies de Bouismail, d'Alger et de Zemmouri.</caption><thead><tr><th></th><th>Sardine<br>Sardina pilchardus</th><th>Rouget de roche<br>Mullus surmuletus</th><th>Rouget de vase<br>Mullus barbatus</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Baie<br>d'Alger</td><td>05-avr-14 (n = 115)</td><td>05-avr-14 (n = 16)</td><td>pas de prélèvements en avril</td></tr><tr><td>11-sept-14 (n = 40)</td><td>11-sept-14 (n = 8)</td><td>11-sept-14 (n = 12)</td></tr><tr><td>26-déc-14 (n = 40)</td><td>26-déc-14 (n = 8)</td><td>26-déc-14 (n = 10)</td></tr><tr><td>11-avr-15 (n = 45)</td><td>14-avr-15 (n = 15)</td><td>11-avr-15 (n = 10)</td></tr><tr><td>27-sept-15 (n = 30)</td><td>27-sept-15 (n = 8)</td><td>27-sept-15 (n = 8)</td></tr><tr><td rowspan="4">Baie de<br>Bouismail</td><td>28-avr-14 (n = 40)</td><td>28-avr-14 (n = 20)</td><td>28-avr-14 (n = 20)</td></tr><tr><td colspan="3">pas de prélèvements en septembre</td></tr><tr><td>21-déc-14 (n = 40)</td><td>21-déc-14 (n = 4)</td><td>21-déc-14 (n = 15)</td></tr><tr><td>22-avr-15 (n = 30)</td><td>22-avr-15 (n = 15)</td><td>22-avr-15 (n = 15)</td></tr><tr><td rowspan="5">Baie de<br>Zemmouri</td><td>19-sept-15 (n = 25)</td><td>19-sept-15 (n = 8)</td><td>19-sept-15 (n = 8)</td></tr><tr><td>09-avr-14 (n = 30)</td><td>09-avr-14 (n = 12)</td><td>09-avr-14 (n = 12)</td></tr><tr><td colspan="3">pas de prélèvements en septembre</td></tr><tr><td>28-déc-14 (n = 30)</td><td>28-déc-14 (n = 15)</td><td>28-déc-14 (n = 12)</td></tr><tr><td>25-avr-15 (n = 40)</td><td>25-avr-15 (n = 12)</td><td>25-avr-15 (n = 14)</td></tr><tr><td></td><td>23-sept-15 (n = 25)</td><td>absence de rougets</td><td>23-sept-15 (n = 10)</td></tr></tbody></table>

n : représente le nombre de poissons prélevés dans les différentes classes de taille.

### 3.4 Prétraitement des biotes

Les sardines et les rougets prélevés ont subi un prétraitement préalable. De ce fait, ils ont été pesés (g) individuellement avec une balance électronique KERN EMB 600-2 (max=600g; d = 0,01g). Ils ont été mesurés (cm) et triés par classe de taille. Les mesures effectuées concernent la longueur totale Lt (longueur mesurée à partir de la partie antérieure du museau jusqu'à la pointe postérieure du plus long rayon de la nageoire lorsque celle-ci est en position naturelle (Ministère des Pêches et des Océans du Canada, 2004). Etant donné le nombre d'individus et sachant que les tailles des poissons sont régies par le chalut (en
particulier pour la sardine), il a été procédé à un échantillonnage afin de dégager les classes
modales (Badts et Bertrand, 2012).

Ces classes ont servi pour les prélèvements suivants. En effet, les classes modales les mieux représentées au cours d'une saison ont été reprises la même saison une année après et autant que possible afin d'avoir des données comparables.

Les espèces étudiées (sardines et rougets) ont subit toutes les mêmes étapes de dissection afin de récupérer les différents organes à traiter et à analyser (Fig. 19) :

1. Les branchies sont récupérées en premier lieu. Le muscle (avec la peau) est l'étape suivante.

2. Le muscle est prélevé à l'extrémité du filet entre l'anus et la nageoire caudale (queue). Les prélèvements juxtaposant l'abdomen du poisson ont été évités car le plus souvent, la cavité abdominale du rouget de vase était imprégnée d'une coloration noirâtre dégageant une odeur nauséabonde provenant des viscères. Pour éviter toute contamination, le muscle a été prélevé plus loin à l'extrémité du corps de l'animal. Afin d'uniformiser les manipulations, cette opération a été reproduite pour tous les poissons et au cours de toute la période d'échantillonnage.

3. Les poissons sont aussi disséqués afin de prélever le foie et les gonades.

<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Figure 19 : Etapes de prétraitement des biotes (sardine, rougets)</figcaption></figure>

Toutes les manipulations ont été effectuées avec des instruments en inox. Les organes sont rassemblés par classe de taille dans des flacons stériles. Ils sont ensuite congelés à -18°C dans le but d'être conservés en attendant le traitement physico-chimique (lyophilisation et minéralisation).

Au total, 817 poissons entre sardines et rougets ont été disséqués dont 214 spécimens pour la baie de Bouismail, 445 pour la baie d'Alger et 158 pour la baie de Zemmouri.

Les échantillons d'organes obtenus par classe de taille étaient au nombre de 387 entre branchies, muscle, foie et gonades. Un premier tri a été effectué. Dans certaines classes de taille les quantités d'organes prélevés n'étaient pas quantifiables en particulier pour le foie et les gonades dont la pesée après lyophilisation était, de loin, très inférieure à 0,20g – 0,25g de
poids sec (P.S), quantité minimale requise pour la minéralisation. Cette étape d'extraction des métaux traces nécessite de faibles quantités de matière lyophilisée de 0,2g à 2g (Thibaud, 1983a), (Thibaud, 1983b), (Perez et al., 2000), (Chiffoleau et al., 2002), (Cossa et al., 2002), (Abarnou et Duchemin, 2008), (Chahid et al., 2009), (Nakib, 2010).

De plus et en dehors des saisons de ponte et en particulier à la fin de la saison de ponte, les gonades des individus matures sont vides, filamenteuses et ne représentent pas assez de quantité analysable. Elles sont impossibles à prélever. Des échantillons d'organes prélevés ont été écartés des analyses vu leur nombre important et le coût très élevé de la technique utilisée. Les échantillons ont été choisis par rapport au cycle biologique du poisson. Finalement, 216 échantillons d'organes sur 387 ont été sélectionnés et destinés à l'analyse.

## 3.5 Traitement des biotes

Les analyses des métaux traces ont été réalisées au C.R.A.P.C (Centre de Recherche Scientifique et Technique en Analyses Physico-chimiques) de Bouismail.

L'extraction ou minéralisation des métaux traces des biotes en milieu acide est inspirée du protocole préconisé et adopté par Thibaud (1983a et 1983b), Chiffoleau et al., (2002) et Cossa et al., (2002). Cette digestion est réalisée sur des échantillons lyophilisés. Pour cela, les organes des poissons récoltés doivent subirent un conditionnement avant l'extraction des métaux traces.

