55, L fvnlp ECOLOGICAL STUDY OF THE AMOCO CADIZ OIL *^rt s o« ' U. S. DEPARTMENT OF COMMERCE National Oceanic and Atmospheric Administration CENTRE NATIONAL POUR l'EXPLOITATION DES OCEANS Digitized by the Internet Archive in 2012 with funding from LYRASIS Members and Sloan Foundation http://www.archive.org/details/ecologicalstudyOOnoaa ■* ..* : . .- ECOLOGICAL STUDY OF THE AMOCO CADIZ OIL SPILL ,-sSSy^ *imm& Report of the NOAA-CNEXO Joint Scientific Commission October 1982 ,^gï&, U. S. DEPARTMENT OF COMMERCE | Malcolm Baldrige, Secretary W&' National Oceanic and Atmospheric Administration John V. Byrne, Administrator CENTRE NATIONAL POUR l'EXPLOITATION DES OCEANS U. S. Depository Copy DISCLAIMER Mention of a commercial company or product does not constitute an endorsement by NOAA Environmental Research Laboratories. Use for publicity or advertising purposes of information from this publi- cation concerning proprietary products or the tests of- such products is not authorized. • ii TABLE OF CONTENTS Preface Page v I. Physical, Chemical, and Microbiological Studies After the AMOCO CADIZ Oil Spill ATLAS, R.M. Microbial Degradation within Sediment Impacted by the AMOCO CADIZ Oil Spill 1 BALLERINI, D., DUCREUX, J., and RIVIERE, J. Laboratory Simulation of the Microbiological Degradation of Crude Oil in a Marine Environment . . 27 BOEHM, P,D. The AMOCO CADIZ Analytical Chemistry Program .... 35 DOU, H., GIUST, G., and MILLE, G. Studies of Hydrocarbon Concentrations at the He Grande and Baie de Lannion Stations Polluted by the Wreck of the AMOCO CADIZ • 101 DUCREUX, J. Evolution of the Hydrocarbons Present in the Sediments in the Aber Wrac'h Estuary Ill MARCHAND, M., BODENNEC, G., CAPRAIS, J.-C, and PIGNET, P. The AMOCO CADIZ Oil Spill, Distribution and Evolution of Oil Pollution in Marine Sediments . . . 143 WARD, D.M., WINFREY, M.R., BECK, E., and BOEHM, P. AMOCO CADIZ Pollutants in Anaerobic Sediments: Fate and Effects on Anaerobic Processes 159 II. Biological Studies After the AMOCO CADIZ SPILL GLEMAREC, M. and HUSSENOT, E. Réponses des Peuplements Subtidaux a la Perturbation Creee par 1'AMOCO CADIZ dans les Abers Benoit et Wrac'h 191 CABIOCH, L., DAUVIN, J.-C. , RETIERE, C, RIVAIN, V. and ARCHAMBAULT, D. Les Effets des Hydrocarbures de 1 'AMOCO-CADIZ sur les Peuplements Benthiques des Baies de Morlaix et de Lannion d'Avril 1978 a Mars 1981 205 m Page BOUCHER, G., CHAMROUX, S., LE BORGNE, L. , and MEVEL, G. Etude Expérimentale d'une Pollution par Hydrocarbures dans un Mi croecosys terne Sedimentaire. I: Effet de la Contamination du Sediment sur la Meiofaune 229 BODIN, P. and BOUCHER, D. Évolution a Moyen -Terme du Meiobenthos et du Microphytobenthos sur Quelques Plages Touchées par la Marée Noire de 1 'AMOCO -CADIZ 245 NEFF, J. M. and HAENSLY, W.E. Long-Term Impact of the AMOCO CADIZ Crude Oil Spill on Oysters Crassostrea gigas and Plaice Pleuronectes platessa From Aber Benoit and Aber Wrac'h, Brittany, France. I. Oyster Histopathology. II. Petroleum Contamination and Biochemical Indices of Stress in Oysters and Plaice ........ 269 LEVASSEUR, J.E. and JORY, M.-L. Rétablissement Naturel d'une Vegetation de Marais Maritimes Altérée par les Hydrocarbures de 1 'AM0C0- CADIZ: Modalités et Tendances ■ ' . . 329 SENECA, E.D. and BROOME, S.W. Restoration of Marsh Vegetation Impacted by the AMOCO CADIZ Oil Spill and Subsequent Cleanup Operations at He Grande, France 363 LE CAMPION-ALSUMARD, T., PLANTE-CUNY, M.-R., and VACELET, E. Etudes Microbiologiques et Mi crophy tiques dans les Sediments des Marais Maritimes de l'Ile Grande a la Suite de la Pollution par T AMOCO CADIZ ..... 421 CHASSE, C. and GUENOLE-BOUDER, A. 1964-1982, Comparaison Quantitative des Populations Benthiques des Plages de St Efflam, St Michel -en- Greve Avant, Pendant et Depuis le Naufrage de TAMOCO-CADIZ 451 IV PREFACE At approximately 11:30 p.m. on Thursday, March 16, 1978, the super- tanker Amoco Cadiz went aground on a rock outcropping 1.5 km offshore of Portsall on the northwest coast of France. The vessel contained a cargo of 216,000 tons of crude oil and 4,000 tons of bunker fuel". At 6:00 a.m. on Friday, March 17, the vessel broke just forward of the wheel house and thus started the largest oil spill in maritime history. During. the course of the next 15 days, the bunker fuel and contents of all 13 loaded cargo tanks, which contained two varieties of light mideastern crude oil, were released into the ocean. The oil quickly became a water-in-oil emulsion (mousse) of at least 50% water, and heavily impacted nearly 140km of the Brittany coast from Portsall to Ile de Brehat. At one time or another, oil contamination was observed along 393 km of coastline and at least 60 km offshore. Impacted areas included recreational beaches, mariculture impoundments, and a substantial marine fishery industry. On March 18, Dr. Wilmot N. Hess, Director of the Environmental Research Laboratories (ERL) of the National Oceanic and Atmospheric Administration (N0AA), contacted Dr. Lucien Laubier, Director of the Centre Océanologique de Bretagne (COB) of the Centre National pour l'Exploitation des Oceans (CNEX0), the French national océanographie organization. Dr. Hess and Dr. Laubier arranged for participation by United States scientists in a joint ' Franco-American investigation of physical and chemical manifestations of the spill. On March 24, the agreement was expanded to include cooperative biological investigations through contacts initiated by Dr. Eric Schneider, Director of the Environmental Protection Agency's Environmental Research Laboratory in Narragansett, Rhode Island. N0AA personnel arrived on March 19 to join the investigation initiated on March 17 by several French scientific teams. Initial photographic over-flights and active beach sampling began on Tuesday, March 21, followed by initial chemical sampling by vessel on Friday, March 24. The team was supplemented with EPA biological observers on Sunday, March 26. Sampling has continued by some segments of this original team until the present time. Throughout the period of investigation, active interaction and coordination with the French scientific community have taken place under the auspices of C0B/CNEX0. All sampling has been coordinated with the general ecological impact study designed by the French Ministry of Environment, organized, ,by CNEX0, and operated by several scientific institutions in France— , making possible a more thorough evaluation of the effects of the incident than would otherwise have been possible. — National Museum of Natural History, National Geographic Institute, French Institute of Petroleum, Scientific and Technical Institute of Marine Fisheries, University of Western Brittany, University P. and M. Curie, Paris VI, and the National Center for the Exploitation of the Oceans. \ About three months after the oil spill the U.S. team prepared a "Preliminary Scientific Report on the Amoco Cadiz Oil Spill" covering data up to May 15, 1978. This document covered only the period of acute effects. A one-day symposium on the Amoco Cadiz spill was held in Brest on June 7, 1978, and published soon after. It was obvious from these initial observations that a period of years would be required to under- stand what had happened to these portions of the coast where the oil had settled in and not been cleansed promptly. During this early period of study of the spill Mr. Russ Mallatt of the Amoco Trading Company had several discussions with Drs. Hess, Laubier and Schneider. Mr. Mallatt was the General Manager for Environmental Conservation and Toxicology of Amoco. Discussion with Mr. Mallatt during the first two months after the spill identified Amoco's interests in carrying out long-term studies of the effects of the oil spill. These early contacts were followed up by substantial discussions between Mr. John Linsner of Amoco and Mr. Eldon Greenberg, General Counsel of NOAA. These discussions culminated with an agreement being signed- by Amoco and NOAA to carry out long-term studies of the effects of the spill. The study would cover three years and would be a joint French-U.S. activity c A Joint NOAA/CNEXO Scientific Commission was established through another agreement between the two agencies signed June 2, 1978. Amoco would transfer money to NOAA and the Joint Commission, chaired by Drs. Hess and Laubier, would determine the research program to be carried out, the investigators to do the research, and the funding levels. The Joint Commission would also monitor the progress of the studies and be responsible for making the final report. One of its major goals was to make U.S. and French scientific teams work together in a common effort to better understand the consequences of the wreckage. The Joint Commission first met in Brest at the CNEXO Laboratory on July 18, 1978. Taking into account the French program to assess the long-term ecological impact of the oil spill funded by the Ministry of Environment, it determined that the most important areas for research were: 1. Heavily impacted subtidal areas like the Abers and the Bays of Morlaix and Lannion. 2. Heavily impacted intertidal areas such as St. Efflam and the salt marsh at He Grande. 3. The detailed chemical evolution of the petroleum hydrocarbons. 4. Biodégradation of petroleum. The second meeting of the Joint Commission, held in Washington, D.C., on October 12, 1978, reviewed the work carried out during the first months of the first year and planned the research program for the second year's study. VI In November 1979, an international conference was held in Brest sponsored by CNEXO. Investigators sponsored by the Joint NOAA/CNEXO Scientific Commission, as well as a number of other scientists, gave papers at this conference. The proceedings of this conference entitled " Amoco Cadiz : Fates and Effects of the Oil Spill" make a very good summary of the first one and one-half year study after the spill. Following the second meeting of the Joint Commission, Dr. Hess left NOAA and was replaced as co-chairman by Dr. Joseph W. Angel ovic from the Office of Ocean Programs in NOAA. The third meeting of the Joint Commission was held in Paris, France, October 28, 1980, in conjunction with the meeting of the U.S. -French Cooperative Program in Oceanography. The previous work was reviewed and the final year of the research program was planned. Now the three-year study i.s over and attempts are being made to bring together the findings of the investigators. A workshop was held in Charleston, South Carolina, on September 17-18, 1981, to report on the physical and chemical studies. A second workshop was held in Brest, France, on October 28-30, 1981, to report on the biological effects studies. This document is the report of those workshops and forms the body of the final report to Amoco from the Joint NOAA/CNEXO Scientific Commission. Speaking for all who worked on the spill, we would like to thank the Amoco Transport Company for sponsoring this . three-year study of the effects of the spill. Without Amoco' s help, we would be nowhere near our present state of knowledge of what the effects of the spill were or how the recovery back to normal conditions has proceeded. Other studies have been carried out, sponsored by the French Government and other sources, but an important part of the work has been sponsored by Amoco. Mr. Russ Mallatt, Dr. James Marum, Mr. John Lamping, Ms. Carol Cummings and others from Amoco attended meetings of the Joint Commission and the scientific sessions. They were always helpful and supportive of the Commission's work and never intruded on the design or conduct of the program. We have, through this cooperative effort, obtained more detailed and more useful knowledge of the effects of this oil spill than of any other large oil spill in history. A major reason for this is that the . biological communities present before the spill had been studied in great detail by French scientists. Today many of the areas impacted by the spill appear to the casual observer to be recovered from the effects of the oil. However, investi- gations have shown that differences still exist between some of the current ecosystems and those present prior to the spill. Hopefully other studies will continue to watch and document the recovery processes. Vll These studies have added substantially to man's knowledge about oil spills. We can only hope that others will follow and build on the understanding of oil spill effects accumulated through these studies. Lucien Laubier Wilmot Hess Joseph Angel ovic viii CNEXO-NOAA Joint Scientific Commission MEMBERSHIP L. Laubier, Cochai rman Centre National pour l'Exploitation des Oceans Paris, FRANCE Wilmot N. Hess, Cochai rman National Oceanic & Atmospheric Administration Boulder, Colorado Joseph W. Angel ovic, Cochai rman NOAA Office of Ocean Programs Rockville, Maryland Jack Anderson Battel le Pacific Northwest Laboratory Seçiuim, Washington J. Bergerard Station Biologique Roscoff, FRANCE Edward S. Gil fil Ian Bowdoin College Bowdoin, Maine I. R. Kaplan University of California, Los Angeles Los Angeles, California R. Letaconnoux Institut des Pèches Maritimes Nantes, FRANCE J. M. Peres Station Marine and Endoume Marseille, FRANCE Philippe Renault Institut Français du Pétrole Rueil Malmaison, FRANCE Douglas A. Wolfe NOAA Office of Marine Pollution Assessment Boulder, Colorado ix PART I Physical, Chemical, and Microbiological Studies After the AMOCO CADIZ Oil Spill Edited by E. R. Gundlach Research Planning Institute, Inc. Columbia, South Carolina, U.S.A. 29201 MICROBIAL HYDROCARBON DEGRADATION WITHIN SEDIMENT IMPACTED BY THE AMOCO CADIZ OIL SPILL by Ronald M. Atlas Department of Biology University of Louisville Louisville, Kentucky 40292 INTRODUCTION The wreck of the AMOCO CADIZ in March 1978 released over 210,000 tons of oil into the marine environment. As much as one third of the spilt oil may have been washed into the intertidal zone. The spill occurred during storm surges, thereby spreading the oil throughout the intertidal zone. Two years after the AMOCO spill, the wreck of the tanker TANIO resulted in another oil spill that contaminated much of the same Brittany shoreline impacted by the AMOCO CADIZ. This study was undertaken to determine the fate of petroleum hydrocarbons within surface sediments along the Brittany coast with reference to the role of microorganisms in the oil weathering process. METHODS Sampling Regime Duplicate samples were collected at intertidal sites along The Brittany coast which had received varying degrees of oiling from the AMOCO CADIZ spillage (Fig. 1). - The sampling sites included the salt marsh at lie Grande, a beach near Portsall in the vicinity of the wreck site, a mudflat in Aber Wrac'h, a beach at St-Michel-en-Crève near where a large bivalve kill had been reported, a relatively lightly oiled reference site at Trez Hir and a site at Tregastel which was not oiled by the AMOCO CADIZ spill, but was later oiled by the spill iron the tanker TANIO (Table 1). Surface sediment samples (upper 5 en) were collected with a 3 cm diameter soil corer. Samples were placed in metal cans for hydrocarbon analyses and in Whirlpak bags for nicrobial analyses. Samples were collected during December, 1978; March, 1979; August, 1979, November, 1979, March L980, July, 1980 and June, 1981; 9, 12, 17, 20, 24, 28 and 39 months after the spillage, respectively. During November, 1979 sediment samples were also collected at four offshore sites in the Bay of Morlaix. Samples for microbiological analyses were processed within four hours of collection. For hydrocarbon analyses, samples were frozen and shipped to Energy Resources Company (ERCO) for extraction and analysis ST MICHÊU- EN -GREVE (4» FIGURE 1. Location of intertidal and subtidal sampling sites. Sit< 1 2 3 4 5 6 7 9 10 11 12 TABLE 1 - Description of sampling sites. Description Ile Grande - sandy - low energy - NE of bridge - relatively unoiled. Ile Grande - sandy - low energy - SW of bridge - near end of excavation area, lie Grande - soil - heavily oiled - amid Juncus - above excavation area. St-Michel-en-Grève - sandy - high energy - near low cide mark. Aber Wrac'h - mud - 100m offshore at Perros. Aber Wrac'h - mud - 200m offshore at Perros. Portsall - sandy - high energy - near wreck, site - below high tide line. Portsall - sandy - high energy - near wreck site - near rocks - 100m below high tide line. Trez Hir - sandy - moderate energy - reference site - below high tide. Trez Hir - sandy - moderate energy - reference site - 20m below high tide line. Tregastel - sandy - low energy - Tanio spill site - 20m below high tide line. Tregastel - sandy - low energy - Tanio spill site - 50m below high tide line. by silica gel column chromatography, weight determination, glass capillary gas chromatography and mass spectrometry. Enumeration of Microbial Populations Total numbers of microorganisms per gram dry weight of sediment were determined by direct count procedures. Portions of collected sediment samples were preserved with formalin. Microorgansims in the preserved samples were collected on a 0.2 mm pore size Nuclepore filter which had been stained with irgalan black. The microorganisms were stained with acridine orange and viewed using an Olympus epif luorescence microscope. Cells staining orange or green were counted in 20 randomly selected fields and the mean concentration determined. Hydrocarbon utilizing microorganisms were enumerated using a three tube Most Probable Number (MPN) procedure. Serial dilutions of sediment samples, prepared using Rila marine salts solutions, were inoculated into sealed serum vials containing 10 ml Bushnell Haas broth (Difco) and 50 ml of Arabian crude oil spiked with C hexadecane (sp. act. 1 mCi/ml). After 14 days incubation at 15°C, the C0 2 (if any) in the head space was collected by flushing and trapping in oxifluor CO,., and quantitated by liquid scintillation counting. Vials showing C0 ? production (counts significantly above background) were scored as positive and the Most Probable Number of hydrocarbon utilizers per gram dry weight calculated from standard MPN tables. Biodégradation Potentials Portions of sediment samples were placed into serum vials containing 10 ml Bushnell Haas broth. and 50 ml light Arabian crude oil spiked with either., C hexadecane, C pristane, l C naphthalene, C benzanthracene or C 9-methylanthracene. After 14 days incubation, microbial hydrocarbon degrading activities were stopped by addition of KOH. The * C0« produced from mineralization of the radiolabeled hydrocarbon was determined by acidifying the solution, flushing the headspace, trapping the L CO^ in oxifluor CO» and quantitating the C by liquid scintillation counting. The residual undegraded hydrocarbons and biodégradation products were recovered by extraction with hexane. The C in each solvent extract was determined and fractionated, using silica gel column chromatography, into undegraded hydrocarbon fractions (hexane + benzene eluates) and degradation product fractions (methanol eluate + residual non-eluted counts). A 0.75 cm diameter X 10 cm column packed with 70-230 mesh silca gel 60 was used. Radiolabelled material in each fraction was quantitated by liquid scintillation counting. Sterile controls were used to correct for efficiency of recovery and fractionation. Triplicate determinations were made for each sample and radiolabelled hydrocarbon substrate combination. The percent hydrocarbon mineralization was calculated as C0 2 produced (above sterile control)/ C hydrocarbon, added. The .percent hydrocarbon biodégradation was calculated as C0~ produced .+, C methanol fraction + C. residual (all above sterile control)/ C hydrocarbon added. Carbon balances generally accounted for approximately 90% of the radiolabelled carbon added to the sediment (except for naphthalene where volatility losses prevented efficient recovery). 3 Chemical Hydrocarbon Analyses Performed at ERCO For hydrocarbon analyses the samples were thawed, dried with methanol and extracted by high energy shaking with a. mixture of methylene chloride-raethanol (9:.l). The extract was fractionated into an aliphatic (f.) fraction and an aromatic (f ? ) fraction using silica gel/alumina column chromatography. A 1 cm diameter X 25 cm column (1 cm alumina on top of 15 cm silica gel) was used. The f. fraction was eluted with 18 ml hexane; the f. fraction subsequently was eluted with 21 ml of a 1:1 mixture of hexane-methylene chloride» After reducing the volume of solvent by evaporation, the gross amount (weight) of hydrocarbon in each fraction was determined gravimetrically from an evaporated and dried aliquot of the extract. The extracts were subjected to quantitative glass capillary-gas chromatographic (GC) analysis. Selected aromatic fractions also were analysed by combined glass capillary gas chromatographic/mass spectrometric (GC/MS) analysis for qualitative identification of individual • compounds and quantification of minor components. Participation in an intercalibration exercise under the direction of the National Analytical Laboratory "indicated that these analyses were at the state, of the art with repeatable ± 20% detection of hydrocarbons in the ng g A dry weight sediment range. The details of GC and GC/MS analysis employed are as follows: GC: Hewlett Packard 58A0A reporting GC with glass; splitless injection inlet system; 30 m glass capillary column coated with SE-30 (s 100,000 theoretical plates); FID detector; temperature programmed at 60-275°C min ; helium carrier gas 1 ml min ; transmission of integrated peak areas and retention time through HP 18846A digital communications interface to a PDP-10 computer for storage, retention index and concentration calculations. Deuterated anthracene (f«) and androstane (f,) were used as internal standards and response factors were determined with known concentrations of the reported compounds. GC analysis was used to quantitate components of Che f. fraction. GC/MS: Hewlett Packard 5985 quadrapole system (GC/MS Computer); mass spectrometer conditions: ionization voltage=70 eV, electron multiplier voltage=2200 V, scan conditions 40 amu to 500 amu at 225 amu s . Quantification of components of the f- fraction was accomplished by mass fragmentography wherein the stored GC/MS data is scanned for parent ions (m ) . The tabulated total ion currents for each parent ion is compared with deuterated anthracene (internal standard) and an instrumental response factor applied. Authentic polynuclear aromatic hydrocarbon standards were used to determine relative response factors (when no standard was available a response factor was assigned by extrapolation) . In vitro Biodégradation Sediment was collected at sites 6 and 7 in November, 1979 for in vitro biodégradation experiments. Replicate one hundred gram portions of sediment were placed into 250 ml flasks to which 50 ml of a sterile solution containing 0.5% KNO +0.5% KH PO and 0.5 ml of light Arabian crude oil were added. The rlasks were agitated on a rotary shaker at 100 RPM. After two, four, and six weeks of incubation at 15°C, the oil remaining in replicate flasks (two at each sampling time) was extracted and analysed as described below. Additionally, replicate 100 g portions of sediment were placed into 1 liter stainless steel buckets. The containers were continuously flushed with a solution of Rila marine salts supplemented with 10 ppm KNO. + 10 ppm KH 2 P0,. The height of the water level was adjusted to be 3 cm above the surface of the sediment layer. The flow rate was adjusted to 10 ml/h. After two, four, and six weeks of incubation at 15 °C the oil remaining in replicate sediment portions was extracted and analysed as described below. Analyses of _in vitro Experiments Residual oil was recovered from samples by extraction with sequential portions of diethyl ether and methylene chloride. The sediment was shaken at 200 RPM with repetitive portions of solvent. The extracts were subjected to column chromatography to split the extracts into aliphatic (f.) and aromatic (f„) fractions. Columns were prepared by suspending silica gel 100 (E. \\. Reagents, Darmstadt, W. Germ.) in CH-C1- and transferring the suspension into 25 ml burets with teflon stopcocks to attain a 15 ml silica gel bed. The CH-C1» was washed from the columns with three volumes of pentane. Portions of the extracts in pentane were applied to the columns, drained into the column bed, and allowed to stand for three to five minutes. The aliphatic fraction (f.) was eluted from the column with 25 ml pentane. After 25 ml pentane had been added to the column, 5 ml of 20% (v/v) CH^Cl^ in pentane was added and allowed to drain into the column bed. Fraction f. was 30 ml. The aromatic fraction (f~) was eluted from the column with 45 ml of 40% (v/v) CH 2 C1 2 in pentane. The fractions of each extract were then concentrated to about 5 ml at 35°C and transferred quantitatively to clean glass vials. Fractions f. and f~ were prepared for analysis by gas chromatography or gas chromatography mass spectrometry. An internal standard, hexamethyl benzene (Aldrich Chem. Co., Milwaukee, WI.), was added to each sample. In fraction f . , hexamethyl benzene (HMB) was present at 12.6 ng/ml; in fraction f ~ , HMB was present at 25.2 ng/ml. Fraction f. was analyzed by GC on a Hewlett-Packard 5840 reporting GC with FID detector. The column was a 30 m, SE54 grade AA glass capillary (Supelco, Belief onte, PA.). Conditions for chromatography were injector, 240°C; oven 70°C for 2 min. to 270°C at 4°C/min. and hold for 28 min.; FID, 300°C; and carrier, He at 25 cm/ sec. A valley-valley intergration function was used for quantitative data acquisition. Response factors were calculated using ri-alkanes, (C n -C ?R ) , pristane and phytane standards. Fraction f 2 was analyzed with a Hewlett-Packard 5992A GC-MS. Conditions for chromatography were injector, 240°C; oven 70°C for 2 min. to 270°C at 4°C/min. and hold for 18 min. Data was acquired using a selected ion monitor program. Thirteen ions were selected for representative aromatic compounds. The ions monitored were 128, 142, 147, 156, 170, 178, 184, 192, 198, 206, 212, 220, and 226. The representative compounds were naphthalene, methyl naphthalene, HMB as an interanal standard, dimethyl naphthalene, trimethyl naphthalene, phenanthrene, dibenzothiophene, methyl phenanthrene, methyl dibenzothiophene, dimethyl phenanthrene, dimethyl dibenzothiophene, trimethyl phenanthrene, and trimethyl dibenzothiophene, respectively. The dwell time per ion was 10 msec. Instrument response factors were calculated by injecting known quantities of unsubstituted and C. and CL substituted authentic aromatic hydrocarbons and determining the integrated response for each compound. These values were used to extrapolate for quantitation of isomers and C~ substituted compounds. For analysis of the polar fraction including microbial degradation products, three samples were selected for analysis by the University of New Orleans Center for Bio-organic Studies. The samples were: 1) flow through, 6 week incubation from site 6; 2) flow through, 6 week incubation from site 7; 3) agitated flask, 6 week incubation from site 7. Frozen samples were sent for analysis. At the Center for Bio-organic Studies the samples were extracted with successive portions of CH-OH, CH-0H/CH 2 C1 2 and CH 2 C1 2 . The extracts were fractionated using silica gel and the f„ fraction was collected, methylated and analysed by high resolution GC-MS. RESULTS AND DISCUSSION The enumeration of hydrocarbon utilizing microorganisms indicated that numbers of hydrocarbon utilizers in the intertidal sediments increased significantly in response to hydrocarbon inputs (Table 2) . Site 3, which is covered with seawater only at times of extreme high tide, showed very high populations of hydrocarbon utilizing microorganisms even three years after the AMOCO CADIZ spillage. Sites 5 and 6 (located within Aber Wrac'h) and Sites 7 and 8 (located near Portsall) showed variable, but apparently elevated, numbers of hydrocarbon utilizers for up to two years following the spill. It appears that hydrocarbons contained within the mud sediments of Aber Wrac'h continued to exert a selective pressure on the microbial community that favored elevated populations of hydrocarbon utilizers for a longer period of time than sites on high-energy sand beaches. Site 2 showed evidence that the TANIO spill impacted the lie Grande region. This site did not show elevated numbers of hydrocarbon utilizers in December 1978 or at later sampling times as a result of the AMOCO CADIZ spill, but in July of 1980, several months after the wreck of the TANIO, numbers of hydrocarbon utilizers were greatly elevated. A year later, however, the numbers of hydrocarbon utilizers had returned to background levels at this site. The unoiled control sites 9 and 10 and sites 1 and 4, which were impacted by the AMOCO CADIZ spill, did not show any evidence of elevated hydrocarbon-utilizing populations during the sampling period. Similarly, the offshore sites A-D in the Bay of Morlaix did not appear to be elevated at the time of sampling in November 1979. Sites 11 and 12 were added following the wreck of the TANIO and showed obviously elevated populations of hydrocarbon utilizers that persisted for over a year. TABLE 2. MPN-Hydrocarbon Utilizers. (# X 10 3 /g dry wt.) Site 2-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 1 0.2 0.5 1 0.7 5 16 1 2 5 7 . 1 14 30 45000 1 3 2200 14000 41000 13000 160000 48000 24000 4 2 0.4 2 7 1 4 5 5 8 18 8 450 19 10 15 6 9 390 20 27 190 11 17 7 40 1900 1 2 12 2 2 8 57 350 150 8 3 1 10 9 0.7 0.4 3 1 4 1 4 10 0.1 0.2 4 1 2 2 3 11 - - - - 19000 140000 24000 12 - - - - 920000. 140000 24000 À - - - - 66 - - - B - - - 32 - - - C - - - 13 - - - D — — — 13 - - - The elevation in hydrocarbon utilizing populations, when detected, represented a shift within the microbial community. There generally was no evidence that total microbial biomass increased as a result of oiling although there generally was a tenfold variation in the microbial biomass between different sampling times (Table 3). TABLE 3. Direct Count. (// X 10 8 /g dry wt.) Site 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 1 3 . 