Tableau 6 : Taux de survie des
invertébrés aquatiques introduits dans les microcosmes
témoins
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Taux de survie (%) moyen dans les systèmes
témoins Craie
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10 jours
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21 jours
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28 jours
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D. magna
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80
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88
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41
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H. azteca
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82
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82
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82
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C. riparius
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74
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74
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57
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Taux de survie (%) moyen dans les systèmes
témoins Tourbe
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10 jours
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21 jours
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28 jours
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D. magna
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85
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77
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64
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H. azteca
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82
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77
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81
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C. riparius
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88
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71
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52
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Ce même critère suivi à 21 et 28 jours
d'essai montre une stabilité variable des populations d'organismes
introduits dans les systèmes témoins. Le développement des
chironomes est globalement favorisé dans le sédiment Craie
et ce phénomène pourrait être lié aux
différences de disponibilité de la matière carbonée
présente dans les sédiments utilisés. L'introduction de
cellulose comme source principale de matière carbonée dans des
sédiments artificiels peut parfois entraîner un
développement de C. riparius et de H. azteca
inférieur à celui observé comparativement sur des
sédiments naturels de qualité diverses car ces composés
sont probablement difficilement métabolisables par les organismes
(Ankley et al., 1994 ; Kemble et al., 1999). Le
sédiment Tourbe utilisé dans cette étude
possède une phase organique composé en majorité de
matière organique végétale incomplètement
dégradée, ce qui suppose qu'elle soit très riche en
composés cellulosiques. Une étude menée sur l'influence de
différents sédiments (dont le sédiment Tourbe
utilisé dans cette étude) sur la croissance de C.
riparius a montré que dans des conditions où la
quantité de nourriture apporté n'est pas limitante (soit 1.4 mg
de TetraMin/larve) la croissance des organismes est légèrement
influencée par le type de sédiment dans lequel ils
évoluent mais le comportement des émergences ne subit aucune
modification. Dans des conditions d'apport en nourriture limitantes, comme
c'est le cas dans les essais plurispécifique réalisés (5
mg de TetraMinpour l'ensemble des organismes introduits, soit au mieux 0.14
mg/individu si l'on ne compte que les chironomes et les amphipodes), le
sédiment Tourbe s'est révélé
défavorable à la croissance des larves et à
l'émergence des chironomes adultes (travaux d'Alexandre Péry au
Cemagref de Lyon). Les explications fournies mettent en cause la qualité
de la matière organique du sédiment ainsi que la
granulométrie du sédiment qui peut constituer un obstacle
à la réalisation du tube dans lequel l'organisme commence
à s'alimenter et entame son développement. Ces résultats
peuvent en partie expliquer les différences de développement des
chironomes dans les deux sédiments utilisés.
La survie des daphnies dans les systèmes témoins
s'est révélée très hétérogène
entre les essais réalisés. Lors de l'essai plurispécifique
n°1, le taux de mortalité important des daphnies dans les
systèmes témoins du sédiment Craie nous a conduit
à effectuer, pour le second essai, un lessivage des sédiments qui
a affecté de manière favorable la survie de l'ensemble des
invertébrés au niveau de ce sédiment. Dans le
sédiment Tourbe des traitements témoins, la survie des
daphnies en fin d'essai est proche de 60% dans les deux essais
réalisés. Le tamisage des sédiments après
extraction a permis d'éliminer la plupart des organismes macroscopiques
autochtones présents dans les prélèvements. Malgré
cette précaution, nous avons observer en cours d'essai l'apparition d'un
certain nombre d'organismes animaux (larves d'éphémères,
copépodes, ostracodes, bryozoaires) certainement déjà
présents à l'état larvaire dans le sédiment
d'origine ainsi que le développement de pathologie parasitaire (non
identifiée) chez un nombre important de daphnies introduites dans des
systèmes contenant un sédiment de type Tourbe. La
présence d'organismes indigènes dans les sédiments
utilisés pour la conduite des essais en microcosme peut, suivant les
espèces et les densités observées, entraîner un
biais dans les résultats de critère toxicité chroniques
(Reynoldson et al., 1994), notamment par consommation d'une partie de
la nourriture destinée aux organismes entrant dans la réalisation
des tests. Vu les résultats de poids sec obtenus, notamment dans le
sédiment Craie où ce phénomène n'a pas
été observé, il est difficile d'affirmer si oui ou non il
a influencé les résultats fournis par les systèmes
témoins basés sur un sédiment de type Tourbe.