## 3.6 Conditionnement des échantillons

Le conditionnement est une opération de préparation de l'échantillon avant l'attaque acide ou minéralisation. Les étapes sont les suivantes :

* Pesée du poids frais (P.F) (g) : l'échantillon est pesé à l'état frais,

* Congélation : l'échantillon est congelé à -18°C. Cette étape est une préparation à la lyophilisation,

* Lyophilisation : cette étape consiste à sécher l'échantillon sous vide et à froid dans un appareil prévu à cet effet. Une sublimation est réalisée par passage des molécules d'eau sous forme de cristaux de glace directement à l'état gazeux.

La température est stabilisée à -35°C avec une pression sous cloche de 0,1 bar pendant 54 heures. Il est à noter que le séchage des échantillons biologiques avant l'analyse améliore l'efficacité de la minéralisation acide en éliminant l'eau qui diluerait les réactifs (Nakib, 2010). De ce fait, l'appareil utilisé « un Christ Alpha 2-4 LSC Plus » adapté aux protéines, est programmé pour une congélation de 30 mn suivie d'une dessiccation primaire de 50h et d'une dessiccation secondaire de 4 heures.

* Broyage : l'échantillon est broyé avec un broyeur électrique,

* Conservation de l'échantillon dans un pilulier fermé hermétiquement à l'abri de la lumière et de l'humidité,

## 3.7 Conditionnement du matériel utilisé

La verrerie et tout le matériel utilisé pour la manipulation des échantillons biologiques subissent un nettoyage à la lessive. Ils sont ensuite rincés à l'eau du robinet puis à l'acide nitrique à 5% et à l'eau bidistillée (distillée et déminéralisée). Ils sont enfin séchés dans une
étuve à 70°C en attendant d'être utilisés. Cette opération de conditionnement est répétée avant chaque utilisation.

## 3.8 Extraction des métaux traces ou minéralisation

### 3.8.1 Principe de la minéralisation

L'extraction des métaux traces dans les compartiments biologiques prélevés nécessite une réaction chimique puissante qui provoque l'arrachement de tous les éléments métalliques complexés avec la matière organique. Pour cela, une attaque acide avec de l'acide nitrique à chaud et sous pression est nécessaire. Cette opération permet la séparation et la mise en solution de tous les métaux traces de la matrice biologique (Thibaud, 1983a), (Thibaud, 1983b), (Perez et al., 2000), (Chiffoleau et al., 2002), (Abarnou et Duchemin, 2008), (Chahid et al., 2009). Ainsi, les différents éléments se retrouvent dans leur état ionique le plus oxydé (Perez et al., 2000) et prêts à l'analyse.

### 3.8.2 Procédure d'extraction des métaux traces dans les biotes

10ml d'acide nitrique et entre 0,20g à 0,25g de lyophilisat homogénéisé sont placés dans des tubes en polytérafluoroéthylène (PTFE) ou tubes en téflon de 30ml de contenance et munis de bouchons à vis et d'un bouchon de sécurité. Ces flacons possèdent une remarquable résistance thermique et chimique.

Les tubes en PTFE sont placés sous hotte et à température ambiante pendant une heure puis dans une étuve à 90°C pendant 03 heures.

Le minéralisât est filtré et récupéré dans des fioles jaugées à 50ml complétées avec de l'eau bidistillée.

L'échantillon ainsi récupéré est conservé à basse température (réfrigérateur à 4-5°C) en attendant l'analyse au spectrophotomètre d'absorption atomique (S.A.A).

Ainsi, 12 flacons en PTFE sont préparés. 10 d'entre eux contiennent les échantillons de poissons alors que le 11<sup>ème</sup> flacon représente le blanc de procédure ou témoin et le 12<sup>ème</sup> contient l'échantillon d'intercalibration (échantillon codé AIEA 407 Fish tissues fourni par l'agence internationale de l'Energie Atomique) qui permet l'uniformisation des résultats après lecture au S.A.A.

### 3.8.3 Blanc de procédure

Le blanc se compose de la même quantité d'acide nitrique que celle utilisée lors du traitement des échantillons soit 10ml. Celui-ci subit, à partir de la minéralisation et en l'absence de la matrice, les mêmes étapes de traitement que l'échantillon.

Chaque série d'échantillons est accompagnée d'un blanc de procédure ou témoin. Lorsque l'analyse au SAA du blanc révèle une concentration de l'élément métallique à doser, cela signifie qu'une contamination a eu lieu sur le parcours du traitement des échantillons.

La valeur obtenue au niveau du blanc de procédure doit être retranchée à celle de tous les échantillons de la même série pour éliminer la contamination.
4. TECHNIQUES D'ANALYSE DES ELEMENTS
TRACES METALLIQUES
Plusieurs techniques ont été adoptées pour l'analyse des métaux traces dans les différentes matrices (eau, sédiment, organismes). Ce sont des méthodes électrochimiques, isotopiques et radiochimiques. De même, les méthodes spectroscopiques d'émission en plasma, ou d'absorption atomique, la fluorescence atomique ou XRF sont toutes retenues pour la détection des éléments métalliques (Courau, 1983). Cependant, Thibaud (1975) constate la suprématie de l'absorption atomique qu'elle soit avec flamme, avec four (Pb, Cd, Cu et Zn) ou sans flamme (Hg).

D'une manière générale, la spectrophotométrie d'absorption atomique ou SAA permet de doser une soixantaine d'éléments à l'état de traces (quelques ppm). C'est une méthode très sélective (car les interférences spectrales sont absentes ou connues (Di Benedetto et al., 1997) et/ou corrigées). De nos jours, elle reste encore la méthode instrumentale la plus couramment utilisée (Nakib, 2010).

## 4.1 Principe de la spectrophotométrie d'absorption atomique ou SAA

Le principe de la SAA est basé sur la loi de Beer-Lambert. Il stipule que sous l'effet d'une radiation de longueur d'onde donnée et d'intensité $I_0$, les atomes d'une solution passent de l'état fondamental d'énergie $E_0$ (état ionique) à un état vibrationnel d'énergie $E_1$ plus élevé (état atomique) et instable en absorbant un rayonnement lumineux : absorption.

Cette absorption proportionnelle à la concentration du soluté entraîne une diminution d$I_0$ qui devient I. Cette différence ($I_0-I$) correspond à l'absorbance ou densité optique. La proportionnalité entre l'absorbance et la concentration est régit par la loi de Beer-Lambert :

$$I = I_0 \cdot e^{-K \cdot C \cdot I^*} \quad d'où \quad D.O = \ln(I_0 / I) = K \cdot C \cdot I^*$$

DO : densité optique,

$I_0$ : intensité lumineuse incidente ou faisceau transmis,

I : intensité lumineuse émergente ou faisceau émis,

I*: trajet optique,

K : constante d'absorption spécifique à l'élément à doser,

C : concentration de la solution à analyser.

Les concentrations des échantillons à analyser doivent être à l'échelle de traces pour rester dans le domaine de Beer-Lambert. L'aspect non qualitatif de la technique impose la connaissance des éléments en solution afin de choisir une source adaptée (Di Benedetto et al., 1997).

