OSPAR / Bilan de santé 2000 / Chapitre 4 Chimie

Le présent chapitre résume les données disponibles sur les apports, les teneurs, la distribution spatiale et les tendances chronologiques des métaux traces, des substances organiques persistantes, des nutriments, des radionucléides et des hydrocarbures dans la zone de la Convention OSPAR. Il est fondé sur les renseignements figurant dans les cinq bilans de santé régionaux dressés par OSPAR, d'autres sources d'information sont signalées par leurs références bibliographiques. La première partie traite, d'une manière générale, des apports fluviaux à la mer, des rejets directs (exutoires industriels et urbains) et des retombées atmosphériques. Les parties suivantes traitent des teneurs des substances, dans l'eau, les sédiments et le milieu vivant marin. S'il y a lieu, les teneurs sont comparées aux lignes directrices ou aux normes existantes. Les données exploitées aux fins de cette évaluation ont été extraites des documents OSPAR pertinents, de la base de données du CIEM, des résultats des programmes nationaux de surveillance et de la littérature scientifique.

Les substances peuvent être soit naturelles, soit d'origine anthropique (en d'autres termes, fabriquées par l'homme). Nombre d'entre elles (telles que les nutriments et les métaux) sont naturelles et sont ainsi présentes dans le sol, dans les végétaux et les animaux, et il est donc important de distinguer les teneurs et les flux naturels de ces substances, de la part renforcée par les activités humaines. Ces distinctions, bien que souvent difficiles à faire, sont essentielles pour pouvoir prendre des décisions bien fondées sur la gestion des contaminants.

Les substances abordées dans le présent rapport peuvent être divisées en : métaux en trace, contaminants organiques (en particulier les polluants organiques persistants (POP)), hydrocarbures, radionucléides et nutriments. Quelques exemples des principales sources anthropiques sont résumés dans le Tableau 4.1.

Les effets de ces substances sur les organismes dépendent de plusieurs facteurs. Ce sont notamment la biodisponibilité (voir Encadré 4.1), la bioaccumulation, la biomagnification, la toxicité et la faculté que l'organisme a de métaboliser la substance en cause. La biodisponibilité d'une substance dépend du substrat (sédiments, eau, milieu vivant) et de la forme chimique (spéciation) sous laquelle elle se présente.

Encadré 4.1
Biodisponibilité: Mesure dans laquelle une substance peut être absorbée par les tissus des organismes et influer ainsi sur leur physiologie. 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. Elle dépend a) des propriétés de la substance, et surtout de sa solubilité dans l'eau, et b) des habitats et des modes alimentaires des organismes en cause. La biodisponibilité des contaminants étroitement liés aux sédiments argileux est relativement faible. D'autre part, les substances plus solubles dans les lipides (les graisses) que dans l'eau, et qui ne sont pas solidement fixées sur des sédiments fins en suspension aisément absorbés par des organismes filtreurs (p.ex. par les moules), tendent à être immédiatement disponibles et à s'accumuler dans les tissus graisseux.

Les contaminants peuvent se présenter dans la colonne d'eau en solution ou fixés sur des particules. Beaucoup de contaminants préoccupants pour le milieu marin sont peu solubles dans l'eau et ont une forte affinité avec les particules. Les contaminants peuvent atteindre le fond marin de plusieurs manières (Figure 4.1), où ils peuvent être intégrés aux sédiments déposés sur le fond marin. 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 et prédation.

Chez les animaux marins, chacun des contaminants tend à se concentrer dans tel ou tel organe. Les substances organiques persistantes (par exemple les POP), qui sont hautement lipophiles, s'accumulent surtout dans les tissus graisseux ; les teneurs les plus élevées se trouvent souvent dans les tissus du foie et dans la graisse. Parmi les métaux lourds, le cadmium tend à se concentrer dans les reins, le mercure dans le foie et le plomb dans les tissus osseux. Si la faculté d'accumulation de tel ou tel contaminant varie d'une espèce à l'autre, elle dépend aussi de la forme du contaminant et du mode de pénétration. Par exemple, le méthyl-mercure est absorbé au travers de l'intestin du poisson six fois plus que le mercure inorganique. Les taux d'excrétion varient eux aussi. La tendance du cadmium et du mercure à être excrétés lentement explique en partie les hautes teneurs de ces métaux chez les espèces à vie longue.

Nombre des contaminants organiques persistants qui sont habituellement dans le milieu marin ne sont plus fabriqués et l'utilisation des autres fait l'objet de restrictions rigoureuses. Toutefois, en raison de leur usage historique à grande échelle, il existe encore de vastes réservoirs de certains POP dans le sol et dans les sédiments, ainsi que dans les décharges publiques et dans les équipements abandonnés. Le fait que ces sources continuent à en émettre explique que les teneurs dans l'environnement ne baissent que lentement. Toutefois, dans le cas de la plupart des contaminants, on connaît mal l'importance de la remobilisation à partir des sédiments marins, en particulier des sédiments des grands fonds. Certains contaminants sont aussi apportés à la zone OSPAR par l'atmosphère et par les courants océaniques.

Il n'a pas toujours été possible de procéder à des comparaisons fiables entre les régions.

Les apports de contaminants à la zone maritime se font par trois voies principales, à savoir les apports directs, les apports fluviaux et les apports atmosphériques. L'importance relative de chacune des voies d'apport diffère tant dans les limites de chacune des régions qu'entre celles-ci, ainsi qu'en fonction du contaminant en cause. Pour une grande partie de la zone maritime, surtout dans les régions océaniques, la voie atmosphérique prédomine. Le Tableau 4.2 indique la contribution des diverses voies dans le cas du cadmium et du plomb.

Les apports directs de contaminants sont la conséquence des déversements d'eaux résiduaires urbaines et industrielles dans les eaux côtières, ainsi que des activités offshore et des immersions. Les principales incidences des apports directs ont donc des chances de se manifester dans les eaux côtières et surtout dans les zones à demi fermées et/ou les zones où les échanges d'eau sont faibles. Si le degré de traitement des eaux usées avant qu'elles ne soient rejetées varie, des programmes d'amélioration sont à peu près partout en cours, des indices prouvant que dans les zones touchées, les teneurs de certains des contaminants correspondants sont en baisse. Du fait des législations nationales et du perfectionnement des procédés de fabrication industrielle, les apports directs de contaminants à la zone de la Convention ont d'une manière générale baissé.

Dans l'industrie pétrolière et gazière offshore, les rejets d'hydrocarbures avec les déblais de forage ont été fortement réduits, et les eaux de production constituent la principale source d'apports d'hydrocarbures. La quantité des eaux de production est en augmentation, et il faut s'attendre à ce que la quantité de produits chimiques associés à cette source suivent la même tendance.

Le dragage est souvent considéré comme un simple déplacement de matériaux. Les anciennes zones d'immersion sont des sources potentielles permanentes de contaminants.

Les apports fluviaux sont constitués par le ruissellement à partir des terres et des décharges vers les fleuves et leurs affluents. 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. Il est de ce fait difficile d'interpréter les tendances et d'établir des comparaisons entre les régions.

Dans le cas des apports fluviaux, il est important d'être conscient du fait que le bassin hydrographique d'un fleuve peut comprendre des zones réparties sur plusieurs pays, dont certaines peuvent même se situer en dehors de la zone de la Convention OSPAR. Il n'y a donc pas lieu d'attribuer la totalité des apports au pays le plus en aval.

Les apports atmosphériques constituent la principale source d'apport au milieu marin de plusieurs substances, dont le mercure, le plomb, les POP et certains composés d'azote. Leur quantification, notamment dans le cas des POP, est entachée de grandes incertitudes. Les sources des apports atmosphériques peuvent se trouver aussi bien à l'intérieur qu'à l'extérieur de la zone OSPAR. Certaines substances ne séjournent que relativement peu de temps dans l'atmosphère, et retombent de ce fait près de leurs sources, tandis que d'autres (mercure, POP) peuvent être transportées dans l'atmosphère à l'échelle mondiale. Les contributions atmosphériques des pays hors de la zone OSPAR ont des chances d'être moindres, proportionnellement, dans les eaux côtières proches des zones industrialisées, telles que le sud de la mer du Nord, mais seront plus significatives dans d'autres régions de la zone maritime OSPAR.

Les courants océaniques jouent un rôle important dans le transport et la distribution des contaminants. Le transport a lieu tant vers la zone de la Convention qu'à l'intérieur de celle-ci. Bien que les teneurs en contaminants dans l'eau de mer soient faibles, l'ampleur même des volumes déplacés implique que les flux sont grands et que les courants océaniques contribuent largement aux apports de contaminants et de nutriments solubles à la zone de la Convention.

Beaucoup de contaminants sont adsorbés sur de la matière particulaire, et peuvent ainsi être 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.

OSPAR a déterminé et a adopté des �teneurs ambiantes/de référence� (BRC), ainsi que des �critères d'évaluation écotoxicologique� (EAC) comme critères d'évaluation.

D'une manière générale, la teneur ambiante des substances de synthèse devrait être de zéro. Cependant, du fait de leur persistance et le fait qu'elles soient transportées sur de longues distances, font que la présence de nombreuses substances est décelée dans le monde entier. Les teneurs typiques constatées dans les régions éloignées ainsi que dans des régions sélectionnées de la zone OSPAR, sont donc prises comme teneurs ambiantes/de référence. Dans le cas des substances présentes à l'état naturel, les BRC sont constituées par la fourchette des teneurs qu'il devrait y avoir dans l'environnement en l'absence de toute activité humaine. Les Tableaux 4.3, 4.4, 4.5 et 4.6 résument les BRC actuelles des métaux traces dans l'eau, les sédiments et le milieu vivant (tissu de la moule) ainsi que de certains POP dans les sédiments et dans l'eau de mer.