1 4 3 1 1 3 2 4 2 16 7 3 40 2 3 10 6 220 18 24 40 38 4 2 1 3 0.4 0.5 0.6 2 5 3 2 19 12 17 2 15 6 6 7 150 20 27 24 26 7 3 1 8 1 1 1 2 8 1 4 1 1 2 2 4 9 1 0.5 2 1 0.3 1 4 10 0.5 0.4 13 1 0.4 2 7 11 - - — - 5 1 4 12 - - - - 39 36 40 A - - - 15 - - - B - - - 16 - - — C - - - 3 - — - D — — — 10 — _ _ The microbial hydrocarbon biodégradation potential measurements showed that following the AMOCO CADIZ oil spillage, indigenous microbial populations in the sediment at all sampling sites were capable of degrading both aliphatic and aromatic components of crude oil (Tables 4-8). The variability in the results is not indicated in these tables, but the standard error was less than 4% for the percentage degraded and less than 10% for Che percentage mineralized in all cases. The biodégradation potentials indicated that ti-alkanes were preferentially degraded and that pristane was degraded at approximately half the rate of ri-hexadecane . For aliphatic hydrocarbons approximately 30% of the amount of hydrocarbon biodegraded was converted to C0~ (mineralized) . Methodological difficulties in handling naphthalene made it difficult to assess the true extent of biodégradation for this compound. It is apparent, though, that the indigenous microbial populations were capable of degrading light aromatic hydrocarbons. The rates of degradation of the 3- and 4-ringed polynuclear aromatic hydrocarbons were lower than for branched and straight chained aliphatic hydrocarbons. In the case of the polynuclear aromatic hydrocarbons, a very low proportion of the amount of hydrocarbon degraded was converted to C0 ? . TABLE 4. Hexadecane biodégradation showing % degraded and (% mineralized). Site 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 1 40 41 21 17 10 25 17 8 10 (8) (11) (1) (15) (2) . - (12) (10) 43 38 26 22 25 19 6 (ID (13) (8) (13) (17) (12) (7) 45 46 29 23 51 19 33 (15) (15) (8) (18) (39) (14) (26) 36 48 21 25 8 26 17 (14) (13) (7) (14) (6) (19) (10) 42 46 25 35 32 24 23 (14) (14) (13) (14) (20) (18) (15) 34 47 29 26 36 18 20 (11) (12) (11) (20) (18) (11) (13) 31 45 13 31 2 20 28 (10) (13) (3) (21) (1) (14) (19) 40 43 21 35 3 17 34 (15) (11) (5) (19) (2) (12) (20) 28 32 22 35 7 27 34 (12) (3) (3) (14) (3) (15) (24) 37 30 21 45 8 22 25 (10) (3) (10) (32) (3) (14) (17) 8 TABLE 5. Pristane biodégradation showing % degraded and (% mineralized). Site 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 1 18 22 12 17 18 17 27 (3) (3) (1) (3) (2) (3) (3) 2 23 22 • 16 15 17 24 24 (3) (4) (3) (5) (3) (3) (1) 3 19 21 16 14 18 20 24 (2) (4) (3) (5) (5) (3) (6) 4 26 23 16 18 17 19 20 (3) (4) (2) (4) (1) (3) (2) 5 21 28 21 17 16 22 25 (3) (6) (4) (5) (4) (3) (6) 6 21 30 19 19 17 20 21 (3) (6) (3) (5) (4) (4) (3) 7 25 24 16 25 12 23 23 ' (3) (4) (1) (4) (1) (2) (4) 8 31 23 21 18 20 21 23 (3). (4) (1) (5) (1) (2) (4) 9 27 20 22 19 17 22 24 (3) (2) (1) (5) (2) (2) (7) 10 29 - 21 20 18 21 20 (2) (-) (3) (5) (2) (2) (8) TABLE 6. Biodégradation of naphthalene showing % degraded and (% mineralized). Site 3-79 8-79 11-79 3-80 I 3(2) 2(1) 3(31) KD 2 9(7) 5(3) 2(2) 2(2) 3 12(10) 5(3) 2(2) 6(6) 4 7(6) KD 5(5) KD 5 8(6) KD 7(7) 7(7) 6 11(10) KD KD 2(2) 7 10(9) KD 6(6) KD 8 9(7) KD 7(7) KD 9 HO 2(1) KD KD — 2(1) KD KD TABLE 7. Biodégradation of 9-methylanthracene showing % degradation and (% mineralization). Site 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 1 10 - 1 5 6 9 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 2 19 . 8 6" 8 10 9 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 3 18 18 6 7 7 10 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 4 23 2 2 1 10 6 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 5 17 4 2 7 21 6 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 6 19 1 3 4 11 5 (0) (0) (0) (0) . (0) (0) 7 • 15 7 3 2 9 5 m + (0) (0) (0) (0) (0) (0) 8 21 2 4 1 6 5 (0) (0) (0) (0) (0) (0) 9 15 11 1 4 11 4 (0) (0) (0) (0) (0) (0) — 6 3 13 5 4 <-) (0) (0) (0) (0) (0) TABLE 8.. Biodégradation of benzanthracene showing % degradation and (% mineralization). Site 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 8 10 5 21 18 2 5 10 13 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 8 17 10 - 4 2 6 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 11 15 7 7 8 fc 12 (0) (0) (0) (-) (0) (0) (0) 4 5 6 2 6 3 5 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 8 13 14 2 10 11 8 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 4 8 11 2 4 1 6 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 11 3 6 7 4 3 6 (0) (0) (0) (0) (0) (0) " (0) 6 5 5 4 1 7 4 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 2 8 • 5 7 2 13 5 (0) (0) (0) (0) (0) (0) (0) 1 - 14 8 11 12 4 (0) (-) (0) (0) (0) (0) (0) 10 Based on the changes in the composition of the microbial community, as evidenced by elevations in numbers of hydrocarbon utilizing microorganisms and based on the microbial biodégradation potentials, it can be stated that biodégradation appears to have been a very important process that had the potential' for significantly altering the composition of the hydrocarbon mixture that impacted the sediments of the Brittany Coast following the AMOCO CADIZ spill. With time the residual hydrocarbon mixture should contain increasingly high proportions of complexed branched and condensed-ring hydrocarbon compounds that are degraded relatively slowly by the indigenous microorganisms . The weight of the extractable hydrocarbons confirmed the occurrence of contaminating hydrocarbons at site 2 in July L980, presumably as a result of the TANIO spillage (Table 9). Similarly, high concentrations of hydrocarbons were found in at Sites 11 and 12 which were closer to the TANIO wreck. The levels of hydrocarbons at Site 3 remained high throughout the sampling program. Sites 1, 4, 9, and 10 showed a general lack of significant hydrocarbon concentration that would be indicative of petroleum pollution. Sites 5, 6, 7, and 8, in contrast, showed somewhat elevated hydrocarbon concentrations. TABLE 9. Weights of extractable hydrocarbons (ug/g) . 1 λ 2 2 ' 2 3 .' 2 4 Ï 2 l 2 2 7 ' 2 8 ' 2 2 10 f "|i 2 12 t { t 2 * i 2 2 2-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 27 9 5 17 8 20 4 57 5 16 58 37 25 22 52 21 42 147 50 2370 9 53 11 47 136 50 2160 29 272 2232 121092 108000 33000 16600 3680 338 2537 70329 95833 22500 32400 8080 21 22 9 20 35 12 8 57 17 11 19 29 17 49 122 140 56 213 65 68 21 103 82 99 233 73 156 42 178 458 177 536 874 109 56 226 416 209 556 830 281 75 91 72 152 80 58 23 15 75 59 123 63 39 26 29 179 382 164 243 98 34 31 148 298 135 194 83 24 59 7 32 77 20 21 43 13 3 34 78 32 21 36 25 8 29 13 36 23 23 21 11 20 ' 29 96 31 48 74 — - — - 515000 60800 320 — - - - 512000 36300 440 — - - - - 73200 67 — - - - - 14300 109 - - - 102 - - - - - - 88 - - - - - - 210 - - '- - - - 210 - - - - - 13 - - - - - - 21 - - - - - - 21 - - - — — — 10 — - - 11 The detailed gas-chromatographic and mass-spectral analyses of the samples collected at each site indicated a lack, of significant petroleum hydrocarbons throughout the study at Sites 1, 4, 9, and 10 (Tables 10, 13, 18, 19). Site 2 showed some evidence of weathered hydrocarbons in 1978 and- a significant input of fresh petroleum hydrocarbons in July 1980 (Table 11). Site 3 had significant concentrations of weathered petroleum origin throughout the study (Table 12). Sites 5 and 6 showed an alteration of the hydrocarbon mixture with time that indicated the occurrence of biodégradation (Tables 14, 15). Samples at Sites 7 and 8 continued to show the presence of a relatively unweathered hydrocarbon mixture up to two years following the AMOCO CADIZ spill (Tables 16, 17). It appears that undegraded hydrocarbons were seeping into the surface sediments at Site 8 and it is postulated that either shifts in the sediment were repeatedly exposing hydrocarbons that had been protected from microbial degradation and/or that some oil continued to be washed ashore from the sunken AMOCO CADIZ vessel. Site 11 showed clear evidence of heavy oiling from the TANIO spill which persisted for a year following the spill (Table 20). The offshore sites sampled in November 1979 in thé' Bay of Morlaix failed- to show the presence of AMOCO CADIZ oil. TABLE 10. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE 1 C-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 1 2 - 2 15 20 125 250 23 1 123 16 2 14 12 3 3 9 17 65 15 438 86 156 5 91 pristane 62 22 27 76 43 30 102 18 3 2 3 5 8 4 10 phytane 11 2 2 5 6 3 2 19 2 2 3 7 3 5 20 5 2 2 4 7 3 4 21 6 1 3 4 8 2 7 22 6 2 3 4 8 3 9 23 9 2 4 . 6 9 5 18 24 9 2 3 5 8 2 24 25 17 2 5 14 9 13 34 26 8 2 2 2 6 3 28 27 10 1 4 10 7 6 35 28 7 1 1 2 5 2 21 29 18 5 6 10 10 18 38 30 8 1 7 6 3 4 35 alkanes: 1.2 0.9 20.0 2.3 5.6 6.0 2.3 isoprenoids pristane: 5.6 7.8 13.5 - 7.3 1.6 50.0 phytane " 12 TABLE 11. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE 2 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 3 6 11700 3 15 44 115 J31 154 39 18200 111 16 11 18 4 19800 11 17 65 40 169 - 68 18 22000 93 priscane 27 38 • 160 1100 6 19800 46 18 8 9 8 181 5 22600 10 phycane 17 126 32 151 15 25900 15 19' 30 26 5 35 2 23400 6 20 18 16 9 9 8 18600 9 21 14 40 18 15 5 16700 13 22 16 29 7 10 9 12800 14 23 14 11 8 38 8 10900 23 24 12 11 7 6 13 10000 22 25 45 70 30 64 146 7120 35 26 22 12 6 10 16 6450 30 27 34 15 23 36 24 6320 33 28 53 40 6 29 10 4780 15 29 51 47 9 39 53 6040 36 30 -- 31 95 71 116 55 4380 20 alkanes: m 1.5 2.5 0.3 3.2 1.3 3.5 isoprenoids priscane: 0.4 0.8 5.1 7.3 0.4 0.8 3.0 phytane TABLE 12. Hydrocarbon concentration ng/g, SITE 3 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 19 _ 3525 1040 1390 — _ 15 -• - 11025 633 - - 16 17 121 9350 400 - - 17 32 12 9550 3440 200 - - priscane 213 809 145150 47900 104 - - 18 48 86 20250 3600 106 - - phycane 985 3088 275900 130000 673 - - 19 255 948 63075 29200 283 825 - 20 149 247 36000 L1900 - 1270 21 31 241 17975 6210 508 2103 2380 22 25 12 8875 1440 130 - 3050 23 38 56 Il 100 - 3280 24 54 48 7925 3510 - 4640 25 - - 12600 21300 2340 - 5 700 26 - 160 14900 2540 329 - 5190 27 172 898 45250 1160 516 10800 28 81 934 18600 109 - 2460 29 41 2025 31250 2090 3330 1692 12120 30 - 400 75775 118 13900 3120 alkanes: 0.1 .. 0.1 0.1 0.8 _ _ isoprenoids priscane: 0.5 0.3 0.5 0.4 0.2 - 1.9 phycane 13 TABLE 13. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE 4 c-// 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 i T 15 -% 3 13 8 16 2 5 8 7 17 18 4 4 4 12 15 8 priscane 60 6 2 3 4 3 18 37 3 C 2 10 6 8 phvcane 153 18 8 8 6 11 19' 68 9 2 5 9 7 6 20 37 10 2 3 8 7 6 21 30 8 4 4 12 5 9 22 21 5 1 3 7 1 8 23 27 6 2 6 8 7 17 24 20 4 3 5 3 17 25 23 6 l 3 14 3 27 26 42 7 3 4 6 16 27 37 7 10 7 17 11 48 28 60 9 3 3 3 3 7 29 47 19 9 18 28 22 61 lu- 43 1 30 1 50 2 12 -- alkanes: 0.2 0.7 ^ 0.6 2.8 4.1 2.3 isoprenoids priscane: 0.4 0.4 ™ •c 0.4 0.6 0.3 phytane TABLE 14. Hydre Dcarboi a conce intrati ,on nq/q • SITE 5 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 19 37 2 16 «B 5 3 15 20 65 167 59 11 35 29 16 - - 18 - 12 8 17 25 112 122 95 18 585 priscane 24 150 II 885 8 175 108 18 16 50 17 4 2 4 phytane. 158 293 43 L58 12 36 20 19 64 140 12 16 4 3 8 20 43 5 17 19 16 7 9 21 57 50 23 208 8 13 17 22 39 18 19 14 6 18 11 23 25 36 23 30 20 18 20 24 4 30 15 18 9 13 20 25 22 5 39 115 99 111 100 26 46 5 11 24 21 11 21 27 51 93 30 87 48 29 62 28 70 64 6 13 7 13 10 29 96 '.36 17 113 13û 86 122 30 17 57 80 10 20 23 alkanes: 0.3 0.5 5.1 0.3 5.5 2.7 4.4 isoprenoids priscane: 0.2 0.5 0.3 12.0 - 0.7 5.4 phytane 14 TABLE 15. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE 6 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 — 82 10 _ 4 i 15 8 61 28 111 68 28 30 16 - - - 9 9 17 23 117 14 164 200 6 101 priscane 102 125 15 71 70 12 18 - 8 28 - 6 7 phytane 360 489 135 289 225 23 "> "» 19 101 121 20 20 - 15 20 35 12 42 - 2 10 ?l 86 180 59 223 35 31 30 22 - 149 4 48 38 9 6 23 39 58 16 81 80 28 61 24 5 - 5 37 27 5 10 25 109 159 80 128 484 47 85 26 128 151 10 50 53 6 30 27 68 126 88 135 255 48 124 28 97 56 13 105 28 12 21 29 L59 319 55 200 590 122 245 30 " ' 36 140 254 342 30 18 55 alkanes: 0.1 0.3 0.2 0.8 0.9 1.5 2.7 isoprenoids pristane: 0.3 0.3 0.1 0.3 - 0.0 0.5 phytane • TABLE 16. Hyd: rocarb< on conc entrât ion na/ a . STTE 7 c-# 12-78 3-79 8-79 U-79 3-80 7-80 6-81 14 9 4 9 2 14 43 15 7 7 43 11 11 29 77 16 51 10 58 18 32 29 64 17 109 20 96 27 63 38 85 pristnne 154 24 102 25 47 35 7 18 121 33 113 36 39 41 64 phytnne 256 65 159 43 86 43 39 19" 54 46 139 55 44 47 65 20 122 36 124 23 56 35 67 21 83 25 106 30 49 29 42 22 108 24 94 30 58 45 23 84 23 86 28 59 24 43 24 6) 18 80 46 47 24 54 25 111 27 89 42 62 25 32 26 105 27 62 25 42 22 35 27 54 20 110 48 30 17 35 28 126 42 52 15 28 14 17 29 92 28 62 28 49 26 44 30 112 36 356 152 29 37 29 nlkanes : 0.6 0.7 1.0 1.4 1 .1 1.6 3.3 isoprenoids priscane: 0.6 0.4 0.6 0.6 0.6 0.8 0.2 phycane 15 TABLE 17. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE 8 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 14 160 34 16 24 « 8 12 15 368 77 66 73 7 21 80 16 518 87 47 73 22 23 29 17 640 113 80 104 44 31 64 priscane 941 427 98 135 41 38 108 18 818 219 70 108 50 34 40 phytane 1839 955 116 171 74 54 46 19 1122 352 85 158 57 54 42 20 849 203 81 97 51 35 29 21 530 121 62 66 44 28 27 22 430 135 50 64 38 24 30 23 314 85 47 59 34 32 36 24 272 85 42 68 30 43 21 25 54 190 52 • 42 56 18 25 26 489 234 33 46 28 19 28 27 328 197 71 31 26 41 22 28 431 292 24 19 11 12 11 29 362 326 15 30 63 27 33 30" 315 411 170 10 218 14 29 alkaness 0.7 0.3 l.l L.l 1.0 l.l 1.2 ispprenaids priscane: 0.5 0.4 0.8 0.8 0.6 0.7 2.3 phycane TABLE 18. Hvdi rocarfcx Dn conc entrât ion nq/< 3* SITE 9 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-81 u - 28 - 15 3 8 - 42 - 16 3 3 - 21 - 17 3 II 5 22 8 36 19 priscane 1 4 6 2 - 1 18 3 6 3 5 6 9 9 phycane 2 4 2 3 - 5 19 4 3 4 4 8 6 12 20 4 3 6 11 6 12 21 4 6 4 6 II 4 15 22 4 7 3 5 9 6 12 23 4 9 3 10 8 7 19 24 4 8 1 £ 5 4 4 15 25 7 13 8 15 7 62 29 26 8 23 l 3 1 2 15 27 8 12 3 11 3 14 44 28 11 34 3 1 12 29 11 22 12 15 24 65 30 6 8 13 1 1 3 25 alkanes: 1.8 2.0 1.6 7.1 5.7 isoprenoids priscane: 0.6 0.2 2.6 0.9 - mm phycane 16 TABLE 19. Hydrocarbon concentration ng/g SITE 10 c-# 12-78 3-79 8-79 11-79 3-80 7-80 6-8! 14 1 2 _ — 25 7 L5 5 33 3 - 42 74 7' 16 l 5 29 3 - 19 17 17 3 Il 53 14 8 41 228 pristane l • 3 7 3 - 7 4 ,18 3 7 9 10 4 8 10 phytane 2 • 4 L. - 2 5 19 3 11 5 6 1 7 il 20 4 8 4 6 3 6 8 21 3 4 5 6 4 246 14 22 2 10 5 3 6 15 23 2 8 7 4 10 31 24 1 4 5 2 1 21 25 3 226 13 24 7 55 76 26 2 13 6 2 2 33 27 1 11 22 21 5 31 137 28 1 11 8 5 7 23 29 5 38 33 14 53 194 30. 3 23 — 4 34 alkanes: 1.9 9.0 — — 4.0 63.6 isoprenoids ■ pristar.e: 0.5 1.9 - - 3.5 0.8 phytane TABLE 20. Hydrocarbon concentration ng/g. SITE II C-ff 3-80 7-80 6 r 8l 14 605000 73200 69 15 661000 • 88200 285 16 625000 89100 83 17 636000 93600 110 pristane 342000 66900 418 18 643000 110700 76 phytane 231000 53400 . 372 19 629000 129000 80 20 680000 142000 128 21 724C00 132000 122 22 719000 141000 141 23 719000 142000 196 24 724000 140000 209 25 685000 133000 202 26 718000 155000 224 27 669000 167000 207 28 627000 192000 108 29 620000 168000 152 ?0 479000 190000 318 Alkanes: Isop renoids 0.2 2.4 0.3 Pristane:Phv tane 0.7 1.3 1.1 17 The significant features of the chemical changes that were observed included a marked decrease in the proportion of n_-alkanes relative to isoprenoid hydrocarbons, the transient occurrence of an increase in unresolved hydrocarbons within the first year following the AMOCO CADIZ spillage, and the decreased importance of unsubstituted polynuclear aromatic hydrocarbons relative to dibenzothiophenes and the comparable or substituted forms of the polynuclear aromatic hydrocarbons (Figs. 2 and 3) > The _in vitro hydrocarbon biodégradation experiments confirmed the fact that the indigenous microbial populations were capable of rapid and extensive degradation of Arabian crude oil. Much greater rates of biodégradation were observed in agitated compared to flow through experiments (Figs. 4-9). Both the in vitro experiments and the analysis of field experiments support the hypothesis that mixing energy has a very significant effect on the rates of hydrocarbon biodégradation. Rates of biodégradation appear to be environmentally influenced by the turbulence of mixing which can ensure a continued supply of nutrients and oxygen as well as dispersing the oil so as to establish a favor- able surface area to volume ratio for rapid microbial hydrocarbon biodégradation. The similarity of changes, observed in the composition of the hydrocarbon mixture in_ vitro compared to the analysis of field samples also suggests that nutrients were not a limiting factor that determined the rates of hydrocarbon biodégradation. The analysis of the polar fractions from the in vitro experiments showed some surprising results (Table 21). There was a lack of oxygenated aromatic compounds. It had been predicted that there would be a greater accumulation of polar products from aromatic biodégradation since less C0 ? was being produced than from aliphatic biodégradation where a significant proportion of the hydrocarbon that was biodegraded was released as CO,. . There were significant accumulations of polar compounds that appear to be biodégradation products of aliphatic hydrocarbons, especially as C.^-C.q acids. Interestingly, the major polar products included unsaturated acids. As a rule, the predominant biochemical pathway for the biodégradation of straight chained hydrocarbons does not involve the formation of unsaturated compounds, although a> biochemical pathway has recently been elucidated for some bacteria that does introduce a double bond into the hydrocarbon. It appears that the microbial populations indigenous to the sediment of the Brittany Coast possess such a biochemical capability. 18 n nrfi ■ IfOINCI MOUlM I S I C« CH C« (>' • CW* C Hh. It! CI «MM MKNiin S , J t£L ill Gt*«0l lUlf l»H (■« t ■»< - I il CltCN »OtM»«i OKI*ltl l«#'» La § f •*<•<" » I « • J u i »•«. *» *■»«»/■ m i $ $ n£i r I i sl& FIGURE 2. Changes in the relative concentrations of aliphatic hydrocarbons at sites 3, 5, and 7. 19 M M It MO <"OuVW oici*ete **re ACfO ««ACM o*ci««fo itrs •\i GIAMOI oicimtit w/e JTkiTh, £■ ci c» e« • c el ci c« * .JtrrfM M ■n ti rrr 1, «36 f UAH c> ei (• *» i (> n i\ p. i rf «At* te «»rn rtrl.rui •19 G M J •imp *«« JE ■>•■• at toi • UjtlI OU n ri LLd s NOVEMBER 197» Ld 1 4SE* *9»C» NOVEMBER 'î'« n r I LE GRANDE NOVEMBER 1979 « cccc p c c c c oece 12)4 12)4 123 JQ n£t NAPHTHA- l (Ni PHENAN 0I8ENJO TMAENE THIOPHENE NCCCCPCCCCOCCC NCCCCPCCCCOCCC 12)4 12)4 123 1234 1234 123 Nl'HlHl PHENAN OISENfO NAPHTHA PHENAN- DIBEKZO' I.ENE THBENE THlOPHENE LENE ThRENE rHMPHENE FIGURE 3. Changes in the relative concentrations of aromatic hydrocarbons at. sites 3, 5, and 7. 20 5- 4- 3- Z2. < 1 - Z UJ u z o UJ >4 FLOW THROUGH 2 WEEKS SITE 7 u 2- FLOW THROUGH 6 WEEKS SITE 7 u - 3 - 1 FLOW THROUGH 2 WEEKS SITE 6 ll - 2 4 WEEKS SITE 6 u 11 12 13 14 IS 16 1 7 PR 1 8 PH 19 20 2 1 22 23242$ 262/28 H 17 Ll 14 l> io 1' PH 18 PH 19 20 21 22 2] 24 25 26 27 28 FIGURE 4. (Left column) Changes in the relative concentrations of- aliphatic hydrocarbons in flow-through experiment with sediment from site 7 FIGURE 5. (Right column) Changes in the relative concentrations of aliphatic hydrocarbons in f Low-through experiment with sediment from site 6. 21 3- Z o 1- < S H 3 Z J Ui O 2 . Z o o 1' Ui > < 3-| _l UI ce * ™ 1 - £ PLOW THROUGH SITE 6 2 WEEKS 6 WEEKS r iLch N C, C 2 C 3 P C, C 2 C 3 C, CjC 3 n n' h p p p b d o o T B S 8 T T T • 4 ■1 1 r 4 WEEKS 1 - 1 n - « FLASK TIME SITE 7 U tmlil 2 WEEKS rh-TTh-TL I J 4 WEEKS 6 WEEKS 11 12 13 14 is is t7 PR is PH 19 20 21 2 2 23 24 2S 28 27 28 FIGURE 6. (Left column) Changes in Che relative concentrations of aromatic hydrocarbons in flow-through experiment with sediment from site 6 FIGURE 7. (Right column) Changes in the relative concentrations of aliphatic hydrocarbons in flask experiment with sediment from site 7. 22 < s ' FLASK ^ __ TIME ' ' ' SITE 6 4- '"" , r n 3. — 1 2- "_ .1 :: 12.1 •10 Jw FLASK SITE6 -5 Wk In I J Ml-m-L^ - 2 tu !j PC 4 WEEKS i H aT"h-r-r-n 3b£Û i 2 Wk ill - 2 - 1 5.1 G3 n i r 4 Wh 1„ J 6 WEEKS ^zcn -2 - 1 6 Wk 11 12 13 14 IS 16 17 PR 18 PH 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 N C,C, C,P C,C, C,0 C, C,C, F c, NNN PPP80D0 F T 8 8 S T T T FIGURE 8. (Left column) Changes in Che relative concentrations of aliphatic hydrocarbons in flask experiment with sediment from site 6. FIGURE 9. (Right column) Changes in the relative concentrations of aromatic hydrocarbons in flask experiment with sediment from site 6. 23 TABLE 21. Concentrations and Identities of Polar Compounds ng/g SITE SITE SITE 7 6 7 FLASK FLOW FLOW THROUGH THROUGH dodecanoic acid tetradecanoic acid methyltetradecanoic acid pentadecanoic acid hadecenoic acid hexadecanoic acid isoheptadecanoic acid heptadecanoic acid octadecenoic acid octadecanoic acid nonadecanoic acid eicosanoic acid tetracosanic acid hexacosanic acid octacosanic acid 16.5 2.3 4.7 22.2 13.7 24.5 15.0 19.7 43.3 10.5 13.5 24.0 47.0 129.0 217.0 73.9 109.0 157,0 8.3 7.8 11.9 3.2 8.6 4.3 59.3 76.4 99.2 44.4 34.2 44.6 10.1 25.4 _ 9.8 25.4 55.8 14.5 3.0 13.8 7.7 1.4 10.8 15.8 13.3 15.6 isocyclopropaneoctanoic acid 15.5 25.5 42.2 methyloctahydrophenanthrene- carboxylic acid (tent.) 21.3 2.0 24 CONCLUSIONS Microbial degradation appears to have played a very important role in the weathering of oil spilled from the AMOCO CADIZ. Microbial hydrocarbon degradation potentials are in general agreement with the observed changes in the composition of oil stranded within the littoral zone. The chemical evolution of the hydrocarbon mixture within intertidal sediments led to a relative enrichment in isoprenoid alkanes, a transient complex unresolved mixture, and a relative enrichment of dibenzothiophenes and alkylated phenanthrenes. There was a general, but variable decline in concentrations of hydrocarbons over the three year period following the AMOCO CADIZ spill within Aber Wrac'h. The concentrations of hydrocarbons also declined at sites that were regularly covered by tides. At the one site in lie Grande, which is not subject to daily tidal washing, the concentrations of hydrocarbons remained high even three years following the spill. At nearby sites within the He Grande salt marsh, which were physically cleansed of , AMOCO CADIZ oil, there was little chemical or microbial evidence of any impact from the AMOCO CADIZ spill at any of the sampling times. The incurrence of oil from the TANIO wreck was apparent even at sites that had been oiled as a result of the AMOCO CADIZ spill. The microbial population levels generally reflected the relative degrees of persistence of petroleum hydrocarbons. The microbial community at all of the sites studied had essentially the same potential capability for degrading hydrocarbons and as such the differences in the hydrocarbon concentrations and composition recovered from the field samples probably reflect the initial rates of oiling and environmental influences. The indigenous microbial community retained the capability of responding to a second incursion of oil resulting from the TANIO spill. Both the field experiments and the Jji vitro studies suggest that mixing energy, related to nutrient and oxygen availability, was extremely important in permitting the high rates of observed oil weathering. The occurrence of both saturated and unsaturated acids in the sediments studied _in vitro suggest that several biochemical pathways were active in the biodégradation of the aliphatic hydrocarbon fraction. The hydrocarbon biodégradation potential suggested that relatively high concentrations of oxygenated aromatic hydrocarbons should accumulate, but for unexplained reasons the analyses of the polar fraction generally failed to show such accumulations. 25 LABORATORY SIMULATION OF THE MICROBIOLOGICAL DEGRADATION OF CRUDE OIL IN A MARINE ENVIRONMENT by D. Ballerini(l) , J. Ducreux(l) and J. Rivière(2) (1) Institut Français du Pétrole - Direction de Recherche "Environnement et Biologie Pétrolière" 1 et 4 avenue de Bois-Préau - 92506 RUEIL-MALMAISON - FRANCE (2) Institut National Agronomique, Paris-Grignon 16, rue Claude Bernard - 75231 PARIS 05 - FRANCE This study essentially intends to quantify the biodégradation process of a crude oil in optimum conditions compatible with the marine environment. Experiments were conducted in the Laboratory reactors (batch and continuous cultures), with perfect monitoring, of all physicochemical parameters such as pH (pH 8.1), temperature at 20°C, mixing rate 600 rpm, and aeration velocity (1 liter of air/liter of medium per hour) . The composition of the mineral medium was defined by taking the mean composition of salts in the Atlantic Ocean as a basis, and enriching it with nitrogen (235 mg.1-1), phosphorus (26.7 mg. 1-1) and iron (0.4 mg.1-1). In order to reproduce conditions prevailing at sea as closely as possible, in which the evaporation of light products is not negligible Arabian Light Crude was employed (ALC 240+) from which all fractions distilling below 240°C were removed by low pressure distillation. The analytical methodology employed to observe the crude oil biodé- gradation process is shown schematically in the following- figure. The gas flow was passed through a trap containing CC14, which retained the evaporated hydrocarbons, and then through a second trap containing a known quantity of 1 N KOH, which retained the carbon dioxide. The hydrocarbons were then determined by infrared spectrometry. The C02 produced was determined by titrimetry. Liquid samples were taken during fermentation. The first sample was centrifuged to separate the hydrocarbon phase -from the aqueous phase, which was then filtered (filter pore diameter 0.22 u) to eliminate fine particles in suspension. The following were analyzed in this perfectly clarified aqueous phase: • total organic carbon (Dohrman DC. 50 instrument), • dissolved C02 using the Warburg equipment, 27 FERMÊMTc"* ^FXNAOST GAS •R^t^'J.%LQ Î| CO, UQUIS £AM?^g I PHASS L.1QUIS SAMPLE £>:trkctw -ni R ES I -BU At N«T.-vOGfe"N 1 'rie Si DUAL Hyr»K3-,,15.T^0N^ 3! MASS | OF Cit-US I eXTRACTlOM ASPHALT ENS S A£FWAL"i SNE-b THW LAVER CHRGMAT*0*P»A"?i* s c 1 1 *.'iMY»»S AMAt-VtiS Figure 1 28 • residual phosphorus, • residual ammoniacal nitrogen and the intracellular nitrogen concen- tration (Kjeldahl's method); these two analyses served to determine the quantity of biomass formed. The residual hydrocarbons were extracted from a second liquid sample. Asphaltenes were precipitated from the hydrocarbon residue using hot heptane for one hour, dried and weighed. The residue obtained after evaporation of the heptane was processed to separate the three main families of hydrocarbons in crude oil: saturates, aromatics and resins, by thin layer chromatography (50 mg samples) or liquid chromatography (samples weighing about 1 g) . The sum of the weights of the three fractions thus recovered, using liquid chromatography, compared with the initial rate of the hydrocar- bons deposited on the column, always accounted for a proportion between 90 and 100 %. The loss percentage increased when the test samples' were taken at increasingly long culture times, hence with samples that underwent the longest biodégradation times. These losses are iikely to be due largely to the retention of polar compounds of the resins on the column, compounds that are formed during oxydation reactions, or pos- sibly by biochemical co-oxydation, and whose concentration increases with biodégradation time. Using the different fractions obtained (saturates, aromatics, resins), we performed more detailed analyses by gas phase chromatography (Varian 3700 chromatograph) equipped with "Splitless" injection and flamme ionization detector) , a combination of gas phase chromatography and mass spectrometry (Varian CH5DF spectrometer), proton NMR that yielded the fraction of hydrogen- belonging to methyl groups in the sa- turates family, ^C NMR, which yields the percentage of aromatic carbon in comparison with total carbon in the aromatic fraction, and by infra- red spectrometry on the resins. 1. BATCH CULTURES 1.1. Biodégradation of hydrocarbon families and sub-families in ALC 240 + . We selected a mixed culture of bacteria from samples of muds and slud- ges collected on places hit by crude oil spills. The experiment was conducted with ALC 240 in an initial concentration of 2.65 g.l""l, over a period of 48 hours. Of the 2.65 g.l -1 of initial hydrocarbons, 1.08 g.l" 1 were consumed, representing 41 % degradation. It appears clearly that the saturates fraction is most sensitive to biodégradation, because 67 % of this fraction were consumed, whereas only 27 % of the aromatics fraction were degraded. The quantity of hydrocarbons evaporated was negligible. From the standpoint of reproducibility of results, a previous experi- ment yielded the following results: hydrocarbons consumed 44 %, satu- rates degraded 63.1 %, aromatics disappeared 48.6 %. 29 The saturated hydrocarbons were most rapidly biodegraded At the end of the culture, the disappearance o/ aromatic compounds is lltTrZ , l an QT l richment of the aqueous phase in organic carbon, the concentration of which may reach 250 mg.1-1. This observation di^H h% that a lar§e Part ° f the aromatics a™ only partly oxi- dized before passing into the aqueous phase. The resins were only slightly attacked if at all, and the asphaltene concentrations at the start and end of the batch culture were absolu» 1 '7 arabe ' demonstrating total insensitivity of these substances to Diochemical processes. The determination of n-alkanes ore effective given type of constituent -tabolism is only adapted to a 1.4. Toxicity analysis of oxidation products. During the different ALC 240* crude „u n^. j ... always observed a substantial rise in L£? ^ * ^ ex P ariraen ^ , we concentration in the aqueous phase with th~ n^" 1 ' T b °" (T ° C) regular final concentration around 200 mga"? & * ° f ''"' W " h a ^-^^ dation products of certain hydrocarbons present L'he c r ude oil?"" • ^::rs sss^Sori's samp h ^ was determi - d * «- Research i 9 75, ^ p 4MM 1 "f T 'V" dStaU in Mutation the fiv. S ^ PleS W6re tSSted in a ran * e fr ° m 0- 1 to 500 Ml on three of order " ££™ t £ ™î" *"? ^ teSt (TAa538 ' TA ' 98 and " A ^°> ^ detect the mutagenicity of products such as HAP, for example. No mutagenic activity was detected in these .two samples. effect on ;h e f tn«e y str:inri th : r H°f T theSe tWO Sampl " had ^ *o*c on cne three strains tested (TA. 1538, TA. 98 and TA. 100). 