Le spectrophotomètre d'absorption atomique propose trois procédés différents en fonction des éléments à doser et de leur concentration :

* vaporisation et atomisation dans une flamme (SAA flamme) : ce procédé est le moins sensible. Il est utilisé pour déterminer des teneurs (Cu, Zn, Fe, Cr, Ni, Mn) relativement élevées dans les tissus des organismes marins (Thibaud, 1983) ; (Perez et al., 2000).
* pyrolyse et atomisation dans un four en graphite (SAA Four) : ce procédé est utilisé dans la détermination des teneurs particulièrement faibles du Cd, du Cu et du Pb dans les poissons (Thibaud, 1983) ; (Perez et al., 2000).

* SAA de la vapeur froide : ce procédé permet de doser le mercure dans diverses matrices (eau, boissons, aliments) dont les produits biologiques (Thibaud, 1983) ; (Perez et al., 2000).

Dans la présente étude, le dosage des métaux traces (Cd, Cu et Pb) dans les organes (branchies, muscle, foie et gonades) de la sardine, du rouget de roche et du rouget de vase, utilise la SAA avec four à graphite.

## 4.2 Appareillage analytique

Le spectrophotomètre d'absorption atomique utilisé dans la présente étude est un Agilent Technologies, GTA 120 graphite four atomizer 200, séries AA, autosampler Agilent Technologies PSD programmable sample dispensable avec lampes (Cd, Cu, Pb) à cathode creuse, placées en boucle.

### 4.2.1 Caractéristiques de l'appareil utilisé

La sensibilité de détection du SAA s'étend du ppb (ng/g de poids sec) au ppm (µg/g de poids sec) (Perez et al., 2000). Elle est reliée à l'étalonnage de l'appareil. Elle est égale à la valeur de la pente de la courbe d'étalonnage et se mesure en absorbance de signal par unité de concentration (Exemple : absorbance/ppb). Plus un appareil est sensible, plus il est en mesure de fournir un signal élevé pour une même concentration (Caron, 2000).

En plus de cette sensibilité, les atouts majeurs de la SAA en tant que technique utilisée en routine sont (Perez et al., 2000) :

* sa rapidité,

* sa simplicité,

* sa sélectivité élevée,

* le coût modéré de l'appareillage.

D'autres performances du SAA sont : réplicabilité, répétabilité, justesse, limite de détection....

### 4.2.2 Conditions analytiques et longueur d'onde d'excitation en SAA des éléments métalliques étudiés

Tous les éléments analysés en SAA possèdent une longueur d'onde d'excitation spécifique. Celle des métaux étudiés est (Tab. 7) :

<table><caption>Tableau 7 : longueurs d'ondes d'excitation (nm) des métaux à analyser.</caption><thead><tr><td>Métal</td><td>Longueur d'onde d'excitation (nm)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cadmium</td><td>228,8</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>324,7</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>217,0</td></tr></tbody></table>
### 4.2.3 SAA avec four à graphite

Le spectrophotomètre d'absorption atomique équipé d'un four en graphite doit constituer un ensemble compatible (Thibaud, 1983b). Il comprend :

* un spectrophotomètre d'absorption atomique équipé d'une correction d'absorption non spécifique d'origine moléculaire et particulaire qui constitue une interférence très courante avec les fours en graphite. Cette absorption non spécifique introduirait des erreurs de mesure. De ce fait, elle exige une correction du bruit de fond. L'avènement de l'effet Zeeman qui veut que les atomes et eux seuls et non pas les molécules, modifient leurs caractéristiques d'absorption sous l'effet d'un champ magnétique, permet une correction optimale du bruit de fond (Caron, 2000).

* un atomiseur four à graphite (Fig. 20) est un cylindre creux en graphite de quelques centimètres. Il est le siège de l'analyse. Une goutte d'échantillon y est déposée (quelques µl). Il est porté à très haute température (3000°C) par effet joule. A ces températures, les combinaisons chimiques du soluté sont détruites et les atomes se retrouvent à l'état libre : atomisation. Le passage d'un rayon lumineux au travers du four excite les atomes qui absorbent à la longueur d'onde (lampe à cathode creuse spécifique à l'élément à doser) qui leur est propre : absorbance.

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>Figure 20 : Principe du four à graphite en SAA (inspiré de Di Benedetto et al., 1997)</figcaption></figure>

* un ensemble d'injection automatique qui commande les opérations successives d'une mesure (ouverture de la cellule d'atomisation, injection dans le four, fermeture de la cellule d'atomisation, montée en température du four en graphite, refroidissement...). L'échantillon est introduit grâce à un injecteur automatique. Il subit le programme thermique suivant (Fig. 21) :
<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 21 : Etapes du programme thermique SAA avec four à graphite</figcaption></figure>

### 4.2.4 Etalonnage et gamme étalon

Une gamme étalon relative au métal à analyser est préparée. Des solutions filles de concentrations croissantes obtenues à partir d'une solution mère de concentration connue (1g/l) sont injectées au SAA pour le calibrer. Les concentrations des échantillons d'organes doivent être comprises entre la plus faible et la plus grande concentration des solutions filles.

Parfois, le dosage des échantillons au SAA montre des densités optiques (DO) supérieures à celles de la solution fille la plus concentrée. Cette situation impose des dilutions de l'échantillon qui lui permettent d'intégrer la fourchette de la gamme étalon. Chaque DO de la gamme étalon correspond à une concentration connue. A partir de ces données, le tracé d'une courbe d'étalonnage d'un même élément permet par interpolation de déterminer la concentration de cet élément dans l'échantillon analysé (Tab. 8).

<table><caption>Tableau 8 : gammes étalons du Cadmium, du cuivre et du plomb.</caption><thead><tr><th></th><th>Etalon1</th><th>Etalon2</th><th>Etalon3</th><th>Etalon4</th><th>Etalon5</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cadmium (µg/l)</td><td>2,000</td><td>5,000</td><td>10,000</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Cuivre (mg/l)</td><td>0,500</td><td>1,000</td><td>1,500</td><td>2,000</td><td>-</td></tr><tr><td>Plomb (µg/l)</td><td>20</td><td>30</td><td>50</td><td>80</td><td>100</td></tr></tbody></table>

### 4.2.5 Limite de détection

La limite de détection est la teneur minimale qu'il est possible de doser à l'aide d'un type d'appareil (Caron, 2000). La sensibilité dépend principalement de l'appareillage et du mode opératoire (Thibaub, 1983).
Selon Caron (2000), il existe deux types de limites de détection : la limite de détection instrumentale (LID) et la limite de détection de la méthode (LDM). Ces limites indiquent respectivement la teneur minimale qu'il est possible de doser à l'aide d'un type d'appareil (LID) ainsi que celle obtenue pour une méthode analytique donnée (LDM).

### 4.2.5.1 Limite de détection de la méthode

Elle englobe tout le processus analytique.

### 4.2.5.1 Limite de détection instrumentale

La Limite de détection instrumentale caractérise uniquement les performances instrumentales. Elle ne tient pas compte de la préparation des échantillons (Caron, 2000).