Mais il ne faut pas oublier que la quantité de nourriture
apportée dans les systèmes est restée limitante et que
tout prélèvement autre que ceux réalisés par les
organismes introduits est à même d'accentuer ce déficit.
Ceci serait particulièrement vrai dans le sédiment
Tourbe ou la matière organique présente ne semble pas
être facilement utilisable par les organismes. La dureté des eaux
surnageantes mesurées au-dessus du sédiment Tourbe
(méthode HACH ) a toujours été supérieure au seuil
de 200 mg CaCO3/L, valeur en-dessous de laquelle ce facteur devient
limitant pour les cladocères. La survie des daphnies au-dessus du
sédiment Tourbe peut donc être expliquée par un
ensemble de conditions internes aux systèmes et qui se sont
montrées défavorables pour leur développement. La
présence dans ce sédiment de germes potentiellement
pathogènes pour les organismes, ne doit pas être
écartée des facteurs qui ont pu influencer la survie des
daphnies.
La survie des amphipodes n'est pas affectée par la
qualité de la phase sédimentaire et se montre dans de nombreux
cas, homogène entre les systèmes témoins des deux
sédiments avec des valeurs dépassant très souvent (83% des
mesures) la valeur de 80% de taux de survie en fin d'essai. Les amphipodes sont
sensibles à l'ammoniaque total, indépendamment des valeurs de pH
rencontrées, avec des CL50-96 h de l'ordre de 20 mg/L (Borgmann,
1994 ; Ankley et al., 1996b). Dans nos essais, la survie des
organismes dans les systèmes témoins s'est montrée
élevée, ce qui peut appuyer les résultats d'analyses qui
ont montré de faibles teneurs en NH4+ dans les
eaux surnageantes et les eaux interstitielles des systèmes.
Des essais préliminaires réalisés sur des
systèmes identiques à ceux mis en place dans cette étude
avaient mis en évidence des problèmes de développements
des lentilles d'eau au-dessus du sédiment Craie. Les
hypothèses formulées à la suite des ces essais
suspectaient une chélation importante du phosphore par les sels
calcaires du sédiment. Dans les essais réalisés, nous
avons pu observer que le développement des lentilles d'eau est là
encore favorisé au-dessus du sédiment Tourbe, avec une
apparition des symptômes (frondes dégénérescentes ou
chlorosées) plus importante au-dessus du sédiment Craie.
Les analyses réalisées sur les eaux surnageantes des
systèmes n'ont pas montré de différences marquées
des teneurs en ion PO43- au-dessus des deux
sédiments. Le développement des lentilles a pu être
favorisé par les conditions physico-chimiques générales
rencontrées au-dessus du sédiment Tourbe.
2. Partition et effets du pyrène dans les
microcosmes aquatiques
Malgré les différences de comportement des
organismes au niveau des systèmes témoins, la contamination des
sédiments par le pyrène à la teneur choisie dans le cadre
des ces essais (50 ppm) a permis de mettre en évidence un certain nombre
de modifications dans le comportement général des systèmes
contaminés. Le niveau de contamination des sédiments a
été choisi en concertation avec les différents
partenaires engagés aux cotés du L.S.E dans ce programme de
recherche (concentration adaptée au suivi de la minéralisation du
pyrène en microcosmes., travaux développés par Yves
Jouanneau, laboratoire BBSI du CEA à Grenoble) et en fonction d'un
certain nombre de données acquises en préliminaire aux essais
plurispécifiques et lors des essais monospécifiques (Godde,
2001). Les essais monospécifiques réalisés en 2001 ont
montré l'apparition d'effets toxiques du pyrène (survie et
croissance) sur les amphipodes et les chironomes à partir d'un teneur
dans les sédiments de 20 ppm.. L'essai monospécifique
réalisé cette année visait l'étude de la
bioaccumulation du pyrène par des daphnies exposées de
façon contrôlés à des sédiments
contaminés et la réponse du compartiment bactérien
à une gamme de concentrations. Les résultats montrent que la
densité bactérienne du sédiment Craie peut être
affectée par la présence de pyrène à partir d'une
teneur nominale de 10 ppm. Pour toutes ces raisons, nous avons adopté
une teneur des sédiments égale à 50 ppm de pyrène
dans les systèmes plurispécifiques, qui devait logiquement
permettre d'observer des effets de la contamination sur les organismes. Ce
choix prend également en compte l'adsorption potentielle du
pyrène en solution sur les parois en verre des contenants
utilisés (surface plus importante que dans les essais
monospécifiques), facteur pouvant réduire sa
biodisponibilité. Cette teneur devait également nous permettre
d'observer des teneurs en pyrène décelables dans les
compartiments abiotiques des microcosmes (sédiment, eaux surnageantes,
eaux interstitielles).