1.5. Study of the biodégradation of a mixture of pure hydrocarbons. Ind o^cos'anl "one T^^T ""t^ ° f *"° "-*■»"• he * adaCa " a two mono-aromatics n I ' /?? ""' * tv °~^S naphtene, decaline. dimethyl-naohtal^: P_Cym ! n and dodecylbenzene, one di-aromatic, containing = ! ' '«-aromatic, phenanthrene , and two sulfur- containing aromatic, benzothiophene and dibenzothiophene 32 Experiments were conducted in batch culture in the same conditions as those described for Arabian Light Crude. The mixed culture of bacteria used was the mixture of the strains Pseudomonas and Moraxella isolated and purified, described in Section 1.3. By sucessive cultures in flasks with the pure hydrocarbon mixture as the only carbon substrate, the mixed culture was progressively adapted to grow on these ten hydrocar- bon compounds . The culture was carried out in batch for 61 V z hours, and we observed the changes in the biomass, total hydrocarbons, and each compound, and also the organic substances that passed into the aqueous phase. Following a lag phase of about 10 hours, a growth acceleration phase was observed up to the 25th hour, then a linear phase from the 25th to the 35th hour, and finally the slowdown of bacterial growth. At the end of the batch, the dry cell weight was 0.5 g.l - - 1 -. The biodégradation process of total hydrocarbons perfectly matched the microorganism growth pattern. After 61 V z hours, 82.8 % of the hydrocarbons were degraded. It appears that the three most volatile compounds, paracymene, decaline and benzothiophene, could not be found after extraction, from the very outset of the experiment. These three products must therefore disappear chiefly during extract evaporation operations. However, a small propor- tion passes very rapidly into the aqueous phase in the marine environ- ment, because the latter contained oxidation products of p-cymene among others, as well as benzothiophene. The two n-alkanes , n-hexadecane and octâcosane, and the dodecylbenzene were consumed first. For these three products, which practically disappeared by the end of the batch, their respective biodégradation rates after 37 V z hours only of culture were 93 %, 87.5 % and 80 %. Pristane only started being attacked after 24 V z hours, and was 69.2 % consumed at the end of the culture. During the last 20 hours, while practically no alkanes or alkylbenzene remained in the reactor, dimethyl- naphtalene was biodegraded (disappearance rate 67 %) . Phenanthrene and dibenzothiophene were consumed very little if at all. These results perfectly confirm those found with Arabian Light Crude, which showed that alkanes and isoprenoids were attacked first, follo- ■wed by mono- and di-aromatics. Similarly, it was observed that tri- aromatics and sulfur-containing aromatics were only slightly sensitive or insensitive to the action of microorganisms. The fact that dodecyl- benzene disappeared fairly rapidly is explained by the presence of the linear chain which, like the n-alkanes, is readily accessible to bacteria. The total organic carbon concentration (TOC) measured in the medium was. 385 mg.l" 1 . After esterif ication and evaporation of the organic extract, esters and some other polar compounds were found in a concentration of 221.5 mg.l" 1 . We carried out analyses by gas phase chromatography and GC/MS coupling" in an attempt to identify these products. Since many products were present in trace amounts, and several of them were eluted simultaneously and combined in a single peak, we encountered considerable difficulty in identifying them on the mass spectrometer. 33 2. CONTINUOUS CULTURES In continuous culture, since this technique serves to check the concen- trations of all the nutritive elements at all times, and to adjust these concentrations to limit thresholds, thus closely approaching conditions encountered at sea, we attempted to quantify the nitrogen, phosphorus and oxygen requirements for the biodégradation of given quantities of hydrocarbons present in ALC 240+ . The following operating conditions were used: -1 • Dilution rate D = 0.04 h • Temperature 20°C • Reactor volume 2 liters • Agitation 520 rpm • Ph of culture 8.1 • GHSV 1 (except for quantification of the oxygen requirements, where the GHSV was varied' from 1 to 0.25). • ALC 240 concentration entering reactor always about 2.5 g.l For a given concentration of an element (nitrogen, phosphorus or oxy- gen) entering the reactor, the experimental time was about one week. Upon each alteration in operating conditions, it was necessary to wait another week for equilibrium to be re-established. When the residual concentration of nitrogen was in excess, the bacterial consumption of this element per mg of hydrocarbons degraded ranged from 0.1 to 0.11 mg. However, when the nitrogen reached a limit with residual contents around 1 mg/liter, the nitrogen requirements dropped to 0.07 mg. The same occurence was observed with phosphorus. In conditions of non- limitation, the biochemical consumption of phosphorus, around 0.012 to 0.013 mg/mg of hydrocarbons consumed, declined to only 0.005 mg/mg of hydrocarbons consumed when the residual concentration of elemental P reached a limit ( < 1 mg.l""^). With respect to oxygen, microorganism requirements fluctuated between 1.4 and 1.9 mg oxygen per mg of biodegraded hydrocarbons, for residual dissolved oxygen concentrations between 50 and 7 % of the saturation value. 34 THE AMOCO CADIZ ANALYTICAL CHEMISTRY PROGRAM by Paul D. Boehm, Ph.D. Environmental Sciences Divisions, ERCO (Energy Resources Company, Inc.), 185 Alewife Brook Parkway, Cambridge, Massachusetts 02138 TABLE OF CONTENTS 1 . INTRODUCTION 2. METHODS AND MATERIALS 2.1 Sediments and Sediment Cores (Extraction and Processing) 2.2 Plant and Animal Tissue 3.' RESULTS AND DISCUSSION 3.1 Overall Findings 3.1.1 Weathering of AMOCO CADIZ Oil 3.1.2 Persistence of Marker Compounds 3.1.3 Residues in Tissues 3.1.4 Environmental Var iab il ity 3.2 Surface Sediments (Atlas, University of Louisville) 3.3 Offshore Sediments (Marchand, CNEXO) L'Aber Benoit Sediments (Courtot, U. West Brittany) 3.4 Sediment Cores (Ward, Montana State University) 3.5 Oysters and Plaice (Neff, Battelle) 3.6 Oysters and Fish (Michel, ISTPM) 3.7 Seaweed and Sediments (Topinka, Bigelow Laboratory for Ocean Sciences) 4. Conclusions 5. REFERENCES 35 INTRODUCTION All fate and effects studies of oil spills in the marine environ- ment depend on analytical chemical information concerning the distribu- tion and composition of the spilled oil. This includes petroleum hydrocarbon concentrations and compositions in water, sediment, and tissue samples. In turn, this information can be used to deduce the nature of the weathering process (including evaporation, dissolution, and biodégradation) , biological assimilation and depuration, and the mass budget of the oil. Thus the analytical chemistry component of the AMOCO CADIZ research program provides crucial information to many other components of the program in the investigation of the time- dependent fate and effects of this spill. During the six weeks following the grounding of the supertanker AMOCO CADIZ on March 16, 1978, oil came ashore along 320 kilometers of the Brittany coastline (Gundlach and Hayes, 1978) . Various shoreline types were impacted (e.g., rocky shores, sand flats, coastal embay- ments, tidal mud flats and salt marshes) . During the early stages of the spill, oil was transported offshore and deposited in the benthic environment. The fate of petroleum residues deposited in these impact- ed areas was and continues to be affected by coastal processes which dictate such factors as wave energy and sediment transport, and create environments of differing substrate character (e.g., grain size), chemical status (oxidizing versus reducing) , and biological activity (e.g., microbiological biomass) . All of these factors and others (e.g., light intensity) combine to determine the weathering character- istics of the residual petroleum assemblage. Biological populations initially impacted by the spilled oil may be subject to chronic exposure to petroleum hydrocarbons associated with, (and released from) the substrate to which they are closely linked, or they may undergo rapid or slow depuration of initial resi- dues if no longer exposed to oil, via transplantation or due to flush- ing by "clean" seawater. Such differential exposure histories have been previously observed to profoundly affect the spilled oil residual body burdens in marine organisms (Boehm et al., 1982). Although oil spills have received increasing attention from the scientific community during the past decade, there have been few opportunities to examine the chemical compositional changes in beached or sedimented oil in a variety of coastal environments, over a signifi- cant period of time and to examine uptake (impact) and depuration (recovery) of petroleum by marine organisms. A detailed examination of the chemical changes in oiled substrate suggests both the anticipated residence time of deposited oil, and the potential for biological damage of the petroleum residues. Rashid (1974) examined compositional changes of Bunker C oil from the ARROW spill in Nova Scotia at dif- ferent coastal locations. Other than this study only site-specific studies of the geochemistry of petroleum weathering (e.g., Mayo et al., 1978; Blumer et al., 1973; Teal et al., 1978) have been undertaken. 36 Uptake and depuration by organisms have been the subjects of many laboratory experiments (e.g. Neff et al., 1976; Roesijadi et al., 1978) but relatively few real spill scenarios (e.g. Boehm et al., 1982; Grahl-Nielsen et al., 1978). This report is intended to present an overview of the chemistry program along with enough supporting data and interpretations for each program element to make this a self contained document. After a methods section, a summary of the general findings is presented. Discussions of the analytical chemical and biogeochemical findings of each of the six specific investigations follow; the last section draws conclusions from the study as a whole. Much of the raw analytical data has been omitted here for brevity. Tabulations of analytical data are available either from the individual, principal investigators or from the chemistry group. This data has formed the basis of several publications to date (Calder and Boehm, 1981, Boehm et al., 1981, Atlas et al., 1981, Winfrey et al. 1981) as well as several manuscripts in preparation. Additional interpretative details are found in these manuscripts. *- METHODS AND MATERIALS As part of the NOAA/CNEXO research program to examine the long- term fates and effects of the spill, we obtained samples of frozen intertidal surface sediment, benthic sediment, sediment cores, oysters, flatfish and macroalgae from a number of U.S. and French investigators (Table 1). TABLE 1. Summary of AMOCO CADIZ chemistry program. 1 - Chemical Composition, Weathering, and Concentrations in Surface Intertidal Sediments (Atlas; Calder): 1978-1981 2 - Chemical Composition, Weathering, and Concentrations in Subtidal Sediment (Marchand, Cour tot ) : 1978-1979 3 - Chemical Composition, Weathering, and Concentrations in * Intertidal Cores (Ward) : 1978-1980 4 - Chemical Concentrations and Composition of Oil in Oysters and Flatfish from Abers (Neff) : 1978-1980 5 - Chemical Concentrations and Composition of Oil in Variety of Fish and Oyster Tissues (Michel): 1978-1979 6 - Chemical Concentrations and Composition of Oil Associated with Seaweeds (Topinka) : 1978-1980 / 37 2.1 Sediments and Sediment Cores (Extraction and Processing) Samples of surface sediment or specific depth interval sections of sediment cores were solvent-extracted and fractionated according to an ambient temperature solvent drying and solvent extraction procedure based on that of Brown et al. (1980) as revised by Atlas et al. (1981) and Boehm et al. (1981). The procedure, involving methanol drying and ambient temperature extraction with a methylene chloride/raethanol azeotrope, is illustrated in Figure 2.1. The concentrated extract is displaced with hexane and charged to a glass absorption chromatography column (1 cm i.d.) containing 10 g fully activated (150 °C) 80-100 mesh silica gel topped with 1 g 5% deactivated alumina and 1 g activated (i.e. acid washed) copper powder. The column, which is wet packed in methylene chloride, is rinsed with this solvent followed by hexane. A 0.5 ml volume of extract is charged to the column and eluted with hexane (17 ml, f|) , hexane: methylene chloride (21 ml, f 2) » and methanol (20 ml, f 3) . The fractions are collected separately, reduced in volume, desulfurized using an activated (1 N HC1) copper powder slurry, and an aliquot weighed on a Cahn electrobalance. The f]_ and f2 fractions are then analyzed by fused silica capillary gas chroma- tography (FSCGC flame ionization detector) and a selected set further scrutinized by gas chromatographic mass spectrometry. FSCGC analysis determined the overall composition of the sample by appraisal of the distribution of resolved (peaks) and unresolved (hump) features, as well as the specific quantities of individual n-alkane (C^q to Ç32) and isoprenoid (C^5 to C20) compounds. GC/MS/computer analyses focused on the list of saturated and aromatic compounds presented in Table 2 to confirm the identities of compounds or to quantify minor, but important "marker" compounds. Details of the GC and. GC/MS analytical procedures are presented in Table 3 . Quantification of GC traces was according to the internal standard method wherein quantities of individual hydrocarbons are computed. Several other GC-derived parameters were routinely calculated on sample data. One of these was the n-alkane to isoprenoid ratio (ALK/ISO) in the C]^3 - C^9 range: ALK/ISO = n - d A ■*■ n-d g + n-Ci ^nC 17 > n-d 8 ' 1380 + 1450 + 1650 + 1710 + 1812 a a GC retention indices of isoprenoids: 1450 = farnesane, 1710 - pristane, 1812 = phytane. This ratio, beginning at -v7 in the reference oil is quickly decreased due to preferential bacterial degradation of n-alkanes versus the branched isoprenoids. The carbon preference index (CPI) , the ratio of odd chain alkanes to even chain alkanes in the n-C26 to n-C3i range, is defined as follows : „„„ 2(n-C? 7 ± n-C?Q) CPI = n-C 2 6 4- 2n-C 2 8 + ""^30 38 Sedimant 3ucard Sadiment Samoa Vlatnanci rtuan v»/N^ (S) Shane at imoient :emoerature -0 ^our» witn solvent «nance irtar 1 S ind 24 .tour* CH2C2 *nd CH3OH/CH7C2 Extract (1) NaCJ saturated) (2) Acioiry * Add Saturated NaC !3) Extract 3 Times with Hexane Combined Haxana extracts (15 Concentrate <2) Dry Ova* Na2S0 4 yw Concentrated Extract ■ (1) Alumina C (2) Metnviene (3! Qisotace w Alumina/ Sliea G«i Column Ch rematograc leanuo Chiortde slution itn Hexane ny Haxana (f i ) (Weigh) * Hexana/MeC>2(f) (Weigh) (1) Resapenify or (2) Gat Permeation HPLC Geanuo Metnanoi Ifg) (Wetgn) Saturated Hydrocartaon» (1) Aromatic Mydrocaroons (2) PC3 Poiar NSO Comoounas i GC2 I GC2 GC2/MS I Store Fiaure 2.2. Analytical scheme for tissue samples (after Warner, 1976; Boehm et al., 1982). 42 3. RESULTS AND DISCUSSION 3.1 Overall Findings Several general trends in the data presented in the following sections should be noted here along with several considerations of the use of marker compounds as "fingerprints" to trace aged AMOCO CADIZ oil in environmental samples. 3.1.1 Weathering of AMOCO CADIZ Oil The chemical composition of spilled oil from the tanker changed markedly over the first days to weeks, both at sea and once associated with sediment (Atlas et al., 1981; Calder and Boehm, 1981; Boehm et al., 1981). The changes are well documented in Figures 3.1 and 3.2 and are summarized in Table 3A. For comparison, the background saturated and aromatic hydrocarbon composition of sediment samples is illustrated. The non-impacted sediments contain: 1) an unresolved complex mixture (UCM) of hydrocarbon material in both fractions, 2) terrigenous n- alkanes (odd chain) in the saturated fraction, and 3) pyrogenic PAH compounds in the aromatic fraction. Weathered AMOCO CADIZ oil is identified as such in the sections that follow based on the following: 1) The presence of large UCM in f^ and f£ fractions with residual tri terpenoid peaks. 2) The presence of isolated isoprenoid hydrocarbon compounds in the resolved (peak) part of the GC trace (in samples during the first year post-spill only) . 3) The dominance of alkylated phenanthrene (C2* C3, C4) , di- benzothiophene, naphthalene, and fluorene (in earlier samples) compounds in the aromatic fraction and a dominance of these aromatics versus pyrogenic PAH (i.e. fluoranthene, pyrene, benzanthracene, chrysene, benzopyrenes, etc.). 3.1.2 Persistence of Marker Compounds The most persistent compounds in the saturated (£±) fraction are the pentacyclic triterpanes (PCT) ; in the aromatic (f2) fraction the alkylated phenanthrenes (P) and dibenzothiophenes (DBT) are most persistent. To examine the PCT compound distribution, GC/MS analysis of the f^ fraction was necessary (e.g. Figs. 3.3 and 3.4). This results in a "terpanogram ,, yielding information on the relative concen- tration of eight PCT compounds used by several investigators as indica- tors of presence and origin of petroleum (e.g. Dastillung and Albrecht 1976; Pym et al., 1975) . Two PCT time series (Fig. 3.5) reveal that the PCT fingerprint is rather constant throughout the December 1978 to March 1980 time period 43 a *6 s £a*NCE MC.S3S S«:ufiiM «■..:: oc*oo**i l 3 z i ! ! : ■iZ PW Jl III : * 3 STACC 1 .lC*r-*€WiNG S*turat« «■•«roejrooMi 7**s"««*: wui^ C STACI. 2 «(ATMCAlMi iSimim »»«œjrwi< « *< J* 1 J e* .V .*■ uCJ Hjii 9 STAGi .1 *e*n«e»iNe»lN« tevuMHiinonani ^Uw> 1 ^ UCM * SACXG'QCNO iStcu/»(M H*ofac4roami .-*.! •^- L - L3; ill lit ^J FIGURE 3.1. Weathering patterns of saturated hydrocarbons in AMOCO CADIZ oil. 44 A REFERENCE MOUSSE lAromjtieil z z 'JIM*.*'!***'*'*""' , S STAGE I WEATHERING lAromwiei» *„■ » OiT IK t .^ C STAGE 2 WEATHERING ,Afom«iejl > y iV UCM * STAGE 2 WEATHERING lAramaticst y flfbw***, UCM » J*' $ S PVRQLYTIC PAH SOURCE lAramirci _) . iL)** A> RMJL Wi 3A*atnxantnrar*nt CHV-Chryttn» 3F •9t«ito'iuo'»nt'"Mi« 9EP 3AP"atn:oov'f«i 38»"'a»"ioo«rvi«n» 3«3«njo«uOf»^« FIGURE 3.2. Weathering patterns of aromatic hydrocarbons in AMOCO CADIZ oil. 45 TABLE 3A. Weathering of AMOCO CADIZ oil. RAPID 1. Loss of volatile ( i 4 5 r. 7 n n*feiMv» Momse Drcnnlwr 1978 July 1979 M.i.ch 1900 17 3 4 5 6 7 8 17345078 17 3 40678 I ? 3 4 '5 fi 7 8 STATION G- AHCn WOACH FIGURE 3.5. 191 terpanograms . (1,2 = Trisnorhopanes, 3 = Norhopane, 4 Hopane, 5,6 = Homohopanes, 7,8 = B ishorno hopane s ) at the two stations. Note that the PCT fingerprints of AMOCO CADIZ and TANIO oils are quite distinct (Fig. 3.6), notably in the ratios of compounds 1, 2 and 5, 6. Thus it appears that PCT fingerprints offer a good means to trace AMOCO oil in highly weathered samples when most other identifiable molecular characteristics have been lost. I 2 3 4 5 6 ! 8 AMOCO CAOI* I 2 3 < 5 fi ; n TANK) ST A I ION II FIGURE 3.6. 191 terpanograms of crude oils. — 48 As the most persistent aromatic compounds, the P and DBT compounds (mainly C2r C3, and C4) mark AMOCO CADIZ oil in tissue (oysters) and sediments through mid-1980. The final (June 1981) sediment sampling failed to reveal significant P and DBT levels in any of the stations. The latest (1981) status of the oyster P and DBT levels is unknown. However, through most of the data to compounds dominate the f£ distribution. C3P/C3DBT, used by Overton et al. (1981) spill remain in the 0.3-0.6 range. The in the text. be discussed, the P and DBT The ratios of C2P/C2DBT and to differentiate oils, in this use of this ratio is discussed 3.1.3 Residues in Tissues As stated, the P and DBT compounds are most readily associated with oyster tissue samples in the two-year period following the spil- lage. The branched alkanes (isoprenoids) also persist throughout this period. 3.1.4 Environmental Variability A major question in oil spill studies and for that matter environ- mental studies in general is the question of patchiness of pollutant distributions and the variability due to patchiness in chemical meas- urements. To shed some light on this subject two sets of measurements are available. Two principal investigators (Atlas and Ward) obtained samples at the same time and location in several instances, Atlas sampling the top 3-5 cm, Ward sampling an entire sediment core but subdividing the top 0-5 cm section. The total hydrocarbon values (Table 4) reveal wide disparities where contamination is very heavy (pooling of oil in the lie Grande) but reasonable to excellent agree- ment in most cases. (Note also that additional replicate analyses are available for sediment samples in Section 3.2 as well). TABLE 4. Analysis of sampling variability. • DATE TOTAL HYDROCARBONS (fi + f2) (pg/g) STATION ATLAS (SURFACE) WARD (0-5 cm) lie Grande 12-78 650/1300 a 1,100 3-79 4,700 700 L'Aber Wrac'h 12-78 400/400 a 770 3-79 870 1,100 7/8-79 390 290 11-79 1,100 1,100 a Replicate samples. 49 3.2 Surface Sediments (Atlas, University of Louisville) The frequency of sampling for surface sediment (0-3 cm) is shown in Table 5. Ten primary locations were sampled repeatedly (Fig. 3.7). Results of total hydrocarbon determinations for the ten stations, as these concentrations varied with time, are presented in Figures 3.8 through 3.12. Also included in these figures are source evaluations for each sample hydrocarbon assemblage, based on GC information. The biogenic (B) category indicates that terrigenous odd chain n-alkanes dominate the f^ GC trace. The pyrogenic (P) category signifies an important abundance of combustion-related polynuclear aromatic hydro- carbons (PAH) in the f£ fraction as well as the presence of some unresolved material (UCM) in both the f^ and f2« In those samples labeled B or B/P the primary sources of hydrocarbons are as indicated although a small fraction of the hydrocarbons may consist of petroleum. Figure 3.13 summarizes these source criteria. Only GC/MS analysis of each sample would definitely eliminate the small chance of a false negative (i.e. not finding AMOCO oil where there were traces) . The error bars in the figures indicate that two determinations were made for the December 1978 samples (Table 6) . All other determin- ations were based on one replicate. Note that the coefficient of variation ranges from .01 (1%) to .94 (94%). The higher variability is observed in samples with the lowest and highest (^1000 ppm) absolute concentration levels, the former due to natural patchiness, the latter owing to "pooling" of oil in heavily impacted stations. GC/MS results are available for stations 3, 5 and 7 throughout the study period and are presented graphically in Figures 3.14 through 3.33. These semi-log plots illustrate quantitatively the aromatic composition of all samples normalized to C3 dibenzothiophene or where C3DBT is absent to pyrene. C3DBT was used to normalize the data as it is assumed that these compounds are the slowest to weather of all of the aromatic hydrocarbons. All AMOCO CADIZ -impacted stations illustrate a normal weathering sequence (i.e. see Fig. 3.1). However, fresh inputs of petroleum were observed to impact the region of stations 7 and 8 in the form of tar chips during November 1979 and stations 2, 11 and 12 in the form of oil from the TANIO spill in August of 1980 (Fig. 3.34). Although a wide range of residual oil concentrations appear in the various samples, several trends in the data seem apparent. Stations 1, 9, and 10 remain unimpacted by the spill throughout the study. Station 2 remains unimpacted until a secondary petroleum input influences its hydrocarbon chemistry in November of 1979 (the timing of the secondary tar impact at stations 7 and 8 also is probably related to leakage from the sunken tanker) and again in August of 1980, the latter relating to the TANIO spill, also readily detected at Stations 11 and 12 at this time. Through March of 1980 weathered AMOCO CADIZ oil is readily detected at Stations 3, 4, 5, 6, 7 and 8. However, the results of the August 1980 samplings indicate that inputs of non-AMOCO CADIZ hydro- carbons (i.e. background) at Stations 6 and 8 become dominant. At stations 3 and 7 where GC/MS data exists, the main AMOCO CADIZ aromatic 50 IE UIIANIIl ew\ Ht Me. Ml I fNMII-Vt 141 FIGURE 3.7. Surface sediment "sampling locations (Atlas). TABLE 5. AMOCO CADIZ chemistry program; surface sediments (Atlas) Frequency ♦ April 1978-October 1978 (Calder) December 19 78 March 1979 July 1979 November 1979 March 1980 May 1981 Total 20 10 12 15 11 12 80 Locations Ten Primary Stations 1,2,3 lie Grande 4 St. Michel -en-Gr eve 5,6 L'Aber Wrac'h 7,8 Portsall 9,10 Trez-Hir 11-14 Other Impact Stations GC/MS Stations 3 (lie Grande), 5 (L'Aber Wrac'h), 7 (Portsall) 51 100 - ao - _ I % A CorWOll 9 • BIOGENIC • • «Y010GÏNIC .CM«0NIC1 AC • AMOCO OIL 1 I L_L iLt GHANOI 'Control! ■«•Oil "TANlO"" J L I I I I I I I I I I I I I I 000 - 200 - STATION 3 "91K *M3K STATION 4 •I" «J3K IK ilESKANO Cik.E0> a • biogenic » • >v*0CINIC iCMNONIC) AC • AMOCO OIL I I I I I I I I I I ST «ICMiLENGKCVt '2 78 3.7» 7 7» 117* ISO Si» «.il I J. 7» 17» h •» xao sao 4 si FIGURE 3.8. (Left) lie Grande' (control) sediment time series. FIGURE 3.9. (Right) lie Grande (oiled) and St. Michel- en- Grève time series (note scale difference between the two plots) . < 5 | l 300 3 - *3E» vJ->C M ^ALi6»-A AOk c S-'00»ACtS ATLAS-9 a • siogcnic •-««OGENIC C»«ONiCi AC • AMOCO 311 STATION • ? _L L AMW AWAÇH c*tJE«-a *ot«c-;oo'*cïs aTwAS-a «OS- «Jt» ,V»AÇ> i 7i : -a : -9 • -i '-9 j ao i jc * s: STATION 7 AC ■QftTSftU. 700 s • aiocf Nic 'M - AC >, Vac » = ""«OGINIC OH0NIC1 AC • AMOCO OIL I» — AC V AC « \*c <0 1 1 1 1 1 1 1 1 *■ - ac a • i ' i i i i STATION S •0«TSALL 500 wo 'AC 100 AC AC :oo ~ V AC ■00 ! 1 1 1 1 1 i i -J L 3 » 1 1 i l 1 1 11/71 3.-7» 171 11.71 .1 ao a» oil FIGURE 3.10. Aber Wrac'h sediment time series (left). FIGURE 3.11. Portsall sediment time series (right). 52 FIGURE 3.12. 3 ï station» 1 • 9I0CINIC » • »v»OG£„.C ICHKONlCl *c> amocooii. J I I L_i STATION 10 _L J I I L I ' ' '2/7* J/7» i.7» UT* ISO 1*0 «.Il Trez Hir sediment time series. AC J L a •**, W**iO<« M tf M »Tt IJKUMMOPQBST II II IL s c i i i e f g m _l I z ** FIGURE 3.14. Aromatic hydrocarbons, station 3, December 1978; normalized to C3DBT. (A = napthelenes, B = CiN, C = C;N, D = C3N, E = C£N, F = biphenyl, G = fluorenes, H = CiF, I = C2F, J = C3F, K = phenanthrenes, L = CiPh, M = C?Ph, N = C3Ph, O = Ci+Ph, P = dibenzothiophenes, Q = ClDBT, R = C2DBT, S = C3DBT, T = fluorene, U = pyrene, V = benzo (a) anthracene , W = chrysene , X = benzof luoranthene , Y = benzo (a)pyrene, Z = benzo (e)- pyrene , AA = perylene) 54 10- 11.00Ong.-g tiiititT i i i if f f»tf ! tff ,---,- ABCOEFGHIJKLMNOPORSTUVWXTZM J L JL JL 1.9- 410 ng. g I I I I I f ^ i 1 1 1 1 1 1 1 i i 1 i i 1 i i 1 i i 1 r ABCDEFGH I J K LMNOPORSTUVWX T Z M J L JL JL JL t.o- iiiiT i iiypii»r?if ABCOeFaHIJKUMNOPQRSrUVWXYZA* I I I II II II I FIGURE 3.15. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 3, March 1979; normal- ized to C3DBT. FIGURE 3.16. (Middle) Aromatic hydrocarbons, station 3, July 1979; nor- malized to C 3 DBT. FIGURE 3.17. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 3, November 1979; normalized to C 3 DBT. (See Figure 3.14 for key.) 55 1.0- S.100nç,e V.0- A8C0EFGH I J K UMNO PQBSTUVWï f ZM 77ng^ J L JL 1.0- 5346.4 nfl/9 »»i»tiiiflf»>ffitrîiii i — r— t — i—r AaCOEFGHIJKLMNOPORSTUVWXVZAA I 1 I Il Il Il | FIGURE 3.18. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 3, March 1980; normal- ized to C3DBT. FIGURE 3.19. (Middle) Aromatic hydrocarbons, station 3, June 1981; nor- malized to C3DBT. FIGURE 3.20. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 5, April 1978; nor- malized to C3DBT. (See Figure 3.14 for key.) 56 1.0- 4.160 ng/g ffff\\t\fffff I— f" l — I — r— i — I i I — r ABCOEFGHIJKLMNOPORSTUVWXYZAA I I I II II II I 1.0- 440 ng/g -I If TT i tttfttfllTTfTl 1— i — i — i 1 — i— r ABCOEFGHIJKLMNOPQRSTUVWXYZM I I I II II II I 1.0- 880ng/g fftffi f y r M t i f r r i i i i i i ABCDèFàHijKLMNOPQRSTUVWXrZ I I I II II II 1 FIGURE 3.21. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 5, October 1978; nor- malized to C3DBT. FIGURE 3.22. (Middle) Aromatic hydrocarbons, station 5, December 1978; normalized to C3DBT. FIGURE 3.23. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 5, March 1979; nor- malized to C3DBT. (See Figure 3.14 for key.) 57 1.0- f f I I t? t t I I I 94n«/g "+■ i— r A S C E f G H I J K UMMOPQHSTUvWiyjA* • 1 I II II || I 1.0- 460 fig.g i ' i 1 I I I 1 I I T f f t t I f i r~ - *BC0EFGMIJKLMM0PQ«STUVWXV2AA J L JL JL JL 1.0- i i i i i i i i i i l f y y i i i i i < I J i t f i \ ABCOEFGHIJKLMNOPORSTUVWXTZAA J L JL JL FIGURE 3.24. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 5, July 1979; normal- ized to C3DBT. FIGURE 3.25. (Middle) Aromatic hydrocarbons, station 5, November 1979; normalized to C3DBT. FIGURE 3.26. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 5, March 1980; nor- malized to C3DBT. (See Figure 3.14 for key.) 58 1.0- 140r A B C E F G M I J K LMNOPQRSTUVWX Y Z AA J L JL JL JL 1.0- ■ * H ' i i * * C3O8T' 280na/9 » ! 'I I » • \ 1 — 1 — 1 1 1 À B C È F G M ij K LMNOPOP.STUV*XYZ I I I II H II 1 10- C3OBT < 130 119/g f 1 \ t t « I * » T t 1 — r— t iiifiTiitT i r ABCDEFGH IJ K LMNOPOP.STUVWXYZ L J L JL JL JL FIGURE 3.27. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 5, June 1981; normal- ized to pyrene . FIGURE 3.28. (Middle) Aromatic hydrocarbons, station 7 , December 1978; normalized to C3DBT. FIGURE 3.29. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 7, March 1979; nor- malized to C3DBT. (See Figure 3.14 for key.) 59 1.0- C308T=177n9,g ABCOEFGM IJKLMNOPQRSTUVWXTZM JL JL JL .vo- C308T>75ng/g I I I I I I I I I I I > f t I I y ABCOEFGH IJKLMMOPORSTUVWXYZM I S L II II II 1 C3O8T! 11ng g , t > i i i i i i i r r i f 1 ■ 1 1 r r r . f f f 1 ■ ABCOEFGH IJKUMNOPOnSTUVWXYZM I I I II II II 1 FIGURE 3c 30. (Top) Aromatic hydrocarbons, station 7, July 1979; normal- ized to C3DBT. FIGURE 3.31. (Middle) Aromatic hydrocarbons/ station 7, November 1979; normalized to C3DBT. FIGURE 3.32. (Bottom) Aromatic hydrocarbons, station 7, March 1980; nor- malized to C3DBT. (See Figure 3.14 .for key.) 60 220n«,9 1.0- i i i i i i i i i i i i i i i i i l i r f f i l i I i ABCOEFGHIJKUMNOPQRSTUVWXVZM L J L JL JL JL FIGURE 3.33. Aromatic hydrocarbons, station 7, June 1981; normalized to pyrene. (See Figure 3.14 for key.) Jîi'îUw A\ % \ p •.v. A- SATURATES •ti; .i i. ....J-.aIIjw"*-" 1 -'"' JiUi IP* JiLJ^" ■".■JD* /M4Ï-.': ;i»«w S:' *\ V, a AHOMATICS FIGURE 3.34. TANIO oil. 61 marker compounds, the C3 dibenzothiophenes, and C3 and C4 phenanthrenes, persist but the pyrogenic PAH compounds have replaced any AMOCO CADIZ oil traces at Station 5 in L'Aber Wrac'h. The last sampling, June 1981, reveals total disappearance of traces of AMOCO CADIZ aromatic marker compounds at stations 3, 5, and 7. By June 1981 the only unequivocal presence of AMOCO oil is seen at station 3 in He Grande, although it has been extremely weathered. Only pentacyclic triterpanes can be linked to the residual AMOCO oil. GC patterns suggest that petroleum still affects stations 4, 6, 7, and 8, but in only minor quantities relative to other inputs. Thus, for the most part, less than three and one half years has been required to allow normal background inputs to resume their sedi- mentary dominance at all but the most heavily impacted (in terms of post cleanup oil concentrations) and lowest energy (i.e. most protected from waves) environments (i.e.. station 3 in the He Grande). Further interpretive details are presented in Atlas et al. (1981). 