La limite instrumentale de détection est toujours inférieure à la limite de détection de la méthode. Elle est évaluée en mesurant l'écart type sur le dosage à 10 prises d'un même blanc.

Dans la présente étude, on calculera la limite instrumentale de détection (Tab. 9) car étant la plus basse, elle nous renseignera sur les limites de performances du SAA utilisé et elle permettra de comparer la valeur obtenue à celles des échantillons dont les concentrations sont les plus basses.

Le calcul de l'écart type sur le blanc de procédure (10 mesures) et sa multiplication par 3, permet d'obtenir la valeur de LID (Caron, 2000).

$$LID = \text{Ecart type} \times 3$$

<table><caption>Tableau 9 : Concentrations d'un blanc de procédure pour le Cd, Cu et Pb et calcul de la limite instrumentale de détection pour chacun des métaux.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Métaux</th><th colspan="10">Blanc de procédure</th><th rowspan="2">Ecart-type</th><th rowspan="2">LID</th></tr><tr><th>0,003</th><th>0,004</th><th>0,000</th><th>0,003</th><th>0,007</th><th>0,000</th><th>0,000</th><th>0,000</th><th>0,000</th><th>0,020</th><th>0,006</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cd (µg/l)</td><td>0,003</td><td>0,004</td><td>0,000</td><td>0,003</td><td>0,007</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,000</td><td>0,020</td><td>0,006</td><td><strong>0,018</strong></td></tr><tr><td>Cu (mg/l)</td><td>0,004</td><td>0,002</td><td>0,004</td><td>0,001</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,003</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,001</td><td><strong>0,003</strong></td></tr><tr><td>Pb (µg/l)</td><td>0,337</td><td>0,294</td><td>0,180</td><td>0,236</td><td>0,221</td><td>0,212</td><td>0,182</td><td>0,151</td><td>0,345</td><td>0,156</td><td>0,071</td><td><strong>0,213</strong></td></tr></tbody></table>

### 4.2.6 Calculs et détermination des concentrations

Les concentrations sont déterminées à partir des courbes étalons pour chaque métal analysé. Le tracé des courbes étalons est de la forme $DO = aC+b$

Où :

DO : densité optique ou absorbance,

a : pente de la droite,

b : absorbance du blanc (eau bidistillée).

Le calcul des concentrations se fait à partir des absorbances obtenues au SAA par extrapolation sur la droite des x (concentrations) pour chaque échantillon y compris les blancs
de procédure et les échantillons certifiés. Les courbes d'étalonnage sont représentées en annexe (page 187).

### 4.2.7 Précision et justesse des techniques analytiques : utilisation des standards d'intercalibration ou matériaux de référence certifiés

L'analyse circulaire est employée pour calibrer l'appareil utilisé, contrôler la justesse du protocole analytique adopté, valider la méthode employée et uniformiser les résultats obtenus.

L'échantillon d'intercalibration ou matériau de référence de matériel biologique standard (échantillon codé AIEA 407 Fish tissues fourni par l'agence internationale de l'Energie Atomique, AIEA) est intégré et analysé parallèlement aux séries d'échantillons de la présente étude.

Les valeurs de référence sont comparées à celles trouvées lors des analyses dans la présente étude (Tab. 10).

Tableau 10 : Comparaison entre les teneurs de l'échantillon d'intercalibration 407 Fish tissues de l'AIEA et celles trouvées dans la présente étude.

<table><thead><tr><td>Métal analysé</td><td>Valeur certifiée de référence AIEA 407 Fish tissues (µg/g) (P.S)</td><td>Valeur trouvée AIEA 407 Fish tissues (µg/g) (P.S)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cadmium</td><td>0,189 ± 0,004</td><td>0,200 ± 0,043</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>3,280 ± 0,080</td><td>3,327 ± 1,146</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>0,12 ± 0,02</td><td>0,217 ± 0,082</td></tr></tbody></table>

Lorsque les valeurs trouvées s'intègrent dans l'intervalle de confiance, les pertes et les contaminations sont minimes. Une contamination survient lorsque les résultats obtenus sont supérieurs à la moyenne fournie par l'AIEA 407 Fish tissues. Les taux de variations calculés permettent d'évaluer la justesse des valeurs trouvées en les comparant à la valeur référence. Ainsi :

$$ \Delta \% = \frac{Vt - Vr}{Vr} \times 100 $$

Où :

Vt : valeur trouvée ; Vr : valeur référence ;

Si $\Delta \% < 10$ il n'y a pas de correction à apporter,

Si $\Delta \% > 10$ la correction s'impose et s'effectue comme suit :

$$ Vc = \frac{Vt}{(1 + \frac{\Delta}{100})} $$

Où :

Vc : valeur calculée ;
5. RESULTATS ET DISCUSSION

- TRAITEMENT STATISTIQUE
5.1 Baie de Bouismail

Résultats et discussion Baie de Bouismail
Les résultats obtenus sont traités par baie, par espèce et par métal. Les teneurs obtenues sont aussi discutées par métal (cadmium, cuivre et plomb). Le rouget de vase et le rouget de roche sont rassemblés dans l'interprétation des résultats afin d'éviter des redondances et de permettre une comparaison directe entre les deux espèces.

Un traitement statistique est réalisé grâce à l'analyse en composantes principales ou ACP. C'est une technique d'exploration qui a pour but de représenter les variables dans des plans factoriels et de rechercher d'éventuelles corrélations entre elles. Ces corrélations, permettront d'observer des groupes homogènes et/ou éventuellement des observations atypiques.

Les corrélations sont réalisées sur un nombre suffisant et ininterrompu de variables. Les teneurs métalliques dans le foie, ou dans les gonades, jugées insuffisantes, sont écartées du traitement statistique.

### 5.1.1 Le cadmium chez la sardine

Le cadmium dans les branchies de la sardine de Bouismail fluctue entre un minimum de 0,06µg/g (P.S : poids sec) et un maximum de 0,35µg/g. Cette valeur maximale n'est rencontrée qu'au niveau de la classe [14,5 – 15,5[cm au mois d'avril. Les autres valeurs ne dépassent pas 0,11µg/g (P.S) (Tab. 11).

<table><caption>Tableau 11 : Représentation des teneurs en cadmium (µg/g) dans les organes de la sardine dans la baie de Bouismail en fonction de la classe de taille et de la période de prélèvements.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Classe de taille (cm) et période de prélèvement</th><th colspan="3">Cadmium (µg/g)</th></tr><tr><th>Branchies</th><th>Muscle</th><th>Gonades femelles</th></tr></thead><tbody><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2014</td><td>0,35</td><td>0,03</td><td>*</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ avril 2014</td><td>0,07</td><td>0,04</td><td>0,11</td></tr><tr><td>[16,5 – 17,5[ avril 2014</td><td>0,08</td><td>0,04</td><td>0,08</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ décembre 2014</td><td>0,11</td><td>0,04</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ décembre 2014</td><td>0,07</td><td>0,05</td><td>0,07</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ décembre 2014</td><td>0,06</td><td>0,06</td><td>0,06</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2015</td><td>0,08</td><td>0,06</td><td>*</td></tr><tr><td>[17,5 – 18,5[ avril 2015</td><td>0,10</td><td>0,07</td><td>0,12</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ septembre 2015</td><td>0,07</td><td>0,04</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ septembre 2015</td><td>0,07</td><td>0,03</td><td>*</td></tr></tbody></table>

Les teneurs les plus importantes sont encore retrouvées aux mois d'avril 2014, de décembre 2014 et d'avril 2015. Ces teneurs élevées sont constatées chez la classe de taille [13,5 – 14,5[cm et [14,5 – 15,5[cm.