Globalement les résultats obtenus dans le cadre de
cette étude montrent, à la concentration de pyrène
nominalement introduite dans les sédiments, une gamme d'effets
variés de la contamination sur les critères biologiques
létaux et sublétaux retenus pour les organismes introduits dans
les systèmes. (tableau 7). Les résultats
concernant le suivi de la population de daphnies introduites dans les
systèmes témoins et contaminés sont difficilement
interprétables à cause des problèmes posés par la
survie des organismes. Néanmoins les résultats montrent que la
reproduction des organismes est ponctuellement affectée sur 28 jours par
la contamination des sédiments. Cet effet du pyrène a
également été observé chez Limnodrilus
hoffmeistri (oligochète) avec une CI25-28 jours (reproduction) de
59 mg/g de sédiment sec (Lotufo, 1996). La contamination semble
également avoir affecté cette activité chez les amphipodes
comme le montre l'absence de couple en amplexus en fin d'essai dans les
systèmes contaminés. Des observations réalisées en
cours d'essai ont permis de mettre en évidence d'autres
différences comportementales entre les organismes des systèmes
témoins et contaminés. La réaction d'évitement du
sédiment observée chez les amphipodes au-dessus du
sédiment Craie contaminé, a également
été mise en évidence chez Lumbriculus variegatus
dans le cadre d'essais de toxicité aiguë portant sur un
sédiment naturel contaminé à 100 ppm de pyrène
(Leppanen et Kukkonen, 1998). La différence de réactivité
à un stimulus lumineux des daphnies, observée entre les
systèmes contaminés et non contaminés, bien que clairement
marquée dans cette étude, n'est pas évoquée dans la
littérature.
Les essais monospécifique n'avaient pas montré
sur 14 jours d'effet létal et sublétal de la contamination sur
les chironomes à la plus forte concentration en pyrène introduite
dans ce sédiment (200 ppm). Un des essais plurispécifiques de
cette étude a permis de mettre en évidence un effet marqué
de la contamination à 50 ppm sur l'émergence des chironomes,
effet cependant non confirmé dans l'essai n°2. D'une
manière globale, les tests de toxicité réalisés en
présence de sédiments contaminés artificiellement ont
montré un faible effet du pyrène sur la survie de
différents organismes benthiques tel que R. abronius et L.
variegatus (Kukkonen et Landrum, 1994), mais les résultats obtenus
ici montrent que la survie des chironomes peut être affectée
à 21et 28 jours par la contamination du sédiment Craie
(essai n°1). Les essais monospécifiques réalisés sur
Hyalella azteca ont montré que la survie et la croissance des
amphipodes diminuent sensiblement dans le sédiment Craie
à partir de 20 ppm de pyrène et sont fortement affectées
à 200 ppm (Godde, 2001). La concentration intermédiaire de 50
ppm choisie dans cette étude affecte logiquement la survie des
amphipodes dans les microcosmes plurispécifiques mis en place. Ce type
de résultats a été mis en évidence pour un autre
amphipode Diporeia spp, dans différents sédiments
naturels dopée à des teneurs en pyrène voisines de celle
utilisée dans cette étude (comprise entre 30 et 100 ppm) (Landrum
et al., 1992). Ces deux séries de tests s'accordent pour
montrer une absence d'effet de la contamination sur la survie et la croissance
de ces organismes dans le sédiment Tourbe. L'absence de
données concernant les teneurs réelle en pyrène des eaux
interstitielles, ajouté au fait que nous ne pouvons pas présenter
ici de données concernant la bioaccumulation du pyrène par les
organismes de ces systèmes, ne permettent pas de réaliser une
analyse plus fine de nos résultats. Néanmoins, les mesures
réalisées sur les eaux interstitielles du sédiment
Craie (Godde, 2001) montrent que les teneurs en pyrène des eaux
interstitielles observées à 14 jours d'essais (entre 15 et 20
ug/L) sont très supérieures à celles observées pour
le sédiment Tourbe (entre 0 et 5 ug/L) à partir d'une
contamination des sédiments à 20 ppm de pyrène. Ces
teneurs sont corrélées avec les taux de survie des amphipodes
exposés au dessus des sédiments et correspondent dans le cas du
sédiment Craie à la valeur de CE50-48 heures
observée pour le pyrène en phase aqueuse dans des conditions
identiques. Dans les eaux surnageantes, les teneurs mesurées à la
même date au-dessus du sédiment Craie, quoique beaucoup
plus faibles, se sont révélées également
supérieures à celles observées au-dessus du
sédiment Tourbe à partir d'une teneur nominale des
sédiments égale à 20 ppm de pyrène. Ces
résultats nous permettent donc de supposer, qu'à la teneur de 50
ppm utilisée dans cette étude, le pyrène a adopté
un comportement identique dans les systèmes plurispécifiques, en
admettant néanmoins que les conditions expérimentales de ces
essais ont pu nettement modifier l'aspect quantitatif de la répartition
du pyrène observée lors des essais monospécifiques entre
le sédiment et les différentes phases aqueuses présentes
dans les systèmes. Dans cette étude, la survie et le
développement des amphipodes au-dessus des sédiments
Craie et Tourbe contaminé indiquent un schéma
similaire des effets toxiques du pyrène suivant la qualité de la
phase sédimentaire contaminée. Le développement des
lentilles n'a pas été affecté dans les microcosmes
à la concentration en pyrène utilisé, ce qui est logique
car aucune réponse de ces organismes n'a été mise en
évidence dans le cadre d'essais monospécifiques utilisant un
sédiment Craie dopé à 200 ppm de pyrène.