Les EAC sont définis comme les niveaux de concentration d'une substance à partir desquels une préoccupation est justifiée. Les critères applicables à tel ou tel contaminant ont été déduits de l'ensemble des données écotoxicologiques disponibles, après que celles-ci aient satisfait à des critères de sélection et de qualité prédéfinis. Dans de nombreux cas, les EAC sont provisoires, en raison de l'insuffisance des informations, et dans ces cas des coefficients de sécurité élevé sont appliqués ici. Ces critères d'évaluation peuvent être appliqués à la détection des zones éventuellement préoccupantes et à la détermination des substances susceptibles de devoir faire l'objet de mesures prioritaires. Le Tableau 4.7 indique les EAC de quelques contaminants importants.

La prudence s'impose dans l'exploitation des outils d'évaluation dans des situations particulières. (Voir au Chapitre 5 le mode d'application et les limites des EAC). En ce qui concerne les teneurs naturelles, l'application d'outils ne doit pas empêcher de faire appel au bon sens et au jugement des experts.

	Tableau 4.3 Fourchettes des teneurs ambiantes/de référence en cadmium, mercure, plomb et cuivre dans les sédiments marins à granulométrie fine, dans l'eau de mer et chez la moule commune dans la zone OSPAR.
	Tableau 4.4 Fourchettes des teneurs ambiantes/de référence en HAP dans les sédiments superficiels (�g/kg dw) applicables dans certaines régions sélectionnées de la zone OSPAR.
	Tableau 4.5 Fourchettes des teneurs ambiantes/de référence en HAP dans les eaux de surface (ng/l) applicables dans certaines régions sélectionnées dans la zone OSPAR.
	Tableau 4.6 Fourchettes des teneurs ambiantes/de référence en HCB, DDE et en une sélection de PCB dans les sédiments superficiels (ng/kg dw) applicables dans certaines régions sélectionnées dans la zone OSPAR.
	Tableau 4.7 Récapitulatif des critères d'évaluation écotoxicologique applicables aux métaux traces, aux PCB, aux HAP, au TBT et à certains pesticides organochlorés.

La présence de métaux à des teneurs décelables dans l'environnemment ne signifie pas nécessairement qu'il y a pollution. A l'exception des radionucléides artificiels, le fait que des métaux soient présents partout, dans l'eau, dans les sédiments et le milieu vivant, est une conséquence inévitable de leur présence à l'état naturel dans l'écorce terrestre. Les activités humaines ont effectivement accru l'érosion naturelle et en conséquence leur pénétration dans l'environnement. A des teneurs naturelles, beaucoup de métaux jouent un rôle essentiel dans les processus biochimiques ; les organismes sont eux aussi capables de s'adapter, au moins en partie, à l'évolution des teneurs en métaux.

L'importance relative des sources des apports de chacun des métaux varie selon la région. Dans le cas des zones au large à l'écart des apports fluviaux et des rejets directs, ce sont les apports atmosphériques qui vont prédominer. Au contraire, dans les zones proches du littoral et dans les zones côtières, la situation a toutes chances d'être inverse. Les données sur les apports fluviaux et des rejets directs aux Régions OSPAR sont indiquées en Figure 4.2. Les apports atmosphériques de métaux ont été moins bien étudiés, les renseignements à cet égard sont donc plus rares. Des estimations ont cependant été faites par modélisation et sont résumées dans le Tableau 4.2. Dans le cas de certaines régions, comme la mer du Nord, il existe des séries chronologiques d'estimations des apports atmosphériques fondées sur des observations (Figure 4.3).

On a observé une baisse générale des apports directs et des apports fluviaux de 1990 à 1996, ainsi qu'on peut le constater à la Figure 4.2. La réduction des rejets ponctuels, qui sont les plus faciles à maîtriser, est principalement responsable de cette tendance. Parmi les exemples caractéristiques, on peut citer les apports de mercure de deux usines portugaises d'électrolyse des chlorures alcalins où, entre 1991 et 1996, les apports sont passés de 284 à 45 kg/an. Le profil de la réduction des apports est cependant variable ; par exemple, entre 1990 et 1996, on a observé une forte baisse des apports de plomb dans l'Elbe, alors qu'ils augmentaient dans la Weser. Même lorsqu'une activité donnée a cessé (cas par exemple du secteur minier et du secteur des chlorures alcalins), l'héritage qu'elle laisse a des chances de contaminer certaines zones (par exemple, les apports de plomb dus aux activités minières historiques dans la Région III).

Les réductions d�apports liées au contrôle des sources ponctuelles conduisent à un accroissement de l'importance relative des sources diffuses. La variabilité intrinsèque des débits des cours d'eau et de la pluviosité explique qu'une incertitude considérable persiste quant à l'ampleur des apports liés aux sources diffuses.

D'une manière générale, les apports atmosphériques de métaux à la mer du Nord ont baissé (Figure 4.3). Les apports atmosphériques de plomb y ont été réduits de 50 à 65% entre 1987 et 1995, de telle sorte que l'on estime à l'heure actuelle que la source prédominante est constituée par les cours d'eau. Dans plusieurs régions des baisses des apports atmosphériques de plomb ont été signalées, imputées à la réduction des teneurs en dérivés du plomb alkyle dans l'essence.

Les changements des modes d'utilisation des produits chimiques sont également évidents dans d'autres industries. Citons à cet égard l'exemple de l'interdiction des peintures antisalissures au TBT dans les cultures marines et sur les coques des petits bateaux. Le passage à des préparations à base de cuivre qui s'en est suivi a fait que les apports de cuivre ont augmenté, situation particulièrement significative pour les zones à demi-fermées et les baies, par exemple celles de la côte française de l'Atlantique.

Depuis la mise en place de la Décision PARCOM 90/3, les émissions atmosphériques de mercure des usines d'électrolyse des chlorures alcalins dans la zone de la Convention ont très sensiblement baissé, et répondent maintenant au plafond d'émission clef de 2 g Hg/t de capacité de production de chlore, grâce à l'amélioration de la lutte contre les émissions, et du passage à une technologie moins polluante. Les pertes de mercure total par �les produits, l'eau et l'air� des 48 usines d'électrolyse des chlorures alcalins à �cellules de mercure� en exploitation en Europe occidentale (dont 34 sont implantées dans la zone de la Convention) ont diminué, passant de 56.7 tonnes en 1982 à 8.5 tonnes en 1997.

La Figure 4.4 illustre une série de données représentatives des teneurs en métaux dans l'eau de mer des diverses Régions de la zone maritime. Dans les zones océaniques, le cadmium, et dans une moindre mesure le cuivre, se comportent de la même manière que les nutriments. 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. A l'inverse, sur la profondeur, le profil du plomb (dont la source prédominante est l'atmosphère) présente une teneur maximum à la surface, suivie d'une baisse au fur et à mesure que la profondeur s'accroît, ceci en raison de la dilution et de l'absorption par des particules.

Dans les eaux côtières et estuariennes, les observations du profil des distributions des métaux traces en solution mettent en évidence l�importance accrue des apports fluviaux, ainsi que la mesure dans laquelle les éléments réagissent réciproquement avec la matière particulaire en suspension. Le cadmium et le cuivre tendent à présenter des rapports inverses avec la salinité, ce rapport étant moins évident dans le cas du plomb et du mercure, dits �réactifs aux particules� car ils s'associent rapidement avec la matière particulaire.

Dans le cas des zones océaniques et des zones offshore, les teneurs signalées sont comparables aux BRC, ce qui indique que la contamination n'est pas un problème généralisé. Toutefois, à proximité des sources ponctuelles connues, les BRC sont parfois dépassées, indice d'une contamination localisée (Figure 4.4). Les problèmes que l'application des BRC pose dans la pratique ont été reconnus. Par exemple, vu le fait que les teneurs en métaux dans les cours d'eau dépassent en général leurs teneurs dans l'eau de mer, il est presque inévitable que les BRC basées sur les teneurs offshore soient dépassées dans les estuaires. De plus, il est impératif que la géochimie estuarienne des métaux soit aussi prise en compte. Par exemple, la solubilisation du cadmium sous forme particulaire pendant le mélange qui se produit dans les estuaires fait qu'en général, cet élément atteint sa teneur maximum au milieu des estuaires.

Les exemples de situations dans lesquelles les teneurs en métaux (à l'exception du cuivre) dépassent les limites supérieures des EAC sont rares. Ils se limitent en effet au cuivre (limite supérieure de l'EAC : 0.1 �g/l) dans les estuaires de la mer du Nord, et au mercure (limite supérieure de l'EAC : 0.05 �g/l) dans les zones proches des côtes de la Région IV. Dans les zones où des contrôles ont été faits sur les teneurs en cuivre, la limite supérieure de l'EAC, soit 0.05 �g/l, est régulièrement dépassée presque partout. L'EAC du cuivre est un critère moins utile car la teneur toxicologique est à peine supérieure à la teneur nécessaire pour éviter une déficience biologique.

Dans certaines zones, des baisses des teneurs dans le temps ont été signalées pour certains métaux, par exemple, une baisse de 50% de la teneur en cadmium en solution dans la baie sud de la mer du Nord. Des baisses des teneurs en mercure dans les particules ont été observées dans l'Elbe, baisses comparables à celles constatées dans l'estuaire de la Seine et de l'Escaut. En raison des grands perfectionnements apportés aux méthodes d'analyse ces dernières années, il n'est pas toujours possible de comparer les données récentes aux données historiques antérieures à 1980.

La Figure 4.5 présente une sélection de données représentatives des teneurs en métaux dans les sédiments des diverses Régions de la zone maritime.

Lorsque l'on interprète les données des métaux traces dans les sédiments, la difficulté est de déterminer la mesure dans laquelle les teneurs mesurées sont dues à des sources géologiques et/ou à des sources anthropiques d'apport. Ces sources géologiques peuvent n'être pas négligeables : par exemple, dans la Région I, les différences entre les teneurs en cuivre des zones où prédomine la roche volcanique du tertiaire (9 à 140 mg/kg dw), et les teneurs dans les zones sans roche volcanique (10 à 40 mg/kg dw), s'expliquent par les influences géologiques locales. Les métaux traces s'associent de préférence au matériau à granulométrie fine dans les sédiments. La variabilité naturelle est prise en compte en normalisant les mesures, de manière à pouvoir comparer les sédiments des diverses régions. OSPAR a adopté des ratios de métal/aluminium comme base de ses teneurs ambiantes/de référence dans les sédiments à granulométrie fine. Dans la Région I, dans les sédiments de l'Arctique, le mercure présente un profil général dans lequel les teneurs augmentent dans les strates supérieures des carottes de sédiments.