La répartition des teneurs semble hétérogène et indépendante de la taille du poisson. Toutefois, le mois de septembre affiche les plus faibles valeurs. Ces concentrations de

<footnote>* : pas d'échantillon.</footnote>
0,70µg/g concernent les seules classes de taille échantillonnées au cours de cette période et dont la taille est comprise entre 13,5cm et 15,5cm.

Les concentrations dans le muscle sont moins importantes que celles des branchies (Tab. 11). Ces valeurs fluctuent entre 0,03µg/g et 0,07µg/g (P.S). Les plus élevées se rencontrent entre décembre 2014 et avril 2015 où elles semblent augmenter en fonction de la taille passant de 0,04µg/g de cadmium chez les [13,5 – 14,5][cm à 0,06µg/g chez les [15,5 – 16,5][cm.

Les teneurs les plus basses, soit 0,0 3µg/g, se rencontrent au mois de septembre dans les classes de taille comprises entre 13,5cm et 15,5cm.

Les gonades sont visibles en période de pré ponte et de ponte (Tab. 11). Ce sont des glandes sexuelles femelles rencontrées à partir de la taille 13,5cm et du mois de décembre à avril.

Chez les individus entre [13,5 – 14,5][cm, les gonades ne sont pas visibles. Les teneurs en cadmium, dans les gonades des classes de taille entre 14,5 cm et 18,5cm sont comprises entre 0,06µg/g (P.S) et 0,12µg/g (P.S).

Dans une même classe de taille, à l'exception de la classe de taille [14,5 – 15,5][cm, les concentrations en cadmium dans les gonades sont comparables à celles dans les branchies et souvent plus élevées. Ces observations sont indépendantes de la taille de la sardine et de la saison.

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 22 : Variations des concentrations en cadmium chez la sardine par classe de taille et par période de prélèvement dans la baie de Bouismail.</figcaption></figure>

(Sexe non précisé sur le graphe = femelle)

## – Discussion

Dans la baie de Bouismail, au niveau des branchies (Fig. 22), les classes de taille [13,5-15,5][cm et 14,4-15,5][cm présentent les teneurs les plus élevées en avril 2014, décembre 2014 et avril 2015. Ces teneurs sont dues au métabolisme intense des sardines pendant cette période de préponte et de ponte. Ce cas de figure est constaté par Borsali- Mrabent (2015)
pendant la même période où les réserves lipidiques sont accumulées ainsi que les fortes teneurs en métaux. De plus, pendant cette période, entre décembre et avril, les rejets des oueds Mazafran, l'oued Nador et l'oued Bénimessous sont importants (PAC, 2004). La région de Bouismail est un ensemble de terres cultivées où les engrais fertilisants riches en cadmium sont employés dans l'agriculture. En plus des dispersions du cadmium dans l'atmosphère et les sols, celui-ci est véhiculé vers les systèmes aquatiques à cause de l'épandage d'engrais phosphatés contenant le cadmium (Martin-Garin et Simon., 2004).

Les branchies en contact avec l'eau de mer, soulignent l'intensité de la pollution de ce milieu. En effet, selon Le Goff et Bonnomet (2004), les branchies sont reconnues comme étant le site d'expression de la toxicité aigüe des métaux. Leur exposition directe en fait l'organe principal d'entrée du cadmium dans l'organisme (Casas, 2005).

De même, pour le muscle, les concentrations les plus importantes se rencontrent en avril 2014 et en décembre 2014 (Fig. 22). Pour les classes de taille [13,5 – 14,5[cm et [15,5 – 16,5[cm, les teneurs dans les branchies concordent avec celles du muscle. Elles semblent augmenter avec l'âge et donc avec la taille ou le poids du poisson, son exposition par rapport au milieu ambiant et aux apports trophiques.

Dès l'automne, les sardines se rassemblent et rejoignent le large pour se reproduire et pondre (pichot et Aldebert., 1978). De ce fait, les concentrations importantes rencontrées en hiver reflètent l'importante contamination de l'eau de mer du large qui devient le milieu de reproduction de la sardine. Selon Verge (2006), le cadmium est concentré dans les eaux côtières. Les teneurs importantes rencontrées en hiver au large de la baie de bousimail indiquent une contamination intense avec un gradient positif de la côte vers le large.

Toutefois, les concentrations les plus basses s'observent en septembre dans les classes de taille retrouvées au cours de ce mois et qui sont comprises entre 13,5cm et 15,5cm. Cette chute des teneurs est, en partie, le résultat de la ponte qui a permis l'élimination du cadmium présent dans les réserves lipidiques. Ce constat est confirmé par les travaux de Morsali-Mrabent (2015).

Les sardines, entre 13,5cm et 17,5cm, disséquées en avril 2014, en décembre 2014 et en avril 2015 (Fig. 22), ont des gonades filiformes : ces poissons ont déjà pondu. Ces sardines ont de plus, une ponte plus courte dans l'année et qui se situe entre décembre et avril selon Bedairia et al., (2012). Les sardines entre 11,5 et 12,5 cm n'ont pas de gonades matures. Cette absence de glande génitale indique que la sardine n'a pas encore atteint sa 1ère maturité sexuelle qui est, en moyenne, à partir de 11,28 cm chez les femelles et de 11,5cm chez les mâles (Bouhali, 2016).

Les concentrations dans les gonades sont comparables à celles des branchies, à l'exception de la classe de taille [14,5-15,4[, indépendamment de la taille et de la saison. Ces teneurs semblent dues à l'accumulation des réserves nutritives dans les œufs de la sardine avant la ponte (Borsali-Mrabent, 2015).

Le schéma obtenu est : branchies > gonades (ovaires) > muscle
### 5.1.2 Le cuivre chez la sardine

Les teneurs en cuivre dans les branchies évoluent entre un minimum de 5,83µg/g et un maximum de 14,87µg/g (P.S) (Tab. 12). Les teneurs les plus importantes sont observées au printemps 2014 pour les classes de taille comprises entre 14,5cm et 17,5cm. Ces concentrations chutent progressivement pour remonter en septembre 2015 pour les classes de taille échantillonnées en cette période, comprises entre 13,5cm et 15,5cm. Les teneurs en avril 2015 représentent la moitié de celles d'avril 2014.