Les résultats obtenus lors de l'essai
monospécifique sur sédiment Craie ont montré des niveaux
d'activité leucine-aminopeptidase très supérieurs à
ceux qui ont été observés pour l'activité
ß-D-Glucosidase, ce qui nous a conduit à conserver ce
paramètre de suivi dans le cadre des essais plurispécifiques,
ceci afin de disposer d'une échelle de valeurs susceptibles de mettre en
évidence les effets des traitements appliqués sur ce
paramètre. Le suivi des systèmes plurispécifiques n'a pas
mis en évidence d'effets de la contamination sur les activités
exoenzymatiques du compartiment bactérien des sédiments. La
densité bactérienne des sédiments est par contre
ponctuellement affectée par la présence de pyrène.
Globalement les niveaux d'activité enzymatiques leucine-aminopeptidase
et ß-D-Glucosidase ainsi que les densités bactériennes
mesurées lors des trois bioessais sont faibles : certaines
études ont montré des niveaux d'activités correspondants
supérieurs à 80 umol/h/gramme de sédiment sec, dans des
sédiments naturels fraîchement prélevés et
dopés à 300 mg/kg d'un mélange de fluoranthène, de
phénanthrène et de benzo(k)fluoranthène ou non
dopés (Verrhiest et al., 2002). Des densités
bactériennes mesurées en parallèle montrent des valeurs
supérieures à celles obtenues dans cette étude (>
109 bactéries/g de sédiment frais). Le traitement
appliqué aux sédiments après prélèvement
ainsi que leur stockage pendant une durée relativement longue (5
à 8 mois) à basse température et à
l'obscurité ont sûrement dû considérablement affecter
la réponse des communautés bactériennes autochtones. De
plus les conditions expérimentales mise en place dans les
systèmes diffèrent considérablement des conditions
environnementales des sédiments in situ.
Le suivi de Mycobacterium 6PY1 montre que cette
souche bactérienne est capable de se développer dans les
systèmes mis en place avec un préférence marquée
pour le sédiment Tourbe, comme le montrent les
étalements sur couche de pyrène ainsi que la densité
bactérienne observée à 28 jours dans le traitement MT2.
Les résultats montrent néanmoins que la présence de ces
bactéries n'entraîne pas de différence marquée au
niveau du développement global des organismes dans le sédiment
Tourbe contaminé. Des travaux réalisés sur la
souche Mycobacterium PYR1 montrent que le potentiel de
dégradation des bactéries est augmenté par la dissolution
du pyrène en phase aqueuse (Ramirez et al., 2001). Au cours de
ce programme de recherche, il a été démontré que la
quantité de pyrène en phase aqueuse (dissous ou fixé
à des particules en suspension) est favorisée dans les
systèmes monospécifiques par les caractéristiques
physico-chimiques du sédiment Craie. Au cours du
deuxième essai plurispécifique réalisé,
l'inoculation de Mycobacterium 6PY1 dans le sédiment
Craie contaminé entraîne une diminution des effets de la
contamination sur la survie des amphipodes ainsi que sur le niveau de
reproduction des daphnies. Ce type d'effet n'est pas constaté au niveau
du sédiment Tourbe contaminé qui s'oppose, de par sa
forte teneur en matière organique, à la solubilisation du
pyrène. L'absence de dégradeurs dans les sédiments
d'origine (les étalements de suspensions sédimentaires sur couche
de pyrène n'ont pas montré la présence dans les
sédiments de souches bactériennes capable de dégrader ce
composé) indique que le développement de ces organismes a
été probablement favorisé par la dégradation du
pyrène en solution (eaux surnageantes et eaux interstitielles) dans les
systèmes du traitement MC2, malgré un développement
visiblement moins important de la souche inoculée au niveau du
sédiment Craie. La forte présence de
Mycobacterium 6PY1 dans le sédiment Tourbe, au bout de
28 jours d'essai, est peut-être lié à l'utilisation de
substrats carbonés autres que le pyrène (théoriquement
faiblement disponible dans ce sédiment) et qui se sont montré
favorables au développement de cette souche (Boldren et al.,
1993).