La tendance générale des résultats est que les teneurs en métaux sont plus élevées à proximité des apports côtiers d'origine anthropique ou fluviale. Les limites supérieures des EAC du cadmium, du plomb, du mercure et du cuivre, soit respectivement 1, 50, 0.5 et 50 mg/kg dw, sont dépassées à certains endroits (Figure 4.5). Les hautes teneurs en métaux dans ces zones sont dues à la proximité d'activités ou d'industries particulières, en cours ou anciennes. Les zones d'immersion des déblais de dragage (par exemple, le plomb dans la zone du port de Rotterdam), le mercure provenant de l'industrie de l'électrolyse des chlorures alcalins (Ria Pontevedra en Espagne, Aveiro et Lisbonne au Portugal, estuaire de la Mersey au Royaume-Uni) et le cadmium émis par les anciennes installations de fabrication d'acide phosphorique (nord-est de la mer d'Irlande), sont des exemples de cet état de choses.

D'une manière générale, les teneurs en métaux dans les sédiments estuariens tendent à être plus fortes que celles des sédiments des zones côtières. Il a été signalé que les teneurs en mercure baissaient au fil du temps au voisinage des anciennes zones d'immersion, par exemple dans la German Bight ainsi qu'au large de la côte belge. Dans la Région II, les teneurs en cadmium dans les sédiments de la zone côtière néerlandaise ont très sensiblement baissé dans les zones où les teneurs étaient autrefois les plus fortes. Dans l'estuaire de l'Escaut, les teneurs les plus hautes ont été divisées par 3 entre 1990 et 1995. Les teneurs en cuivre ont baissé entre 1981 et 1996 dans les zones nord et sud de l'embouchure du Rhin/de la Meuse, ainsi qu'en haute mer. Des baisses ont par ailleurs été observées sur la côte belge et dans la mer de Wadden.

On trouvera au Tableau 4.8 (dans le cas du mercure) et en Figure 4.6 (dans celui du cadmium, du plomb et du cuivre) une sélection de données représentatives des teneurs en métaux traces dans une série d'organismes des diverses régions de la zone maritime.

Les teneurs les plus élevées tendent à se présenter au voisinage de sources industrielles particulières, ou sont associées à divers apports provenant de zones très peuplées. Les ratios entre les teneurs en cadmium et les teneurs en plomb, telles qu'observées, et les BRC, sont hauts dans les fjords norvégiens comportant des fonderies (S�rfjord). En dépit de l'adoption de technologies plus propres, l'industrie de l'électrolyse des chlorures alcalins reste une source de contamination par le mercure en plusieurs points.

Certaines des baisses des teneurs en contaminants dans le milieu vivant peuvent être corrélées à la réduction de rejets spécifiques. Ce sont notamment une baisse de 50% des teneurs en cadmium chez les moules de l'estuaire de la Seine, conséquence de l'interdiction des rejets du phosphogypse en 1992, ainsi qu'un recul des teneurs en cuivre chez les moules de l'Elbe, les industries chimiques de l'ancienne RDA ayant en effet périclité.

Pour la période s'achevant en 1996, l'analyse des tendances des teneurs en métaux chez les moules a fait ressortir :

L'analyse des tendances chronologiques du cuivre dans les tissus de la moule et/ou du poisson met en évidence une tendance linéaire à la baisse au Danemark, en Allemagne, aux Pays-Bas, en Norvège et en Espagne. A l'inverse, une augmentation des teneurs en cuivre a été signalée dans le cas des huîtres de la baie d'Arcachon. Les teneurs ont à peu près doublé dans les dix dernières années, phénomène qui a été imputé aux agents antisalissures au cuivre qui, depuis 1982, ont été utilisés pour remplacer les peintures au TBT interdites cette année-là.

Comme dans le cas des moules, le profil géographique des teneurs en métaux chez le poisson reflète toujours les sources historiques et actuelles de la contamination. Par exemple, les rejets de mercure par les usines d'électrolyse des chlorures alcalins proches des estuaires de la Mersey et de la Wyre dans le nord-ouest de l'Angleterre sont bien documentés, et donnent lieu à des teneurs plus élevées en mercure dans les tissus du poisson pêché dans cette région. Les données du mercure présent dans la chair du poisson provenant de cette zone, obtenues pour que l'on puisse appliquer une norme de qualité de l'environnement (EQS), donnent à penser que les teneurs sont en baisse. Dans la Région III, le mercure est le seul métal qui, du fait des teneurs observées dans le milieu vivant, soit préoccupant. Sous réserve que les mesures de lutte contre les apports de mercure continuent d'être appliquées, il est peu probable que les teneurs puissent présenter une menace pour les organismes marins ou pour la population humaine consommatrice de produits de la mer.

L'analyse des tendances chronologiques des métaux dans les données du poisson fait ressortir une tendance à la baisse significative dans les teneurs en cadmium dans le foie du flet (Platichthys flesus) pris dans l'Escaut occidental et dans le S�rfjord intérieur, ainsi que dans le foie de cabillaud capturé dans la région de Fladen en Suède. Des tendances significatives à la baisse du mercure chez le flet sont constatées sur la côte belge, dans l'Ems-Dollard, dans la mer des Wadden et dans l'Elbe, ainsi que chez la plie de la Baie sud de la mer du Nord.

Les renseignements relatifs aux teneurs en métaux chez les mammifères marins se limitent pour la plupart aux Régions I et III. Les teneurs en cadmium tendent à être plus fortes dans les reins que dans le foie et le muscle, et sont en revanche basses dans la graisse. A l'inverse, c'est dans le foie que les teneurs en mercure tendent à être les plus fortes. Les différences entre les teneurs en plomb dans les divers tissus ne sont pas aussi nettes que dans le cas du cadmium et du mercure, les teneurs les plus fortes ayant tendance à se situer dans le foie et les reins. Une augmentation des teneurs en cadmium et en mercure avec l'âge de l'animal a été notée chez les phoques, les baleines et les ours polaires.

Il semblerait que les teneurs en cuivre soient régulées par un processus homéostatique chez les mammifères marins, d'où le fait que d'une manière générale, elles ne soient pas préoccupantes. Dans la Région III, on a analysé sur plusieurs années divers tissus prélevés sur des mammifères marins échoués ou capturés accidentellement, pour la plupart dans la région de la mer d'Irlande et au large des côtes de l'Ecosse. A l'exception du cadmium, dont les teneurs les plus fortes ont été trouvées dans les reins, les teneurs les plus hautes en métaux se situent en général dans le foie. De hautes teneurs en plomb et en mercure ont été constatées chez des animaux pris dans la zone de la baie de Liverpool, probablement en raison des anciens rejets industriels ; les plus hautes teneurs ont été constatées chez les phoques gris (Halichoerus grypus) (7 mg de plomb/kg et 430 mg/kg respectivement). Les mammifères marins semblent disposer d'un mécanisme de détoxication qui transforme le mercure en séléniure de mercure. C'est dans le foie des dauphins bleus et blancs (Stenella coeruleoalba) que les teneurs en cadmium les plus fortes ont été décelées (jusqu'à 11 mg/kg). Cet état de choses est attribué à la prédominance des calmars, qui accumulent le cuivre naturellement du fait de leur régime alimentaire et non pas en raison des apports anthropiques directs. Bien que peu de données aient été obtenues sur des échantillons prélevés sur la côte de l'Irlande, les teneurs en mercure décelées sur des échantillons provenant du Strangford Lough en Irlande du Nord, se situent parmi les valeurs les plus élevées que l'on ait trouvées dans la Région. Au large de la côte écossaise, des échantillons prélevés sur toute une série d'espèces de mammifères marins échoués ont été analysés (sur une période remontant à près de 25 ans). Dans tous les cas, les teneurs constatées se situaient à l'extrémité basse des fourchettes pour les espèces en cause.

De nombreuses substances organiques sont libérées dans le milieu marin. Si nombre d'entre elles se dégradent assez efficacement, en revanche les composés plus persistants peuvent être distribués sur de grandes zones et s'accumuler dans les organismes. Au sein d'OSPAR, l'attention se porte non seulement sur les POP mais aussi sur tout un éventail de substances dangereuses, sur la base d'une série de critères tels que la bioaccumulation et la toxicité (se reporter au glossaire).

Pour la plupart, les contaminants abordés au présent chapitre ne sont pas des substances simples ; dans certains cas même, elles sont constituées de plusieurs centaines, voire même de milliers de composés. Ceci complique la présentation des résultats des analyses car ils peuvent représenter soit l'ensemble du mélange, soit un ou plusieurs composés individuels. Par ailleurs, ces résultats peuvent avoir trait à des substrats différents, par exemple le poids à l'état humide, le poids sec ou le poids des lipides. D'autres variations de la composition du substrat peuvent avoir une influence sur le résultat, cas par exemple du nombre de particules dans l'air ou dans l'eau, de la teneur en carbone organique dans les sédiments et de la teneur en lipides des tissus. L'absence d'information sur ces facteurs limite la mesure dans laquelle les données de diverses origines peuvent être comparées.

Les composés organostanniques ont été beaucoup utilisés comme agents antisalissures dans les peintures des coques des navires. En dépit du fait que le TBT ait été interdit (en 1990) sur les coques des bateaux de moins de 25 m de longueur, dans de nombreuses zones, on constate encore l'héritage des apports intervenus par le passé. Toutefois, c'est sa présence dans les peintures des coques des grands navires qui est maintenant sa principale source d'apport au milieu marin. En plus du lessivage direct des revêtements des coques des navires, les cales sèches (où les coques des navires sont décapées par sablage), et les stations d'épuration des eaux usées (où une partie des composés organostanniques peuvent être rejetés dans l'effluent), peuvent aussi être des sources importantes. Par le passé, les élevages de poissons à nageoires représentaient une importante source locale d'apport de TBT. Cette industrie fait maintenant appel à des agents antisalissures modernes dont les ingrédients actifs sont le cuivre et les biocides de renfort. Les résultats des études récemment faites au Danemark prouvent que le cuivre et les biocides de renfort, qui remplacent maintenant les agents antisalissures risquent d'être présents dans certaines zones du milieu marin à des teneurs susceptibles d'avoir une incidence sur le milieu vivant. Dans les zones côtières et les estuaires, les stations d'épuration des eaux usées peuvent être des sources significatives de dibutyl étain.