<table><caption>Tableau 12 : Représentation des teneurs en cuivre (µg/g) dans les organes de la sardine dans la baie de Bouismail en fonction de la classe de taille et de la période de prélèvements.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Classe de taille (cm) et période de prélèvement</th><th colspan="3">Cuivre (µg/g)</th></tr><tr><th>Branchies</th><th>Muscle</th><th>Gonades femelles</th></tr></thead><tbody><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2014</td><td>14,78</td><td>12,75</td><td>*</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ avril 2014</td><td>12,50</td><td>12,69</td><td>11,69</td></tr><tr><td>[16,5 – 17,5[ avril 2014</td><td>10,05</td><td>20,65</td><td>15,35</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ décembre 2014</td><td>14,78</td><td>16,92</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ décembre 2014</td><td>8,16</td><td>9,76</td><td>5,91</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ décembre 2014</td><td>5,83</td><td>8,49</td><td>6,07</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2015</td><td>6,83</td><td>8,83</td><td>*</td></tr><tr><td>[17,5 – 18,5[ avril 2015</td><td>6,65</td><td>10,34</td><td>10,00</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ septembre 2015</td><td>9,76</td><td>12,70</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ septembre 2015</td><td>10,28</td><td>9,33</td><td>*</td></tr></tbody></table>

Le muscle de la sardine présente des concentrations en cuivre comprises entre 8,49µg/g et 20,65µg/g. ces teneurs sont plus élevées que celles des branchies (Tab. 12).

De même que pour les branchies, les concentrations dans le muscle sont plus élevées en avril 2014. Elles diminuent progressivement et de manière hétérogène indépendamment de la taille.

Les gonades femelles montrent des teneurs intermédiaires entre les branchies et le muscle comprises entre 5,91µg/g et 15,35µg/g (Tab. 12). Elles sont les plus élevées en avril 2014 pour les tailles comprises entre 15,5cm et 17,5cm. Les teneurs les plus basses correspondent à décembre 2014 pour les classes de taille [14,5-15,5[cm et [15,5-16,5[cm.

<footnote>* : pas d'échantillon.</footnote>
<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>Figure 23 : Variations des concentrations en cuivre chez la sardine par classe de taille et par période de prélèvement dans la baie de Bouismail.</figcaption></figure>

## – Discussion

Le cuivre est un oligoélément qui participe au métabolisme de tous les animaux et les végétaux. Il devient toxique à fortes doses (Vinot, 2004 ; Nadeau, 2012).

Les teneurs en cuivre (Fig. 23) dans les branchies évoluent entre un minimum de 5,83µg/g et un maximum de 14,87µg/g (P.S). Les teneurs de la présente étude sont plus élevées, comparées à celles de la sardine dans les travaux de Canli et al. (2013) qui sont entre 5,50µg/g et 9,24µg/g (P.S). Cet auteur signale que les concentrations trouvées dans ses travaux sont supérieures à celles d'autres poissons de la méditerranée et sont dues aux rejets industriels non traités à travers les réseaux hydrographiques vers la mer et ceux provenant de l'agriculture.

De ce fait, les concentrations de la présente étude exprimeraient les fortes teneurs retrouvées dans l'eau de mer, conséquentes aux rejets de l'oued Mazafran, oued Nador, oued Béni Messous et au lessivage des terres agricoles qui utilisent des engrais et des biocides contenant du cuivre. En effet, le cuivre est utilisé dans de nombreuses applications telles que la fabrication des peintures antifouling pour les coques de bateau ou encore dans la synthèse de produits fongicides et bactéricides dans le milieu agricole (Paul-Pont, 2010). A ces rejets s'ajoutent ceux, anthropiques de toute la baie de Bouismail (PAC, 2004).

Les teneurs dans le muscle entre 8,49µg/g et 20,65µg/g (P.S) (Fig. 23) sont entre 10 et 30 fois supérieures à celles évoquées par Borsali-Mrabent (2015). Elles sont plus élevées que celles de Canli et al., (2001) qui sont comprises entre 6,04 et 14,53µg/g (P.S).

Les concentrations en cuivre dans le muscle sont supposées être les plus basses (Vinot, 2004 ; El Morhit, 2013 et Borsali-Mrabent, 2015) alors que le muscle, dans la présente étude, montre les valeurs les plus élevées en cuivre, comparé aux branchies et aux gonades. Les différences entre les teneurs sont dues aux différences dans les fonctions physiologiques entre ces organes (El Morhit, 2013). Les teneurs extrêmes de la présente étude dans le muscle, reflèteraient la
contamination de l'eau de mer. Cette contamination est due, d'une part, au contact direct de l'eau polluée avec les branchies qui véhiculent le cuivre jusqu'au muscle ; d'autres parts, l'apport trophique contaminé par le cuivre doit jouer un rôle dans l'augmentation des concentrations en cuivre dans le muscle.

Les teneurs les plus importantes dans le muscle, observées au printemps 2014 pour les classes de taille comprises entre 14,5cm et 17,5cm, chutent progressivement. Les teneurs en avril 2015 sont faibles comparées à celles d'avril 2014. Cette chute des teneurs de cuivre dans le muscle peut être due à une compétition entre les sites de séquestration des métaux par les métallothionéines. En effet, le cadmium entre en compétition avec les autres métaux (zinc, cuivre) (Nzegue, 2008). Ce métal toxique favoriserait l'élimination du cuivre, en prenant sa place sur les métallothionéines.

Les gonades femelles montrent des teneurs intermédiaires entre celles des branchies et du muscle. Elles sont les plus élevées en avril 2014 pour les tailles comprises entre 15,5cm et 17,5cm. Cette concentration élevée peut s'expliquer d'une part, par l'utilisation de l'oligoélément cuivre pour les besoins physiologiques de cette période de ponte (Badairia et al., 2015) ; d'autre part, des teneurs extrêmement élevées peuvent souligner une importante contamination de la baie de Bouismail y compris au large où les sardines sont en période de ponte.

Les teneurs les plus basses correspondent à décembre 2014 pour les classes de taille [14,5-15,5[cm et [15,5-16,5[cm. Ces différences de concentration peuvent être dues aussi à la mobilité du poisson, à l'alimentation ou à d'autres caractéristiques du comportement (El Morhit, 2013)

### 5.1.3 Le Plomb chez la sardine

Les teneurs en plomb dans les branchies fluctuent entre 0,07µg/g et 0,8µg/g (P.S). En avril 2014, les concentrations sont les plus basses, entre 0,7µg/g et 0,17µg/g alors qu'en avril 2015, elles sont les plus élevées, entre 0,44µg/g et 0,73µg/g. Ces teneurs chutent en septembre pour atteindre le minimum pour la classe [14,5-15,5[cm (Tab. 13).
<table><caption>Tableau 13 : Représentation des teneurs en plomb (µg/g) dans les organes de la sardine dans la baie de Bouismail en fonction de la classe de taille et de la période de prélèvement.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Classe de taille (cm) et période de prélèvement</th><th colspan="3">Plomb (µg/g)</th></tr><tr><th>Branchies</th><th>Muscle</th><th>Gonades femelles</th></tr></thead><tbody><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2014</td><td>0,16</td><td>0,11</td><td>*</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ avril 2014</td><td>0,07</td><td>0,72</td><td>0,32</td></tr><tr><td>[16,5 – 17,5[ avril 2014</td><td>0,14</td><td>0,23</td><td>0,16</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ décembre 2014</td><td>0,24</td><td>0,36</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ décembre 2014</td><td>0,33</td><td>0,30</td><td>0,20</td></tr><tr><td>[15,5 – 16,5[ décembre 2014</td><td>0,41</td><td>0,36</td><td>0,41</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ avril 2015</td><td>0,26</td><td>0,31</td><td>*</td></tr><tr><td>[17,5 – 18,5[ avril 2015</td><td>0,80</td><td>0,50</td><td>0,62</td></tr><tr><td>[13,5 – 14,5[ septembre 2015</td><td>0,40</td><td>0,25</td><td>*</td></tr><tr><td>[14,5 – 15,5[ septembre 2015</td><td>0,51</td><td>0,31</td><td>*</td></tr></tbody></table>