3.3 Offshore Sediments (Marchand, CNEXO) L'Aber Benoit Sediments (Courtot, U. West Brittany) In this phase of the analytical chemical program the levels, the persistence, and the precise chemical nature of petroleum hydrocarbons in the offshore sediments of the Bays of Morlaix and Lannion were examined as well as those of L'Aber Benoit sediments (November 1978 only) . A summary of the samples analyzed appears in Table 7 and in Figure 3.35. TABLE 7. AMOCO CADIZ chemistry program; 2. Offshore surface sediments (Marchand) and Aber Benoit sediments (Courtot) . Frequency: April 1978 6 July 1978 14 November 1978 13+7 February 1979 13 TOTAL 53 Locations : Aber Benoit (November 1978) Baie de Morlaix Baie de Lannion GC/MS: Four Time Series (18 Samples) 62 FIGURE 3.35 Offshore surface sediment and l'Aber Benoit sampling locations (Marchand, Courtot) . Hydrocarbon concentrations and source classifications for the entire data set are shown in Table 8. Individual aromatic hydrocarbon determinations by GC/MS appear v for several time series in Tables 9 through 13 and for two of the L'Aber Benoit samples in Table 14. An instructive way of viewing the time series information is presented in Figures 3.36 and 3.37. At both the Terenez/ Morlaix and lie Grande time series, concentrations increased between April and July 1978. In the case of the Terenez samples, the increase is due to offshore transport of weathered oil as evidenced by 1) an increase in absolute concentrations, 2) a decrease in the ALK/ISO ratio, and 3) an increase in phenanthrenes (total P, C^, C^* C3, C4P) and dibenzothio- phenes, without an accompanying increase in the pyrogenic PAH compounds (m/e 202). However, the lie Grande benthic samples show an increase in total hydrocarbons along with increases in the aromatics including the pyrogenic PAH. This latter finding indicates that both petroleum hydrocarbons and combustion-related PAH material are being transported to and deposited in the offshore sediments near lie Grande by a similar mechanism, most likely in association with suspended matter from riverine plumes. Figure 3.38, a plot of phenanthrene and its alkyl homologues at the Morlaix Station (Station B) , reveals that while the source of the phenanthrenes is petroleum in July 1978, as evidenced by the greater abundance of alkylated compounds versus the parent (unsub- stituted) compounds, the input in February of 1979 is largely pyrogenic (i.e. greater amounts of parent phenanthrene). This illustrates both the usefulness of detailed GC/MS-derived data and their subsequent presentation in alkyl homologue distribution plots. 63 TABLE 8. AMOCO CADIZ sediment sample, source classification (GC) (offshore sediments) SAMPLE NO. ( mj 4 ) (U'j.'-J) AC100 AC369 AC426 AC10 3 AC 365 AC429 AC42 Acna AC371 AC453 AC 56 AC139 AC381 AC4S8A AC458B AC127 AC370 AC452 AC132 AC362 AC141 AC196 AC432 AC134 AC4S1 AC44 ACUl AC384 ACU2 AC389 AC445 AC107 AC376 AC436 AC53 ACU8 AC377 ' AC438 AC51 ACIL4 AC379 AC440 AC48 AC125 AC378 AC479 4/58 34. L 1/4 90.4 3/33 252.9 3 3.172.5 4/5B 35.5 3 133.6 4/2/SB 200.6 4/2 397.0 4/ SB 107.9 4/2 503.4 SB/ 4 37.3 5/3 31.6 I 109.0 2/1 123.7 2/4 408.8 2/4 502.8 4/a 19.4 2/4 97.7 2/4 142.5 2/4 36.0 2 47.2 . 2 86.0 4 5.9 4/2 17.2 2 54.4 2 119.3 4 5.0 5 8.1 4 4.4 5 7.9 2 36.9 2/4 58.5 4/2 13. 6 3/4/2 48.8 2/4 13.8 4 41.5 2/4 16S.8 4/2 211.7 2/4 24.5 4/2 44.7 2 15.6 2 39.2 4/ SB 6.0 3/4 13.6 4 35.4 4/2 26.9 5B/4 78.3 2/4 171.9 4/2 42.2 4/2 50.7 1 38. S 2 69.1 2 17.5 2 44.8 2 32.1 2/1 173.6 2/4 122. S 2 239.3 2/4 56.4 2/4 151.1 2/4 29.0 2/4 64.8 2 53.2 2/4 176.7 2/4 5.9 2/4 8.9 2 27.7 2 60.6 1 28.9 2 31.5 2/4 82.2 2/4 97.2 4 31.9 4 132.1 2/4 IS. 8 4 32.1 1/2 96.4 1/2 102.4 2/4 56.4 2/4 249.6 2/4 27.2 2/4 80.7 2 103.5 2/4 104.5 2/1 21.0 4 14.3 2 59.1 2 27.8 2 63.3 2 181.0 2 36.5 2 37.9 AC40 and 50 series sampled 4/78 AC100 secies sampled 7/78 AC300 series sampled 11/78 AC400 secies sampled 2/79 L'Aber Benoit Sediments: ABT 2 158.2 2 180.8 ACC 4 25.1 4 29.3 AB25 2 29.2 2 29.7 AS 29 4 13.6 4 L7.5 AB16 2 22.2 2 28.6 AB21 2 455.1 2 440.7 AB4 2 70.6 2 76.9 64 TABLE 9. Terenez/Morlaix time series (station A) SAMPLE DATE ALIPHATICS (uq/q) MJt/ISO ARGMATICS TOTAL RESOLVED TOTAL RESOLVED AC 42 4/78 109.0 6.1 0.79 123.7 7.4 AC 138 7/78 408.8 11.7 0.10 502.8 17.2 AC 371 11/78 19.4 1.3 0.10 97.7 2.4 AC 453 2/7» 142.5 2.8 0.51 36.0 1.6 H Cl" CjM CjM C 4 N T «V c 2 ' <Ô' P V Ci' <Ô' c«' AC 42 nd 10.3 40.9 LIS. S 161.0 16.8 20.1 54.3 198.9 125. 7 95.4 153.3 274.8 136.3 AC 138 2.9 6.3 62. S 423.2 730.7 nd 37.4 230.2 905.8 20. 4 151.4 593.5 1678.9 892.9 AC 171 nd nd nd nd nd nd nd 4.4 38.0 7. 4 9.0 12.4 41.9 27.6 AC «S3 2.1 4.C 9.7 10.6 18.8 nd 1.0 7.8 14.9 5. 2 5.9 15.0 22.0 21.9 OBT CtOBT C 2 OBT C3D8T PL PYR CHRY BP 9<«>P 3(i(P PERL AC 42 AC 138 AC 371 AC 453 19.2 113.6 12.4 383.9 .ni 4.0 2.3 6.7 714.4 3363.0 54.9 63.8 1088 6388 179.0 93.5 195.0 3.0 9.1 4.8 171.4 47.1 7.6 4.2 265.7 77.4 16.4 9.6 298.9 83.5 120.8 87.2 20.9 9.9 9.1 6.0 64.8 45.4 3.7 3.4 24.5 20.3 1.8 1.5 KEY 1 nd - non* detected . N • napthalene. C^-C^N • alkylated naphthalene*, P • fluorene, C^P-CjP • alkylated fluorene», P • pnenanthren*. C1-C4P • alkylated phenanthrenee. DBT • Otbenzoth tophene, C^reT-CjOBT • alkylated dlbenzothLophenes, PI • fluoranthene, PYR • pyrene, CHRY • Ccyaene, BP - benzof luocanthene, 8(e)P • Benzo(e) pyrene, B(a)P • Bento SAMPLE DATE TOTAL RESOLVED ALK/ISO TOTAL RESOLVED AC 103 7/78 200.6 : 12.6 2.5 397.0 • 7.4 AC 365 11/78 107.9 5.3 5.0 503.0 7.5 AC 429 2/79 37.3 2.0 0.02 31.6 11.9 N C l" C 2" C,N V P c t P c 2 p V P C 1 P V V V AC 103 17 18. 9 49.6 135.9 220.7 16.3 23.8 72, ,3 301.0 U7.8 95.4 160.1 312.5 273.9 AC 365 9 14. 4 33.9 55.0 111.2 9.9 14.9 36. 9 81.3 114.2 65.3 58.9 143.3 103.6 AC 429 6 10. 19.7 28.0 50.2 16.8 11.6 23. 3 7.4 195.6 109.6 52.6 26.0 34.9 AC 103 AC 365 AC 429 OBT C.DBT 15.2 100.8 13.2 32.7 11.3 7.7 CjDBT 772.3 235.2 10.3 C DBT 1348 440.3 5.0 PL PYR 240.2 202.2 325.9 203.8 175.6 302.9 CHRY 345.2 254.0 207.4 BP B(e)P 8P PERI, AC 107 AC 436 9.9 nd 75.4 l.S 295.6 22.4 416.4 40.2 23 1.6 19.6 1.9 na na 42.6 12.3 20.6 3.7 19.4 2.5 9.5 2.0 LAHHIOM II TIME SERIE3 (STATION P) SAMPLE DATE N C l" C 2 H C,N C 4 N P v V V P V V V V AC 118 AC 377 7/78 11/78 5.8 ' nd 4.1 9.5 7.3 16.3 6.1 26.3 nd 1.0 1.5 2.2 1.3 $'.0 2.3 18.6 9.0 7.9 12.5 9.3 7.3 19.8 7.8 37.1 17.9 21.0 7.8 DBT C.DBT C DBT C.DBT PL PYR CHRY BP B(a|P B(a)P PERL AC AC 118 377 nd nd 10.2 nd 90.1 nd 181.2 nd 10.6 nd 8.5 nd na na 22.6 nd 12.8 nd 6.7 nd 2.2 nd RETt nd • non* detected. na • not analyze*). N • napthalena, Cj-C 4 N • alkylated napnthalanea, P • fluorene, C^P-CjP - alkylated fluotenea, P ■ phenanthcen» , C1-C4P • alkylated phananthrerves, DBT • Olbanrothlophene, C^DBT-CjOBT * alkylated dtbenzotnlophenes, PI • fluoranthene, PYR • pyrene, CHRY ■ Cryaene, BP ■ banni luocanthene, B(elP • Benzo (e) pyrene, B(a)P • Benzo (a) pyrene, PERL • parylana. 67 TABLE 14. L'Aber Benoit GC/MS results. AB 25 AB 21 N nd 3 C]N nd 11 C 2 N 4 104 C 3 N 30 220 C 4 N 55 307 F - 4 C 1 F . 4 25 C 2 P 11 113 C 3 P 59 311 P 3 14 Cl? 30 50 ' C 2 P 54 440 C 3 P 84 800 C 4 P 54 450 DBT 5 29 C^BT 34 200 C 2 DBT 166 1350 C3DBT 195 2000 Fluor an thene 6 19 Pyrene 4 23 Benzanthracene nd 69 Chrysene 15 53 Benzo fluor an thene 11 43 Benzo(e) pyrene 7 24 Benzo (a) pyrene 4 12 Perylene 2 10 F 1 (Total) 29 460 F 2 (Total) 30 440 KEY: nd ■ none detected. 68 I.OOO ÎOO- ;w-t i i FIGURE 3.36. FIGURE 3.37. FIGURE 3.38. (Upper left) Terenez/Morlaix sediment time series. (Upper right) Offshore lie Grande sediment time series (Bottom) Alkyl homologue distributions of phenanthrene series . 69 3.4 Sediment Cores (Ward, Montana State University) An extensive series of sediment cores was obtained and analyzed by GC and selected samples analyzed by GC/MS for detailed aromatic hydro- carbon profiles. Samples were analyzed in support of anaerobic petro- leum biodégradation experiments (e.g. Winfrey et al., 1981). Three impacted sites and three control sites representative of beach, aber (estuarine) and marsh environments were selected (Table 15, Pig. 3.39). TABLE 15. AMOCO CADIZ chemistr tidal cores (Ward) . y program, in te Frequency: December 1978 16 ■- March 1979 28 August 1979 16 November 1979 10 May 1980 12 Total 82 Locations: Oiled : AMC-4 (Portsall) - beach L'Aber Wrac'h - estuary lie Grande (South-Oiled) - marsh Unoiled: lie Grande (North-Control) marsh Trez Hir - beach Aber Ildut - estuary Other Stations: Station 11 Station 12 Baie de Morlaix Port de Concarneau GC/MS: Several selected cores 70 MUM* "A* V 'y 1 i M 4 NI k i . \ > / itir.HANne A*f\ f\A I *>y z^r^^ / fs- «Alt Ot MUMIAIX f*"^ / • >»J^ ^T*^ j? t -^ V ' s> *'7_ K. V-*v ■ vv' ■^i "ft" \ f' /X-c- 5c L AUtM WHACII 7K \t - irOHISAl 11 a» amhiluui III».- IIIH' -^JL ALSO ronr ue cuMCAHNtAu • FIGURE 3.39. Sediment core sampling locations (Ward). The basic set of data, where GC and GC/MS data exist, is illustra- ted by the data in Table 16. However, secondary data products are presented here to illustrate the basic findings of this program segment, Illustrative GC traces from March of 1979 are shown in Figures 3.40 and 3.41. While the hydrocarbon composition of the control estuary (L'Aber Ildut) is comprised mainly of biogenic compounds the marsh mudflat and beach both contain anthropogenic inputs. The lie Grande "control" has been impacted by the AMOCO oil as its GC profiles closely resemble those for weathered oil. However, the Trez Hir (beach) site consists mainly of compounds of a pyrogenic origin. The impacted sites all illustrate AMOCO oil in various states of weather- ing, the lie Grande (marsh) site containing the best "preserved" oil. This is also indicated by secondary treatment of some of the core aromatic data (Fig. 3.42) where oil in both L'Aber Wrac'h and lie Grande appears to be less weathered at depth. Data from the three impacted cores and the control core are shown in Figures 3.43. 3.52, 3.58, and 3.63. Each figure depicts the depth of penetration of AMOCO CADIZ oil throughout the December 1978 to May 1980 time period. The C3P/C3DBT ratio is presented as is the level of the non-petrogenic fluoranthene + pyrene (m/e = 202) total. Accompanying these figures are graphs of the down-core variations in gross hydrocarbon parameters (i.e. f]_, f2r ALK/ ISO ratio) and detailed aromatic compound families. Figures 3.44 to 3.51 depict details of the L'Aber Wrac'h cores, Figures 3.53 to 3.57 the lie Grande 71 TABLE 16. L'Aber Wrac ' h sediment core (March 1979). ALIPHATICS (uq/q) AROMATICS (uq/q) SAMPLE DATE TOTAL RESOLVED 0-S cm 3/79 530.0 27.8 5-10 3/79 113.7 8.4 10-15 3/79 95. « 2.8 15-20 3/79 4.4 1.1 20-25 3/79 10.1 1.6 ALK/ISO TOTAL RESOLVED 565.0 16. 4 318.4 19.4 118.1 4.0 46.5 4.4 C,M C-.N C,N CaH Cl F c,f c,f c,p '.■%• KM III* III, I*.*» I '. I..I.....I "il M.ltail «j^^UA^ (CI Oilnl '-ill M.vsli Miiilll.il J||%^l,, iH Oil.il B B ,.|, > I P llll I iiiilml I iln.iiy Miiilll.il ll I L.IU" Ml 1 h ■ 1 (01 Ciiiiliul S.1I1 M.n Ji M111lll.il )i I .. ,. I J ID (..1111111I Spacli ...J |lM^ |N P.I FIGURE 3.40. Saturated hydrocarbons in sediments from oiled and control sites. 72 (A| OiImI tsiuarv Mu.llUi AllftlMI ll>nui«lltH*l A * S >«4«trw« SIJ..L-.I !.. IC) Oilwl &■!( Mwili MwllUl Wfc>lMll l Itl Oiliii 8eji.li 181 COMIHll ElllUlV Minllln JiU l*U... t 101 Cntiiroi SjM MjmjIi Mo.lfl.il yjjil.^4.,. 'UtiWi*! FIGURE 3.41. FIGURE 3.42. |F1 CuuiKil Hi-jcIi :sa AMOCO CA0I2 3IL _ *«*tft«e» Meuiu _ I 30-'«> ï \ 1 I X t .5 I I. id i Aon! 27 1979 •» CiCjCjCt » C.CjCjC C.C;Cj I I I I j£y m ,so l n.saaANoeisouTMi ■ 100 s 1 S u 3 50- Mwoi 1979 3-5 em 4 2^00 M I i ■ ■ 1111 ■ mm 1 1 ■ m Wm W I H»W SiMuta- A86» '.VB AO- Mwei '979 0— Set" 'JOOo -ad Ri :$0"» : too % «■ ILsG»AN0E ISOUT»! Uaren 1979 t5-J0em n= s ■ I ' ' ABEA WRACM U»en 1979 10-ISem | I Pi jjHlk N N « CiCzCjC* » CiCjCjCi CiCjCj I I I I n CiCiC]Ca » CiC;CjC« C. :;Cj ^.w— n »***»— 3.0«f<0- (Top) Aromatic hydrocarbons in sediments from oiled and con- trol sites. (Bottom) Comparative aromatic compound concentration pro- files derived from GC/MS-histogram presentation. 73 OÏCEMM* 197) VHRCH '579 0-5 » S-iO tO-lS !«-2I 11-2» 29-31 )t-M ' ■ ' ■ ' i, i F ,V . S, . , kV', l vs''j :» 17 a 17 M 39 39 900 290 '90 -300 -MO 44 4) tjoar 0-5 S- 10 10-19 19-20 20-29 : - ^J a ggg a.m».^.» — v'v'O'-' -" ! 'X UO 200 50 30 23 -12 11 JJ 20Î 392, .-* 4,91 -274 -105 -3JS 220 •74 AUGUST 1979 N0V«M9j€S 1979 »K Cl» 202Kt4>4> w»«i Cjoar If** Cl» 202l<-»« u4.1l C)097 fiS3gS3 270 79 1 100 t**4i Cj08T 0-1 3-4 «-5 5-3 I! 300 920 ■P -300 300 340 390 -300 "0 4MOC0CAOIZ0IL, iiL ■^;\^ W, " 0MM,C SIOGENlC FIGURE 3.43. Aber Wrac'h sediment cores 200 400 UB/B 600 800 lOr I 220 . Saturât»*! j- Aromatlci ------- l — AU/ISO : , . \ \ 20 \ 0.50 ALK ISO 4.75 1000 Bfl/a 2000 3000, 8000 D8T 202 2?8"2S2 FIGURE 3.44. (Left) Aber Wrac'h core, December 1978. FIGURE 3.45. (Right) Aber Wrac'h core, December 1978. 200 400 I|/| 600 8QQ 1000 fifl/B 2000 3000 Aromalics 10 220 Saturatis : ALK/ISO : iq N OBT J 25J- 202 228 252 0.50 1.0 1.50 2.0 5.0 ALK/ISO FIGURE 3.46. (Left) Aber Wrac'h core, March 1979. FIGURE 3.47. (Right) Aber Wrac'h core, March 1979. 74 200 jg/g 400 600 200 400 MQ ' 9 600 800 10 I \ ■ 1 10 20 Aronutics Sit ont is - 1 20 ■ALK/ISO Aromtlct •Sitantit - 0.50 1.0 l.SO ALK/ISO • 0.50 1.0 1.50 2.0 2.50 ALK/ISO ALK/ISO FIGURE 3.48. (Left) Aber Wrac'h core, August 1979. FIGURE 3.49. (Right) Aber Wrac'h core, November 1979. 200 400 a8/ « 600 800 ALK/ISO • -10 20 0.50 1.0 Arsmitics 1.5 FIGURE 3.50 FIGURE 3.51 ALK/ISO (Left) Aber Wrac'h core, November 1979. (Right) Aber Wrac'h core, May 1980. OECEMSER 197S VtASCH 1979 IPHC C3P 20209.91 C3O8T 28 2S r a. C 20-25 : ;phc Cjf ■«19:91 CjOBT 22 45 so 37 30 203O9.9' J5 2*0 3SO 310 230 Sitintu ALK ISO 2.0 AUGUST 1979 ;phc Cjf 20209,91 iu«9l C3O8T o-s S&>§8 1.100 550 S— 10 >>.-w/i' e iO— IS 440 1 1 ■ 15-20 too 22 «2 130 170 AMOCO CAO II OIL PYflOGENIC BIOGENIC MAY 1980 ;?HC C3P U.9/9) C3O8T 0—2 mm 2—10 mm 1-2 em 2-3 cm 3—1 cm 4-5 cm 5-l0cm , ! ! ,11. ! Il-i a. : i ; 1 j- 1 e w 1 ■ t 1 iil'i, ■ ' 5.900 48 3 400 42 3.300 3.700 22.000 52 3300 3.310 75 FIGURE 3.52 20209.91 330 I 100 1 300 lie Grande (oiled) sedi- ment cores. 5 20 m 400 " /8 600 0.50 1.0 t. 50 ALK/iSO 800 2.0 Afiaiticj — Salanlis ALK/ISO - 200 O.SO jjQ/g 400 600 Aromatics Saturates AU ISO 1.0 l.SO AU ISO 1000 " / «2000 3000.8000 OIT—— — zoTzTiisz ■r 10 S 20 / 2000 ji/i 0.50 1.0 Aromatic* 1.50 2.0 ALK/ISO 200 400 J|/, 60fl m ■ » m» > ■ " F 800 4000 «"■ 8000 8000 J5000 Sitiratit ALK/ISO 2.50 0.50 Aromatic* SKantis ALK/ISO ■ t.O 1.5 ALK/ISO 2.0 83.28 FIGURE 3.53. FIGURE 3.54. FIGURE 3.55. FIGURE 3.56. FIGURE 3.57. (Upper left) Ile Grande south core, December 1978. (Upper right) Ile Grande south core, March 1979. (Middle left) lie Grande south core, March 1979. (Middle right) lie Grande south core, August 1979. (Bottom) lie Grande south core, May 1980. 76 r FIGURE 3.58. AMC-4 sediment cores. 0ECEM8EP 1978 \»A«CH :979 IPMC C]P 2021*9 9' W9 9' CjOBT 0-5 ■ . ! , 5-10 10-IS • •': ; 15-20 ;. ' ,; 20-2S ^^ :30 140 200 15 «S 37 ;?HC C3P 202.", gi uj9 91 CjOBT 0-5 5-10 10-15 15-17 "1 3 ; — a. ■w 2 • . i; i & «S 200 150 130 80 30 38 AUGUST 1979 INEW .NPUT1 MOVEM8EH 1979 0-5 5-10 10-IS 15-19 ;phc C]> 202109/») i#a 2021-9 9' N>^ = 5-10 -»■ a. "" 10-15 59 30 91 2S SAO K^ AMOCO CA0I2 OIL PYflOGENiC BIOGENIC FIGURE 3.63. Miscellaneous sediment cores 1000 " fl/9 2000 10 20 l\ \ OBT 202 223 252 FIGURE 3.64. Aber Ildut, March 1979. 79 3.5 Oysters and Plaice (Neff, Battelle) Samples of oysters and plaice from several impacted regions (L'Aber Wrac'h, L'Aber Benoit and Baie de Morlaix) and two supposedly unimpacted locations (Brest and Loctudy) were analyzed (Table 17, Figure 3.65) . The results of the oyster time series analyses are summarized in Table 18. Both the "gross" hydrocarbon parameters as well as the petroleum-associated aromatic hydrocarbons are presented. Though not "clean", the control (Brest) oysters are several times lower in gross concentration throughout the time period and an order of magnitude lower in aromatic hydrocarbon content than either of the impacted sites. It is not apparent if the levels have decreased substantially in either of the Abers, though aromatic levels are 3 to 4 times lower a year and a half after the spill. For comparison, levels of several of the non-petrogenic PAH components (i.e. m/e 252) are presented. TABLE 17. AMOCO CADIZ chemistry program; oysters and plaice (Neff). Frequency: December 1978 4 April 1979 6 July 1979 7 February 1980 9 June 1980 11 Total 37 Location: L'Aber Benoit - Oysters; Plaice Muscle/Liver L'Aber Wrac'h - Oysters; Plaice Muscle/Liver Loctudy - Plaice Muscle/Liver; Oysters (7/79 only) Brest - Oysters Baie de Morlaix - Oysters (7/79 only) GC/MS L'Aber Benoit Oysters L'Aber Wrac'h Oysters Control Oysters 80 ALSO LOCIUOV FIGURE 3.65. Oysters and Plaice sampling locations. TABLE 18. *- Petroleum hydrocarbons in oysters (Crassostrea gigas). PETROLEUM a DBT f^ HYDROCARBONS P a 252 LOCATION DATE (ug/g) (ug/g) (ug/g) (ug/g) L'Aber Wrac'h 12/78 660 12 22 0.04 4/79 1,200 15 12 0.02 7/79 590 5 10 0.03 2/80 820 10 16 0.60 6/8.0 (#1) 440 4 6 0.40 > 6/80 (#2) 560/570 d - - - Brest 12/78 260 4 4 0.07 (control) 4/79 e 1,100 11 10 0.01 7/79 91 0.3 0.3 - 2/80 150 0.4 1.1 0.6 6/80 93 0.6 0.7 0.2 L'Aber Benoit 12/78 690 - - - 4/79 800 15 15 1.0 7/79 - - - - 2/80 430 14 9 1.1 6/80 520 3 5 0.2 a Sum of phenanthrene and alkyl phenanthrenes. ^Sum of dibenzothiophenes and alkyl dibenzothiophenes c Sura of m/e = 252. ^Replicate analyses. e Origin of sample unclear. 81 The GC traces for the impacted oysters are consistent throughout the study. The aromatic hydrocarbons (Figs. 3.66, 3.67) are dominated by the alkylated dibenzothiophenes and alkylated phenanthrenes through- out. The alkyl naphthalenes and fluorenes, significant in December of 1978, are removed from the tissues by June 1980. Aromatic hydrocarbons in the control oysters (Fig. 3.67), while less concentrated, are dominated by the same compound series, though the compositions in the controls remain consistent with time (i.e. no loss of fluorenes or naphthalenes) . GC/MS traces of the oysters confirm the importance of the dibenzothiophene series (Fig. 3.68). Saturated hydrocarbon GC traces are illustrated in Figures 3.69 and 3.70 for impacted and control oysters respectively. The saturates of the L'Aber Wrac'h samples are dominated by branched alkanes (e.g. isoprenoids) and a large low boiling UCM (C]^ - C20) • The UCM in the controls is less pronounced yet significant, and while the isoprenoids are abundant indicating some weathered petroleum, a higher boiling smooth n-alkane distribution (i.e. paraffins, ÏI-C20 ~ n ~C3Q) is of equal importance. Figures 3.71 to 3.76 show some representative aroma- tic and saturated fraction data from oyster samples taken from L'Aber Wrac'h and the control station. The results of the plaice analyses are summarized in Table 19. The absolute concentration data does not address the source of the observed levels which for the most part are not linked to AMOCO CADIZ oil. The muscle tissues exhibit some petroleum-like GC traces includ- ing some UCM material and smooth n-alkane distributions with the presence of UCM material primarily responsible for the higher levels shown in Table 19. Liver tissue in all samples is much higher in absolute hydrocarbon content (Figs. 3.77 and 3.78). The f^ (saturated) traces are characterized by a high molecular weight UCM (cycloalkanes) , and an n-alkane distribution in the C22 to ^23 region, while the f2 traces are characterized by polyolefinic material, including the biosynthesized compound squalene. These f]_ and f2 distributions are characteristic of fish livers from many geographic regions (Boehm, 1980; Boehm and Hirtzer, 1981) and are probably not related to any particular spill event. 82 1 I?.: Vli.. r"'i *>% • ■■&<■ " m fit. H M. FIGURE 3.66. Aber Wrac'h impacted oysters - aromatic hydrocarbons; A December 1978; B - June 1980. f t • V» Alkvl P »«l C1HI ..... . . ft V ■ * .5 .: ! _ J0» $jpi W ™n -A .ill. it .. - I. ... I....«l»l> t.. I Alkyl P j.»l III! I I J,pWHJi ♦Ml I I il.t 1 !!.' FIGURE 3.67. Brest control oyster - aromatic hydrocarbons; A - December 1978; B - June 1980. 83 m/e 2Ii . - m/a • 3 m/e t ;a . i TI ■A-tAA-A- /W^. .^■arN* >rf"\AA»AjfU. .'Vl,iA,,i, JL J i iLJ ta ! i 12" ■ J\ ;1__^>Aa^^aA^VU^ i i 1 1 r 2S IS *?•* ^9 ^g -*a *t 4 3 -*^ ■*•* -*5 4 s *** -*a *9 sa gt g? r i i i FIGURE 3.68. Section of GC/MS total ion chromatogram of aromatic fraction of oyster sample illustrating major alkyl dibenzothiophene (DBT) components (a = CiDBT: b - C2DBT; C = C3DBT) . 84 » I *• « J j 'IGURE 3.69. Aber Wrac'h impacted oysters - saturated hydrocarbons; A - December 1978;' B - June 1980. Jj_. ».w** ;!i W^ ; xL. a FIGURE 3.70 Brest control oysters - saturated hydrocarbons; A - Decem- ber 1978; B - June 1980. 85 10,000-, 1.000- n 9 9 100- T—l—t ABCOEFGHIJK 10.000-, 1.000- "9'9 too- I I I LMNOPQRST'JVWXTZAA I I I I I I I I I I ABCOEFGH IJ K LMNOPQRST'JVWX T Z AA FIGURE 3.71. (Left) Aber Wrac'h, Crassostrea gigas , aromatic hydrocarbons, December 1978. (See Figure 3.14 for key.) FIGURE 3.72. (Right) Aber Wrac'h, Crassostrea gigas , aromatic hydrocar- bons, June 1980. (See Figure 3.14 for key.) TABLE 19. Summary of Plaice hydrocarbon data. HYDROCARBONS STATION DATE TISSUE (pg/9 dry wt) L'Aber Wrac'h 5/79 Muscle 90 7/79 Muscle 33 2/80 Muscle 77 6/80 Muscle 186 • 7/79 Liver 1,350 2/80 Liver 1,200 6/80 Liver 1,640 L'Aber Benoit 5/79 Muscle 147 7/79 Muscle 17 2/80 Muscle 104 6/80 Muscle 48 7/79 Liver 1,030 ■ 2/80 Liver 1,860 6/80 Liver 2,500 Loctudy 4/79 Muscle 2/80 Muscle 41 6/80 Muscle 38 • 2/80 Liver 1,300 6/80 Liver 1,900 86 10.000-. 1.0OO- »«/9 too- 10.0 -1 u<)9 1.0- i i i f I i i i r r f f f f r t i f t f } r I ABCDEFGH IJ K LMNOPQRSTOVWXYZAA Cn • Nof"» A.««n»C-M etc ?«IS • »• ItIM »HV • »•>«•«<« '230 5=0 ■ ;corf*oat i t i r i i i r f r f i i i i i A8C0EFGHIJ KLMN0P0.P.STUVWXVZAAB8 10.0 "99 1 0- 10.0 -| o « ug.g a U3 1.0- I , . I f ' I I I ! I I ABCOEFGMIJ KLMNOPQP.STUVWXYZMBE o n r a. rtt tt ASCOEFGHIJ K LMNO PQ P. S T U V W X T Z AA» FIGURE 3.73. (Upper left) Brest, Crassostrea gigas , aromatic hydrocarbons, December 1978. (See Figure 3.14 for key.) FIGURE 3.74. (Upper right) Aber Wrac'h, Crassostrea gigas , saturated hydro' carbons, December 1978. FIGURE 3.75. (Lower left) Aber Wrac'h, Crassostrea gigas, saturated hydro- carbons, June 1980. (See Figure 3.74 for key.) FIGURE 3.76. (Lower right) 3rest, Crassostrea gigas , saturated hydrocar- bons, December 1978. (See Figure 3.74 for key.) 87 AROMA MCS L i .iii . l .A SATURATES ■ '.* ll-i» FIGURE 3.77. Plaice Liver, control. AIHIMAIICS Il , . . . I 1- - ■•" I ' I* SAMlOAIfS I. J:.li V 9 f m tl M I „ . FIGURE 3.78. Plaice Liver, oil-impacted. 88 3.6 Oysters and Fish (Michel, ISTPM) An analytical chemical program in support of the early post-spill (March 1978 - March 1979) programs of the Institute Scientifique et Technique des Pèches Maritimes (ISTPM) was undertaken (Tables 20 to 22 and Fig. 3.79). Samples of freeze-dried oysters and fish (various species) were analyzed by GC and several samples by GC/MS. The results of the analyses are tabulated in Tables 23 to 25. Based on the nature of the GC traces, sources of observed hydrocarbon distributions are derived: fresh AMOCO CADIZ oil, weathered oil, and biogenic hydrocar- bons. Often combined sources are apparent (e.g. weathered oil/biogenic hydrocarbons) . Two oyster time series, summarized in Table 26, indicate that initial heavy oil impacts on the tissues are reduced over time but certainly not eliminated. GC traces illustrating the change in aroma- tic hydrocarbon composition with time (Fig. 3.80) show that again the alkylated phenanthrene (P) and dibenzothiophenes (DBT) dominate the assemblage through February of 1979. Fish tissues do not reveal significant oil impacts. For the most part the hydrocarbons consist mainly of biogenic compounds (e.g. olefins) with an occasional UCM and again the presence of DBT and P compounds probably, though not definitely, related to AMOCO CADIZ oil (see Table 24) . An attempt at decontamination via oyster transplantation yielded lower levels of hydrocarbons (Table 23; sample 143) indicating that once removed from a polluted substrate the oysters can depurate their oil burden significantly. Thus the oysters exhibit similar area-wide uptake of AMOCO oil, initially at the 3000 ppra level, rapidly reduced to the 300-700 ppra level and to the 50-200 ppm level a year after the spill. However, identifiable oil residues remain. Fish samples show only sporadic uptake of any oil indicating that the oil has not significantly impac- ted coastal fish, or that once impacted the fish rapidly depurate and/or metabolize petroleum. MJMlSALl. (Ft AI i*> UAit i »t t At U. til Ni >N (Ol MIVIfcMfc (>£ riUiiiMLM 1*1 II k Ht H*i. iti UAIfc lit IkkMHMNi,' U I FIGURE 3.79. Oysters and fish sampling locactions 89 TABLE 20. AMOCO CADIZ chemistry program, freeze-dried fish and oysters (Michel, ISTPM) . Frequency March 1978 1 Oyster April 1978 1 Oyster + 7 Fish May 1978 1 Oyster + 6 Fish June 1978 3 Oysters + 1 Fish July 1978 4 Oysters September 1978 4 Oysters October 1978 3 Oysters + 4 Fish November 1978 3 Oysters December 1978 4 Oysters + 5 Fish January 1979 1 Oyster February 1979 2 Oysters March 1979 3 Oysters TOTAL 30 + 23 = 53 Locations Var ious TABLE 21. ISTPM oyster sample summary. No. Date Sampling Location 5 5.4.1978 Aber Benoit - Prat ar Coum 71 23.3.1978 Baie de L'Argue non 143 24.5.1978 Essai de decontamination 176 22.6.1978 Baie de Morlaix - Penze R.G. (Le Ven) 178 20.6.1978 Aber Benoit - Prat ar Coum 184 22.6.1978 Baie de Morlaix - Calot (transfert) 212 20.7.1978 Aber Benoit - Prat ar Coum 223 21.7.1978 Baie de Morlaix - Le Frout (Le Ven) 234 18.7.1978 Baie de Morlaix - Penze R G (Le Ven) 242 18.7.1978 Baie de Morlaix - Penze (B.I. Brannelec) 295 20.9.1978 Baie de Morlaix - Penze R D (Cablet) 297 20.9.1978 Baie de Morlaix - Penze R G (Le Ven) 311 20.9.1978 Baie de Morlaix - Penze R D (Gallion) 327 18.9.1978 Aber Benoit (Garo - Hanssen) 349 19.10.1978 Aber Benoit (Garo - Hanssen) 357 19.10.1978 Baie de Morlaix - Penze R D (Kerarmel) 359 19.10.1978 Baie de Morlaix - (B I Brannelec) 399 16.11.1978 Baie de Morlaix - Penze R D (V. Bernard) 400 16.11.1978 Baie de Morlaix - (B I Brannelec) 406 16.11.1978 Baie de Morlaix - Penze (Cadoret) 420 15.12.1978 Baie de Morlaix - Penze R G (Le Ven) 436 15.12.1978 Baie de Morlaix - Penze R D (Cadoret) 440 15.12.1978 Baie de Morlaix - Penze R G (Vallegant) 442 15.12.1978 Baie de Morlaix - R D Ile Noire (Kerarmel) 446 31.1.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (V. Bernard) 471 27.2.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (Gallion) 473 27.2.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (Vallegant) 514 30.3.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (Cadoret) 517 30.3.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (Ker Armel) 518 30.3.1979 Baie de Morlaix - Penze R D (Cadoret) 90 TABLE 22. ISTPM fish sample summary. No. Nature 36-3 lieu jaune 40-7 roussette 41-3 lieu noie 58-1 lieu jaune 93-2 mulet 100 flet lia lieu jaune 151 maquereau 170-1 lieu jaune 170-2 lieu jaune 198 tacaud 200 lieu jaune 203 maquereau 209 mulet 377-2 plie 379-3 mulet 415-2 sole 419-2 grondin 446-4 plie .4.49-2 sole 454-1 plie 454-6 sole 455-4 plie Date 13.04 13.04 13.04 13.04 27.04 24.04 29.04 23.05 11.05 11.05 16.05 16.05 3.05 30.06 26.10 24.10 6.12 6.12 15.10 15.10 5.12 5.12 20.12 1978 1978 1978 1978 1978 1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1978 .1973 .1978 .1978 .1978 .1978 Sampling Location Poctsall (3' W Amoco) Roscoff (Bank ar Forest) Portsall (8' N Amoco) Portsall (2* E Amoco) Portsall Baie de Lannion Portsall (3' £ Amoco) Baie de Oouarnenez Riviere de Trequier Riviere de Trequier Baie de Lannion Baie de Lannion Baie de Lannion . Aber Wrac'h Ile de Batz Baie de Morlaix Baie de Baie de Lannion Lannion Baie de Morlaix Baie de Morlaix Aber Benoit Aber Benoit Aber Wrac'h TABLE 23. Results of ISTPM oyster analyses. T* ital Hydrocarbons Source Sample No. a «1 ♦ f?; ug/g dry wt) (from GC) b 5 2700 1 71 610 2/1 143 180 2/3 176 530 2 178* 1600 2 184 380 2 212 270 2 223 400 2/3 234 640 2 242 80 2/3 295 340 2 297 270 2 311 290 2/3 327 630 2 349 420 2 357 320 2 359 50 2 399 100 2 400 95 2 406 70 2 420 150 2 436* 1000 2 440 90 3/2 442 150 2/3 446* 105 3/2 471 50 3/2 473 140 2 514 140 2 517 170 2 518 140 2 GC/MS results available (Table 25) a See Table 21 for location and data of each sample number °1 - fresh AMOCO CADIZ oil •2 » weathered oil 3 » biogenic hydrocarbons 91 TABLE 24. Results of ISTPM fish analyses. l\>CJl h ydrocarbons isaucce Sample No. a LFj. .♦. J* jq <) dry wt) (from GC) b 36-3 IS 40-7 39 41-3 29 58-1 18 93-2 45 2/3 100 70 3/2 118 45 3/2 151* 170 3/2 170-1 18 170-2* 31 2/3 198 31 3/2 200 69 2/3 203 37 209 30 377-2 3 379-3 25 415-2 154 3/2 419-2 15 3 449-2 13 454-1 21 454-6 20 455-4 6 • GC/MS results available (Table 25) . a See Table 22 Cor Location and data of each sample number. b l « fresh AMOCO CADIZ oil 2 - weathered oil 3 » biogenic hydrocarbons TABLE 25. GC/MS results of selected analyses of oyster and fish tissues (ng/g) . Oysters Fish #178 «436 1446 #151 #170-2 N nd nd nd nd 2 C 1 N nd nd nd nd nd C 2 N nd nd nd nd nd C 3 N 290 nd 52 nd nd C 4 N 1400 nd 150 nd nd N 2190 nd 202 nd 2 P 220 30 85 17 40 * ■••" *i U...1. Ufi li^J .uAjA Hi B AHilMASK.i FIGURE 3.82. Seaweed hydrocarbons control. 96 CONCLUSIONS A number of specific conclusions concerning the levels of AMOCO CADIZ petroleum hydrocarbons in various environmental compartments, the changing chemistry of the hydrocarbon assemblages, and the persistence of petroleum in these compartments are presented here. . 1) Upon introduction into the environment, the oil weathered rapidly with evaporation and biodégradation changing the oil's chemistry markedly even prior to landfall. 2) Oil impacted a variety of intertidal sedimentary types and a number of secondary impacts were noted at many stations. 3) Oil was buried in most sedimentary environments with burial and/or penetration down to 15 cm in fine-grained sediments and deeper ("^20-30 cm) in sandy sediment. 4) Oil remained less biodegraded in sandy beach environments than in fl-ne-grained sediments in which heavily biodegraded oil was characteristic. 5) The presence of UCM material, pentacyclic triterpanes, and alkylated phenanthrene and dibenzothiophene compounds remain as characteristic chemical features of AMOCO CADIZ oil in sediments. 6) Less weathered oil appeared to be buried (10-20 cm) in fine- grained sediments as evidenced in samples taken one year after the spill. 7) Offshore sediments were impacted after the shoreline impact, probably through processes involving beaching, sorption on intertidal sediments, and offshore transport of these sedi- ments. Samples taken after the spill in April 1978 do not reveal AMOCO CADIZ oil, thus indicating a lag (weeks to months) in offshore deposition. 8) Surface intertidal sediments taken in June 1981 show that "normal" background inputs, both of biogenic and chronic pollutant origins, have replaced AMOCO CADIZ oil as major components of the hydrocarbon geochemistry. Only at the most impacted stations at lie Grande marsh and within the sandy beach sediment at AMC-4 (Portsall) do identifiable AMOCO residues persist. At lie Grande the aromatic marker compounds are absent, but hopanoid compounds (triterpanes) and a large UCM persist. 97 9) Oysters were initially heavily impacted by oil (several thousand ppm) and after two years (June 1980) traceable AMOCO CADIZ residues are still evidenced by homologous series of isoprenoid alkanes, phenanthrenes and dibenzothiophenes. Petroleum residues persist approximately at the 100 ppm level. 10) Fish do not appear to have been directly impacted (chemical- ly) by the spillage to any significant extent. 