Le TBT est toxique pour les mollusques même à de très faibles teneurs dans l'eau de mer, teneurs inférieures à celles que l'on constate régulièrement dans la plupart des laboratoires. C'est pourquoi fréquemment, la contamination par le TBT est indirectement déduite des indicateurs biologiques (autrement dit par la mesure de l'imposex).

Le profil général des teneurs en TBT dans l'eau de mer prouve que les teneurs offshore sont en général inférieures au seuil de détection, des valeurs beaucoup plus élevées étant en revanche constatées dans les voies navigables très fréquentées, situation qui rend très difficile la surveillance de l'eau de mer. Une fois émis dans l'eau, le TBT se dégrade en dibutyl étain et en monobutyl étain. En général, seules les teneurs en TBT et en étain organique total sont indiquées, d'où la difficulté de dresser des bilans qui permettraient de déterminer le devenir et la distribution des composés organostanniques.

Les effets toxicologiques du TBT ont été constatés à de très basses teneurs, les EAC étant de ce fait très bas eux aussi, puisqu'ils sont même inférieurs aux seuils de détection.

Les sédiments sont des réservoirs de TBT. Toutefois, sa remise en suspension peut donner lieu à des teneurs plus élevées dans la colonne d'eau. Le TBT est extrêmement persistant dans les sédiments anaérobies. Les teneurs dans les sédiments sont extrêmement variables. Les plus fortes teneurs en organostanniques sont observées dans les ports, dans les ports de plaisance et le long des grands couloirs de navigation (où elles peuvent par exemple atteindre 10 mg/kg). Dans les zones offshore, il est parfois difficile de déceler ces composés.

L'EAC est de 5 à 50 ng/kg dw ; dans tous les endroits qui ont été contrôlés, les teneurs se sont avérées supérieures à l'EAC, et dans certains lieux même, les teneurs dépassaient l'EAC de six ordres de grandeur.

Chez les moules communes de même que chez certaines autres espèces, on observe une distribution géographique analogue à celle constatée dans les sédiments. Une large fourchette de teneurs a été signalée. Du TBT a maintenant été décelé dans des organismes supérieurs, dont des baleines, quoique les teneurs chez les mammifères marins se situent à l'extrémité basse de la fourchette.

Les polychlorobiphényls sont des composés synthétiques qui ont été beaucoup utilisés pour toute une série de produits industriels, dont les huiles des transformateurs et des condensateurs, les fluides hydrauliques et d�échange de chaleur, ainsi que comme plastifiants des peintures, des matières plastiques et des produits d�étanchéité. Il existe 209 formes de PCB (ou congénères) dont 150 environ sont présentes dans des produits techniques. Cependant, ce sont les propriétés même qui ont fait qu�ils ont été largement utilisés dans l�industrie (résistance à la dégradation, faible volatilité, etc.) et qui en font des contaminants persistants dans l�environnement.

La production mondiale totale cumulée de PCB a été estimée à 2 millions de tonnes, dont une grande partie se trouve encore dans des dispositifs fermés. Leurs émissions sont dues, par exemple, aux fuites des systèmes clos, aux pertes, et aux déversements accidentels, et aux émissions dues aux matières et aux sols qui en renferment. Depuis quelques années, les pays de la zone OSPAR ont interdit les principales applications des PCB. Les réglementations d�OSPAR et de l�UE visent à un abandon total des PCB entre 1995 et 2010. Cependant, il se peut que dans ces délais, on ne parvienne pas à supprimer la totalité des PCB présents dans les petites applications, notamment dans le matériel électrique.

Les émissions et les retombées qui se sont produites pendant les années de production intensive et d�utilisation à grande échelle restent une source diffuse de PCB dans l�environnement mondial. Il a été démontré que l�évaporation des PCB présents dans les sols et dans les eaux polluées étaient une source significative d�émissions atmosphériques. Dès lors qu�ils se trouvent dans l�atmosphère, les PCB sont entraînés dans la circulation mondiale, et peuvent être transportés jusqu�en des points très éloignés. On estime que les apports atmosphériques dus aux précipitations dans la zone de la Convention OSPAR se situent entre 3 et 7 tonnes/an (période de 1992 à 1994). En valeur absolue, les apports fluviaux et directs de PCB sont faibles. Bien qu�il ne soit pas possible d�obtenir des estimations fiables des apports, car dans la plupart des cas, les teneurs sont inférieures au seuil de détection, les estimations déduites pour la mer du Nord au sens large se situent dans une fourchette de 0.13 à 2.4 tonnes/an pour la période de 1990 à 1995.

Individuellement, les congénères des PCB possèdent toute une série de propriétés de toxicité et de propriétés physiques, telles que la solubilité et la pression de vapeur. Treize d�entre eux, à structure moléculaire plate (PCB planaires), ont des effets analogues à ceux des dioxines chlorées, tout en n�étant pas aussi puissants que les plus toxiques des dioxines. Les teneurs en PCB sont souvent données sous la forme de la somme de sept congénères (ΣPCB₇), ou sous la forme de �PCB totaux�.

Les PCB sont des composés hydrophobes, leur solubilité dans l�eau étant extrêmement faible. Les teneurs dans l�eau de mer sont en général très basses, d�où le fait qu�il soit difficile d�obtenir une quantification fiable. Les teneurs en PCB dans l�eau de mer filtrée se situent souvent dans la fourchette basse des pg/l.

Les teneurs en ΣPCB₇ observées dans les sédiments dépendent non seulement de la distance par rapport aux sources ponctuelles, mais aussi de la teneur en carbone organique des sédiments. C�est pourquoi, dans les zones estuariennes contaminées, on a pu mesurer des teneurs représentant plusieurs centaines de �g/kg dw, tandis qu�en revanche, dans les zones éloignées des côtes, les teneurs sont relativement basses (Figure 4.7). Les PCB ainsi fixés dans les sédiments sont susceptibles de pénétrer de nouveau dans la colonne d�eau, par suite d�une remise en suspension des sédiments. L�EAC provisoire des ΣPCB₇ dans les sédiments est de 1 à 10 �g/kg dw, indice du fait qu�il y a lieu d�être préoccupé en ce qui concerne les zones les plus contaminées.

Du fait de leur hydrophobie et de leur persistance, les PCB s�accumulent biologiquement dans le milieu vivant, où l�on observe leur présence à hautes teneurs. Dans plusieurs zones, c�est sur les moules que l�on contrôle leurs teneurs, et dans toutes les Régions, à l�exception de la Région V, il a été signalé que les teneurs dépassaient l�EAC.

De hautes teneurs en PCB ont été mesurées dans nombre des Régions. Les PCB s�accumulent dans les organismes marins, surtout dans les tissus graisseux des oiseaux piscivores et des mammifères marins. Des teneurs anormalement élevées en PCB ont été constatées au début des années 1990 chez les cétacés de la baie de Cardigan, dans le sud de la mer d�Irlande, ainsi que chez les outres du sud-ouest de l�Irlande.

Chez le poisson, pour la plupart, les teneurs en ΣPCB₇ signalées dépassent l�EAC (entre 1 et 10 �g/kg fw), parfois à raison de plusieurs ordres de grandeur. En 1996, dans le foie du merlan capturé dans la baie de Liverpool et dans la baie de Morecambe, les teneurs en ΣPCB₇ s�élevaient respectivement à 1900 �g/kg et 1700 �g/kg ww. La fourchette dans le foie de cabillaud capturé dans la Région I se situe entre 28 et 615 �g/kg ww (Figure 4.8). Chez les oiseaux de mer (dans la Région I) et les mammifères marins, au sommet de la chaîne alimentaire, les teneurs en ΣPCB₇ sont encore plus élevées (Figure 4.9).

La baisse de la consommation et l�élimination progressive des PCB se sont traduites par une diminution des teneurs, qui a été mise en évidence dans dix programmes de surveillance à long terme ayant fait l�objet d�une évaluation. A titre d�exemple de cet état de choses, la baisse des teneurs en PCB dans les oeufs de fous de Bassan d�Ailsa Craig et de Scar Rocks (Région III) a été supérieure à 90 % entre les années 1970 et le milieu des années 1980. Ces dernières années, une baisse des teneurs en PCB a été observée dans le foie de cabillaud d�Islande ainsi que chez les oiseaux de mer du nord de la Norvège et du Svalbard. La même tendance a été décelée ailleurs, même si la baisse s�est ralentie pendant les années 1990, et que les teneurs semblent s�être stabilisées.

Quelques indices donnent à penser que dans le milieu vivant, les teneurs en PCB sont en diminution d�une manière générale. Un petit nombre de tendances significatives à la baisse ont été observées sur la côte sud-ouest de la Norvège ainsi que dans le sud de la mer du Nord (Oyster Ground et le long de la côte ouest de la Belgique).

	Tableau 4.8 Mercure dans le milieu vivant (mg/kg ww).
	Figure 4.6 Teneurs en cadmium, plomb et cuivre dans le milieu vivant.
	Figure 4.7 ∑PCB₇ dans les sédiments.
	Figure 4.8 ∑PCB₇ dans le foie de cabillaud dans la Région I.
	Figure 4.9 Moyennes des teneurs (� 1 la déviation standard) en ∑PCB₇ dans la graisse des marsouins mâles (mg/kg de lipides) des Régions II et III.

Le terme dioxine désigne deux groupes de substances, à savoir les polychlorodibenzo-p-dioxines (PCDD) et les polychlorodibenzofuranes (PCDF). Les dioxines et les furanes ont 210 congénères, quoique seuls 17 d�entre eux soient considérés comme très toxiques. L�organisation mondiale de la santé (OMS) a adopté pour l�homme une norme de dose journalière tolérable (TDI) de dioxines (dont les PCB) de 1 à 4 pg/kg de poids du corps/jour. Dans plusieurs pays européens, la dose de dioxine ingérée par l�homme se situe à l�intérieur ou au-dessus de cette fourchette, raison supplémentaire de réduire les émissions de ces substances dangereuses dans l�environnement.