Les données de bioaccumulation et de survie fournies
dans les cas d'expositions contrôlées de jeunes daphnies à
un sédiment Craie dopé ont permis de montrer que
l'exposition des cladocères au pyrène des eaux surnageantes est
favorisée par la présence de particules en suspension
contaminées. Le log BCF moyen obtenu est de 4.29 #177; 0.093 sur la
base des poids secs et de 3.29 #177; 0.093 sur la base des poids frais. Cela
correspond à un BCF (poids frais) moyen de 1986 #177; 445 L/g
très proche des valeurs comprises entre 1000 et 2000 L/g obtenues par
Nikkilä et Kukkonen (2001) dans des eaux de différentes teneurs en
COD et dopées à 1.2 ug de pyrène/L. Dans le travail de ces
auteurs, la valeur de 2100 L/g est obtenue pour une eau de DOC < 0.2 mg/L
et, pour une eau de DOC égal à 9.4 mg/L ils obtiennent environ
1900 L/g. Nos résultats sont également proches des valeurs
obtenues par Southworth et al. (1978) sur Daphnia pulex
exposé à 50 ug/L. Ces auteurs obtiennent en effet un BCF (poids
frais) de 2702, 245. Il aurait été logique d'observer pour les
daphnies un effet de la contamination (en terme de modification des taux de
survie) au-dessus des eaux surnageantes du sédiment Tourbe qui
est potentiellement une source importante de fines particules et de M.O.D
susceptibles d'être ingérées par les organismes. Akkanen et
collaborateurs (2001) ont montré que la quantité et la
qualité de la M.O.D d'eaux provenant de différents sites naturels
influence de manière prépondérante la
biodisponibilité du pyrène pour D. magna. Les
résultats obtenus dans cette étude ne permettent pas de se
prononcer quant à l'influence de ce paramètre sur la survie des
organismes car de nombreux facteurs biotiques et abiotiques relatifs au
sédiment Tourbe natif semblent défavorables à la
survie des cladocères.
Certaines études montrent que le temps de contact
durant le processus de dopage entre des sédiments naturels et le
pyrène, ainsi que la durée de stockage des sédiments
contaminés artificiellement, influent de manière importante sur
la biodisponibilité de ce composé pour Diporeia spp
(Landrum et al., 1992). Dans le cadre de notre étude nous
n'avons pas observé de période d'équilibrage entre le
sédiment et le pyrène introduit via le dopage (l'US-EPA
recommande une durée de 1 mois à l'obscurité et à
4°C). Cette omission volontaire,
l'hétérogénéité potentielle des lots de
sédiments utilisés (les temps de stockage avant utilisation ont
varié entre 3 et 6 mois) ainsi que celle du dopage sont peut-être
à l'origine de la forte toxicité du pyrène qui a
été observée pour les daphnies dans l'essai
plurispécifique n°1 et d'une manière globale, de la
variabilité des réponses parfois observée entre les
systèmes d'un même traitement. Les analyses
réalisées lors des essais monospécifiques (Godde, 2001)
ont montré des rendements de dopage variant entre 75% et 243% pour le
sédiment Craie et variant entre 57% et 97% pour le
sédiment Tourbe. La texture du sédiment (qui influe sur
l'adhérence du sédiment aux parois de la flasque utilisée
pour le dopage) peut être mise en cause dans cette
hétérogénéité du dopage, ainsi que les
caractéristiques physico-chimiques des lots de sédiments
utilisés qui peuvent varier avec la période et le site de
prélèvement. Il faut également garder à l'esprit
que le nombre de réplicats mis en oeuvre, qui s'est avéré
suffisamment important pour mettre en évidence des effets de la
contamination sur certains critères sublétaux suivis sur 28
jours, a pu se révéler parfois trop faible pour faire
apparaître des différences significatives des traitements
appliqués sur des critères suivis uniquement dans le cadre des
sacrifices.
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