11) Compositional profiles traceable to AMOCO CADIZ oil are likely to "disappear" from all sediments within another year (i.e. 1982; four years after the spill) although this should be confirmed by direct measurements and attention to molecular marker compound distributions. REFERENCES ' Atlas, R. M. , P. D. Boehm, and J. A. Calder, 1981, Chemical and biolog- ical weathering of oil from the AMOCO CADIZ oil spillage, within the littoral zone: Estuarine Coastal Mar. Sci., Vol. 12, pp. 589- 608. Blumer M. , M. Ehrhardt, and J. H. Jones, 1973, The environmental fate of stranded crude oil: Deep Sea Res., Vol. 20, pp. 239-259. Boehm, P. 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Subscripts indicate specific areas samples: 1 » marsh, 2 ■ tidal creek, and 3 = upper mud flat (see Figs. 1 and 2). . Samples were collected in December 1978, March 1979, November 1979, and May 1980, using a plexiglass corer (ID * 26 mm). The 5 mm superficial layer was subsampled with a steel spa-tula. Sediments were immediately frozen, flown to Marseilles, and kept at -30°C. Analytical Techniques To yield the maximum amount of information, we have chosen the systematic soxhlet extraction following Farrington's method. This method is expensive and time-consuming but, for the biologists, it is the only one which gives satisfactory results. Moreover, reproducibility was tested several times and was found to be satisfactory. To avoid the very long separation of alumina- or silica-packed columns, we developed a micromethod of separation using Sep-Pak of Waters. This rapid technique is described in Analytica Chemica Acta. The general analytical scheme is as follows: 101 SOIL OK SCHOftRC AI,DI,CI,BI □ MUOOft SANOYMUO AI£2,A3,B3,E3 SAMPLING SITES REFERENCE STATIONS »C I, Bl SCHORRE(SALT MARSH) C2 TIDAL CREEK POLLUTED STATIONS » AI.DI SCHORRE(SALT MARSH) A2 TIDAL CREEK A3 SLIKKE(MUO SLOPE) FIGURE 1. He Grande marsh sampling sites. a — ï- CHENAL tidal creek UHAUTE-SLIKKE» higher mud slope FIGURE 2. Detailed map of the sampling area. SCHORRE - solt meadow 102 sample 1 - extraction (toluene methanol-soxhlet) 2 - pentane, water + sodium chlorida weight before saponification AVSP saponification with KOH weight after saponification APSP separation with SEP PAK hexane elution chloroform elution fraction hydrocarbons polar fraction FA FB Each fraction was weighted by gravimetry (Balance: Perkin Elmer AD2Z, 1/10 of ug) . In each case, the fraction FA was chromatographed on a capillary column (OVl or SE52) with a Girdel or a Carlo Erba Fractovap 4160. The fractions FA and FB were also analyzed by high-pressure liquid chromatograph (column RP 18, radial pressure, Waters-type detector) . Since the FA fraction may contain saturated, unsaturated, or aromatic hydrocarbons, fluorescence spectrometry (Perkin Elmer 3000) was used especially during the 1980 survey when biodégradation rates were higher. Infrared spectroscopy (Perkin Elmer 125 and 225) was also used systematically to show the absence of carbonyl functions on the FA fractions. .During the 1980 campaign, it appeared that some of the chromatograms of the FA fractions were not sufficiently resolved due to the absence of saturated hydrocarbons. However, as they represented a substantial weight (A^ » 257 g; A 2 » 14 g) , NMR spectroscopy (C 13 and proton 250 Mz Cameca) was used to denote the presence of heavy-weight compounds with fused 103 rings (aromatic and nonaromatic) . The structure of these complex mixtures was not elucidated at this time, but could be studied in the future. RESULTS Results are presented in Tables 1/ 2, and 3. The weight of the compounds AVSP (before saponification) and APSP (after saponification) are indicated. The value of the ratio AVSP/APSP is characteristic of the capacity of the medium to be biodegraded. A value close to 1 shows poor bacterial activity. As the value increases, better biodégradation is indicated. This fact is due to the functionalized intermediate compounds made by the bacteria and extract in basic medium. The fraction PB is constituted by unsaponif iable compounds. Comparison of FA and PB is not interesting. Only the comparison of FB values for different sampling times is relevant. When biodégradation increases (less linear hydrocarbons) , the PB fraction decreases. At Al and A2 station (in very polluted zones) , the concentrations of hydrocarbons (linear or substituted) were about null in 1980, but complex organic compounds of heavy molecular weight, which are extractable with hexane (since present in the FA fraction) , remain in the sediment. The molecular structure of these compounds has not been established (the petroleum- type asphaltenes are not extracted at the very beginning by pentane) . CONCLUSIONS Station C, In 1980, in spite of the presence of 0.54 g in the FA fraction, its chromatogram was no longer characteristic of a petroleum-polluted zone (C17, C18, C19 predominant). However, light petroleum pollution is indicated at 20 cm below the surface. Station B- In 1980, various deposits did not allow correct sampling; therefore, only 1978 and 1979 values were determined. In 1979, there seemed to an indication of return to normal state, especially at the rhizome level (bottom) . Station A. In 1980, half of the hydrocarbons of 1979 remained. This fraction did not show the presence (by chromatogram) of linear or substituted hydrocarbons; however, its weight cannot be explained only by the unbiodegradable cyclanes or aromatics (33 g) . 104 TABLE 1. Hydrocarbon content of Ile Grande marsh sediments. STATIONS SAMPLE WET WEIGHT Iql 12/7» 11/79 AV-SP IJJjU j u-ujj> v --~^__ Chromatogram 1) Station A3, March 1979. (A) surface, (B) bottom. 2) Station A 2 , March 1979. (A) surface, (B) bottom. 3) Station A3, 1980, surface skim. 4) Station D, 1980, 0-3 cm surface. 109 EVOLUTION OF THE HYDROCARBONS PRESENT IN THE SEDIMENTS OF THE ABER WRAC ' H ESTUARY by Jean DUCREUX Institut Français du Pétrole 92506 Rueil-Malmaison - FRANCE Following the Amoco Cadiz accident, the Institut Français du Pétrole analyzed various samples in an effort to learn the physico- chemical characteristics of the oil pollutant released, and to observe its evolution over time. These studies dealt principally with samples of "chocolate mousse" and of beach-sand type surface sediments taken at various depths. In March 1978 a study of the physico-chemical evolution of the hydrocarbons trapped in the sub tidal sediments of the Aber Wrac'h estuary was undertaken with the collaboration of the Centre Océanolo- gique de Bretagne. INITIAL CHARACTERIZATION OF THE POLLUTANT The description of the Amoco Cadiz * s cargo was undertaken on the basis of samples of foam ("chocolate mousse") taken at Portsall on March 22 and 23, 1981. This method of identification is based on the work of Pelet and Castex, and operates according to a breakdown by chemical family, which has already been used by J. Roucache to make a geochemical study of the organic matter extracted from sediments. The pollutant was identified as a mixture of two crude oils — Iranian light and Arabian light — physico-chemical characteristics of which are fairly similar ; they contain 45 to 47 % saturated hydro- carbons, 31 to 34 % aromatic hydrocarbons, 16 to 17 % polar compounds, and 4 to 5 % asphalt compounds (Fig. 1). The ratio of saturated hydro- carbons to aromatic hydrocarbons is on the order of 1.3. The saturated fraction is constituted of normal paraffins, iso- paraffins of isoprenoid compounds (pristane, phytane, etc..) and cyclic and polycyclic alkanes or cycloparaf fins . With gas-phase chromatography, n-alkanes in the sample taken at Portsall 23 March follow a regular distribution curve ; her top corresponds to the n-Cl5 and n-C16, after which it tapers off regularly to the n-C35 (Fig. 1). It is likely, incidentally, that compounds over n-C35 exist, but they have not yet been detected. Ratios of pristanes/n-C17 and phytanes/n-C18 in crude oil are, respectively, 0.37 and 0.51. To take into account evaporation pheno- mena and compare with evolved samples, this oil sample was topped at 340°C. An unresolved complex mixture (UCM) appears under the n-alkanes, constituted of isoparaffins and cycloparaf fins . Alkane (n+iso) 111 3 . « JIM *t Jt -f«lj< •illlflll-l— -««134 %!IM!I1.|. ■P c .a (0 < C (0 ■H J cJ "« -^ ^£ •- _j ■=5 °, « 4 CM 3 ? î 1 2 s. O 3 g 10 ", .... ....... — fi *• i « — , — J •• y ? Z I ^ IP .1 -^ •" ^ i "» — ^ *• =4 N i 3: 5 C (0 •H C rd CO r» m o • m f0 en ■u u w c XI il O u ^J^^fc Ljr*lé 116 1,700 cm -1 ; (Figure 6). The elemental analyses of the resins confirm this tendency toward oxidation over time (oxygen levels in March 1978 were 5.4 % ; in June 1980, 7 %) . 31 03-78 22-11-78 20-06-79 17-01-80 24-06-80 I I 3400 30Q0 1700 1100 .1 700 cm 1600 Station 5 - FIGURE 6. Infra-red spectrometry of the resins. The distribution of saturated hydrocarbons determined by gas phase chromatography (Fig. 7) demonstrates the evolution which led to the degradation of the n-alkanes (5.99 % to 3.33 %) to n-C30 (Table 1). It should be noted that by March 31, 1978, this degradation appears to have begun. Thus there was an increase in the ratios of pristane/n-C17 and phytane/n-C18 (Table 1). The isoprenoids degraded less easily than the n-alkanes (TISSOT and al . ) , but by June 1980 these compounds could no longer be detected. As degradation advanced, the contribution of the biogenic hydrocarbons increased, and n-alkanes of odd carbon numbers between n-C25 and n-C35 — characteristic of the cuticle waxes of higher plants (Eglington and Hamilton - 1963) — appeared, confirming the ter- restrial contribution to the contents of organic matter in the sediments Moreover, the disappearance of the n-paraffins points up a relative enrichment in the unresolved complex mixture of the isoalkane and cyclo- alkane compounds, and generally in the compounds around n-C30 . It was possible to demonstrate these last compounds by GPC/MS by measuring the masses : m/e 217 being characteristic of the tetracyclic 117 v> -— g O .— 31 3 3 3 — n a 3 -1 3 — a -1 3 A 1 O cn O in 31 t P* 3 O 3 O O ' 1 in • 1 3 ^ "^ i*i in in 1 1 1 N -n m in G O 3 3 O 0333 3 z \ & ■v in in O O r* u"> 3 •» in p» a T r» in in in 31 > 51 1 «r * tO ^v 'a" i»i u-i 3 cji •-• P* m 3 Œ 3 10 * a O "HJ^IN *4 PJ1 1 « *•• 1-1 N n IN CN (N 1 1 O 1 _> _ CN — 1 1 I » - n CN IN z - V m CO O p» O 1/1 tn fN in 3 O CN CN a 3 3 a •■" 3 cn T3 rn 11 in P» Ul lQ VU CN) O 10 m n cr> a en a cn 3 (-1 en a. 1 » % » «««-'».« 1 1 » 1 « « « « « 1 1 « « « « « « CN (N m CN fl CN CNI CN *r CN CN CN CN CN m — 1 cn t cn m « • 01 , in T3 p« O a» cn ff> wm p» 01 4 CN a\ » « 1 1 1 1 1 1 « « 1 lilt 1 « 1 1 1 1 1 1 1 » e CN tM in m ■^ en Oi r-i \ 3 \ •— *m — • lO V iO CN IÛ c~- A u ul v/1 m — ^* 3 01 a E-\i » » » « 1 1 1 1 1 I « • 1 1 1 1 1 1 « « 1 1 1 1 1 1 > V: O — CN CN CN 3 CN S \ \"- A- r» r* 3 (N 10 O 3 t-\o m m CN O ia V in cn\i * » « 1 1 1 1 1 1 » » 1 1 1 1 1 1 « « 1 1 1 1 1 1 fl O — "• — »* 3 CN V i_ , «T r» m CN CN t\ > a T CD O in O CN T wvs » * « » 1 1 1 1 1 1 « « 1 1 1 1 1 1 « 1 1 1 1 1 1 2- \ a O 3 3 3 \ S 3> CD - > a 33 - in i£ m CN 3 3 CN a CN CN 01 r^ *i in 3 — \ * \< < \ ■n \ ■^ O — ? 3 C> en CO > 31 O 01 a p- r~ p» a O O a a a a a r - - - O 3 3 O 3 3 3 O 3 — 3 O 3 3 - - 3 3 3 3 O 3 -1 n CN 3 O 3 3 O 3 3 3 O 3 3 3 3 3 c O 3 3 3 O 3 3 < 13 m O gi 3 ? Jl 7 ifl T T O O O -1 — ."-I a T T uT a r\ cn in t = a. a. «r •>r T 3 T i/i 1/1 r- t O CD 3 » fl "Ï -1 i -1 3 O O ^-^33 3 a 3 O 3 3 3 3 3 3 33330 < ~ — *! •• -1 3 -1 3 -2 a 2 r- O i£ in T T T 3 *f T» vO n .n 3 a 7i S. • .n ,■*» CN 3 ■jl — • .-1 rn a ; CN T — 3 f- 3 3 ri a Jl T P» O O c-j 3 y -> T -n T -1 ** -n m *n ** ^j -1 (-1 —1 n n in cn 'i -* CN CN CN ."J — .--4 CN ji w ^ S a - ^ 2 r» 3 r* 2 — -r J n .3 f* 1 O « . > O O T «— CN -1 t in p» X —* CN .-n «T -I -O P» a «4 ^1 -1 t in 3 p» a ■V • * • "*■ —4 r^ _* r-S •« * j= ft CD £> ■U 4-1 c •H u 3 > 1-3 < 71 « 118 31-03-78 JJL- jo L *-"7 1 JiiiUJlliil •Jj ik— A 22-11-78 20-06-79 17.1-80 J! L 24-6*80 33 31 23 jjy 0M. I," 25 '-N CG STATION 5 FIGURE 7. Evolution of the saturated hydrocarbons. sterane compounds (CnH2n-6) eluted between n-C26 and n-C31 , and m/e 191 characteristic of pentacyclic triterpane compounds (CnH2n-8) eluted over n-C30 (Fig. 8 and 9) . This relative enrichment in cyclo- paraffins is confirmed by the mass spectrometry analysis of the fraction (Hood and O'Neal - 1958). Among the saturated hydrocarbons, (n+iso) -alkanes show a rapid diminution after March 31, 1978, and a stabilization thereafter ; cycloparaf fins , principally 2-, 3- and 4- membered rings show an enrichment, and 5- and 6-membered rings are fairly stabilized (Fig. 10) . 119 :- L A G 73 C JQ «3 U a >i u J= O. U fl TJ ^ >i CT> £ ■W T3 (0 01 S 4J (0 n m JS 3 O -P «3 (U 01 01 m i cr> m +j (4-1 0) o s c ^ +j •H U • -P i O £ Û H 03 T3 M >, a^ £. 4J 'O (0 0) Ê 4J «3 u u Si 3 4J *h 1 01 «3 > cr> i-i jj lM 0) o s c u *J ■H • 4-> OJ c «j a C 01 •H •H JJ ^ 01 S w 03 T3 s-i cj e 4-t CD 3 il a 120 '0 voi »0"«»1 STATION S FIGURE 10. Distribution of cycloparaf fins by mass spectrometry. In the aromatic fraction, chromatographic profiles showed : - a loss in light hydrocarbons as from March 31, 1978 ; - a positive response in flame photometric detector (FPD) , specific sulfur detector, throughout the period studied, which is significant, given the presence of sulfurous aromatic hydrocarbons (thiophenics) , and indicative of extensive continual pollution (Fig. 11) ; - a persistence of dibenzothiophene despite a decrease until June 1980 ; - an unresolved complex mixture similar to that of the saturated hydro- carbons . Metal (nickel and vanadium) and sulfur contents assessed through various samplings (Table I) confirm the persistence of the pollution, and do not indicate any significant evolution. The divergences observed may be attributed to variations .in concentration of the two crudes present in the polluting mixture. It is to be noted that it is not possible to date to establish the cause of a relatively high peak at the level of the n-C16 in some saturated hydrocarbon chroma togram. A similar peak appeared at Station 6. Station 6 Decontamination is virtually nil here. In June 1979 A maximum of over 6,000 mg of hydrocarbons/kg of sediment was registered ; by June 1980 hydrocarbon contents were still over 1,200 mg of hydrocarbons/kg of sediment (Fig. 4) . This is true of all stations where the marine cha- racter of the environment is least pronounced — that is, in the upper reaches of the Aber. As can be generally observed in the stations, the most striking evolution is the degradation of the n-alkanes to n-C30. They appear to evolve very rapidly, since the very first sampling taken at this station on March 31, 1978 indicated that the ratios of pristane/n-C17 f 121 ft y 1 '-JJa-J, PORTSAU 23-3-78 N Y »J AW 31-3-78 ffl FPD ti • "W, ■-4 ! AW 22-11-78 SI X ; AW 20-6 -79 FPD r /■Vj ë j *^j ^N. ^ \j AW 17-1-80 AW 24-6-BO STATION 5 FIGURE 11. Evolution of aromatic hydrocarbons. 122 and phytane/n-C18 were among the highest and that this degradation was among the most advanced (Table I). In figure 5, a continual decrease in saturated hydrocarbons is noted over time (33 % on March 31/ 1978 — 22 % on June 24/ 1980). In spite of a maximum aromatic hudrocarbons content observed in June 1979, they underwent the same type of evolu- tion (34.3 % on March 31, 1978 -*■ 24.8 % on June 24, 1980). The result is an increase in the relative contents of resins ; but it should be noted that in March 1978/ polar compound contents (24.6 %) were higher at this station, which is located in the outer part of the Aber, than at Station 5 (17.2 %) where the marine character is more pronounced. This level held true until June 1979/ when the increase became the same as at Station 5 . This phenomenon can be explained by the presence of polar com- pounds of terrestrial origin deposited by the river which flows into the Aber. This contribution of autochthonous organic matter is seen in the presence of n-alkanes of odd carbon numbers (n-C25/ 27/ 29, 31, 33) in the aliphatic fraction/ all the more accentuated by the signi- ficant acceleration in the degradation of the normal fossil paraffins (Fig. 12) The result is a relative enrichment in cyclic satured hydro- carbons (cycloparaffins) — particularly of 3-, 4-, and 5-raembered rings around n-C30 — which are less easily degradable. Chromatogram profiles of the aromatic hydrocarbons indicate how polluted the station is, principally in the FDP response (Fig. 13), where the persistence of dibenzothiophene and its alkylate derivatives (and also of naphthobenzothiophenes) may be noted. The stability of these compounds made it possible for us to use these chromatograms as the "fingerprints" of the pollution. As a matter of fact, according to the DQ4K report, biogenic hydrocarbons of terrestrial origin (recent sediments) are poor in aromatic compounds (< 5 %), and particularly low in sulfurous com- pounds of the thiophenic type. The evolutions observed in the resins are similar to those at Station 5 ; an oxidizing degradation increases the oxygen contents (8.5 % in June 1980), and an upward curve is noted in the infra-red absorption bands of the hydroxyls and carbonyls, the latter of which are predominantly carboxylic acid compounds (Fig. 14) . Metal and sul- fur contents remain fairly constant over time. Station 8 This station was distinguished in being the farthest from the sea, in an area of sandy mud. Hydrocarbon contents show that the decontamination process at this station was virtually nil (Fig. 4) . An anomaly -is noted in January 1980, when the hydrocarbon con- tents went over 5,000 mg-/kg of sediment. As we shall see below, this is due to pollution from petroleum cuts or fuel oil which was later deposited on top of the pollution under study (Fig. 15 and 16) . Al- through information is lacking on some samples, which were too small, it can be seen that metal and sulfur contents remained very stable over time . 123 31-03-78 j 31 2 ? 77 „ ■i - , 22-11-78 20-06-79 17- MO 24-8-10 A 25 UJUkJ "X ->L CG STATION 6 FIGURE 12. Evolution of the saturated hydrocarbons. Examination of the chromatograms of the "saturated" fractions shows a quantity of biogenic hydrocarbons of terrestrial origin which is not negligible, and which is characteristic of the upstream sta- tions on the Aber which receive large quantities of deposits from the soils. The distribution of n-alkanes is in fact typical of that ob- served in the extracts from recent sediments in the predominance of odd-carbon-numbered n-alkanes from n-C25 through n-C3 5 (Fig. 16) . These quantities of biogenic hydrocarbons present in the ali- phatic hydrocarbons are demonstrated in the ratio R29-31 developed 124 J s PORTSALL 23-3-78 FID jU> / *Nv FPD AW 22-11-78 pft ^ •/! 1 ii 1 1 : 1 S 2 l 1 4 4 j « V J \ ,it % ' .; Hl^ U ^ AW 31-3-78 AW 20-6 -79 FID FPD AW 17-1-80 ,w..-.*- or s*s pr^Z-: . -"-cr.ts PC=T3ALL =jSTS*.U s -îtc?? ::.:2.7E 23.C3.7S "; 1 - "5 ? a - " ^ 7 3 C£;r-.é- sur -jrle et rcc-srs, rcz.c.'.'.-.i è Ij i ' 3SÏS«3ÛAN |-J • -:u : lj . .-Il-- "I.'.- jso.r.ts -.;.:: -• •- ;ri c . ■ kl=:z'.:zl 1 fro*. • 35 =-) *=E?~= AN KÏSS5MEL (Prof. ■ :; :«l 12.1'.. re :s.:3.73 2S.33.73 1 1 i cl vos pc il». Os Moreover, on these fractions a simulated distillation curve was plotted (TBP or True Boiling Point) by gas phase chromatography accor- ding to the method of Petroff et al. (1981). Results of the distillation (Table 4) and the TBP on the PI-340°C (Table 5) indicate a loss by evaporation and dissolution of about 7- 8 % of the light' hydrocarbons between March 22, 1978 and April 4, 1978, 131 r PRODUITS F.ECUPEF.ES BRUT F^iLE POLLUE r± DECANTATION FILTRATION CENTRIFUGATION :xTRAoiil» e.ui Jans emu I It i mi | 71.7 68,7 67,7 51 60 57 57 Z poids HC. I I'E < 3AO*C 24,3 20,0 8.9 13, IS 15,95 13,05 a, 7 ; poids :ic \ IK » 340'C 1 75,7 80,0 91.1 84,05 86,95 91.3 86,10 Two samples (Guisseny, March 23, 78, and Brignogan, April 4, 1978), lost considerably more. The latter was initially the point of highest contents. Its chromatographic profile (TBP) is also very different from that of the samples taken at Portsall on March 22 and 23 (Fig. 21». ■ - TABLE 5. Simulated distillations of PI-340°C. Z poids Tenpérztures *C circules PORTSALL ! PORTSALL CUISSENY PORTSALL CUISSEKÏ ROSCOrT SRICN0CAS 22.3. S 23.3 23.3 4.4 4.4 3.4 4.4 1 162,2 199,1 223.6 216,3 210,2 227.3 239.2 i 5 193,4 218.6 248,2 233.4 229,7 245.5 172.9 1 10 207,8 228,7 260,8 246.7 245,9 257,8 285,9 ! 1 M 224.6 245,0 273,8 264,2 266,2 271,4 300.5 | i J0 237.0 256,1 285,9 275,8 279,9 284,8 310,5 | 40 i 221,4 271.7 292,4 286,3 290.7 292,9 319,6 50 267,9 281,7 300,6 294,7 300,9 301.6 326,5 1 60 282,7 290,6 306,5 303,5 306,9 308,9 335,0 70 295,2 301,3 317,0 313,2 319,2 318,8 343.6 80 310,6 313,2 326,0 322,9 329,9 328,1 353.9 90 330,6 331,3 343,0 340,7 346,8 343,6 371,0 100 392,1 390,3 400,9 459,8 439,3 422,3 460,0 a-. ! :. j.:. - !-^— — . j-~ i"- rr-:— --?r=4 .;-"1 . ■: i ..i-!--' : '■■ rvl r"^-7T=t.T->i '"—^1 : a- -:-V jt-t-v:: - :- = ]- 5— -H-f- J--.--' '-" j :• ;: .j . . j .... : i :! . 1 i J| Jf : .... 1 i " * i ~"~T'~" *"" . — . ht* .~^r y .' r m r.---! ; -.r H r; . .; ::.• r ; J: - ■ : ' ?■-.!-;;« i : , ! t i \ •T IJill 1 '.'■ 1 • ! 'TV'" t- 1 i i - 1 U< 1 i ' - i i i . ZT- I ' ■ • • îï-fcsu" ■ ' ' ' ■ ' ' J .' I - £> ! - ' \i^inj±j_Ln 'm.' ;:.) tt . , ,— 1 r 11- i . f i ._ i- i r- 1 ; i • ■ r - l _ ■ i [ i ! ! . .; i i ■ ■ ....... j i .| : | i • ■ ■ ki l-l ■ i ! ^ .i v ■ 1 -!- __j_i_!_!. ; ;. \t. \ •■•", ; j" ; », i -i -.- * — ! i.U-L ..:-! Y -1- 1 1 • .». - I ■ . ' ! ._ '. ! ■/ : y ,. ;:■■- v:'. i ' ;.i . ... _-. ., Z-WnZT; ->,- ~7 FIGURE 21 TBP" PI-340°C 133 The chroma togram of the saturated hydrocarbons shows that the n-paraffins had disappeared (Fig. 22). Although there are divergences FIGURE 22. Chromatogram of the saturated hydrocarbons taken at the Brignogan station April 4, 1978. in such parameters as metal and sulfur contents, the infra-red spec- trum definitely confirms that it is crude from the Amoco Cadiz . We believe that these differences may be due to the fact that we were dealing with oil sheets that had been treated to a greater or lesser degree. These observations should be compared with those made by Aminot et al. at the same time at a station just offshore from this one, which showed an abnormal loss of dissolved oxygen. He explained it as in-situ biodégradation of the hydrocarbons, which appears to be the only logical explanation. Distillation of the 340+ fractions shows little in the way of interprétable differences (Table 6) . The sulfur and metal (nickel and vanadium) contents show, by their stability, how important these com- pounds are as pollution markers (Table 7) . TABLE 6. Simulated distillations of 340+ residues. 1 1MB Z poids discillés PORTSALL 22.3 PORTSALL 22.3 Te CUISSENT 22.3 apêracures PORTSALL 4.4 C CUISSENT 4.4 R0SC0FT 3.4 BRIGNOGAN 4.4 1 291.4 283,8 281,8 305.1 303.2 295,8 266,6 5 346.0 325.2 327.1 338.9 342.9 336,1 318,1 10 370.2 346.9 349.6 359.4 367,9 360,8 342,2 20 408.8 383,3 386,2 394.2 405,3 399.5 386,3 30 446.0 420,3 422,6 431,3 443.8 439,5 421.7 40 484.1 457,5 458,5 463,7 478,3 472,7 458,8 50 526.9 497,8 497,2 499,3 514,6 515,7 503,6 60 - 543,4 540,2 539,3 558,6 560,1 i 54,35 Z 1 547,3 61 Z à 547,5 62,1 : I 548.6 62,3 Z i 549,6 61.8 Z à 568,6 56,8 Z i 548 61,7- Z 1 569.4 The breakdown by chemical family is shown in Table 8. It appears that the evolution of the crude in all of the emulsions is a slow process. A slight decrease in the ratio of saturated to aromatic 134 TABLE 7. Sulfur, nickel and vanadium contents • S Ni V Ni/V Z pds ug/g ug/g PORTSALL 22.03.78 2,33 16,5 62 0.27 o PORTSALL 23.03.78 2,38 14,0 43 0.31 CUISSEN7 23.03.78 2.38 16 50 0.32 • •a ROSCQIT 3.04.78 2.22 14 48 0,29 m ta PORTSALL 4.04.78 2.30 16 58 0,28 os CUISSLNT 4.04.78 2.18 20 65 0.31 3RICN0GAK 4.04.78 2.30 22 68 0.32 TABLE 8. Evolution by chemical family. -~-~^aai lies : pds | : Pd» Z pes Z pds 1 SAT/AR0S. Prélèvements H. C. satures r.Z aroeat. Résines Asphal cènes • PORTSALL 22.03.78 38,06 35,66 21,71 4,57 1,06 2 * ■ c PORTSALL 23.03.78 37,28 34,12 24,28 4.32 1.09 CTISSENT 23.03.78 41,69 34,11 16,40 7,80 1,22 PORTSALL 22.03.78 47,65 31,29 16,77 4,28 1.52 (21,05) i i PORTSALL 23.03.78 45,12 34,55 15,70 4,60 (20,30) 1,30 GUISSENT 23.03.78 39,45 31 24,90 ! 4,60 1.27 m4 m (29,50) i i 1 o PORTSALL 4.04.78 46,75 30,12 19,18 j 3,95 1.55 j 3 (23.13) 1 03 1 GUISSENT 4.04.78 46,38 31,76 17,65 i 4.21 (21.86) 1.46 BRIGNOGA.V 4.04.78 34,10 31,50 25,60 1 8,80 (34,40) 1,08 ROSC0FT 3.04.78 43,69 34,01 16,96 1 5,34 (22,30) 1,28 KXRDENIEL 18.10.78 40,00 33,50 19,50 7,00 1,19 (35 cm) (26,50) ■ V 3 m m TRE0MPAK 31.01.79 33,90 39 19,20 1 * 7,90 (27.1) 0,87 » TREOMPAX 28.03.79 31,10 38,90 22,60 7.40 0.80 • (30,0) rai JŒR3ENIEL 28.03.79 38,40 36.90 18,10 1 6.60 1 ,04 * (24,70) KERDESIEL 28.03.79 27,60 26,30 35,90 1 10.20 1,05 (25 c=) (46,10) hydrocarbons is seen, however, as well as a slight relative increase in the polar compounds. The infra-red spectra of these compounds show, in fact, a slight upward curve in the absorption band of the carbonyls 135 between the end of March and early April 1978 (Fig. 23) . These results corroborate those of Roussel and Gautier at Antifer . ( 1979) . PORTSALL 22. 3. 75 PORTSALL 23.3.78 GUISSEMY 23. 3.. 78 ROSCOFF 3.4.73 PORTSALL 4.4.78 GUISStNY 4.4.73 3RIGN0G4N 4.4.7c 1 1 1 3600 3200 2600 1700 1600 1100 750 cm =■* FIGURE 23. Infra-red spectrometry of samples of crude (R 340+) and extracts. 136 The pathways followed by the crude are shown in the triangular diagram of the saturated and aromatic hydrocarbons, and the polar compounds (resins + asphaltenes) (Fig. 24) . emulsions ARO. r p i Portsnll 22. ?3. ,'1 pj Portaoll 23. c:. "< 1 Portaall 4.04 . 75 v y » '/ ■ • * A. . / % • • • » iv « *.*.* .y -»•, */ • • . «* /■ *\ ' ■ A'/' ■y-/* 'a'/" * v/' 'V/ /. \ /. . \ . , . .v/. •V/' -\ ■/* -VA •> /• \ / / ^\^/.^v./•^^.•/.^v./.•X'./.•^^•/ ' •.-.' ! v>'/ v^/^^^&vZvj^u .: ■ 'V'\/:'..'\/'iii/, 'M\/ '.•■•.V'»n/m' 10 (RES. 4- ASPH.) FIGURE 24. Triangular diagram of the distribution by chemical family. For the sake of comparison/ we have added the corresponding values in samples of polluted sands and a subtidal sediment taken in the Aber Wrac'h (AW 9) . Intertidal Sediments - Polluted Beach Sands The program of analysis employed for the study of these sands is identical to that used for the subtidal sediments of the Aber Wrac'h (Fig. 2). The characteristics of these samples are seen in Table 3. The sulfur contents of these polluted sands (2.5-2.6 %) are all slightly higher than those of the emulsions — even the most advanced (2.3-2.4 %) , but are about the same as those in samples taken from the Aber Wrac'h. This evolution is explained by the disappearance of 137 certain chemical species which are easily degradable and/or soluble, such as n-alkanes, light aromatics, etc... leaving a higher relative concentration of sulfurous species, which are more resistant to degra- dation. Metal concentrations (nickel and vanadium) , and their ratio, did not vary significantly through the one-year paricd of the study (Table 9). This behavior was noted above in the discussion of the Aber Wrac'h samples. TABLE 9. Sulfur, nickel and vanadium contents. S Ni V Ni/V ; pds ug/g ug/g / KERDENIEL (35 ca) 18.10.78 2,55 14 45 0,31 TREOMPAN .TREOySAN 31.01 .79 28.03.79 2,65 2,66 17,5 19 83 65 0.21 0,29 w - X KF.RDF.NIEL 28.03.79 2,69 20 85 0,23 u KERDEN'IEL (25 ca) 28.03.79 18 63 0,28 As we did with the samples of emulsified mousse, as described above (Fig. 24), we recorded the saturated and aromatic hydrocarbons, and the polar compounds (resins and asphaltenes) on the triangular diagram (Table 8) . The most notable evolution took place in the latest samplings of polluted sand. But it is difficult to isolate the factors contri- buting to evolution in the beach sands : time, extent of dispersion of the crude, how long the oil was on the sea, the support material (sand, mud, rocks) . This is all the more true of a sampling taken a year after the catastrophe, which may have undergone a very complex history of burial before being picked up again by the water during a storm or a spring tide. Even with these reservations, however, it seems that the triangular diagram shows that the crude follows several pathways in its evolution : - a very short and stable pathway, as we saw above in emulsions on free water ; - a pathway in which a relatively slow disappearance of saturated hydrocarbons (n-alkanes) and aromatics (Mono- and diaromatics) results in a moderate increase in polar products, when the crude is trapped in sand ; - an evolving pathway followed by crude which is trapped in more or less muddy subtital sediments of the Aber Wrac'h, as demonstrated above. The chroma tograms of the saturated hydrocarbons in the polluted samples taken in 1979 all show a general degradation of n-paraffins to n-C30, confirmed by an increase in the ratios of isoprenoids to n-alkanes (n-C17 and n-Cl8) . This degradation seems slower in polluted beach sands than in the sediments of the Aber Wrac'h. The mass spectrometry study of the (n+iso) distribution, and that of the 1- to 6-membered rings of cycloparaf fins confirms this 138 evolution (Table 10, Fig. 25). But a slight alteration is seen in sur- face samples (Kerdeniel, March 28, 1979), which may be explained by the reemergence of masses of only slightly degraded crude, which have been trapped in sand, during a storm. TABLE 10. Distribution of the cycloparaf fins by the mass spectrometry Prélèvements Z vol. paraffines (n ♦ iso) Z vol de eye lanes i 1 cycle 2 cycles 3 cycles 4 cycles 5 cycles 6 cycles PORT S ALL 23.03.78 52.92 14,20 13,07 8,20 5.87 2.31 2.33 Gt'ISSESY 23.03.78 55,66 14,29 13,04 8.05 • 5,30 2.07 1.59 R0SC0FF 3.0*. 78 53,13 14,09 13,50 9.17 6.22 2.69 1.19 PORTSALL 4.04.78 47,49 14,44 14,80 10,16 7.46 3.31 2.34 CBISSESY 4.04.76 46,33 16,88 15,78 10,43 7.73 2.29 0,55 BRÏGS0CAS 4.04.78 31,90 22.15 19.72 12,24 8.52 3,64 1.63 TRBMCAN 31.01.79 35 17,12 18. -13 13,20 9.74 4.26 2.54 TREOXPAN 28.03.79 30,93 17,75 19,42 14,24 10,21 4,59 2,86 KEREENIEL 28.03.79 44.52 15.58 16,17 10,92 \ 7,52 3.M 2,18 KERDENtEL 28.03.79 (25 c= prof 31.38 ) 11,23 15,97 16,07 13.99 6.80 4,06 'Mir "" n i' r- iI r L .'P.r - '•'n r N;. r L 7".ji.."i r/\*i n.m./"i r<>Frr"A"j 31 .01 . '9 GUISSFNY -i.ni./n rv r-'rr ri.rM.7n ,rl 'icibrn d" nrjynu» (nwpht^nm) FIGURE 25. Distributionof the cycloparaf fins by the mass spectrometry 139 It should be noted that a sample taken at the same time and same place, but at a depth of 25 cm, shows an advanced stage of degradation, comparable to that observed in samples from the Aber Wrac'h at the same time . Compared with these subtidal sediments, oxidation degradation of the trapped crude in beach sands is slight and slow. This is seen in the infra-red spectra of the resins, where the absorption bands of the carbonyls are less marked (Fig. 26) . KERDENIEl 18.10.78 TREOMPAfl 31.1.79 TREOMPAN 28.3.79 KERDENIEL 28.3.79 t — t r 3600 3200 2600 i r 1700 1600 1100 FIGURE 26. Infra-red spectrometry of the resins. CONCLUSION The samples studied fall into three categories : - subtidal sediments (Aber Wrac'h) ; - oil/water emulsions or "chocolate mousse" ; - intertidal sediments (beach sands) . In the slightly muddy sediments of fine sand in the stations lo- cated in the outer part of the Aber Wrac'h, where the marine character is pronounced, a decrease in global contents of extractable compounds is observed, whereas in those located in the upper part of the Aber, the decontamination process is slow, probably inhibited by the muddy nature of the sediments. 