Les dioxines ne sont pas fabriquées intentionnellement ; ce sont en effet des sous-produits de certains procédés chimiques. Elles se forment au cours d�un certain nombre de procédés thermiques, tels que l�incinération des déchets et de procédés métallurgiques, par suite de l�utilisation du chlore actif, par exemple dans le blanchiment de la pâte à papier et lors de la fabrication de certains produits chimiques chlorés.

Les informations sur les teneurs en dioxine dans la zone de la Convention sont rares, quoique quelques sources ponctuelles d�émission aient été bien étudiées, comme c�est le cas du Frierfjorden dans la Région II. La comparaison des dosages dans les sédiments superficiels prouve que les teneurs en dioxine semblent être dix à vingt fois moindres dans les échantillons prélevés dans la mer de Barents que dans ceux pris dans le nord de la mer du Nord. La proportion des congénères plus volatiles est relativement élevée dans la mer de Barents, indice d�un phénomène de fractionnement. D�une manière générale, les teneurs en PCDD/F chez les phoques de l�Arctique sont inférieures à celles observées chez les animaux de la mer Baltique et de la mer du Nord, quoiqu'en revanche plus élevées que celles constatées chez les phoques de l�Antarctique.

De hautes teneurs en dioxine dans les sédiments et dans le milieu vivant ont été observées à proximité d�une installation de production de magnésium sur la côte sud de la Norvège. Même à 20 km de la source, les teneurs dans les sédiments étaient de cinq à cent fois supérieures aux teneurs ambiantes. Les hautes teneurs en dioxine dans les tissus de plusieurs espèces de fruits de mer provenant de certains endroits proches de l�usine, résultent des hautes teneurs présentes dans les sédiments de ces endroits. En dépit de l�objectif de réduction qui avait été prévu pour 1990, les teneurs de ces composés dans les espèces comestibles n�ont pas suffisamment baissé pour que les interdictions imposées à la consommation puissent être levées.

Dans la zone côtière néerlandaise, c�est dans les estuaires de l�Escaut et du Rhin que les plus fortes teneurs en dioxine ont été observées. Dans ces zones, aucune évolution significative de leurs teneurs ne s�est manifestée entre 1985 et 1994.

L�hexachlorobenzène était auparavant employé comme fongicide ; toutefois, à l�heure actuelle, les principales sources sont dues à une combustion incomplète, à son utilisation restreinte comme pesticide, ainsi qu�à sa présence dans des décharges.

Le HCB est hydrophobe, les teneurs dans les quelques rares échantillons d�eau de mer qui ont été analysés à cet effet se mesurent en ng/l, voire même elles sont inférieures au seuil de détection. De hautes teneurs en HCB sont signalées dans les sédiments de l�estuaire du Forth (deux ordres de grandeur de plus qu�ailleurs en Ecosse), résultat des apports historiques connus. Les teneurs dans l�estuaire de l�Escaut se sont avérées à peu près les mêmes. Dans les sédiments de la mer d�Irlande, le HCB est présent à de faibles teneurs, presque égales aux teneurs ambiantes.

Les teneurs en HCB dans le foie du poisson plat échantillonné dans certains points de la mer d�Irlande se sont avérées basses, des teneurs légèrement plus élevées ayant toutefois été décelées dans le foie de la limande (Limanda limanda) capturée dans la baie de Liverpool. Les teneurs en HCB dans la graisse des marsouins échoués sur les côtes de la mer d�Irlande et à l�ouest de la mer d�Irlande se situent dans une fourchette de 300 à 600 �g/kg du poids des lipides. Aucun EAC ni BRC n�a été adopté pour les HCB. Le �International Programme on Chemical Safety� (IPCS) a fixé une dose journalière tolérable de 160 ng/kg de poids du corps/jour, ce qui indique que les teneurs constatées chez le poisson ne posent pas de problème pour la consommation humaine.

Il est démontré que dans le milieu vivant, les teneurs en HCB sont en général en baisse. Plusieurs tendances significatives à la baisse ont été observées dans certains fjords du sud de la Norvège, dans le Kattegat, dans le sud de la mer du Nord (y compris dans la German Bight), ainsi que sur la côte nord du Pays de Galles.

Le lindane est le nom donné aux toutes premières formules techniques des produits à l�hexachlorocyclohexane (α-, β-, γ-HCH). Toutefois, à l�heure actuelle, c�est du γ-HCH pur qui est utilisé. Le lindane est relativement volatile, et peut donc être transporté sur de grandes distances dans l�atmosphère. Le lindane est par ailleurs plus soluble dans l�eau que la plupart des autres hydrocarbures chlorés évoqués dans le présent rapport, l�un des principaux apports se faisant par les cours d�eau qui traversent les zones où il est utilisé. Certains indices donnent à penser que les apports fluviaux de lindane à la mer d�Irlande ont légèrement baissé.

Dans les eaux, les teneurs en lindane dans le sud de la mer du Nord et dans la German Bight sont supérieures à ce qu�elles sont dans le nord-ouest de la mer du Nord. Les teneurs les plus élevées dépassent l�EAC (0.5 à 5 ng/l).

Les teneurs en lindane dans le foie du poisson et dans les tissus des moules ont généralement baissé de 1990 à 1995, surtout dans les zones relativement polluées des estuaires, des fjords et dans les zones littorales. A l�inverse, une tendance significative à la hausse a été constatée dans le tissu musculaire de la limande de Lista (sud de la Norvège) pendant la même période. Les teneurs en lindane dans les moules pêchées autour des côtes de la mer d�Irlande, du canal de Bristol, de la mer celtique et de l�Atlantique se mesurent en �g/kg ww tandis que dans le foie du poisson plat capturé en mer d�Irlande, elles sont à peu près dix fois plus élevées. Les résultats d�une étude faite au Royaume-Uni montrent que c�est dans le foie du poisson pêché dans la baie de Liverpool que les teneurs en lindane sont les plus fortes. Les teneurs en α- et en γ-HCH dans la graisse des marsouins mâles échoués sur le littoral de la mer d�Irlande et de l�ouest de l�Ecosse au cours des dix dernières années se situaient entre 2000 et 4000 �g/kg de lipides.

Il est démontré que dans le milieu vivant, les teneurs en lindane (α-, γ-HCH) sont généralement en baisse. Plusieurs tendances significatives à la baisse ont été observées dans les fjords du sud et du sud-ouest de la Norvège, dans le Kattegat, ainsi que dans le sud de la mer du Nord (côte ouest de la Belgique, Oyster Ground, German Bight).

Le DDT est métabolisé dans l�environnement, et donne ainsi du DDE et du DDD, le principal composé trouvé dans le milieu vivant étant souvent le DDE. Toutefois, les résultats des analyses sont souvent exprimés sous forme de DDT total, soit la somme du composé mère et de ses métabolites. Le DDT a été utilisé en grandes quantités ; toutefois, il est interdit désormais dans de nombreux pays, dont ceux de l�Europe occidentale et de l�Amérique du Nord. Il est encore employé dans d�autres régions de la planète, surtout sous les tropiques, d�où il est transporté sur de grandes distances.

Dans les sédiments, c�est le DDD qui est le principal composant parmi les dérivés du DDT ; néanmoins, les données sont en général exprimées en �DDT total�. Il est par ailleurs difficile de comparer les teneurs aux EAC car le seul EAC qui existe s�applique au DDE. Toutefois, les données en possession n�ont mis en évidence aucun emplacement où les teneurs soient significativement élevées.

Toutes les teneurs en DDT chez les espèces commerciales exploitées en mer d�Irlande, les dix années avant 1996, se sont avérées inférieures aux EAC pour le DDE. Chez la moule et le poisson, le fait que certaines teneurs en DDE (moule 5 à 50 �g/kg dw ; poisson : 5 à 50 �g/kg ww) dépasse les EAC indique qu�une certaine préoccupation reste justifiée.

Jusqu�au milieu des années 1980, les oeufs des oiseaux de mer des colonies implantées dans la mer de Malin et dans la mer celtique, ainsi que sur la côte irlandaise de l�Atlantique, présentaient des teneurs en DDE supérieures à 1000 �g/kg ww. Cependant, les données relatives aux années 1990 prouvent que les teneurs en DDE ont nettement baissé dans la plupart de ces zones, ainsi que dans les oeufs des oiseaux de mer, dont les teneurs sont maintenant en général inférieures à 400 �g/kg ww. Les teneurs en DDE dans la graisse des marsouins mâles échoués sur les côtes de la mer d�Irlande et de l�ouest de l�Ecosse et de l�Irlande au cours des 10 dernières années se situaient dans une fourchette de 2000 à 6000 �g/kg de lipides (Figure 4.10).

Dans le cas du DDT, il est démontré que les teneurs dans le milieu vivant ont généralement baissé, une telle conclusion ne pouvant en revanche être tirée pour les composés connexes (par exemple DDE et TDE). Quatre des sept séries chronologiques de teneurs en DDT ont mis en évidence des tendances significatives à la baisse, par exemple dans le Kattegat et dans le sud de la mer du Nord. Plusieurs séries chronologiques de données du DDE obtenues dans plusieurs zones, comme par exemple la côte nord du Pays de Galles, la côte ouest de la Belgique, l�ouest du Dogger Bank, le Kattegat, et certains fjords du sud de la Norvège, font elles aussi ressortir des tendances significatives à la baisse.

Le toxaphène est le nom commercial d�un pesticide d�une composition très complexe. Jusqu�à récemment, les résultats des analyses étaient donnés sous forme de toxaphène total ; maintenant toutefois, des composés de référence ont été synthétisés, et l�accent est surtout mis sur trois congénères qui semblent plus stables que les autres. Le toxaphène n�a pas été utilisé dans la région OSPAR. Cependant, ce pesticide a beaucoup été employé dans des pays producteurs de coton, et constitue là encore un exemple de polluant pouvant être transporté sur de grandes distances. En raison de sa grande toxicité pour le poisson, ce pesticide a également été employé comme piscicide dans certains pays non-OSPAR.