Pour le muscle, les concentrations fluctuent entre 0,11µg/g et 0,72 µg/g. Ces fluctuations sont hétérogènes et indépendantes de la taille de la sardine et de la saison.

Des valeurs proches et comparables entre 0,25µg/g et 0,31µg/g sont constatées pour les tailles de sardine comprises entre 13,5cm et 15,5cm pour le mois de septembre 2015.

En avril 2015, les teneurs sont plus élevées qu'en avril 2014. Cependant, le mois de septembre 2015, montre des teneurs plus faibles (Tab. 13).

Les concentrations dans les gonades femelles sont comprises entre 0,16µg/g et 0,62µg/g. Les teneurs en avril 2015 sont maximales dans la classe de taille [17,5-18,5[cm et représentent 4 fois celles d'avril 2014 pour la classe voisine [16,5- 17,5[cm.

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 24 : Variations des concentrations en plomb chez la sardine par classe de taille et par période de prélèvement dans la baie de Bouismail.</figcaption></figure>

<footnote>* : pas d'échantillon.</footnote>
## - Discussion

Le plomb est un métal toxique retrouvé dans notre environnement. En effet, l'atmosphère est son principal vecteur vers les océans (Cossa et al., 1993). Il est encore utilisé dans la combustion des essences comme additif antidétonant sous forme de Tétraéthylplomb (Robert-Nadeau, 2012). Il est rejeté avec les gaz d'échappement des véhicules et se propage dans l'atmosphère.

L'Algérie reste un des rares pays à utiliser les additifs de plomb dans les essences. Cette addition est en majorité responsable de la dissémination du plomb dans l'environnement (Cossa et al., 1993).

Les teneurs du plomb dans les branchies de la sardine de la baie de Bouismail fluctuent entre 0,07µg/g et 0,8µg/g (P.S) (Fig. 24). Elles sont plus élevées que celles retrouvées par El Morhit et al., (2013) pour la sardine marocaine et qui sont comprises entre 0,05µg/g et 0,09µg/g (Poids frais : P.F) et comparables à celles trouvées par Ennouri et al., (2012), chez la sardinelle tunisienne et qui sont comprises entre 0,01µg/g et 0,76µg/g.

Les concentrations, dans les branchies, entre 0,7µg/g et 0,17µg/g, en avril 2014 sont les plus basses alors qu'en avril 2015, elles sont les plus élevées, entre 0,44µg/g et 0,73µg/g (Fig. 24). Cette différence des concentrations pour une même saison, peut être liée à la variation des précipitations. Selon Infoclimat (2001-2017), les quantités de précipitations calculées pour les mois de février, mars et avril 2014 sont de 194mm alors que celles de 2015, pour les mêmes mois, sont de 235mm. La pluviométrie du début de l'année 2015 est plus importante que celle de l'année 2014. Les retombées atmosphériques (Cossa et al., 1993) dont les précipitations sont les plus importantes, entrainent, toutes les particules de plomb émises dans l'air en direction du milieu marin. Plus les précipitations sont fréquentes et importantes, plus le milieu marin est contaminé par le plomb d'origine atmosphérique. Les précipitations qui ont précédé l'échantillonnage d'avril 2015 sont, en grande partie, responsables des grandes teneurs retrouvées dans les branchies de la sardine.

Ces teneurs en plomb chutent en septembre pour atteindre le minimum pour la classe [14,5-15,5[cm (Fig. 24). Ces valeurs peuvent s'expliquer par la rareté ou l'absence des précipitations pendant cette saison. Dans les eaux côtières, les concentrations en plomb, sont plus élevées, dans les eaux de surface qu'au fond et la majeure partie du plomb est d'origine atmosphérique (Cossa et al., 1993). Cependant, à cette époque la sardine est encore proche de la côte (pichot et al., 1978) où les teneurs en plomb sont élevés (Cossa et al., 1993). Ainsi, selon Tomasini et al., (1989), cette chute de la concentration peut s'expliquer, par les températures accrues en saison estivale qui induisent des dépenses énergétiques provoquant ces diminutions de concentration en métaux traces.

Pour le muscle, les concentrations fluctuent entre 0,11µg/g et 0,72 µg/g (Fig. 24). Ces fluctuations sont hétérogènes et indépendantes de la taille de la sardine et de la saison. Selon Cossa et al., (1992) et El Morhit et al., (2013), d'une manière générale, les concentrations en plomb dans le muscle des poissons sont faibles. Dans la présente étude, le muscle est le compartiment le plus contaminé. Ce résultat ne peut que souligner l'importance des apports en plomb dans le milieu marin provenant de la côte et en particulier de l'atmosphère qui véhicule le plomb encore utilisé en Algérie dans les carburants automobiles.
En avril 2015, les teneurs sont plus élevées qu'en avril 2014. Ceci peut s'expliquer, comme pour les branchies, par l'apport important du plomb atmosphérique à travers les précipitations de l'hiver 2015, plus importantes que celles de l'hiver 2014 (Infoclimat., 2001-2017). Cependant, pour le mois de septembre 2015, les teneurs ont diminué. La sardine du mois de septembre a déjà pondu en utilisant ses réserves lipidiques (Borsali-Mrabent, 2015). Le plomb a été éliminé par la décontamination relative à l'émission des œufs.

Les concentrations dans les gonades femelles sont comprises entre 0,16µg/g et 0,62µg/g (Fig. 24). Les teneurs en avril 2015 sont maximales pour les classes de tailles [17,5-18,5[cm et représentent 4 fois celles d'avril 2014 pour la classe voisine [16,5-17,5[cm. Ces fluctuations des teneurs sont parallèles à celles des branchies et du muscle et reflètent la variation des précipitations entre les deux années (Infoclimat., 2001-2017), déjà citées auparavant. L'accumulation du plomb dans les gonades coïncide avec l'accumulation des réserves lipidiques qui précèdent la ponte (Borsali-Mrabent, 2015).

### 5.1.4 L'analyse en composantes principales/Sardine dans la baie de Bouismail

L'exploration des variables par l'ACP a permis de soutenir l'interprétation basée, ci-avant, sur les résultats (tableau 11, 12, 13). De plus, d'autres conclusions sont apportées par l'ACP.