140 The degradations observed in these sediments results in : - the progressive disappearance of saturated hydrocarbons, principally the normal paraffins ; - the disappearance of the light aromatic hydrocarbons ; - the oxidation of the polar compounds (esters, acids, etc...). The compounds which persist are : - the saturated polycyclic hydrocarbons and the heavy aromatics ; - sulfurous aromatic hydrocarbons of the thiophenic type ; - resins and asphaltenes, resulting in stable metal (nickel and vana- dium) and sulfur contents. In the sediments samples in the area of the Aber, terrigenic de- posits are superposed on the Amoco Cadiz crude, resulting in : - an increase in polar compounds — resins and asphaltenes. The in- crease in"asphaltene contents is due to the presence of pigment (green) of chlorophyllaceous origin ; - the appearance of n-alkanes of odd carbon numbers (n-C25 through n-C33) . The most striking evolution in the "chocolate mousse" samples is the loss of light hydrocarbons due to evaporation and dissolution. Volatile compounds under C14 were not considered in this report. The samples of polluted sand taken from the beaches a year after the accident show a degradation phenomenon principally affecting the saturated hydrocarbons, and among these, principally the n-paraffins. There is an increase in the contents of polar compounds. But our in- formation is not adequate to state, at what point in the history of these samples, the degradation was most intense. 141 REFERENCES CITED Aminot, A., 1981, Actes du colloque, Brest, Nov. 1979 : Amoco Cadiz , Conséquences d'une pollution accidentelle par les hydrocarbures, CNEXO, Paris, pp. 223-242. Rapport DGMK. Rapport de recherche 150. Méthode de différenciation des hydrocarbures biogènes et des hydrocarbures d'origines pétrolières. Ducreux, J. , Marchand, M., 1981, Actes du colloque, Brest, Nov. 1979 : Amoco Cadiz , Conséquences d'une pollution accidentelle par les hydrocarbures, CNEXO, Paris, pp. 175-216. Eglington, G., Hamilton, R. J., 1963, The distribution of alkanes. Chemical Plant Toxonomy. T. Swain Ed., Acad. Press, pp. 187-217. Hood, A., 0.' Neal, M. J., 1958, Preprint of I. P., Hydrocarbon Research Group and ASTM. Committee E14 Joint Conference on Mass Spectro- metry, University of London Senate House, Pergamon Press. 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Ges., 73 B, pp. 391. 142 THE AMOCO CADIZ OIL SPILL DISTRIBUTION AND EVOLUTION OF OIL POLLUTION IN MARINE SEDIMENTS by Michel Marchand, Guy Bodennec, Jean-Claude Caprais, and Patricia Pignet Centre Océanologique de Bretagne - CNEXO BP 337, 29273 BREST CEDEX, France INTRODUCTION In March 1978, the supertanker AMOCO CADIZ was stranded on shallow rocks off Portsall (north Brittany) , 2.5 km from the coast. Two hundred twenty-three - thousand tons of a mixture of Arabian light crude oil (100,000 t) and Iranian light crude oil (123,000 t) flowed into the sea without interruption from 17 March to 30 March. The maximum extent of the oil slicks is presented in Figure 1. At this point, about 360 km of coastline were polluted by the oil. The analyses of oil in seawater, measured by UV fluorescence spec- troscopy (Marchand and Caprais, 1981), revealed that the oil spill •°w MP. AMOCO CADIZ CARTE EXTENSION MAXIMALE EN MER OES NAPPES HYDROCARBURE? OU 17 MARS AU 26 AVRIL 1978 C J&e* t?S ■r>to""J.' * '" Jr -i Vj- r \j: <.<"iiiÇ .*%" r*-M^*l «•-N FIGURE 1. Maximum extent of oil slicks on the sea surface, 17 March to 26 April 1978. 143 affected a very large section of the western English Channel. One month after the AMOCO CADIZ wreck, the most polluted areas were located in the coastal zones, such as the Aber zone (38.9 + 6.7 ug/1) , the Bay of Morlaix (11.5 + 5.1 ug/1) , and the Bay of Lannion (10.7 + 3.0 £ DETERMINATION = 3 . SH <^-N- CHC3 NON PURIFIES , CPPM3 1303.33 2330.03 333a. aa FIGURE 3. Correlation between IR spectrophotometr ic measurements for nonpurified and purified organic extracts. 145 OIL POLLUTION IN THE WESTERN ENGLISH CHANNEL (APRIL 1978) One month after the wreck, sediments were collected during an océanographie cruise (R/V SUROIT) to assess sea bottom contamination of the western English Channel. The sampled sediments were coarse- to medium-grained calcareous sands (more than 70% CaCo_) . in the Bays of Morlaix and Lannion and near the Aber zone, the content of calcium carbonate in the sands was somewhat lower (50-70% CaCO-) . Organic carbon content was generally low, from 0.02 to 0.6 percent (in = 0.18% + 0.13%). The oil concentrations in the sediment ranged from 10 to 1,100 ppm (nonpurified organic extracts) (Marchand and Caprais, 1981). Generally, the zone of contaminated sediments reflected offshore and coastal areas impacted by the drifting slicks (Fig. 4) . The pollution of the sea bottom was a result of the diffusion of oil into the water column. Off Sept-Iles, a gradient was observed from the coast to the open sea (210, 52, 42, 34 ppm). At the 49°N parallel, from west to east, one could observe an increasing and decreasing gradient (21, 19, 48, 102, 54, 52, 24 ppm). The highest petroleum accumulation in marine sediments were located in the coastal and sheltered zone of the Abers (100 to more than 10,000 ppm) and in the Bays of Morlaix and Lannion (10 to more than 1,500 ppm) (Fig. 5). 49*30 5* 4*30' 4* 3*30' 7 14 21 28*m Qu*rn**+y sf 30* FIGURE 4. Oil pollution in marine sediments (April 1978). Concentrations expressed in ppm. 146 FIGURE 5. Known coastal areas of oil accumulation in sediments BAYS OF MORLAIX AND LANNION (JULY 1978 TO FEBRUARY 1979) A survey was undertaken from July 1978 to February 1979 to follow oil degradation within bottom sediments of the Bays of Morlaix and Lannion. In August 1978, specific sampling of some stations was made by the BRGM (Bureau de Recherche Géologique et Minière) . At these stations (Fig. 6) , several-meter-long cores were taken by vibracoring to ascertain the vertical distribution of oil in sediments. Oil Pollution in Surface Sediments The sedimentary description of sediments collected from July 1978 to February 1979 is given by Beslier (1981) and Beslier et al. (1981). The weathering of hydrocarbons in some polluted samples was studied by Boehm et al. (1981). In July 1978, the hydrocarbon concentrations (determinations made on purified organic extracts) ranged from 8 ppm to more than 1,500 ppm. Average concentrations are presented in Table 1. Complete data are given by Marchand and Caprais (1981) . We (HC/OC) also used the parameter of total hydrocarbons/organic carbon sediments. This ratio and Roucache (1981) showed in a study of another oil spill in Brittany (BOHLEN wreck) that a to demonstrate pollution of surface (HC/OC x 10 ) ranged from 48 to 6,065. Marchand 147 AtrIgastei »e»«os ûui«eç/ . 7 /A-ZI.ISI ,,39 .I47« // \ 1 'SO • 147J „ „, — , •117 C"^^ • W7 "5 113 r , ,J\_/ / • ,4 ?, 33 M ™ A K— .106 * Ï rJ ) * us , •«* rA/ \^~~^ — *" z 1 ' ^^ / SA* M MOOLAH .131 j ^ ^— ^ S. "°y^q .,10 '123 / ^ () ,,3Î / N*~N_*^ >aocouiA€C ,122 ^*_ f - - "!21 J» SIMtCHtL en caivtt L r> \ «120 y SI «X 0€ LCON / V J u'Nrfv * ^-i__/w r""i\ IrS^ V I03« \ \ '02. \ v«^ 101% \ "" ^"sjoo \ • /■» • AtOfllAlI ■ FIGURE 6. Sampling stations in the Bays of Morlaix and Lannion, TABLE 1. Average hydrocarbon concentrations in surface sediments in the Bays of Morlaix and Lannion (July 1978). ! AREA SEDIMENT Number of observations Hydrocarbon concentrations tppen) BAY OF ^SRIAIX 25 311 - 418 . Morlaix river coarse sand to sandy mud 6 267 - 88 . East area around Prime 1 coarse sand to fine sand 8 600 - 656 . Central area Vest area coarse sand to muddy sand 7 116 - 100 . Penzê river coarse sand to muddy sand 4 145 - 96 BAY OF LANNION 22 188 - 213 . North West area fine sand 2 41 - 43 . South He Grande marsh coarse sand 2 298 - 140 . Central area coarse sand to fine sand 9 182 - 138 . South East area fine sand 9 204 - 298 148 ratio of more than 100 is an index of oil pollution in surface sediments (Table 2) . In this study, only four samples had a ratio less than 100; 80 percent of collected samples had a ratio more than 200; and 28 percent had a ratio more than 1,000. This simple parameter confirmed that the surface sediments were highly contaminated. Three sedimentary oil accumulation areas were recognized in the Bay of Morlaix: the Morlaix River, the Penze River, and the east area of the bay around Primel. In the Bay of Lannion, pollution was located beyond a line joining Beg An Fry and the lie Grande marsh (Fig. 5) . On the whole, from July 1978 to February 1979, the decontamination process was related to two essential factors: sediment type and the energy level of the geographic zone. Among muddy and fine-grained sands, a slow decrease in oil content was observed, whereas in areas more exposed to high energy conditions, as around Primel in. the eastern part of the Bay of Morlaix, the fine- and coarse-grained sand bottom was rapidly cleaned (Table 3). TABLE 2. Ratio of hydrocarbons/organic carbon (HC/OC) in unpolluted and polluted surface sediments (from* Marchand and Roucache, 1981) . LOCATION Number of samples HC (ppm) 1 £" 0> , CC REFERENCES UNPOLLUTED SEDIDMENTS i i English Channel (France) - estuary of Seine 3 30 - 40 16 - 31 TISSIER, 1974 - bay of Veys 2 31 - 51 26 - S3 TISSIER & OUDIN, 1973, 1975 Iroise sea and bay of Audi erne (France) 23 3.6-109.5 21 - 70 MARCHAND & ROUCACHE, 1981 NW Atlantic 9 1.3 - 19 10 - 41 FARRINCTON & TRIPP, 1977 Gulf of Mexico 60 1.5-11.7 9-23 GEARING U oZ. 1976 POLLUTED SEDIMENTS English Channel (France) - Estuary of Seine 3 230 - 920 232 - 430 i TISSIER, 1974 - Estuary of Seine 3 70 - 170 276 - 2S3 TISSIER & CUDIN, 1973, 1975 N-W Atlantic (coastal zone) 6 113 - 2900 120 - 130 i FARRINGTON & TRIPP, 1977 Bay of Narragansett (USA) 4 350 - 3560 315 - 724 j FARRINCTON & ÇUINN, ! 1973 Bay of Narragansett (USA) 3 520 - 5410 1350-15590 i VAN VLEET & ÇUINN, 1977 Bay of Morlaix and Lannion 45 i 1 i 9 - 1547 ! i 1 . 48 - 6065 m : 951±12" present study 149 TABLE 3. Average hydrocarbon concentrations (ppm) in the sediments in the Bays of Morlaix and Lannion from July 1978 to February 1979. AREAS •July 1978 November 1978 February 1979 Bay of Morlaix 311 - 418 168 - 246 172 * 262 - Morlaix river 267 - 88 185 - 82 169 - 80 - Peiué river 155 22 97 - East area (Primel) 600 - 656 53 Î 54 19 - 21 Bay of ...Lannion 281 - 262 130 t 113 126 - 110 Oil Pollution in Core Sediments In August 1978, 24 several-meter-long vibracores were taken to as- certain the vertical distribution of oil incorporated into bottom sediments. Complete data concerning sedimentary characteristics and oil chemical analysis are presented by Marchand and d'Ozouville (1981). A comparison of grain size analyses of surface (Hamon) grab and vibracore samples revealed some differences. The vibracoring technique disturbed the first 10 cm of surface sediment layer as expressed by a shortage of fine particles. In another respect, we noticed that hydrocarbon levels in surface layer sediments were low, from 1 to 50 ppm (m = 22 + 19 ppm) , except for two stations in the Bay of Morlaix (AF 132: 100 ppm; AF 139: 174 ppm). These values were lower than those reported for surface sediments collected by the Hamon grab in July and November 1978 (Table 4) . These observations are an indirect confirmation that oil is inclined to be adsorbed on fine sedimentary particles. Hydrocarbon analyses of deep layers in the sediment cores did not reveal any significant vertical penetration of oil. Organic extract (EXT) and/or hydrocarbon (HC) concentrations very often remained homogeneous in the whole of the cores. The most important levels were found in the first 20-30 centimeters, corresponding to the layer sampled by the Hamon grab. A diving survey undertaken during the same time by d'Ozouville et al. (1979) gave the same conclusion: the depth of oil penetration was usually given to less than 7 cm, possibly related to the depth of biological reworking. Table 5 presents some results showing the absence of a deep diffusion of oil into bottom sediments. Reference data relating hydrocarbon content to sediment type for 17 cores are presented in Table 6. 150 TABLE 4 Comparison between hydrocarbon concentrations (ppm) observed in surface sediments according to sampling techniques. STATION HAMON GRAB I VIBRATORY BORING July 1978 November 197 S August 1973 102 291 276 36 103 392 228 49 112 914 - 50 114 207 - 367 25 4 122 79 - 22.5 124 72 - 16 132 292 56 100 138 1547 130 29 139 60 - 174 151 2T1 79 4 154 - - 3 227 - «a < 5 m 403 - 447 * 132 - 100 41-6 TABLE 5. Hydrocarbon concentrations (ppm) in some sediments cores from the Bays of Morlaix and Lannion. Notation A F A F A F A F Depth N. (cm) X 112 122 132 139 0-10 10 - 20 50 ■ 22.5 100 < 5 174 20 - 30 < 2 11 30 - 40 < 2 19 40 - 50 50 - 60 4 < 5 ■ < 2 60 - 70 < 2 < 5 151 TABLE 6. Average concentrations of organic extracts (EXT) and hydrocarbons (HC) in sediment cores collected from the Bays of Morlaix and Lannion. S; . mp le Depth of coring (m) Sediment (n) (EXT) ppm (n) (HC) ppm Al id: 1 .S mud (8) 231 t 80 (7) 26 î IS A F 103 7.2 mud (14) 220 t 73 (11) 23 t 23 A F 104 3.2 medium to coarse sand and maërl (8) 16 ± IS Ai 1 1 : 4.0 fine to coarse sand - . (6) (X) < 2 - 4 AI- i \i 1 .3 medium to coarse sand and maërl - (5) < 2 - 4 Al i :: 6. a fine sand - 8 <*> < 2 AI î :4 S. 5 fine to coarse sand - a C*) < 2 - 6 AI- i .7' 2.1 medium to fine sand (8) 14 t 9 AI i . ; : 1.S maërl and silt (SJ C«) 26 t 4 3 (*) < 2 M 1 3S 2.1 fine sand 7 (*) 14 î 7 I A," i " -.' 2.7 fine to coarse* sand - 6 to < 2 ! Al u: 2.0 medium to fine sand (9) 10 t 10 ! Al i :. i • 2.0 fine to coarse sand - (8) " < 2 - S 1 M Ii>3 2.1 medium to fine sand (7) 13 ± 3 ; ai- ISO 2.3 coarse to fine sand (7) 26 t 6 - Al" IUI 2. S medium to fine sand (7) .10 t 6 . ! ». 137 2.3 fine sand to sandy mud - (6) < S (*) : excepted surface layer, (n) : number of observations, (EXT)- : IR spectrophotometric determinations of non-purified organic extracts, (HC) : IR spectrophotometric determinations of purified organic extracts on florisil. ABER WRAC'H (1978 TO 1981) The two Abers (Benoit and Wrac'h) , located 8 km east of Portsall, were heavily impacted during the spill. ■• -These Abers are small estuaries, 10-15 km long and about 1 km wide. A study from March 1978 to March 1979 (Marchand and Caprais, 1981) revealed that the bottom sediments throughout the Abers were heavily polluted. Concentrations were more than 100 ppm and, as in a muddy area in the Aber Benoit, sometimes reached higher than 10,000 ppm. After one year, Marchand and Caprais (1981) showed that the natural decontamination process was related to the nature of the sediment and the energy level of ' the geographic zone. The fine- and medium-grained sands located in the exposed, downstream part of the Aber Benoit were well decontaminated (average hydrocarbon content reduced from 700 to 27 ppm) . On the other hand, in mud-dominated areas, the sediment acted as an oil trap (oil content above 10,000 ppm) and decontamination was not observed. For the Aber Benoit, oil pollution of mud-dominated zones such as Loc Majan will be long term. In the Aber Wrac'h, the evolution of oil pollution in the bottom sediments has been followed since March 1978. The location of sampling stations is presented in Figure 7; analyses for hydrocarbon and organic carbon concentrations are presented in Tables 7 and 8, respectively. Organic carbon concentrations ranged from 0.08 to 3.32 percent. Sediments are much more homogeneous than those of the Aber Benoit. Composition, with the exception of station 3 located at the mouth of the Aber, varied from slightly muddy to muddy sands. 152 FIGURE 7. Sampling stations in the Aber Wrac'h. ABER WRAC'H TABLE 7. AMOCO CADIZ oil pollution in the sediments of the Aber Wrac'h. Data collected from 1978 to 1981. OC = organic carbon; CaCO. = carbonate calcium; EXT = gravimetric determination of organic extract; OIL ■ IR spectrophotometry determination of nonpurified organic extract; HC = hydrocarbons, IR spec tropho tome trie determination of purified organic extract; (S) = surface; (P) = 10-15 cm depth. DATE T (months) SAMPLING STATION 1 2 3 4 5 6 7 8 9 j March 31, 1978 0,5 0C (Z) EXT (ppta) OIL (ppm) 0.53 2130 2051 2.42 11220 12000 0.23 711 773 0.96 2185 24 50 1.06 3160 3706 I.C3 765 839 0.66 2259 1.94 397 953 0.78 [ 1951 20h.< ; May 5, 1978 1.5 CaCO X OC EXT OIL 0.66 2400 3073 - 0.34 800 1020 1.59 1 1490 11750 18.8 0.71 2000 2970 20.8 0.78 1660 1380 7.0 0.61 1 190 1236 8.3 1 0.55 1 460 503 13.3 i O.dO i 2I6U • 22 )b November 22, 1978 8.25 EXT OIL 990 l'<19 4030 4144 130 148 3740 3598 2600 2481 710 781 1600 1 105 b80 67 1 85h • 8 72 February 22, 1979 11.25 OC KXT OIL 0.56 • 1 740 1589 1.53 2660 2679 80 1 1 ) 0.75 1 140 noi 0.85 1360 1268 1.12 3020 ;v>6 1 .00 10 50 14 10 0.60 870 I2h6 1 l/^O K.7 7 : June 20, 19 79 15.25 EXT OIL 1550 1458 1200 1124 80 74 480 4 12 1450 1 178 60 70 4900 1260 1325 1450 1445 830 i October 22, 1979 19.25 OIL 715 1374 80 12J7 1047 2712 2496 485 5<>9 ! | January 20, 1980 22.25 OIL 1408 2567 - 1796 1473 1861 1399 5694 uw ; ' June 1980 27 0C OIL HC (ppm) 0.44 442 175 1.74 1892 995 0.08 42 1.15 1225 7 24 0.81 1075 348 2.40 I78H 1 12 J 1 .90 1280 602 1.67 16 28 .1.00 j January 1981 14 OC OIL HC 0.83 321 62 O.fl'i 562 255 - O.W 34 7 105 0.70 456 205 2./01S1 ?.lH(P) 232CMS) I 71VHP1 8 3 1 (S3 /IMP) J. J2(S p. I ■ 33 i 3S T CMDIS3 > t H2 HS FIGURE 8. Evolution of residual oil pollution in Aber Wrac'h sediments TABLE 9. Evolution of oil pollution (ppm) in the Aber Wrac'h sediments from 1978 to 1981. ^-^uaii. r "*""• (month! LOCATION March 31 ] l'J78 0.5 May 5, 1978 1 .S Nov. 22, 1978 8.2S l-chr.22, 1979 1 1 .2S June 20, 1979 1S.2S Oct. 22, 1979 19.25 Jan. 20, 1980 19. 2S June 1980 22.25 January 1981 34 March 16 1981 36 June 23 1981 39. :s Mon tli (st. \l 773 1020 148 1 13 74 80 - 42 25 - Down ï t riMia ;> 1 1 t M)51 5914 2915 1 709 1043 109 3 181 1 1 158 421 783 609 (it. 1,2,-1,:. i • I0S5 î5053 H203 •oo2 î44S î28S tS31 :S95 il 10 129S 1290 Up» t re;nn p., i t 1528 1340 8S7 \71'' 2149 1565 2S12 1390 1747 901 672 (st. b,7,.S,'.'j •736 •708 s 184 îS78 11346 i ! 202 £2143 «.409 11250 :SS0 1657 All station* til the Al>cr k:.u - li 3 2 'JO 3 300 1886 1718 1596 1329 2161 1274 1084 842 640 1st. 1 ,2. 1. .,f, 7 , S , '. i • jmi 13839 11358 iS'S 11377 i847 : 1493 1489 1I08S 1413 i47: 155 IBB BBB- HC CPFM3 IB zeal I BBS EVOLUTION DES TENEURS RESIDUELLES moyennes d HYDRDŒRBURE5 DRNS LES SEDIMENTS DE DIFFERENTS SECTEURS DE L RBER HRflCH 5RSLES VR5EUX RMONT CST St7.B.33 TDUTE5 5TRTIDNS RVRL CST l.2.HiS3 IBB.. SRBLES FINS EMBOUCHURE CST 33 T CMDIS3 12 IS IB 2! • 2H 27 3H 33 35 33 42 HS FIGURE 9. Evolution of average residual oil pollution in sediments from the Aber Wrac'h. C POURCENTRSE 3 IEB.BB îp* ES.BB .. HB.BB .. 23.23 .. B.aa B.B3 THUX DE DECGNTRMINHT1DN DES SEDIMENTS DC L RSES HRRCH 8.23 12. aa IB. 23 2H.BB 33.23 a^RBER WRHCH ST I.2iHiS.S. 7i8i3 3 EMBOUCHURE C5T 3 3 "3 3S.B3 H2.C3 T CMOI53 FIGURE 10. The rate of oil decontamination in sediments from the Aber Wrac'h. 156 ACKNOWLEDGMENTS We would particularly like to thank Dr. Cabioch and personnel of the Station Biologique in Roscoff (France) for their cooperation and assistance throughout the work performed in the Bays of Morlaix and Lannion. The support of field scientists Serge Berne, Laurent d'Ozouville, and Anne Beslier is also gratefully acknowledged. This work was supported by the Ministère de l'Environnement et du Cadre de Vie (France) and the National Oceanic and Atmospheric Administration (U.S.A.) . 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Marchand, M., 1981, AMOCO CADIZ, bilan du colloque sur les consequences d'une pollution accidentelle par hydrocarbures, Brest, november 1979: Publ. CNEXO, Rapp. Scient, et Techn. n° 44, 86 pp. Marchand, M. and M. P. Caprais, 1981, Suivi de la pollution de l'AMOCO CADIZ dans l'eau de mer et les sediments: Cf. CNEXO, pp. 23-54. Marchand, M. and L. d'Ozouville, 1981, Etude de la pollution par les hy- drocarbures de l'AMOCO CADIZ des sediments des baies de Morlaix et de Lannion: Rapport de Contrat CNEXO/NOAA, Centre Océanologique de Bretagne, Brest (France) , (in press) . Marchand, M. and J. Roucache, 1981, Critères de pollution par hydrocarbures dans les sediments marins. Etude appliquée a la pollution du BOHLEN: Oceanologica Acta 4(2), pp. 171-181. 157 AMOCO CADIZ POLLUTANTS IN ANAEROBIC SEDIMENTS: FATE AND EFFECTS ON ANAEROBIC PROCESSES by 1 112 David M. Ward , Michael R. Winfrey , Eric Beck and Paul Boehm 1) Department of Microbiology, Montana State University, Bozeman, Montana 59717 2) Energy Resources Company, Inc., Cambridge, Massachusetts 02138 INTRODUCTION It was estimated that much of the oil spilled after the wreck of the AMOCO CADIZ impacted intertidal and subtidal sediments (Hann, et al, 1978; Gundlach and Hayes, 1978). Considerable differences exist between sediment and aquatic environments which could have dramatic effects on the persistence of spilled oil and its effects on the native biology of coastal environments. Recent investigations have shown that intertidal and subtidal sediments are anaerobic except in the initial few millimeters near the surface (S^rensen, et al, 1979; Revsbech, et al, 1980a, b) . Since oxygen is known to be of extreme importance in the microbial biodégradation of hydrocarbons (Atlas, 1981; Hambrick, et al, 1980; DeLuane, et al, 1981; Ward and Brock, 1978) it is likely that the persistence of hydrocarbons would be much greater in anoxic sedi- ments. This could create a source of relatively unweathered petroleum for secondary pollution events. One of the major objectives of this study was to investigate the extent of pollution by AMOCO CADIZ oil in anaerobic coastal sediments. Evidence for weathering and potential biodégradation of sediment hydrocarbons under aerobic and anaerobic conditions was also obtained in chemical and microbiological studies. Sediments are also important sites where extensive mineralization of organic matter and recycling of nutrients occurs (Fenchel and Jj6r- gensen, 1977). The effect of oil on sediment microorganisms and pro- cesses has been examined in some studies (Walker, et al, 1975; Knowles and Wishart, 1977) but only a few studies have examined the effects on mineralization (Griffiths, et al, 1981, 1981 (in press)). Because of the extreme thinness of the oxygenated zones of coastal sediments an- aerobic processes are important in mineralization and nutrient recycl- ing (S^rensen, et al, 1979). The effects of oil on anaerobic processes have not been studied. Many studies on sediment chemistry and microbio- logy support the model for anaerobic microbial food chains in marine sediments presented in Figure 1 (see Mah, et al, 1977; Fenchel and J^r- gensen, 1977; Rheeburg and Heggie, 1977; Bryant, 1976). Within anaero- bic zones polymeric organic matter is fermented principally to H„ , CO and acetic acid. Acetate and H ? are the main energy sources for spec- ialized anaerobic bacteria which terminate the food chain. The activi- ty of these terminal groups is thought to be important in influencing fermenting bacteria to produce mainly acetate, H ? and C0_ (Bryant, 1976) . The importance of these energy sources in marine sediments has 159 POLYMERIC ORGANIC MATTER fermentingIbacteria METHANE-PRODUCING BACTERIA CH 4 * C0 2 SULFATE-REDUCING BACTERIA C0 2 + H 2 S Figure 1. Simple model for anaerobic microbial food chains in marine sediments. The model does not include minor electron sink fermentation products or other possible anaerobic groups such as denitrifying bacteria. The asterisk indicates the major product from the methyl position of acetate. only been confirmed in this and other recent studies (Winfrey and Ward, submitted; S^rensen, et al, 1981; Banat and Nedwell, personal communi- cation). Sulfate-reducing and methane-producing bacteria share the potential to utilize these fermentation products and may compete in marine sediments. Detailed investigations to characterize anaerobic processes in Brittany sediments were made as a part of this study, but discussion here is beyond the scope of this report. In summary, meth- anogenesis is only significant in the competition for acetate and H~ in sediments where sulfate is depleted (e.g., deep subtidal sediments, Winfrey, et al, in press). In intertidal sediments where sulfate is high at all depths (see below), methanogenic bacteria may be restricted 160 to energy sources other than acetate or H~ (such as me thy lamines) , and sulfate reduction dominates as the significant terminal process (Win- frey and Ward, submitted). As another major objective of this study we examined terminal processes of the anaerobic food chain, which should indicate the activity of the overall food chain, for evidence of changes due to AMOCO CADIZ oiling. The processes investigated were those which dominated the food chains, principally sulfate reduction and acetate metabolism. METHODS Location of Sampling Sites Sites were selected to represent beach, estuary and salt marsh sediments in- the lower intertidal region which were significantly oiled by AMOCO CADIZ pollutants. Similar sites in areas unoiled or lightly polluted were selected as controls. Locations are shown in Figure 2. Observations on the chronology of oil movements were used to determine the extent of oil impact and times at which oiling first occurred (Centre National pour l'Exploitation des Oceans, 1979; Gundlach and Hayes, 1978). The oiled beach site was between stations B and C at AMC-4 (Gundlach and Hayes, 1978). This site was opposite the wreck and was heavily oiled immediately after the spill. The control beach site was 100 m east of the west access to the beach at Trez-hir. This beach faces the Bay of Brest and was not reported to have been oiled. The oiled estuary site was a mudflat at Aber Wrac'h, 200 m south of the stone wall at EPA-7 (Calder, et al., 1978). AMOCO CADIZ oil was de- tected in this area in medium thickness two days after the oil spill. The control estuary site was a mudflat on the south bank of Aber Ildut approximately 3 km west of Breles. Oiling at this site was prevented by two booms extended across the mouth of the Aber. The oiled marsh site was an intertidal mudflat in lie Grande near AMC-18 (Gundlach and Hayes, 1978). Thick accumulations of AMOCO CADIZ oil reached this site by 'the eighth day following the spill. The control marsh was a natural mudflat in the lie Grande marsh, just south of the main intertidal channel. A barricade at the bridge adjoining east and west marsh areas prevented oiling at this site. Sample Collection and Processing Sediment cores were collected with hand-pushed plexiglass tubes (60 cm x 37 mm ID), stoppered, and transferred to the lab in an upright position. Cores for. sediment hydrocarbon analysis were kept frozen until processing. Processing of samples for biological activities was done at the Centre Océanologique de Bretagne in Brest or at the Station Biologique at Roscoff within 8 h after collection. All manipulations for analysis of biological activity were carried out using strict an- 161 .ah »8e» . g v^ . *»»c'« 4^ — 4M0CO CAOlZ - Ai »8£» 'OUT v* BREST ,_-• ^ «. h r v ^ MORLÛIX stuot SHE» \ 99%) , and [1- C]- heptadecene, 18.5 mCi/mmole (97%) from ICN. AMOCO CADIZ mousse was obtained from the NOAA National Analytical Facility and was collected at Ploumanach on April 30, 1978 (44 days after the spill). Light Arabian crude oil (SX#0308) was obtained from Exxon Corp., Baytown, Texas. The crude oil was weathered by evapora- tion at 25 C for 8 and 48 h. All oil samples were stored at 4 C until used. RESULTS Physical-Chemical Comparison of Sites Beach cores consisted of medium grained sand, while estuary and marsh cores consisted of fine grained silt and clay. It was possible to determine Eh profile for muddy sediments (Fig. 3). . In all sediments Eh (mv) + IOO + 200 +300 + 100 +200 +300 n — "r^=* — i SALT MARSH MUDFLATS i — **-< ABER MUDFLATS Figure 3 Eh profiles in muddy sediments. Bars indicate the range of measurements on duplicate cores. pH increased with depth from 7.5 to 8.2 in lie Grande, from 6.7 to 7.2 in Aber lldut, from 5.9 to 7.5 in Aber Wrac'h and from 7.0 to 8.1 in the lie Grande oiled site. conditions became more reducing with depth. The steepest Eh profile was observed in the lie Grande oil site where a brown layer approxi- mately 2 mm thick covered black sediment. Marsh mudflat sediments 166 showed steeper Eh profiles than estuarine sediments and oiled sediments were more reducing and showed steeper Eh profiles than unoiled sedi- ments of the same type. The large Eh change with depth (300mv over 1 cm (lie Grande oiled site) or 2 cm (Aber Wrac'h) suggested that sedi- ments below these depths are likely anoxic. Chloride (data not presented) was relatively constant at all depths in all sites and was near seawater chloride levels (20,000 mg/liter). The concentrations of dissolved sulfate and methane with depth in each site are reported in Table 1. No major differences in sulfate concen- tration with depth or between cores were observed, _and levels were similar to seawater values (approximately 800 mgSG\-S/l ). Methane TABLE 1. Sediment Chemistry a SULFATE CHEMISTRY* 3 DEPTH AMC^ TREZ-HIR ABER WRAC'H ABER ILDUT ILE GRANDE ILE GRANDE (cm) " (oiled) (control) 0-5 5-10 10-15 15-20 20-25 METHANE CHEMISTRY 720 720 860 840 840 760 850 770 900 830 790 800 820 820 870 970 750 760 070 1190 820 810 740 790 _ _ _ _ . 