Les grands volumes qui ont été fabriqués (aucune production n�est connue à l�heure actuelle), ainsi que le profil d�utilisation, ont abouti à de hautes teneurs en toxaphène dans l�environnement, ces teneurs étant souvent les plus élevées parmi les contaminants organochlorés. Des analyses faites sur le poisson blanc et sur le maquereau échantillonnés autour des côtes de l�Irlande et de la Grande-Bretagne prouvent que les teneurs sont plus élevées à l�ouest de l�Irlande que dans la Manche. Voici quelques années, l�Allemagne a adopté un niveau de tolérance (10 �g/kg ww) pour le toxaphène dans le poisson commercialisé. Ce niveau a été dépassé dans de nombreux poissons échantillonnés, y compris chez des espèces marines. Ce niveau de tolérance a été revu et porté à 100 �g/kg ww pour la somme de trois congénères. Il existe encore des zones où les teneurs en toxaphène ont probablement des effets sur l�écosystème.

La dieldrine est censée n�être plus utilisée aujourd�hui ; toutefois, du fait de son utilisation par le passé, elle est encore susceptible d�influer sur l�environnement. Les teneurs signalées chez le poisson (à l�exception de quelques échantillons d�huile de foie) sont inférieures à l�EAC, lequel est de 5 à 50 �g/kg fw. Les données obtenues dans les Régions I et II prouvent que dans le milieu marin, les teneurs sont à la fois basses et en diminution.

Les triazines, telles que l�atrazine et la simazine, sont encore utilisées pour certaines applications, et sont toujours décelées dans l�eau de mer, les teneurs les plus élevées étant observées le long de la côte. Les teneurs en atrazine et en simazine mesurées lors d�une étude de la partie orientale de la mer d'Irlande variaient entre 42 et 37 ng/l respectivement, sur des échantillons prélevés dans l�estuaire de la Mersey, et <2 ng/l en haute mer. De l�atrazine et de la simazine ont été décelées dans les eaux de la Wear (27 ng atrazine/l), du Humber, de la Tees et de la Tyne (où elles atteignent 6 ng simazine/l), ainsi que dans la German Bight.

Le dichlorvos a été utilisé dans les élevages de saumon, afin de détruire les parasites d�origine extérieure. Cette application a été pratiquement abandonnée, en raison des inquiétudes qui s�étaient exprimées, ainsi que pour satisfaire aux objectifs de réduction fixés par les Conférences sur la mer du Nord.

Certains HAP sont persistants, toxiques pour les organismes aquatiques, et également bioaccumulatifs. Ils peuvent avoir une influence sur le développement des tumeurs du foie chez plusieurs espèces de poisson, et porter atteinte au processus de reproduction du poisson et d�autres organismes aquatiques. Les HAP comprennent des molécules aromatiques à anneaux aromatiques fusionnés. D�une manière générale, les deux principales sources d�apport de HAP à l�environnement sont les combustibles fossiles, surtout le pétrole brut, et la combustion incomplète de matières organiques, telles que le bois, le charbon et le mazout. Les deux voies de pénétration dans le milieu marin, à savoir la voie atmosphérique et la voie aquatique, sont importantes. On est toutefois fort mal renseigné sur les apports fluviaux. En 1990, on estimait que les émissions de HAP provenant des Etats riverains de la mer du Nord représentaient 7000 tonnes. Hormis les nombreux processus de combustion, de types ménagers et industriels, les systèmes de revêtement contenant du goudron de houille sont d�importantes sources de HAP. L�industrie offshore, les déversements d'hydrocarbures, les installations offshore et les gaz d�échappement des navires constituent également des sources importantes. En milieu anaérobie, certains composés résultant d�une synthèse naturelle peuvent être réduits en HAP. Parmi les HAP formés par des processus naturels se trouvent les homologues du pérylène, du rétène et du phénanthrène. Des HAP se forment aussi naturellement pendant les feux de forêt et les éruptions volcaniques. Du fait de leur hydrophobie, dans les milieux aquatiques, les HAP se fixent rapidement sur la matière particulaire. Ce sont par conséquent les sédiments qui constituent le plus important réservoir de HAP dans le milieu marin. On observe par ailleurs la présence de teneurs ambiantes en HAP dans le milieu marin, par suite de la biosynthèse et des infiltrations naturelles des hydrocarbures. Les activités humaines sont en général considérées comme la plus importante des sources d�émission de HAP dans l�environnement.

Typiquement, les teneurs en HAP totaux et individuels présentent de grandes variations dans l�eau de mer. Dans l�océan Atlantique, les teneurs en HAP vont de 0.3 ng/l dans le cas des HAP individuels, plus solubles dans l�eau et à faible poids moléculaire (composés à deux et trois anneaux), à moins de 0.001 ng/l dans le cas des HAP à poids moléculaire élevé (composés à cinq anneaux ou plus). Des teneurs plus élevées ont été observées en général dans les échantillons d�eaux côtières et estuariennes, les teneurs en HAP totaux allant du non-décelable à 8500 ng/l.

Au plan mondial, les teneurs ambiantes en HAP dans les sédiments paraissent se situer dans une fourchette de 0.01 à environ 1 mg/kg dw. Dans plusieurs des zones de l�Arctique, on observe de hautes teneurs en HAP par rapport aux teneurs ambiantes mondiales, tandis que dans les sédiments à proximité du Svalbard, les teneurs atteignent 8.1 mg/kg dw. Les teneurs les plus fortes en hydrocarbures dans les sédiments du fond marin se présentent typiquement dans les embouchures des fleuves, les estuaires et les baies, ainsi que dans les zones où la navigation est régulière, de même que dans les zones de production et de transport des hydrocarbures.

Il ressort d�une étude des sédiments, qui faisait état de la présence de HAP dans 22 estuaires d�Europe occidentale, que le fluoranthène était le HAP prédominant. Les teneurs en HAP totaux dans les 22 estuaires se situaient entre 200 �g/kg dw (mer des Wadden) et plus de 6000 �g/kg dw (estuaire de l�Escaut).

Les HAP sont moins sujets à la bioaccumulation et à la biomagnification que le sont les composés organochlorés. Le poisson et les organismes situés à un niveau plus élevé de la chaîne alimentaire tendent à métaboliser et à excréter les HAP relativement rapidement. On est fort mal renseigné sur les produits de la dégradation des HAP dans l�eau de mer, tels que leurs analogues sulphonés, hydroxy et nitro, lesquels sont souvent sensiblement plus toxiques que leurs composés mères. Il est probable que certains de ceux-ci sont plus persistants que leurs précurseurs. Chez les invertébrés marins, comme la moule commune, la métabolisation des HAP est en général plus lente. De ce fait même, ces organismes sont considérés comme mieux adaptés aux objectifs de la surveillance.

Dans le cas de la majorité des HAP individuels dans l�eau de mer, les EAC ne sont en général pas dépassés dans la plupart des zones. Les teneurs en HAP dans les sédiments dépassent souvent les EAC, surtout dans les estuaires de la Seine, du Humber et de l�Escaut.

L�utilisation de plusieurs composés organiques persistants de type classique a été soit interdite, soit rigoureusement limitée. On utilise cependant encore d�autres produits chimiques suffisamment persistants pour qu�ils se manifestent comme des contaminants dans l�environnement de l�ensemble de la planète. Ces produits ne sont pas encore inscrits aux programmes de surveillance en cours, les renseignements que l�on possède sur leur présence étant de ce fait même plus dispersés. Pour nombre de ces substances, il n�existe pas de critères d�évaluation convenus. Toutefois, un volume important de renseignements sur les sources et les voies de pénétration de ces substances est rassemblé à l�heure actuelle dans le cadre des évaluations des risques réalisées en conséquence de la réglementation communautaire européenne sur les substances existantes (Règlement de la Commission (CE) No 1488/94).

Les retardateurs de flamme au brome sont constitués par diverses substances bromées, dont certaines sont encore employées comme adjuvants des polymères et des textiles. Des éthers polybromodiphényls (PBDE), surtout ceux comportant quatre à six atomes de brome, sont décelés dans le milieu vivant et dans les sédiments du milieu marin, loin des sources connues.

Les apports fluviaux de PBDE à la zone de la Convention ont été étudiés, les sédiments des embouchures des fleuves ont été analysés, et de grandes différences ont été constatées dans les teneurs. Les échantillons de sédiments et de poisson prélevés dans la Région II ont aussi permis de mettre en évidence de grandes variations dans les teneurs en PBDE, indice de la prédominance des sources ponctuelles localisées. La teneur en DeBDE dans les sédiments de la mer du Nord va de < 0.001 à 1.7 mg/kg dw. La présence de ces composés chez les cachalots (Physeter macrocephalus), qui normalement séjournent en haute mer, prouve que les PBDE sont des contaminants très répandus.

Les paraffines chlorées sont un groupe extrêmement complexe de composés, servant de plastifiants, de retardateurs de flamme et d�adjuvants des fluides de travail des métaux, ainsi que dans l�industrie du cuir. Ces mélanges sont difficiles à analyser, tandis qu�il n�est pas possible de doser individuellement leurs composés. Toutefois, dans une certaine mesure, il est possible de distinguer six groupes : paraffines chlorées à chaîne moléculaire courte, moyenne et longue, toutes à bas ou haut degré de chloration. Ce sont les paraffines chlorées à chaîne courte et à haute teneur en chlore qui ont été les plus étudiées.

On ne dispose que de peu de données sur les teneurs en paraffines chlorées dans la zone de la Convention. Il a été constaté que dans les sédiments des embouchures des fleuves, les teneurs en paraffines chlorées pouvaient atteindre 10 �g/kg dw, tandis que sur des échantillons de poisson capturé en mer du Nord, elles pouvaient atteindre 100 �g/kg ww. Lors d�une récente étude de risque réalisée dans le cadre de l�UE, sur les paraffines chlorées à chaîne courte et à haut degré de chloration, il a été déterminé qu�il était nécessaire de limiter l�exposition des organismes aquatiques aux émissions locales dues aux applications dans le travail des métaux. La Décision PARCOM 95/1 prévoit la cessation de l�utilisation des paraffines chlorées à chaîne moléculaire courte dans toute une série d�applications.