Taille (cm) (T), poids moyen (g) (P), Cadmium dans les branchies (BCd), dans le muscle (MCd) dans le foie (FCd) et dans les gonades (GCd), Cuivre dans les branchies (BCu), le muscle (MCu), dans le foie (FCu) et dans les gonades (GCu), Plomb dans les branchies (BPb), dans le muscle (MPb), dans le foie (FPb) et dans les gonades (GPb), et comme variables supplémentaires : période de prélèvements (P).

Les variables poids, taille, branchies et muscle, en plus de la date de prélèvements sont les seules retenues pour l'ACP (Tab. 58, matrice de Pearson en annexes). Pour les gonades, il n'y a pas suffisamment de résultats à exploiter pour une exploration statistique.

L'ACP, avec un taux d'inertie de 67,09%, a permis d'identifier deux groupes séparés par F2 (20,18%) (Fig. 25). Cette exploration montre une étroite relation entre la taille et le poids. Le coefficient de corrélation R = 0,995 indique que la croissance de la sardine est isométrique. Cette isométrie de croissance est dominante chez la sardine dans 66,66% des cas (Bouhali, 2016).

La concentration en cadmium et en plomb dans le muscle de la sardine augmente avec la taille et le poids mais avec des teneurs moindres pour le cadmium. Cette augmentation en métaux concorde avec le mois d'avril 2015 comme évoqué ci-avant dans l'interprétation des résultats. Cette période de bonne condition de la sardine correspond au repos sexuel (printemps - été) et coïncide avec l'amélioration des conditions trophiques du milieu selon Khemiri et Gaamour (2009) qui favorisent, en parallèle, la contamination métallique de la sardine à travers l'eau de mer et/ou l'apport trophique.
<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 25 : Cercle des corrélations des variables (F1 et F2 avec un taux d'inertie de 67,09%) chez la sardine dans la baie de Bouismail.</figcaption></figure>

Les teneurs en cuivre dans le muscle et les branchies sont indépendantes de l'augmentation de la taille et du poids (Fig. 25). Les concentrations entre les branchies et le muscle semblent être corrélées entre elles (R= 0,552). Ce coefficient de corrélation indique que le cuivre dans le muscle proviendrait en grande partie des branchies en contact avec l'eau de mer déjà souligné dans l'interprétation des résultats ci-avant. L'apport trophique qui participe à la croissance de la sardine semble être moins important que celui branchial.

De même, les teneurs en cadmium et en plomb dans les branchies sont indépendantes de l'augmentation de la taille et du poids (croissance). De plus, les teneurs en cuivre varient de manière inverse à celles en plomb dans les branchies (R = - 0,57) traduisant un antagonisme entre le cuivre et le plomb au niveau branchial. Labat et al., (1977) constatent que les teneurs en cuivre et en cadmium de certains poissons vivant en aval d'une source de pollution sont inverses à celles en plomb, étant donné que ce dernier n'est pas physiologiquement essentiel.

L'axe factoriel F2 partage les variables en deux groupes (Fig. 25). Chacun des groupes serait influencé par des conditions météorologiques particulières et distinctes l'une de l'autre. En effet, avril 2014 semble avoir une influence sur les teneurs en cadmium et en cuivre dans les branchies et, dans le muscle pour le cuivre. Alors que les conditions du milieu d'avril 2015 semblent influencer les teneurs en cadmium dans le muscle et le plomb dans les branchies, évoqués ci-avant dans l'interprétation des résultats.

Les conditions des mois de décembre 2014 et de septembre 2015 n'ont aucune influence sur l'augmentation des teneurs en métaux, ni sur l'augmentation de la taille ou du poids de la sardine et représentent des observations atypiques. En effet, après l'observation des tableaux (11, 12, 13), les résultats obtenus concordent avec l'ACP.

Les teneurs de tous les métaux étudiés chutent particulièrement en septembre. Ces chutes des teneurs métalliques coïncident avec l'augmentation des teneurs lipidiques riches en oméga 3 pendant la saison estivale. En effet, Macciola (2004) a constaté que les sardines sont riches en
lipides, en été et pas en hiver. Ces composés interviennent dans la prévention et le traitement des maladies cardiovasculaires (Bourre, 2004). En effet, selon Eymard (2003), les sardines peuvent présenter une teneur maximale en lipides de 18 g pour 100 g de chair en septembre et octobre. Ces qualités nutritives ainsi que la chute des teneurs en cadmium et en plomb privilégient cette période pour la consommation de la sardine.

Le plomb dans le muscle est une observation atypique sur le cercle des corrélations. Ces teneurs ne proviennent pas d'un apport branchial à cause de l'absence de corrélation entre les branchies et le muscle mais semblent provenir d'un apport trophique.

### 5.1.5 Le cadmium chez le rouget de roche et chez le rouget de vase

Le rouget de roche et le rouget de vase sont des espèces benthiques qui appartiennent à la même famille « les Mullidés » et au même genre « Mullus ». Malgré quelques différences morphologiques, leur biologie et leur éthologie sont ressemblantes.

Le rouget de roche fréquente des fond rocheux, graveleux et meubles jusqu'à -400m alors que le rouget de vase qui fréquente comme son nom l'indique, des fonds vaseux, peut se trouver aussi sur des fonds sableux ou graveleux pouvant atteindre -500m (Fisher et al., 1987). La maturité sexuelle du rouget de roche se fait entre 16 cm et 19 cm (Ifremer et Afsset, 2011) et la reproduction, entre Avril et juillet (Fisher et al., 1987). Chez le rouget de vase, la maturité sexuelle se fait vers 17 cm et 18 cm (Fiorentino et al., 1995 ; Woillez, 2007). La reproduction se fait entre avril et juillet avec un pic de ponte en juillet entre -80m à -130m (Woillez, 2007). La larve de rouget, benthique, mesure entre 4 et 5 cm. Localisée à la côte ou en estuaire, en été, elle migre vers le large en hiver (N'Da et Deniel, 2005).

Le régime alimentaire du rouget de roche est carnivore. Il se nourrit de Copépodes puis de crevettes, d'Amphipodes, de vers Polychètes, de Mollusques, d'Echinodermes et de petits poissons (Fisher et al., 1987). De même, le rouget de vase a un régime similaire selon Woillez (2007). A cause des caractères communs existant entre le rouget de roche et le rouget de vase, l'interprétation des résultats se fera en commun et permettra une comparaison directe et *in situ* entre les deux espèces. L'emploi de trois chiffres après la virgule a été imposé par les faibles teneurs rencontrées représentées par trois décimales, proches de zéro, pour exprimer la teneur.

Chez le rouget de roche, dans la baie de Bouismail, le cadmium dans les branchies est compris entre 0,005µg/g et 0,244µg/g (P.S) (Tab. 14). Les teneurs sont faiblement représentées en avril 2014 et plus élevées en avril 2015 indépendamment des tailles du poisson. Elles continuent d'augmenter jusqu'au mois de septembre 2015 où elles atteignent leur maximum pour les classes de taille [23,5-24,5[cm.