860 920 800 710 0-5 0.17 0.16 0.74 1.57 3.3.6 0.24 5-10 0.52 0.84 0.80 0.89 2.89 1.09 10-15 0.64 0.67 0.79 0.66 3.34 0.26 15-20 -- -- 0.99 0.93 4.26 0.35 20-25 -- -- 0.50 0.81 4.36 0.36 3. Sediments collected in March 1979 Results expressed in pg SO, -S/ml porewater Results expressed in pmoles CH,/1 sediment 167 concentrations were extremely low (less than 5 pmoles/1) and relatively constant with depth. Methane concentrations were significantly higher at the He Grande oiled site (p < .001). Sediment Hydrocarbons Sediments collected during December 1978 and March 1979 were ana- lyzed for hydrocarbon content (Table 2) and type (Figs. 4 and 5) . Sur- face sediments (0-5 cm) at all sites oiled with AMOCO CADIZ oil exhi- bited a composition indicative of highly weathered oil residues. The saturate fractions were comprised of a degraded hydrocarbon assemblage with greater degradation in estuary and marsh mudflat samples than in the beach sample as evidenced by the relative dominance of the branched isoprenoid hydrocarbons (Fig. 4). Residual alkylated phenanthrenes , and dibenzothiophenes in the aromatic/unsaturate fractions (Fig. 5) also indicated the presence of weathered petroleum. All samples known to be impacted by AMOCO CADIZ oil exhibited a characteristic unresolved complex mixture (UCM) in both saturate and aromatic/unsaturate frac- tions indicative of weathered petroleum (Farrington and Meyers, 1975). Qualitative and quantitative differences existed between oiled and unoiled control sediments in the 0-5 cm depth interval. Hydrocarbon content was always higher in oiled sediments (Table 2) . The control estuary sediment exhibited a small UCM and hydrocarbons indicative of biogenic origin in the saturate (odd chain alkanes n-C^o to n-C-..) and aromatic/saturate (polyolef inic material) fractions. The control marsh sediment exhibited a mixture of hydrocarbons of biogenic (odd-chain al- kanes n."C ?e . to n-C--) and petroleum (UCM) origin, with low concentra- tions of residual aromatic/unsaturate hydrocarbons. The control beach sediment exhibited a n-alkane series (n-C lc . to n-C~ n ) and UCM in the saturate fraction, and polynuclear aromatic components originating from combustion of fossil fuel (eg. , nonalkylated 3-5 ringed polynuclear aromatics) (Youngblood and Blumer, 1975). The types and amounts of hydrocarbons were consistent with the known degree of impact from the AMOCO CADIZ oil spill. It is clear that in control beach and marsh sediments impact by hydrocarbons of petroleum or other anthropogenic sources had occurred. Evidence for degraded Amoco Cadiz oil at various sediment depths is summarized in Table 2. At the beach station AMC-4, AMOCO CADIZ oil was evident in the hydrocarbon assemblage down to the 10-15 cm interval in a sample collected in December 1978, and to the 15-20 cm interval in a sample collected in March 1979. At Aber Wrac'h there was evidence of AMOCO CADIZ oil to the 10-15 cm interval at both collection dates. The. amount of oil decreased with depth as evidenced by the total hydrocar- bon concentration and the increasing contribution of native sediment hydrocarbons (e.g., plant derived saturate and aromatic/saturate com- pounds) which dominated in the deepest layers as in the entire Aber Ildut core (see Figs. 4, 5). Similar results were found at the lie Grande oiled site where AMOCO CADIZ oil was detected in the 5-10 cm layer on both sampling dates and biogenic compounds dominated deeper layers. 168 TABLE 2. Preliminary Results of Total Hydrocarbon Levels in Brittany Sediments (AC=AMOCO CADIZ Oil Indicated by GC-MS Data) Sediment Type Depth Interval Total Hydrocarbons (Mg/g) Oil* 2d Control (cm) 12/78 3/79 3/79 Beaches AMC' -4 Trez-Hir 0-5 295 AC 217 AC 110 5-10 158 AC 181 AC 46 10-15 244 AC 162 AC 130 15-20 72 128 AC 20-22 123 Abers Aber Wrac'h Aber Ildut 0-5 977 AC 1095 AC 690 5-10 590 AC 630 AC 530 10-15 47 AC 307 AC 305 15-20 80 118 204 20-25 33 103 115 25-30 30-35 25 45 346 Salt Marshes He Gr, ande He Grande 0-5 1137 AC 863 AC 465 5-10 144 AC 439 AC 365 10-15 28 134 217 15-20 32 220 154 20-25 74 54 Evidence for Weathering of Sediment Hydrocarbons It was evident that oil was present at depths where extremely re- ducing conditions indicated the lack of oxygen (Aber Wrac'h and the He Grande oiled site) , as well as in surface sediments which were more likely exposed to oxygen. This provided an opportunity to compare weathering patterns in sediments with markedly different exposure to oxygen. Since the actual amount of oil could vary between sites , evi- dence of weathering was sought by comparing the relative amounts of hydrocarbons extracted from single samples known to be polluted with AMOCO CADIZ oil. Because of the rapid and extensive biodégradation which apparently followed the AMOCO CADIZ spill (Atlas, et al, 1981; Watd et 'al, 1980) the comparison of n-alkanes to the more recalcitrant isoprenoid alkanes of similar volatility was not possible as an index of biodégradation. By the first sampling date (December 1978), n-C17/ 169 (A) Oiled Estuary Mudflat PHIS Pntfjnv PM> Phytjn^ l S intimai SfJTlj'd Cntfioie* M" «tu (8) Control Estuary Mudflat ll I U ! LlJlL J Lll , I I lO Oiled Salt Marsh Mudflat (01 Control Salt Mar,h Mudflat .Jr mmà^J^ i. jj y u ÎJ . I IEI Oiled Beach I I. jj>>A1 VI v. (Fi Control Beach - - - -1 3 ,.X» f Vl.iki. u FIGURE 4. Gas chromatograms of saturate fraction of hydrocarbons ex- tracted from Brittany sediments collected in March 1979 (0-5 cm depth interval) . (A) Oiled Estuary Mudflat Alkylated Ph«f\amivene* A D'b«n7mnioor»r*« (81 Control Estuary Mudflat JuJjlLL ,JUUl. , a. E o ' 'i b 2 X O o 2 dpm / / i '3 M ml. .* ' ^•Fo ' Co and Formalin IGO 3-6 cm slurry *C-Hexadecane f z , fj, and /''Formalin Controls S4- 30 45 15 30 45 DAYS Figure 7. 14 CCL production during dark anaerobic incubations of repuri- fied f , f. and f- fractions of radiolabelled hydrocarbons with a slurry made from the 3-6 cm interval of lie Grande oiled sediment. Bars indicate one standard deviation. 14 TABLE 6. Recovery of C following dark incubation with a 3-6 cm Aber Wrac'h sediment slurry in double anaerobic incubator (± 1SD) COMPOUND CO, % RECOVERED IN 14 1- C-Hexadecane 14 1- C-Heptadecane 3.94±3.48 96.1±3.48 16.4123.6 83.4±23.6 0.2 176 14 groups makes [2- C] -acetate metabolism a useful means of differentiat- ing the importance of bacterial processes which accomplish its oxida- tion to C0~ (sulfate reduction) or its conversion to CH, (methane production, see Fig. 1). [2- C]-acetate was metabolized only to C0_ at all sites except in the surface layer of the oiled He Grande site where small amounts of CH, were detected on one occasion (March, 1979). This observation, however, was not repeated at later sampling dates. Rates of sulfate reduction were highest in the surface layer and decreased with depth in all sites (Fig. 8). Rates in the 0-3 cm intervals were higher in oiled compared to control Aber mudflat sedi- ments (p = .004). In the beach and salt marsh mudflat sediments , rates were higher in control sites than in oiled sites (p < .001). It is not possible, however, to attribute differences to the presence of AMOCO CADIZ oil since other differences between sites (e.g., amount of or- ganic loading) could also explain differences in sulfate reduction. ABER-ILDUT TREZ-HIR ABER WRACH Or Q 3 LU x io O CL Û 20 IO 20 20 1.0 2.0 3.0 ILE GRANDE Or 10 20 2.0 3.0 10 2.0 3.0 AMC 4 10 1.0 2.0 3.0 ILE GRANDE OILED 20 • i 2.0 3.0 1.0 2.0 3.0 SULFATE REDUCTION RATE (pmoles S0 4 = - mf'-day' 1 ) Figure 8. Depth profiles for rates of sulfate reduction in oiled and control sediments. Bars indicate one standard deviation. To more directly observe the effect of oiling on microbial activi- ties in sediments, AMOCO CADIZ mousse was added to He Grande sedi- ments, and activities compared between mousse- treated and untreated sediments. Gas chromatograms of the saturate and aromatic fractions of this mousse are shçrwn in Figures 9 and 10, respectively. These tracings can be compared to fresh light Arabian Crude in Figures 9 and 10. In the saturate fraction of the mousse, no hydrocarbons below C-12 were detected. In the aromatic fraction all predominant compounds were gone and only a UCM remained. Thus, extensive weathering of the low mole- cular weight compounds in the mousse had occured before collection. Extensive biodégradation of aliphatic compounds was not suggested as evidenced by the dominance of normal compared to isoprenoid alkanes. 177 FRESH OIL ha Û -12 ^WMm^UWaA it ivA. L 16 »^~^ -18 w-LJl, L 20 r i L 26 8 h WEATHERING rXrA) wuJL J^LJULX~jl_jl J l_ — *. *_ 48 h WEATHERING L i — MJu ijuJU^^osu^X^ ! L_ L 44 d AMOCO -CADIZ MOUSSE JLJL.J « ^ Figure 9. Gas chromatograms of saturate fraction of light Arabian crude oils and Amoco Cadiz mousse. Table 7 shows the effect of the addition of 5% and 25% mousse (v/v) on sulfate reduction in sediments from the oiled and unoiled site at lie Grande. A slight inhibition of sulfate reduction rate was observed at the control site, while a slight stimulation was observed at the oiled site. These rates, however, were not significantly different from the unoiled controls (p ^ 0.08). No significant differences in methane production between control sediments and sediments treated with 178 FRESH OIL ^L^dJiuA* ,\*VNJlLwiV* 8 h WEATHERING vJ 1 ' I JtULWU-J. 48 h WEATHERING L U_L 44 d AMOCO-CADIZ MOUSSE u^ Figure 10. Gas chromotograms of aromatic fraction of light Arabian crude oils and Amoco Cadiz mousse. mousse were observed at either site Idata not shown). Table 8, shows the effects of mousse additions on [2- C]-acetate oxidation to CO . No CH, was detected in any of the samples. At the unoiled control site, the addition of 5% mousse decreased the amount of CCL produced in 2h by 70% (p = 0.02), while an 86% inhibition was observed with the additions of 25% mousse (p = 0.01). At, the oiled site at Ile Grande, mousse additions appeared to inhibit ' C0 o production from [2- C]- 2 acetate although these differences were not significantly different from the control (p ^ 0.25). The effect of fresh and slightly weathered light Arabian crude oil on microbial activities in sediments was also examined because of the probable chemical differences between the highly weathered mousse and the oil which impacted the sites studied. The effect of 0.05% benzene and toluene was also examined. They are highly volatile aromatic com- pounds with known inhibitory effects (Robertson et al, 1973). Figure 9 shows chromatograms of the saturate fraction of the fresh and weathered light Arabian crude. The fresh oil contained large amounts of low 179 TABLE 7. Effect of AMOCO CADIZ Mousse on Sulfate Reduction in Marsh Sediments Addition lie Grande Control Rate % of Control p le Grande Oiled Rate" % of Control i Control 4.99 100% 1.6A 100% 5% Mousse 3.16 63 08 2.36 144 15 25% Mousse 3.53 71 .14 1.67 102 .95 Sediment 'samples were collected in November, 1979. Rates are the mean of 3 replicates and expressed as pinoles S0~-S/ml/d TABLE 8. Effect of Mousse on [2- C] -Acetate Metabolism to C0 2 in Marsh Sediments Addition' ., lie Grande Control C0 2 % of Control p ., Ile Grande Oiled CO % of Control p Control 513 5% Mousse ." 156 25% Mousse 72 100% 30% 14% 02 01 184 115 78 100% 63% 42% 41 25 Sediment samples were collected in November, 1979 Mean of 3 replicates expressed as DPM x 10 molecular weight compounds which decreased relative to less volatile n-alkanes (e.g., C-24) in the 8h and 48h weathered oil. Octane and other compounds of similar volatility were nearly depleted after 48h of evaporative weathering. Figure 10 shows the aromatic fractions of each of the oils used. After 8h of evaporative weathering, toluene and sev- eral other volatile aromatic compounds were significantly reduced, and after 48h most of the predominant volatile aromatics were evaporated. 180 Table 9 reports the effect of these oil and aromatic additions on sulfate reduction rates in lie Grande surface sediments. At the unoiled control site, all oil additions decreased the rate of sulfate reduction although not significantly below the control (p ^ 0.16). The greatest inhibition was observed for toluene and benzene additions (p = 0.10 and 0.09 respectively). At the oiled site, rates under all conditions were not significantly different from the control rate. The effect of the oil, benzene, and toluene additions on methanogenesis (results not shown) were variable. None of the additions resulted in a rate of methanogenesis that was significantly different than the rate without additions . TABLE 9. Effect of Hydrocarbons on Sulfate Reduction in Marsh Sedi- ments Addition lie Grande Control Rate % of Control p lie Grande Oiled Rate % of Control Control 10% Fresh Oil .05% Toluene .05% Benzene 2.27 1.67 10% 8 h Weathered Oil 1.57 10% 48 h Weathered Oil 1.82 1.42 1.32 L00% - 1.01 100% — 73 0.95 0.85 84 0.08 71 0.16 0.87 86 0.11 82 0.97 1.07 106 0.48 64 0.10 1.11 110 0.23 59 0.09 1.13 112 0.15 Sediment samples were collected in April, 1980 Ra tes are the mean of 3 replicates and expressed as pmoles S0,-S/ral/d 14 The effect of the oil and aromatic additions on [2- C] -acetate oxidation to C0_ in lie Grande is shown in Table 10. At both the oiled and unoiledsite, the amount of CO^ produced in 2 h was signi- ficantly reduced (p ^ 0.01) with all of the additions. In general, the magnitude of inhibition was greater at the control site (76-97%) than at the oiled site (51-93%). In both sites inhibition was greatest with the unweathered oil and decreased with the extent of weathering of the oils . 181 14 TABLE 10. Effect of Hydrocarbons on [2- C] -Acetate Metabolism to CO- in Sediments Addition -/ He Grande Control C0 2 % of Control P "co? e Grande Oiled % of Control P Control 358 100% 244 100% Fresh Oil 10 3 0.00 17 7 <0.001 8 h Weathered Oil 44 12 0.01 66 27 <0.001 48 h Weathered Oil 87 24 0.01 119 49 <0.001 Toluene 29 8 0.002 86 35 <0.001 Benzene 31 9 0.002 65 27 <0.001 Sediment samples collected in April, 1980. Mean of 3 replicates expressed as DPM x 10 DISCUSSION The major objectives of this study were to address the fate and effects of hydrocarbons from the AMOCO CADIZ spill in anaerobic sedi- ments. It is first necessary to consider the chemistry of the various intertidal sediments with respect to exposure to oxygen. A great deal has been learned recently due to the application of microelectrodes to the study of oxygen distribution and dynamics in marine subtidal and submerged intertidal sediments (Revsbech, et al, 1980a, b). A variety of sediments (including medium — grained sands) exhibited very narrow oxygenated intervals ranging from 2-10 mm below the sediment water in- terface. Oxygen depletion has been measured to occur above the verti- cal discontinuity of Eh in coastal sediments (Revsbech, et al, 1980a). Thus the Eh profile of a sediment may serve as a conservative estimate for the aerobic/anoxic boundary. Eh profiles then indicate that anoxic conditions were likely below 1 cm in the He Grande oiled site and be- low 2-3 cm in Aber Wrac'h sediment. The real depth of oxygen penetra- tion at any given time is likely to be less. Changes in color from brown to black at about 2 mm in the He Grande oiled sediment may in- dicate an extremely narrow aerobic zone. 'Similar color changes in Aber Wrac'h at about 2-3 cm may indicate that net oxygen penetration in this sediment is deeper, but oxidants other than oxygen could keep Eh high- er. The Eh profiles were measured on undisturbed sediments and pro- 182 bably reflect the chemistry of sediments under relatively calm condi- tions. Mixing which occurs as a result of tidal or storm driven wave action might alter the depth to which oxygen can penetrate sediments. This should vary with the nature of the sediment so that muds should be less affected than sandy sediments on high-energy beaches. Over sea- sonal time intervals, it is likely that the aerobic/anoxic boundaries predicted by Eh. prof iles are preserved in the muddy sediments sampled. However, it is likely at the oiled beach AMC-4 that erosion and deposi- tion created considerable instability in the depth of oxygen penetra- tion and could even have caused vertical redistribution of sediments (Gundlach and Hayes, 1978). It is also possible that oxygen could be introduced to depths below the lower boundary of its diffusion by sedi- ment infauna which can burrow into anaerobic sediments. The vertical distribution of the dominant anaerobic process, sul- fate reduction, indicated maximum activity in the surface 0-3 cm inter- val at all stations. The obligately anaerobic sulfate-reducing and methane-producing bacteria were also present in maximum number in the 0-3 cm depth' interval (Winfrey and Ward, submitted). These observa- tions suggest that at least portions of the 0-3 cm interval at all sites were sufficiently anoxic to allow survival and activity of obli- gately anaerobic microorganisms. A survey of the various sediments sampled confirmed the presence of AMOCO CADIZ pollutants in oiled sites. Although control sites were not polluted by the AMOCO CADIZ spill, each contained some hydrocarbons of anthropogenic origin. The extent of oiling was greatest at the sedi- ment surface where anaerobic processes were greatest. Oiling decreased with depth, but there was clear evidence of AMOCO CADIZ hydrocarbons in sediments likely to be free from exposure to oxygen. Sediments below the aerobic/anoxic boundary and above the deepest level of penetration of AMOCO CADIZ pollutants provided an environment suitable for the en- richment of anaerobic hydrocarbon-degrading microorganisms, and appro- priate for comparison to aerobic surface sediments to study the differ- ences in weathering in situ due to different exposures to oxygen. Because of. the rapid biodégradation of aliphatic components and relative enrichment of aromatic components of the spilled oil (Atlas, et al, 1981; Ward, et al, 1980), ratios of naphthalenes, phenanthrenes and dibenzothiophenes to the more persistent C^-DBT were used as an index of weathering. This index should be independent of absolute amounts of oil within sediment samples which could vary due to patchy distribution of oil. Changes in sediment aromatic hydrocarbons oc- curred in all sediments and at all sediment depths where comparisons were made for one year or longer. The greatest and most rapid changes were noted in surface sediments of the beach station AMC-4 where most compounds had decreased by one year after the spill and extensive losses had occurred by about 20 months after the spill. This seems consistent with the expected mixing and oxygenation of this high energy beach sediment. In muddy sediments , slower changes in relative amounts of aromatic compounds were noted. Extensive losses were observed main- ly among the naphthalenes and DBT's. This may have been related to the low energy nature of these sediments and/or the corresponding lack of oxygenation indicated by reducing conditions. Decreases in these com- 183 pounds were, however, noted at depths below the minimum Eh 20-26 months after the oil spill. It is difficult to rule out exposure to oxygen in these subsurface muddy- sediment environments. The degree of storm driven mixing and/or irrigation by sediment fauna are unknown and might be significant over a 12-18 month time course. More than two years after the AMOCO CADIZ spill many well resolved aromatic compounds per- sisted (e.g., phenanthrenes) ; however, the slow disappearance of some aromatic hydrocarbons (e.g., naphthalenes) from subsurface muds may indicate that these resolved compounds will not persist indefinitely. 14 The potential biodégradation of hydrocarbons measured using C- labelled hydrocarbons was much lower under. anaerobic than under aerobic conditions. For example, 33% of added [1- C] -hexadecane was converted to C-gases aerobically, whereas only 3% was converted anaerobically after 233 days in Aber Wrac'h sediment (Table 4). Due to the expected high oxygen demand of the surface sediments, it is likely that 9 deple- tion occurred rapidly in vials incubated aerohically. Thus, it is.not surprising that complete conversion of added C-hydrocarbons to A C- gases did -not occur in long term aerobic incubations. Since the added radiolabelled hexadecane (4.2 pg/sample) exceeded the indigenous hexa- decane measured in these sediments (16-174 ng/sample), potential rates of aerobic and anaerobic metabolism can be calculated by multiplying the percentage conversion by the amount of hexadecane added and divid- ing by the number of days incubation and dry weight of the sample. The maximum level of C-gases produced under aerobic conditions was de- tected at the earliest analysis time (66 days). This leads to a cal- culated rate of 13.8 ngm/gm-dry weight/day. The true potential rate is probably greater due to incomplete exposure of the entire sample to oxygen and to oxygen depletion. Calculations using rates of oxygen consumption for European coastal sediments suggest that oxygen should have been completely consumed within the first ten days of incubation. The corresponding rate would be 91 ngm/gm-dry weight/day, approximately one-fifth of the potential rate reported by Atlas and Bronner (1981). C-gases increased with time during anaerobic incubation. The corre- sponding potential anaerobic rate of hexadecane metabolism after 233 days incubation of 0.3 ngm/gm-dry weight/day is 46 times slower than the measured potential aerobic rate and over 300 times slower than the aerobic rate calculated from reasonable assumptions about the condi- tions under which aerobic controls were run. These results are similar to other reports which demonstrate the severe limitations on hydrocar- bon metabolism imposed by reduced amounts or lack of oxygen (Ward and Brock, 1978; Harabrick, et al, 1980; DeLaune , et al, 1981). It was in- teresting that no evidence was obtained for anaerobic naphthalene oxi- dation. Obvious problems of naphthalene volatility may have decreased the amount actually added to vials thereby lowering the sensitivity for detecting its oxidation. As in earlier studies (Ward and Brock, 1978), it was not possible to eliminate metabolism of hydrocarbons under stringent anaerobic con- ditions. It was important to investigate the possibility that slow anaerobic oxidation might occur in order to predict whether or- not hy- drocarbons buried in permanently anoxic sediments persist indefinitely. Controls were run against the possibility of initial accidental inclu- sion of oxygen, photosynthetic oxygen production, oxygen leakage into 184 experimental vials during incubation, and against the possibility that compounds contaminating radiolabelled hydrocarbons were the sources of C-gases. The results of these experiments were consistent with the conclusion that slow anaerobic oxidation of some petroleum hydrocarbons may be occurring in anoxic sediments polluted with AMOCO CADIZ oil. A second major objective of this work was to study the effects of AMOCO CADIZ oil on the dominant anaerobic processes within sediments. As mentioned above, oiling was heaviest in the surface sediments where anaerobic processes occurred at maximum rates. We were unable to moni- tor any immediate effects of the AMOCO CADIZ spill because our first sampling trip was in December 1978, 9 months after the spill. We were also limited by the lack of any data on the microbial activities in our sampling sites prior to the oil spill. However, by examining unoiled sites, we were able to see if any major alterations in chemistry and activities had occurred in the oiled sediments. Comparisons between oiled and unoiled sites revealed lower rates of sulfate -reduction in oiled beach and marsh sediments. It is not possible, however, to attribute these differences to the presence of AMOCO CADIZ oil because 1) inhibition was not observed at all sites where oiling occurred, 2) the magnitude of differences observed was small (largest difference was 51% of the control), and 3) other dif- ferences between sites which could influence sulfate reduction rate (e.g., organic loading) were unknown. It is also difficult to inter- pret whether rates measured in control sites were typical of unpolluted sediments, as hydrocarbon analyses revealed a previous history of oil- ing in control sediments. No differences in methane production or ace- tate metabolism were, noted. Although preliminary results demonstrated small amounts of ~ CH, production from [2- C] -acetate at the lie Grande oiled site (Wintrey and Ward, 1981), this observation was not confirmed in subsequent work. Sulfate reduction always dominated me- thane production and acetate was metabolized only to C0_ . The lack of profound differences in comparative experiments performed 9-18 months following the spill, suggest that no long-term effects on an- aerobic processes occurred in these sediments. We examined the effect of an dnweathered oil on anaerobic pro- cesses in order to determine whether any short-term effects of oiling might have occurred. A fresh light Arabian crude oil did not signi- ficantly effect sulfate reduction or methane production, but inhibited acetate oxidation 93-97% in oiled and control sediments from lie Grande. The ability of the crude oil to inhibit acetate oxidation was reduced in oil samples which had been evaporated to increasing degrees. Highly volatile molecules such as toluene and benzene caused 91-92% inhibition in control sediments and 65-73% inhibition in oiled sedi- ments. The data suggest that volatile components of the oil may be re- sponsible for inhibitions to acetate oxidation. However, mousse col- lected near lie Grande 44 days after the AMOCO CADIZ spill also inhi- bited acetate oxidation at the lie Grande control site. This mousse sample had lost most of its more volatile components, but was appar- ently not extensively altered by biodégradation. Inhibitions were al- ways greater at the control site than at the oiled site. Thus, the oiled area of the marsh appears to have become less sensitive to the 185 effects of additional heavy oiling. This may be a result of an adapta- tion of microorganisms to the presence of oil, or to a selection of oil resistant populations. It is not surprising that hydrocarbons did not directly inhibit sulfate reduction since this process appears to be active in oil forma- tion waters (Bailey, et al., 1973; ZoBell, 1958). However, it was sur- prising that compounds which inhibited acetate oxidation did not dir- ectly inhibit sulfate reduction, as other investigations have pointed to the importance of acetate as a substrate for sulfate reduction (Win- frey and Ward, submitted; S^rensen et al, 1981; Banat and Nedwell, per- sonal communication) . The chemistry of hydrocarbons present in the various sediments one year after the spill indicated the presence of oil highly altered by evaporation and biodégradation. The levels observed in the environment were also lower (0.1-1 mg/g) than the levels added in our experiments to simulate- heavy oiling (50-250 mg/g) . It is possible that a tempor- ary inhibition of acetate oxidation could have resulted from very heavy oiling of relatively fresh oil. Such conditions could have existed at all polluted sites immediately following the AMOCO CADIZ spill, al- though rapid loss of volatile compounds probably occurred between spillage and beaching of oil (Dowty r et al, 1981; Ward, et al, 1980). Any inhibitory effect would then have been reduced as cleanup or trans- port of hydrocarbons out of the sediments decreased hydrocarbon amount, and as evaporation, dissolution and biodégradation altered the remain- ing sediment hydrocarbons. By the time site comparison experiments could be performed, recovery from any negative effects which might have occurred had apparently taken place. The inhibitory effects on acetate oxidation we observed may be significant in extremely cold regions where slow rates of evaporation would occur. ACKNOWLEDGEMENTS We are indebted to the Centre Océanologique de Bretagne at Brest and the Station Biologique at Roscoff for providing laboratory space and assistance. We also thank Bob Clark of the NOAA National Analyti- cal Facility for supplying AMOCO CADIZ mousse, George Ward of Exxon Corp. for supplying the light Arabian crude oil, and Dale Meland and Melinda Tussler for technical assistance. This study was part of a joint effort undertaken by the Centre Na- tional pour l'Exploitation des Oceans (CNEXO) of the French Ministry of Industry and the NOAA of the U.S. Department of Commerce to study the ecological consequences of the AMOCO CADIZ oil spill. It was financed by funds given to NOAA (contract NA 79RAC00013) by the Amoco Transport Company and by the NOAA Outer Continental Shelf Environmental Assess- ment Program, through an interagency agreement with the Bureau of Land Management. 186 REFERENCES American Public Health Association. 1976. Standard methods for the examination of water and wastewater, 14th ed. American Public Health Association, Inc. New York. Atlas, R. M. 1981. 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Marchand Centre Océanologique de Bretagne Brest, France REPONSES DES PEUPLEMENTS SUBTIDAUX A LA PERTURBATION CREEE PAR L' AMOCO CADIZ DANS LES ABERS BENOIT ET WRAC'H par Michel GLÉMAREC et Eric HUSSENOT Laboratoire d'Océanographie biologique, Institut d'Etudes Marines, Eaculté des Sciences et Techniques , 29283 Brest Cedex ABSTRACT During three years after the Amoco-Cadiz oil-spill, the succes- sion in time of different ecological groups with regard to excess of organic matter, allow to define chronological process. First, total disappearance of sensible and tolerant species by toxicity. When pollution is stabilized, we describe appearance, development and regression of an opportunist fauna, finally the excessive develop- ment of tolerant species before return to a new equilibrium. This temporal succession is studied along two different gradient of de- creasing hydrodynamism , the abers , where the chemical decontamina- tion and the biological process are not synchronized. Near three years after the oil-spill most communities are still perturbated and unbalanced. Patterns of temporal evolution and succession is discussed. INTRODUCTION Les deux Abers, Benoît et Wrac'h, sont situés à proximité de l'échouage de 1 'Amoco-Cadiz (Fig. 1). C'est l'aire qui a été la plus affectée par la marée noire. Depuis, de nombreuses études ont con- cerné ces abers et l'analyse des successions écologiques au sein des communautés de l'endofaune s'est avérée très intéressante dans le cas d'études à moyen et long terme. Sont apparues des fluctuations temporelles non saisonnières mais évolutives, qu'il est possible de synthétiser trois ans après l'échouage. Après la destruction quasi-complète des communautés d'origine, la recolonisation passe par le développement transitoire d'une faune spéciale, caractérisant un excès de matière organique sur les fonds sédimentaires . Notre approche consiste d'abord à reconnaître les groupes taxonomiques , constitués par les espèces de pollucsensi- bilité équivalente en face d'un excès de matière organique. Leur apparition successive dans le temps, leur disparition, constituent les paramètres obligatoires de. cette approche dynamique . Ce type d'analyse montre comment une perturbation biologique peut persister longtemps dans l'écosystème, alors que les facteurs écologiques semblent normaux. Le long du même gradient écologique spatial, l'étude comparée des deux Abers peut montrer des différences dans les vitesses de retour à un nouvel équilibre. .91 FIGURE 1. Localisation de l'épave de l'AMOCO-CADIZ (A-C) par rapport aux deux abers, où sont representees les différentes unités biosédimentaires . METHODES La macrofaune qui vit dans les aires sédimentaires est étudiée le long des chenaux subtidaux de ces deux Abers. Cinq prélèvements sont réalisés à chaque station avec une benne "Aberdeen". Ces échan- tillons sont répétés trois fois dans l'année (hiver, printemps, été). Les stations -plus de quinze dans chaque Aber- sont représentatives des différents peuplements. Leur distribution spatiale de l'aval vers l'amont est la suivante (Gentil et Cabioch, 1979 ; Glémarec et Hussenot, 1981) : sables grossiers (SG), sables dunaires fins et moyens (DU), sables fins et envasés (FV), sables hétérogènes envasés (SHV) et vases sableuses (VS). Cette distribution (Fig. 1) correspond à un hydrodynamisme dé- croissant et, inversement, à une accumulation croissante d'hydrocar- bures dans les sédiments (Marchand et Caprais , 1981). Dans l'Aber Benoît, la répartition est en partie différente parce que les sables dunaires sont très développés. Il y a une vaste accumulation en aval (DUi) sous la pointe de Corn ar Gazel et, au milieu du chenal, deux unités quelque peu différentes , DU2 et DU3 , la dernière est en con- tact avec les sables hétérogènes envasés (SHV). Les sables fins n'existent pas dans le chenal, mais sont localisés en aval dans une aire protégée entre des plateaux rocheux, collectant les particules fines qui peuvent sortir dans l'aber. RESULTATS Tout d'abord -phase première de Marchand (1981)- la toxicité des hydrocarbures a induit de lourdes mortalités au .sein de toutes les communautés (Chassé, 1978, Cabioch et al. , 1979). D'autres es- pèces, plus opportunistes, s'installent dans une deuxième phase (Glémarec et Hussenot, 1981 ; Le Moal et Quillien-Monot , 1981). 