Les muscs synthétiques servent à parfumer des produits tels que les cosmétiques, les savons et les détergents. Deux principaux groupes sont utilisés à l�heure actuelle, à savoir les nitro-muscs et les muscs polycycliques. Ces deux groupes comprennent des composés relativement persistants, dont on observe la présence à l�heure actuelle à des teneurs élevées dans l�eau, les sédiments et le milieu vivant, surtout dans les réseaux d�eaux douces.

La base des données des muscs dans le milieu marin est très limitée. Dans le cas des nitro-muscs individuels dans les eaux marines, les teneurs se situent entre < 0.02 et 0.17 ng/l, tandis que dans les moules elles se situent entre < 1 et 8 �g/kg ww. Parmi les muscs polycycliques, du HHCB (marque de fabrique Galaxolide �) et AHTN (marque de fabrique Tonalid �) ont été décelés dans des moules pêchées en mer du Nord, à des teneurs de l�ordre de 1 �g/kg ww.

Les éthoxylates octyl et nonylphénoliques (OPE et NPE) ont une série d�applications, tant dans l�industrie qu�auprès du public. Les principales charges dans l�environnement résultent de leur utilisation dans le nettoyage industriel et dans le nettoyage des lieux publics, ainsi que dans le traitement des textiles et du cuir. On ne dispose que de très peu de données en ce qui concerne le milieu marin. Toutefois, de hautes teneurs en OPE et en NPE ont été observées dans les sédiments de l�Escaut (20 �g/kg et 300 �g/kg respectivement), ainsi que dans l�Elbe (5.6 �g/kg et 107 �g/kg respectivement). Au Royaume-Uni, les teneurs en OPE se situent entre < 0.1 �g/kg et 15 �g/kg, celles des NPE se situant entre 23 et 44 �g/kg. Conformément à la Recommandation PARCOM 92/8, les NPE ont été abandonnés comme agents de nettoyage de type ménager à la fin de l�année 1995.

L�élevage du poisson à nageoires et des mollusques engendre des quantités significatives de déchets organiques qui, dans les zones abritées, s�accumulent sur le fond marin à proximité. Les élevages de poisson émettent des nutriments dissous dans l�eau environnante, ce qui peut contribuer aux phénomènes d�eutrophisation. D�une manière générale, les émissions, dans les eaux côtières, de nutriments provenant des élevages de poisson sont faibles par rapport aux flux naturels, tels que ceux des cours d�eau ainsi que ceux dus à l�advection des eaux côtières. Ces dernières années, des améliorations considérables ont été apportées aux formules et au mode d�administration des produits alimentaires, et les taux actuels d�excrétion de l�azote des élevages de saumon, par tonne de poisson produit, sont probablement d�environ 30 à 40 % de ce qu�ils étaient dans les années 1980.

Des produits chimiques divers sont employés dans l�élevage du saumon en cages en eau de mer, forme prédominante de culture marine intensive dans la région OSPAR. Sur le plan de la quantité, les principaux produits contaminants provenant de ces opérations sont les antibiotiques, les parasiticides et les produits antisalissures. Pour la plupart, les antibiotiques destinés à combattre les maladies sont administrés avec les aliments, et pénètrent dans le milieu marin par le biais des déchets des aliments, et par les fèces. Du fait de la vaccination, la consommation des agents antimicrobiens a nettement diminué ces dernières années en Norvège, en Irlande et en Ecosse, et ce en dépit du fait que la production de poisson se soit considérablement développée.

L�un des gros problèmes auxquels l�élevage du saumon soit confronté est celui du pou de mer parasite. Traditionnellement, ce pou a été combattu grâce à toute une gamme de composés (tels que le dichlorvos, les composés organophosphates, les pyréthro�des, les benzoylphénylurées, les avermectines et le peroxyde d�hydrogène) ceci afin de tuer ce pou, quoique dans certaines zones, on ait pu utiliser efficacement un poisson nettoyant (le labre), lequel mange les poux sur le saumon. Les composés utilisés sont pour la plus grande part libérés dans l�environnement après usage, et peuvent ainsi présenter un certain danger pour des organismes marins non ciblés.

Avant 1987, le TBT était couramment employé comme agent antisalissures sur les cages dans les cultures marines. Le cuivre a remplacé le TBT comme ingrédient actif de certains agents antisalissures de telle sorte que � en prenant pour hypothèse un taux de lessivage de 20 % � l�aquaculture en cages représente désormais une source significative de cuivre. Cependant, le taux de perte des diverses formules a toute chance de varier très sensiblement, d�où le fait qu�il soit très difficile d�estimer la quantité de cuivre ainsi libérée.

Dans l�industrie pétrolière et gazière offshore, les sources de contaminants sont les boues et les déblais de forage, l�eau de production, les déversements accidentels. L�eau de production contient des quantités considérables de substances en solution, dont des hydrocarbures aromatiques monocycliques (autrement dit des BTEX), des HAP, et des phénols. Il se peut qu�elle contienne aussi des composés organiques non (encore) identifiés. Le Tableau 4.9 donne une vue partielle des quantités de certains contaminants prioritaires présents dans l�eau de production rejetée en mer du Nord. Le volume d�eau de production ayant augmenté, il est probable que la quantité de produits chimiques associés à cette source a suivi la même tendance. Du fait de l�absence de formulaires de notification qui soient harmonisés, il n�est pas encore possible de présenter une vue d�ensemble des quantités totales de produits chimiques d�offshore rejetés soit à l�échelon de la Convention, soit même à l�échelon d�une Région. Selon les prévisions, au fur et à mesure que les champs pétrolifères vieillissent, les rejets d�eau de production et d�hydrocarbures qui y sont associés vont augmenter. Dans le cas des rejets relativement faibles d�eau de production des plates-formes gazières, il se peut que les rejets de composés aromatiques soient supérieurs aux rejets d�hydrocarbures dispersés (CIEM, 1999).

Le pétrole brut est constitué par un mélange complexe de dizaines de milliers de composés. Pour la plupart (plus de 75 %), ces composés sont des hydrocarbures appartenant aux catégories des n-alcanes, des alcanes ramifiés, des cycloalcanes, des triterpanes, des aromatiques, des naphthénoaromatiques et des HAP pouvant comporter jusqu�à dix anneaux aromatiques condensés. De plus, des composés organosulfurés, des acides, des phénols, de la pyridine et des pyrroles sont présents sous la forme d�asphaltènes hautement complexes.

Les hydrocarbures pétrogènes proviennent du suintement naturel des nappes de pétrole, des émissions, des déversements accidentels ou des effluents pendant la production et le transport du pétrole brut, de l�industrie du raffinage et de l�industrie pétrochimique, des activités de la navigation en général, ainsi que de l�immersion des déblais de dragage contaminés par des hydrocarbures. Les apports fluviaux d�hydrocarbures constituent une proportion significative de l�ensemble des apports d�hydrocarbures qui pénètrent dans la zone maritime. Le �pétrole� est présent à l�état naturel dans le milieu marin, quoique pas nécessairement partout, et en conséquence, dans les endroits où on le trouve, il a plus de chances d�être le résultat des activités humaines que de causes naturelles.

La quantité d�hydrocarbures rejetée par les raffineries a baissé de plus de 90 % entre 1981 et 1997, passant de > 9000 tonnes/an, à < 800 tonnes/an. Les teneurs en hydrocarbures dans l�eau rejetée doivent être conformes à la norme de 5 mg/l, fixée par la Recommandation PARCOM 89/5.

Les opérations de prospection et de production des hydrocarbures continuent de s�étendre dans des zones inexploitées auparavant (Rockall, ouest des îles Shetland, etc.). Cette situation a donné lieu à des préoccupations quant aux impacts localisés ; toutefois, l�expérience acquise en mer du Nord donne à penser qu�avec une gestion attentive et judicieuse de l�environnement les impacts peuvent être minimisés.

L�eau de production est la principale source d�hydrocarbures originaires des secteurs pétrolier et gazier offshore : les quantités rejetées ont progressivement augmenté, quoique la teneur en hydrocarbures ait reculé, en conformité avec la norme cible de 40 mg/l fixée par OSPAR. Par ailleurs, la quantité d�hydrocarbures rejetés avec les déblais de forage a radicalement baissé par suite de l�adoption de technologies alternatives et du développement de l�utilisation des fluides de forage à base de boues synthétiques et à base aqueuse. Les rejets de boues à base d�huile ont cessé à la fin de l�année 1996. Le lessivage des vieux déblais de forage constitue une source possible d�hydrocarbures, quoique les quantités ainsi libérées soient faibles si on ne touche pas aux déblais. La contribution des diverses sources d�hydrocarbures rejetés en mer du Nord par les installations offshore est indiquée en Figure 4.11.

Dans la majorité des cas, les déversements accidentels sont < 1 tonne d�hydrocarbures ; toutefois, des déversements plus importants se sont produits du fait des sinistres des pétroliers en mer, souvent dans des zones de hauts fonds. En 1992, lors de l�accident de l�Aegean Sea, 80 000 tonnes de pétrole se sont échappées dans les hauts fonds des Rias du nord de l�Espagne, tandis qu�à la suite de l�échouage du MV Braer, à la pointe sud des îles Shetland, en janvier 1993, ce navire a perdu environ 85 000 tonnes de pétrole brut.

Dans l�accident du Sea Empress, 72 000 tonnes de pétrole se sont échappées à l�entrée de Milford Haven en février 1996. Pour savoir si les choses revenaient à la norme après la marée noire du Sea Empress, il a été considéré que les teneurs ambiantes en hydrocarbures de pétrole totaux dans la région se situaient entre 200 et 900 ng/l dans l�eau, qu�elles pouvaient atteindre 10 000 �g/kg dans les sédiments secs, et se situer entre 2 000 et 10 000 �g/kg dans le milieu vivant.

Lors de l�accident du Pallas, qui transportait des grumes, accident qui s�est produit en 1998 au large du secteur allemand de la mer des Wadden, seule une petite quantité d�hydrocarbures (250 m³ ) s�est échappée. Cependant, du fait des conditions défavorables, l�impact sur l�environnement a été considérable (voir section 5.3.11).

Le 12 décembre 1999, le naufrage du pétrolier Erika au large de la côte française de l�Atlantique a entraîné un déversement en mer de 12 000 tonnes de fuel de soute. Dans les semaines qui ont suivi, 400 km de littoral ont été pollués. A la fin du mois de mars 2000, 130 000 tonnes de déchets avaient été recueillis, et les plages avaient été nettoyées. Pendant cette période, 40 % des cultures marines implantées sur la côte française de l�Atlantique ont dû cesser leur exploitation, car la teneur totale des 16 HAP aisément décelés dans les mollusques dépassait 500 �g/kg dw, soit le plafond de teneur fixé par les services nationaux de la santé.

Les rejets illégaux des navires continuent d�être préoccupants. Des nappes d�hydrocarbures sont toujours détectées dans les grands couloirs de navigation en mer du Nord, quoique d�une manière générale, leur fréquence et leur volume semblent avoir baissé.

La radioactivité peut être aussi bien d'origine naturelle qu'artificielle. Le rayonnement naturel est dû à la désintégration des radionucléides dans l'écorce terrestre et au rayonnement cosmique. Les apports anthropiques peuvent être divisés en trois grandes catégories : historiques (essais des armes atomiques), accidents (Tchernobyl) et procédés industriels (par exemple les usines de retraitement du combustible nucléaire et la fabrication des engrais aux phosphates). Des préoccupations se sont par ailleurs fait jour quant aux fuites dans les anciennes zones d'immersion et des épaves de sous-marins coulés tant dans la zone de la Convention qu'en dehors de celle-ci.

Toutes les émissions autorisées de radioactivité, y compris celles sans rapport avec le retraitement, font l'objet de contrôles systématiques. Les teneurs environnementales dues aux rejets autorisés sans rapport avec le retraitement sont relativement faibles, et sont difficiles à distinguer de la radioactivité rejetée par les usines européennes de retraitement ainsi que des retombées des essais des armes atomiques. Dans tous les cas, les expositions individuelles aux radiations sont elles aussi en général très faibles, et se situent largement dans les limites de dose internationales.

Les apports anthropiques contiennent tant des radionucléides naturels qu'artificiels. La fabrication des engrais aux phosphates est la principale source anthropique d'uranium présent à l'état naturel, ce qui donne des substances telles que le radium-226, le polonium-210 et l'uranium-238 ; toutefois, l'exploitation des mines et le traitement des minerais et le brûlage du charbon, du mazout ou du gaz naturel dans les centrales thermiques y contribuent aussi. Entre autres, du césium-137, du technétium-99 et de l'iode-129, radionucléides artificiels, sont émis par les usines de retraitement (par exemple de Sellafield et du cap de La Hague). Un radionucléide soluble comme le césium-137 est transporté de l'usine de retraitement de Sellafield par le courant côtier de la Norvège jusque dans l'Arctique, en traversant la mer du Nord (Figure 4.12). Les apports de La Hague empruntent les courants et traversent ainsi la Manche et la mer du Nord pour finir dans l'Arctique (Région I). Les contaminants atteignent la mer de Barents en 4 ou 5 ans, et les mers d'Islande et du Groenland en 7 à 9 ans.

	Figure 4.11 Contributions des diverses sources d'apports d'hydrocarbures (en tonnes) à la mer du Nord par les installations offshore.
	Figure 4.12 Concentrations d'activité du césium-137 dans l'eau de mer dans l'Atlantique du Nord-Est (basées sur les mesures faites de 1992 à 1996). Source des données : Bailly du Bois et Guéguéniat (1999) ; Dahlgaard et al. (1995) ; Josefsson et al. (1998a,b) ; Kershaw et al. (1997) ; Nies et al. (1998) ; MAPP/SEPA (1997).

On observe des traces de radionucléides artificiels, et ce avec un gradient décroissant au fur et à mesure que l'on s'éloigne de l'usine de retraitement. Les teneurs en césium-137 vont d'environ 500 Bq/m³ au voisinage des débouchés des émissaires des usines de retraitement, à 2 Bq/m³ en haute mer. Depuis 1988, la tendance a été à la baisse régulière en mer d'Irlande ; toutefois, le signal y est toujours décelable, et ce aussi loin que la côte ouest de la Norvège et que l'Arctique. A Sellafield, les rejets d'actinides et de ruthénium ont baissé, avec pour conséquence, en 1994 et 1995, une augmentation des rejets de technétium-99, radionucléide moins significatif sur le plan radiologique, la teneur en technétium-99 en mer d'Irlande, à proximité du point de déversement de Sellafield, étant alors d'environ 350 Bq/m³. Cette situation a abouti à une propagation rapide et à la détection de technétium-99 en mer du Nord et le long de la côte ouest de la Norvège, quoique à de très faibles teneurs. Les rejets de technétium-99 de Sellafield ont baissé depuis 1997.

Dans les sédiments, les teneurs en radionucléides artificiels et naturels sont en général faibles, à l'exception du voisinage immédiat des rejets de l'industrie du retraitement et de la fabrication des engrais aux phosphates. L'activité spécifique du césium-134 et du césium-137, qui constituaient une grande partie des retombées de l'accident de Tchernobyl survenu en 1986, a baissé entre 1990 et 1996, confirmant ainsi la diminution de la contribution de Tchernobyl. Les sédiments accumulés tant dans les zones subtidales qu'intertidales de la mer d'Irlande constituent un réservoir à long terme pour le plutonium et autres éléments à longue vie réactifs aux particules. Ces sédiments contiennent de grandes quantités de radionucléides artificiels, en particulier du césium, du plutonium et de l'américium, dont on observe à l'heure actuelle la redistribution dans la mer d'Irlande. Ce sont les sédiments subtidaux qui présentent la plus forte proportion de l'inventaire estimé du plutonium en mer d'Irlande (environ 200 kg dans l'ensemble des sédiments de la zone). Ce sont toutefois les sédiments intertidaux qui sont les plus importants sur le plan du contact avec l'homme.

Les algues sont de bons indicateurs de la présence de radionucléides en solution dans le milieu environnant, tels que le césium et le technétium. Les teneurs en césium-137 dans les algues diminuent au fur et à mesure que l'on s'éloigne de l'usine de Sellafield, et ont chuté par suite de la baisse des rejets. Par exemple, les teneurs ont baissé d'environ 20% par an de 1983 à 1986 sur la côte est de l'Irlande, et bien que la tendance à la baisse se maintienne, elle est maintenant moins prononcée. Des baisses parallèles ont été observées chez le poisson, les crustacés et les mollusques de la même zone pendant la même période.

Les teneurs en technétium-99 dans les algues et dans les tissus comestibles des langoustes ont augmenté rapidement dans la mer d'Irlande par suite de l'augmentation des rejets après 1994. Comme dans le cas du césium, les teneurs baissent au fur et à mesure que l'on s'éloigne de Sellafield. La surveillance exercée sur la côte du Royaume-Uni à proximité du rejet met en évidence une diminution des teneurs, conséquence de la baisse des apports.

D'une manière générale, les teneurs en plutonium et en américium sont plus élevées chez les crustacés et les mollusques que chez le poisson. Les contrôles tout récemment faits indiquent que dans les zones surveillées systématiquement, leurs teneurs chez le poisson, les crustacés et les mollusques de la mer d'Irlande sont relativement stables. En mer du Nord et dans les eaux de l'Arctique, les fourchettes des teneurs en césium-137 sont respectivement de 0.4 à 1.4 et de 0.2 à 0.5 Bq/kg ww.

Les expositions aux radiations, dues aux sources non recensées de radioactivité naturelle, sont dans la plupart des cas plus fortes que celles dues aux sources anthropiques. On estime que la dose individuelle maximum probable, telle que due aux radionucléides naturels, est d'environ 2 mSv/an. La plus grande partie de la dose subie par l'homme du fait de la consommation des produits de la mer est due au polonium-210, dont on a constaté qu'il était plus fortement intégré à plusieurs organismes marins que les autres radionucléides.

En ce qui concerne l'exposition individuelle due aux radionucléides artificiels, en général, c'est le césium-137 qui présente de loin la plus grande importance. Cependant, la dose subie par l'homme est au moins de deux ordres de grandeur inférieure à la dose due aux radionucléides naturels ci-dessus indiquée. Dans le cas des zones proches des rejets, la contribution d'autres radionucléides, tels que le technétium-99, le plutonium-239, le plutonium-240 et l'américium-241, aux doses subies par le groupe critique local est peut-être plus significative.

Les nutriments sont nécessaires à la croissance des algues marines, dont le phytoplancton. Dans la plus grande partie de la zone maritime, ce sont des phénomènes naturels (lumière, température, hydrographie etc.) qui régissent la disponibilité des nutriments et la croissance du plancton. Un certain nombre de sources naturelles et anthropiques contribuent aux apports de nutriments au milieu marin. Il s'agit notamment des apports d'eaux usées, de l'agriculture, ainsi que des émissions dues au brûlage des combustibles et aux véhicules automobiles. Les renseignements sur les apports, les teneurs, les tendances et les effets des nutriments sont exploités à l'heure actuelle dans le cadre d'OSPAR afin de répertorier la zone maritime en fonction de son état d'eutrophisation (Figure 5.4).

Les renseignements sur les apports de nutriments provenant de sources directes, fluviales et atmosphériques sont loin d'être complets. Dans la zone de la mer du Nord, on dispose de données plus complètes sur les nutriments transportés par les eaux. Ces données prouvent que depuis le milieu des années 1980, les apports fluviaux de phosphore ont baissé d'environ 50 % ; en revanche, du fait de la fluctuation du débit des cours d'eau, aucune baisse régulière des apports fluviaux d'azote ne s'est produite. Les apports directs d'azote et de phosphore ont respectivement baissé de 30 % et de 20 % depuis 1990. Les apports peuvent toutefois varier localement. Si on considère les pertes et les rejets d'azote à la source, on constate qu'une certaine amélioratio