192 Les nouvelles populations caractérisent un excès de matière organique, dans le cas d' effluent urbain arrivant en mer par exemple. Après dif- férents travaux sur ces problèmes (Pearson et Rosenberg, 1973 ; Bellan et al,, 1980 ; Glémarec et Hily, 1931) il est possible de regrouper ces espèces en fonction de leur polluosensibilité . or- Groupe_I : espèces sensibles, largement dominantes en conditions maies . Elles diffèrent selon chaque type de peuplement . Dans les sables dunaires fins et moyens par exemple , les Amphipodes sont nom- breux (Bathyporeia spp., Ampelisaa spp . ) ; ils meurent rapidement dans tous les cas de marée noire (Chassé et al,., 1967 ; Cabioch et al., 1980 ; Sanders, 1978 ; Pfister, 1980). Group_e_II : espèces tolérantes, toujours en petites quantités. Elles ne fluctuent pas significativement dans le temps. La majoricé d'entre elles sont des prédateurs : Nephtys hombergii 3 Morphysa belliï 3 Glycera spp.., Platynereïs dumerilii ... Groupe IIÏ : espèces sensibles qui disparaissent tout d'abord puis réapparaissent en élargissant leur répartition écologique par rap- port aux co'nditions normales : Spio spp.., Notomastus latericeus 3 Phyllodoce spp.., Nereis diversicolor ... ?3l2H2e_IY : espèces opportunistes, essentiellement des Polychètes Cirritulidés et Capitellidés {Chaetozone setosa 3 Heterocirrus spp.., Polydora spp.., Cirratulus cirratulus 3 A.ndouinia tentaaulata } Capito- mastus minimum ...). A l'intérieur de ce groupe une succession éco- logique a pu être précédemment définie (Glémarec et Hussenot , 1981 ; Le Moal, 1981). Grouge_V : espèces opportunistes, très peu nombreuses (2 ou 3) qui restent seules mais sont présentes en densités considérables là où la pollution est maximale : Capivella aapitata 3 . Capitellidés giardi 3 Scolelepis fuliginosa 3 Oligochètes . . . Ces différents groupes peuvent coexister et le long du gradient de pollution organique, six étapes peuvent être définies (Fig. 2a) : Etap_e_l : groupes I, II et III sont en plus faibles densités qu'en conditions normales, mais il n'y a aucun changement qualitatif. Etap_e_2 : l'écosystème est déséquilibré et le groupe III est domi- nant . Etap_es_4_et_6 : elles sont définies respectivement par la prolifé- ration des groupes IV et V. ?ÏË2ëË_5_êI_5 • elles correspondent à des écotones ; le groupe II est seul car la compétition entre groupes est affaiblie. Ce diagramme (adapté de Glémarec et Hily, 1981) est statique. Il illustre par exemple la disposition d'auréoles concentriques de pollution décroissante en face d'un effluent urbain arrivant en mer. La perturbation créée par 1 ' AMOCO-CADIZ apporte une nouvelle dimen- sion temporelle à ce diagramme. Nous proposons de décrire l'instal- lation progressive des différents groupes (Fig. 2b) et la régression de cette faune spéciale de substitution (Fig. 2c). * a la toxicité des hydrocarbures 193 FIGURE 2a. Importance relative des différents groupes et définitions des étapes à 6 le long du gradient d'excès en matière organique . 2b. Installation de la faune opportuniste (groupes IV et V) après stabilisation de la pollution.' 2a. Evolution régressive de la faune opportuniste et dévelop- pement du groupe III. Trois mois après la perturbation (t3), la population est large- ment stabilisée, c'est le début de la deuxième phase de Marchand. A t8, tous les peuplements sont détruits (Fig. 3 et 4). On notera que dans l'Aber Wrac'h, quelques espèces tolérantes ou du groupe IV meurent ultérieurement (t2l). Dans l'Aber Wrac'h, les sables gros- siers d'aval ne sont pas affectés (étape 0, cf. TaBleau 1), le peu- plement montre seulement quelques fluctuations saisonnières. Partout ailleurs les hydrocarbures sont stockés dans les sédiments en fonc- tion de 1' hydro dynamisme décroissant de l'aval vers l'amont, et il est possible de décrire l'installation des différents groupes d'es- pèces le long du même gradient. Dans les sables dunaires (DUi) de l'Aber Benoît (Tableau II), la teneur d'hydrocarbures est partout inférieure à 50 ppm et la com- munauté montre une légère baisse des densités (étape 1) et une étape 2 de déséquilibre apparaît, de façon fugace. Pour tous les autres sédi- ments des deux abers , là où la teneur en hydrocarbures est toujours supérieure à 1 000 ppm (Marchand et Caprais , 1981), leurs peuplements sont très appauvris . 194 TABLEAU I. L'évolution des peuplements dans l'ABER WRAC'H est illus- trée par l'utilisation des étapes définies sur la Figure 2 t 8 13 17 21 25 29 — i 33 vs - - 6 5 4 2 2-6 SHV 4 4 4-2 4-2 4 - 2-4 FV 4 4 4-2 3 4 3 1 3 SF 4 4 4-2 2-4 4-2 2-4 2-4 DU 4 4 4-2 2-4 4-2 1 2 SG - - TABLEAU II. L'évolution des peuplements dans l'ABER BENOIT est illus- trée par l'utilisation des étapes définies sur la Figure 2 c 8 13 17 . 21 25 29 33 VS 6 • 6 6-2 2-6 6-2 6-2 6-2 SHV 4-2 4-2 2-4 2-4 2 6 2-4 DU 3 4-2 4-2 6-2 2-6 2 2 2 SF - 4 4 2 2-4 4-2 2-4 DU 2 4 1 • 1 1 1 1 2 DU! 1 1 I 2 A partir de t8 le groupe IV est prédominant sur les groupes I et III (étape 4). Dans les aires envasées d'amont, les peuplements sont très sinistrés et le groupe V prolifère (étape 6). Néanmoins, dans l'Aber Benoît, les peuplements de la partie moyenne (DU3 et SHV) montrent déjà la prédominance du groupe III sur le groupe I, ce qui définit une étape intermédiaire 4-2 qui apparaît à t8 dans l'Aber Benoît mais seulement à ti7 dans l'Aber Wrac'h. Le long du gradient spatial d'excès en matière organique de l'aval vers l'amont, les étapes successives 6 et 4 illustrent l'apparition successive des groupes V et IV, les étapes intermédiaires 6-2 et 4-2 celle du groupe III toujours dominé par les groupes -V ou IV. Les conditions hivernales , par leurs tempêtes fréquentes , brassent et oxygènent les sédiments. Après le premier hiver (ti2) s Marchand et Caprais notent la décontamination chimique dans l'Aber Benoît au niveau des sables dunaires DUi et DU2 , puisque la teneur en hydrocarbures est inférieure à 100 ppm. Cependant, dans la majo- rité des autres sédiments, cette teneur, à ti2, est toujours supé- rieure à 1 000 ppm et peut atteindre plus de 10 000 ppm dans les vases et dans les sables hétérogènes envasés. C'est seulement durant le deuxième hiver (t2l) que la décontamination peut être prouvée par des données biologiques (Tableau I) dans l'ensemble de l'Aber Wrac'h. La Figure 2c illustre cette régression des groupes opportunistes V et IV, l'extension puis finalement la disparition du groupe III avec les différentes étapes : étape 2-6 : le groupe III domine les groupes V et IV. étape 2-4 : le groupe III domine les groupes IV et V. 195 >s Du §S Fv Shv Va 8 © 13 © 17 © 21 © 25 29 T. 33 Xj v ■3ii :\ iv © FIGURE 3. Evolution temporelle de la densité des peuplements et de l'importance relative des différents groupes de I à V, ceci dans les différentes unités biosédimentaires de l'Aber Wrac'h de l'aval à gauche vers l'amont à droite. 196 B Dui ® Du 2 © SÎ © Du 3 ® Shv Vs ® FIGURE 4. Evolution temporelle de la densité des peuplements et de l'importance relative des différents groupes de I à V, ceci dans les différentes unités biosédimentaires de l'Aber Benoît de l'aval à gauche vers l'amont à droite. 197 étape 2 : le groupe III domine les groupes I et IV. étape 1 : le groupe I domine le groupe III , le groupe IV est encore présent, les densités totales sont encore plus faibles qu'en conditions normales. Ces quatre étapes prouvent que l'écosystème est encore déséqui- libré. Le début de l'évolution régressive de cette faune de substi- tution semble simultané dans l'Aber Wrac'h. Dans l'Aber Benoît, cette évolution apparaît différemment au sein des peuplements , plus rapidement là "où les sédiments sont bien oxygénés , après ts pour les sables dunaires (DU2), après ti3 pour les sables hétérogènes envasés (SHV), après ti7 pour les sables fins, les DU3 et les vases sableuses (VS). Deux ans après la perturbation (t25), les sables dunaires (DUi) présentent un peuplement qui semble normal (étape 0), tous les autres peuplements sont en déséquilibre (étapes 1, 2 et 2-4) et, dans les aires envasées, la décontamination commence à peine (étape 6-2). Ensuite les processus dynamiques sont plus lents et , au cours du troisième hiver (t33), les sables dunaires (DU2 et DU3) atteignent l'étape 2, les sables fins et les sables hétérogènes envasés l'étape 2-4. Les dragages mécaniques qui ont été préconisés pour résorber les poches de vase et d'hydrocarbures ont eu lieu en avril 1980, à proximité des sables hétérogènes envasés. Leur peuplement témoigne d'un accroissement passager de la perturbation, étape 6 à t29- Il faut moins de deux mois en effet pour que prolifère une nouvelle génération de Capitella capitata. Cette étape 6 est apparue comme une élévation dans l'évolution logique de l'écosystème ; elle est provoquée par une intervention anthropique. Il est important de noter que les conditions hydrodynamiques ne sont pas aussi efficaces dans l'Aber Wrac'h que dans l'Aber Benoît, ce qui se traduit par une décontamination qui n'est pas si- multanée dans les abers . L'évolution régressive de la faune oppor- tuniste n'est pas aussi rapide dans l'Aber Wrac'h et nous pouvons observer qu'au même moment (t25 par exemple), les mêmes peuplements restent plus perturbés que dans l'Aber Benoît : . DU2 SHV SF VS_ • Abers Benoît 1 2 2-4 6-2 Wrac'h 4-2 4 4-2 4 A t33 cette différence disparaît : DU2 SHV SF VS Abers Benoît 2 2-4 2-4 6-2 Wrac'h 2 2-4 2-4 2-5 DISCUSSION Indépendemment des fluctuations cycliques annuelles, l'évolu- tion temporelle des différents groupes le long des gradients spa- tiaux que constituent les abers, montre une évolution acyclique et- des processus chronologiques tout à fait similaires de ceux décrits par Le Moal (1981) dans la zone intertidale de ces abers. Ils sont résumés sur la Figure 5a. Il y a d'abord régression quasi-totale des 198 populations initiales durant la première période to~t8- Le groupe II ne fluctuant pas significativement ou étant seulement dominant lors- que les autres groupes disparaissent (étapes 3 et 5), n'est pas repré- senté sur les figures . Entre tg et t]_3, c'est le commencement de la seconde phase et la faune opportuniste s'installe. Le groupe IV est abondant partout à partir de t8 dans l'Aber Wrac'h, ses densités sont maximales au printemps, c'est-à-dire à t]_3 et t25- Son importance est décroissante dans les peuplements de l'Aber Benoît après t8, ti3 ou ti7 selon 1 ' hydrodynamisme . Le groupe V apparaît de façon significative seulement dans les vases sableuses de l'Aber Benoît, mais, sur un plan général, le dé- veloppement de la faune opportuniste IV et V est maximal entre tg et t20- Le groupe III réapparaît à t]_3 et son développement est très important partout durant le deuxième hiver. De façon simultanée, le groupe I réapparaît , un an après la marée noire , mais après deux années son importance est encore limitée par le développement anormal du groupe' 'III qui semble entrer en compétition. Avec le développement des groupes I ou III , essentiellement après t20 » commence donc la phase de reconstitution. A côté de ce schéma général d'évolution, nous avons regroupé les différents scé- narios d'évolution temporelle : celui des vases sableuses de l'Aber Benoît est évoqué plus haut (Fig. 5b), celui des vases sableuses de l'Aber Wrac'h montre d'abord la prédominance du groupe V, remplacé ensuite par celui du groupe IV (Fig. 5c). Pour les autres sédiments de l'Aber Wrac'h, il y a deux pics successifs du groupe IV séparés par un maximum du groupe III à t21- Le cas aberrant des sables hété- rogènes envasés de l'Aber Benoît est illustré par la recrudescence du groupe V, après celui du groupe IV. Pour l'ensemble des sédiments dunaires des deux abers , les Fi- gures 5d, e et f, illustrent les différentes possibilités où la com- pétition entre les groupes I et III apparaît de façon tout à fait évidente. Ces scénarios sont établis sur les densités relatives des diffé- rents groupes, mais la communauté sera jugée en état d'équilibre lorsque les caractéristiques essentielles (A = abondance relative des espèces ; S = nombre d'espèces ; B = biomasse) restent relati- vement inchangées, hormis les fluctuations saisonnières. Qualitati- vement, l'ensemble de ces peuplements est encore en déséquilibre et l'analyse simultanée des trois paramètres S, A, B, suggère des faits ' complémentaires qui méritent d'être suivis dans le temps. On notera que c'est dans le cas des sédiments d'aval de l'Aber Benoît que l'on est encore le plus éloigné d'une certaine stabilisation de ces trois facteurs. Au contraire, c'est dans le cas des sédiments envasés que l'équilibre semble atteint le plus vite. Nous avons déjà exposé (Glémarec et ai. , 1981) comment le modèle méthodologique, mis au point dans le cas des effluents urbains arri- vant en mer, pouvait être utilisé dans le cas de catastrophes pétro- lières, et l'échelle de temps des phénomènes observés semble avoir été la même dans le cas du Tanio (Aelion et Le Moal, 1981). 199 Modèle général ( intertidal par ex.) VS S SF 8 DU w du,b DU 3 fi DU, 8 -r 3 FIGURE 5 — r— 12 S- "••••• m -m T *► 8 nr 1 12 Principaux modèles de succession temporelle des différents groupes I à V au sein des peuplements des Abers Wrac'h (W) et Benoît (B). Le modèle général (Fig. 5a) est synthétique ; il illustre les trois phases après une telle perturbation .' mortalité, substitution, reconstitution. 200 vs w DU W vs e / \ / \ I / \ / \ / w SHV^ FV^v *» DU,S FIGURE 6. Evolution des paramètres synthétiques, nombre d espèces S en " trait plein, A abondance des individus en pointillé, B biomasse en tireté. La stabilisation simultanée dans le temps de ces trois paramètres n'est pas acquise dans le cas des peuplements d'aval de l'Aber Benoît. 201 L'accident de l f Amoco -Cadiz s'est révélé pour nous une expé- rience d'écologie expérimentale tout à fait exceptionnelle. Elle permet d'apporter des éléments de réflexion quant aux mécanismes qui mettent en place de telles séquences , problème posé récemment par Connell et Slatyer (1977). Dans la succession décrite, les premiers stades correspondent à des espèces à vie courte, de type opportuniste, capables de sup- porter une proportion de matière organique encore importante dans les sédiments . Cette première phase de recolonisation par substitu- tion est mieux expliquée par les caractéristiques biologiques des espèces en cause que par quelque propriété émergente de la commu- nauté toute entière (Sousa, 1980). Si ces premières espèces ne faci- litent pas le retour des espèces caractéristiques des stocks ulté- rieurs (modèle de facilitation), il leur est difficile d'inhiber la réapparition des espèces à stratégie différente qui s'installent plus lentement, mais de façon plus durable. Les phénomènes de compétition existant, peu à peu les premières espèces disparaissent. Ce typé de succession secondaire peut correspondre au modèle de tolérance de Connell et Slatyer, dont il n'existe jusqu'ici que peu d'exemples connus. Les premières étapes ont donc été relativement rapides, pour les suivantes c'est plus long. La reconstitution, si elle est quali- tative, doit aussi être quantitative, énergétique. L'approche que nous avons développée semble plus efficace que l f étude dynamique de certaines populations. Elle s'est inspirée de la recherche des indicateurs biologiques bien connus en milieu ter- restre et d'eau douce. Même si les paramètres écologiques abiotiques semblent normaux, ces bioindicateurs peuvent révéler des perturba- tions dans les écosystèmes, qu'il est impossible de détecter par une analyse des paramètres physiques. REFERENCES CITEES Aelion, M. et Y. Le Moal, 1981, Impact écologique de la marée noire du "Tanio" sur les plages de Trégastel (Bretagne nord-occiden- tale) : Rapport Contrat CNEXO , n° 80/6295 Bellan, G., Bellan-Santini D. et J. Picard, 1980, Mise en évidence des modèles écobiologiques dans des zones soumises à perturba- tions par matières organiques : Acta Oecologica, Oecol. Applic vol. 3 (3), pp. 383-390 Cabioch, L., Dauvin J.C., Mora-Bermudez J. et C. Rodriguez-Babio , 1980, Effets de la marée noire de 1' "Amoco-Cadiz" sur le ben- thos sublittoral du nord de la Bretagne : Helgolander wiss . Meeresunters . , vol". 33 (1-4), pp. 192-208 Chassé, C, 1978, Impact écologique dans la zone côtière concernée par la marée noire de 1' "Amoco-Cadiz" : Mar. Poll. 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Il a fait partiellement l'objet d'une communication présentée au lôème European Marine Biology Symposium de Texel, Septembre 1981. 203 LES EFFETS DES HYDROCARBURES DE L 1 AMOCO-CADIZ SUR LES PEUPLEMENTS BENTHIQUES DES BAIES DE MORLAIX ET DE LANNION D'AVRIL 1978 A MARS 1981 par Louis CABIOCH 1 , Jean-Claude DAUVIN 1 , Christian RETIERE 2 , Vincent RIVAIN 2 , et Diane ARCHAMBAULT 3 , 1) Station Biologique de Roscoff, 29211, Roscoff, France 2) Laboratoire Maritime de Dinard, 35801, Dinard, France 3) Université de Laval, Québec. 1) INTRODUCTION Les premières nappes d'hydrocarbures de 1 'Amoco-Cadiz atteignent le littoral de la région de Roscoff et les côtes orientales de la baie de Morlaix le 21 mars, quatre jours après l'échouage du pétrolier sur les roches de Portsall. Alors que les masses d'eau chargées en hydro- carbures plus toxiques transitent rapidement sur l'ensemble de la ré- gion, des particules oléosédimentaires contaminent les fonds sublitto- raux. Elles se déposent préférentiellement dans les zones calmes et forment localement des poches de mazout résiduel; en baie de Morlaix, on note leur présence le 3 avril dans les sables fins peu envasés de la Pierre Noire par 20 mètres de profondeur et le 13 avril dans les chenaux des rivières de Morlaix et de Penzé (CABIOCH et al., 1978). Durant la même période ce phénomène est observé par MARCHAND etCAPRAIS (1981) en baie de Lannion. La connaissance de la composition et de la distribution des com- munautés benthiques de cette région depuis 1968 (CABIOCH) et celle de la dynamique du peuplement des sables fins de la Pierre Noire engagée depuis 1977 (DAUVIN, 1979) permettent une meilleure évaluation des conséquences de la pollution sur le macrobenthos subtidal. Ces études, financées par la NOAA (contrat 78/5830, 80/6145), entreprises immédiatement après la catastrophe, ont déjà fait l'objet de publications : DAUVIN (1979 a, b et sous presse), CABIOCH et al. (1980, 1981 et sous presse) . 2) LES PEUPLEMENTS ETUDIES En Manche les séquences bio-sédimentaires sont principalement sous le contrôle de l'intensité des courants de marée; en conséquence de l'en- trée vers le fond des baies, les peuplements .des sédiments grossiers sont progressivement relayés par des peuplements de sédiments fins plus ou moins envasés. Certains termes de cette séquence ont une distribution spatiale discontinue; tel est le cas des peuplements des sables tins séparés par de vastes étendues de nature différente. 205 Les unités cénotiques correspondant aux principaux maillons de cette succession bio-sédiraentaire ont été régulièrement échantillon- nées : - les sables grossiers à Venus fas data - Amphioxus lance- olatus de la baie de Morlaix (au large de la Pointe de Primel; carte 1, P.P.)/ peu classés avec pour mode la classe 1000 à 5000 microns (55 à 70% du sédiment total) : relevés trimestriels d'août 1977 à août 1980; - le maerl envasé de Trébeurden en baie de Lannion (carte 1, L6) , très peu classé, avec pour mode la classe 250 à 500 microns (7 à 58% du sédiment total) : relevés trimestriels d'avril 1978 à mai 1979; - les sables fins faiblement envasés à Ahra alba - Hyalino- eda bilineata des baies de Morlaix et de Lannion (carte 1., P.N., L7, L8) , bien classés avec pour mode la classe 125 à 250 microns (42 à 62% du sédiment total) : relevés mensuels d'avril 1977 à mars 1981 (P.N.) et trimestriels d'avril 1978 à février 1981 (L7 et L8) ; - les sables très fins peu vaseux à Tellina fabula - Abra alba en baie de Lannion (sous Saint-Ef flam; carte 1 : Ll, L2, L3, L4 et L5) , très bien classés avec pour mode la classe 63 à 125 microns (70 à 78% du sédiment total) : relevés trimestriels d'avril 1978 à février 1981 sauf L4 d'avril 1978 à mai 1979; - les vases sableuses à Abra alba - Melinna palmata de la rivière de Morlaix (carte 1 : R.M.) où domine la classe des parti- cules inférieures à 63 microns (47 à 74% du sédiment total) accompa- gnée d'une importante fraction de sables très fins et fins : relevés trimestriels d'août 1977 à février 1981. Les stations de la baie de Morlaix ont été étudiées par J.C. DAUVIN depuis 1977; Ch. RETIERE et V. RIVAIN ont observé les stations de la baie de Lannion avec la contribution de D. ARCHAMBAULT pour 1' étude de la fin du 3ième cycle annuel. L'échantillonnage a été effec- tué parallèlement au moyen d'une benne Smith Me Intyre et d'une benne Hamon (relevés : 10 prélèvements à la benne Smith Me Intyre et 4 ou 5 à la benne Hamon; surface échantillonnée lm2 ou plus ) .le tamisage a été réalisé sur une maille circulaire de 1mm. 3) RESULTATS Nous avons suivi l'évolution des paramètres écologiques richesse spécifique, densité et biomasse. Les richesse spécifique et densité sont actuellement connues pour la totalité des sites et jusqu'au prin- temps de 1981. Il en est de même pour les biomasses relatives aux stations de Primel et de la rivière de Morlaix; par contre à la Pierre Noire elles ont été mesurées entre avril 1977 et novembre 1978, puis calculées pour les autres relevés ; elles n'ont pas encore été quanti- fiées pour les stations de la baie de Lannion. 3.1) Caractère du stress Les effets du stress n'ont pu être évalués a> T ec précision que sur 206 Carte 1 - Répartition des stations d'échantillonnages en baie de Morlaix et en baie de Lannion. A B - C : fonds rocheux D - E G à I K : communauté des sédiments grossiers .à Amphioxus - Venus fasciata, relativement indépendante de l'étagement (C : faciès d'épifaune' à Sabellaria spinulosa) . : communauté du maërl CD : faciès à Lithothamnium covallioUes var. oorallzoïdes ; E : faciès à L. Qovalliovdes var. minima). : communauté des sables dunaires fins à Abra vrismatica- Glycymeris glycymeris. : communauté des sédiments fins à Abra alba (G : faciès sableux à HyaUnoecia bilineata; H : faciès envasé à Melinna palmata; I : faciès hétérogène envasé à Pista oristata y. : communauté des cailloutis et graviers prélittoraux côtiers : faciès à Ophiothrix fragilis et à Bryozoaires dominants dans ■ 1 ' encroûtement . : communauté des cailloutis et graviers prélittoraux du large : faciès d'ensablement à Porella conainna. 207 les peuplements de la baie de Morlaix pour lesquels nous disposions d'observations juste avant la pollution. Richesse spécifique, (fig. 1) -^— Cycle normal — N. espèces 1°Cycle 2°C y cle 3°C y cle 100 A.C 50 v 7 'a 'o 1 y ? 1977 A J" A 'O" WT 'A' T V 'O' 'Dl '^ 'A' 'J 1 1978 1979 'A 'O 1 ! 1980 dTf 7 Figure 1 - Peuplement des sables fins à Abra alba - Eyalinoeoia bilineata : évolution de la richesse spécifique des relevés (4 prélèvements à la benne Hamon) d'avril 1977 à février 1981 (A.C. : début de la pollution par les hydro- carbures de l™Amoco Cadiz"). A la Pierre Noire la richesse spécifique totale passe de H es- pèces le 1er mars à fe^ le 3 avril; cette brusque diminution est due pour une grande part à une forte réduction du nombre d'espèces d'am- "phipodes (20 le 18 janvier, 24 le 1er mars, 10 le ' 3 avril et 7 le 25 avril) . Par contre dans les peuplements de Primel et de la rivière de Morlaix la richesse spécifique totale se maintient, la chute du nombre d'espèces d'amphipodes étant compensée par l'accroissement concomitant de celui des polychètes. Les effets du stress sur le groupe des amphipodes sont d'autant plus intenses que les espèces avaient, avant la pollution un haut de- gré de constance dans le peuplement; ils concernent les espèces sui- vantes : Rivière de Morlaix Ampelisoa armorioana Ampelisoa brevioomis Pierre Noire Ampelisoa tenuioomis Ampelisoa armorioana Ampelisoa brevioomis Ampelisoa spinipes Ampelisoa tenuioomis Ampelisoa typioa Cheirooratus intermedius Cheirooratus intermedius Photis longioaudata Pariambus typious - Corophium crassioorne - Melita obtusata Melita gladiosa. - Megaluropus agi lis Ampelisoa spinimana 208 Primel Ampelisoa armorioana Ampelisoa spinipes Dès 1972, les travaux de SANDERS et al. ont mis en évidence le caractère d'espèces "tests" que pouvaient présenter les amphipodes vis-à-vis de ce type de pollution. Dans le même esprit les études ex- périmentales de LINDEN (1976), LEE, WELCH et NICOL (1977), LEE et NICOL (1978a et b) ont montré l'extrême sensibilité des amphipodes aux hy- drocarbures. Cette sensibilité est confirmée par les observations in- situ de SANDERS et al. (1980), DEN HARTOG et JACOBS (1980), ELKAIM (1980) et ELMGREN et al. (1980) relatives aux marées noires de West Falmouth en 1969 aux Etats-Unis, de 1' Amoco-Cadiz sur les côtes de Bre- tagne et de la Tresis en mer Baltique. Cependant des recherches de CABIOCH et al. en baie de Morlaix (1981) il ressort que certaines espèces appartenant à d'autres groupes zoologiques réagissent plus ou moins intensément aux effets du stress; il en est ainsi des polychètes Phyllodoee kosterïensis^ Terebellides stroenri et de nombreuses espèces de micro-mollusques. Les fortes morta- lités subies, en baie de Lannion, par les populations de mollusques, surtout celle de Phcœus legumen et de l'oursin Eohinooardium oordatum 3 viennent à l'appui de ces observations. Il convient de noter, qu'en règle générale, ce sont les annélides polychètes qui constituent le noyau d'espèces le plus résistant (tabl. i ) . L'amplitude du stress est donc fonction de la composition origi- nelle des peuplements et varie fortement d'une unité cénotique à l'au- tre. Densités et biomasses Les travaux de DAUVIN montrent qu'à cet égard les effets du stress sont particulièrement dévastateurs sur les peuplements de sables fins de la Pierre Noire (1979) . Les densités passent de 8707 à 1808 individus par m^ et la biomasse de 5.0 à 2.5 g. par m^ soit une réduction respec- tive de 80 et 50 % des valeurs initiales; elle est essentiellement due à l'élimination des ampeliscidés Ampelisca armoricana et Ampelisca te- nuicornis et à la diminution des effectifs des populations d' Ampelisca sarsi. Ces trois espèces représentaient à elles seules 90 à 99 % des densité et biomasse moyennes annuelles du peuplement. (fig . 2) Sur les peuplements des sables grossiers de Primel et des vases sableuses de la rivière de Morlaix, les effets du stress, en terme de densité et de biomasse, sont peu marqués. En conclusion, il apparait clairement que les effets du stress sont sélectifs au niveau : - des espèces et groupes zoologiques : les amphipodes et plus spécialement les ampeliscidés se révèlent extrêmement sensibles; - des peuplements : la communauté inf ralittorale des sables fins à Abra alba - Hyalinoecia bilineata est la plus intensément pertur- bée. 3.2) Evolution à long terme des peuplements. Les peuplements des sédiments fins sablo-vaseux subissent les per- turbations les plus significatives; dans cet exposé, l'étude de leur dy- namique fera donc l'objet d'une attention toute particulière. 209 03 ■p» •p» 03 «4 03 i J B X U 3 3 03 03 C O V- •«* a. *» c« ÇJ f-i E B s a 3 H eo c •p> e p- *» a S. a *i ■;■* c? co -s ass. •p> p-i E «■>» o m s. -j •" O CO p«4 3 B a. q •p» a. a p-i ce cy a 3 3 3* 3 « * cu .3 a E-, «Î ^ !a> O * O o CO a. 3 4» U B S, ■pi CU £ ; 9'ti « « a v, ses a %c q cb o ->-» •<•» U. «J ÏS V) H s» a pQ CO ! as 03 cu ._ s e Q S- ° •pi ca -s: a a* CO to J V ■p» cu g & 0) <» S. ■pi CU 3 B p-i 'pi •p» 3 . 3>'ri p-^ p*i CO .. 3>J5 -W *3 pC O a s. S; ft. a 03 •p» a CD A B r-» co 3 c s •ri 3. K O p»i CO ■9 o a <-» 3 - - ^ 3« 03 O T3 t»» b a. •pi 03 a •*» Û. 3 a, ST y ',sî 5 ^ c» a: a: ■r» s, 3 C» "ri / / / / i / / / / y- 3>-s: I I i I t g^ CO © OS ©% *-> cy «h pH V CS > ao^cy 3 /«j O CO r^ & n} 3 - CO "O 4-t CO co C 4) O a* 4J a co c > ce u U 4) CO CO e & o o y CO ca a) —< 1 Cycle -< 2°C y cle 3°Cycle ► N .m 40 000- 30 000 - 20 000- 10 000- A.C S^ ^A.a A. s A.t 1 W 'J 1 «s» W |j' W W 'J' "s 1 V lj' W M 'j' 's? 'n' |j' W M T 's 1 'n' Ij' 'M 1977 1979 1979 1980 Figure 2 - Peuplement des sables fins à Abva alba - Hyalinoecia bilineata de la Pierre Noire : évolution de la densité totale d'avril 1977 à février 1981 avec mise en évidence de la part des trois espèces d'Ampelisca très dominantes (A. a. : Ampelisca armoricana; A. s. : Ampelisoa sarsz; A.t. : Ampelisca tenuicornis) . (A.C. : début de la pollution par les hydrocarbures de l M 'Amoco Cadiz"). 3.2.1) Peuplement des sédiments grossiers à Venus fasoiata lanceo lotus . - Amphioxus Pollution (tabl. 2) Dès le 27 avril les sédiments sont contaminés par les hydrocarbu- res; aux fortes teneurs enregistrées jusqu'en novembre (231 ppm) suc- cède, en fin d'hiver, une phase de dépollution rapide. Richesse spécifique (fig. 3) Le fléchissement des valeurs de la richesse spécifique au cours du premier cycle annuel suivant la pollution semble surtout lié à la disparition de crustacés et de polychètes; cependant, de 1978 à 1980, on note globalement, abstraction faite des fluctuations saisonnières, un accroissement graduel auquel contribuent largement les amphipodes (48 taxons en août 1978 contre 80 en août 1980; 4 espèces d' amphipodes en août 1978 contre 19 en août 1980) . Densités et biomasses Les densités très faibles varient de 10O à 290 individus par m 2 ; maximales en août, minimales en février, les valeurs sont du même or-' dre de grandeur d'une année à l'autre. 211 s c^ o 33 <7> O c o as en 13 O O 33 3» O 33 On O 00 «■M as 33 O va co o s. en en «3 O a V en en a en r*. en > •41 CO en > o c co en <3 o <3 en 33 en o ce r UJ < — _1 > ce — o o v. (V CM «M (M 00 «M O CO u-i en en fM vO o v «o vO en co (m 00 «M _1 O O en o fM o a> oo •H O"* 1 M «- C •U v-' O *0I T3 g . ^w' O «-a •w <3 E O Q, 4= +» a CU 01 o 3 ^ Qd •u u a m a 0) i-3 ai a co 03 w Cd CQ ■P C C 0> M ai « e w o- •H 0) T3 '0> 0> *ai M «H u 3 > W «H ai (U 3 T3 S «5 ai W 0) g Q) »H g u 60 CO 3 O M •^ !-< 60 M O O «0 TJ r— 1 a o •i-l O X & S-! U T3 v 0> h >> e CO -C O, ce C f-i 0) a> g c g w CO M I-l ^ • 3 0) 60 /-s a) w •H *— c <— t oo 0) en r-l 0> U 0) •H *— 60 E 03 3 m 0) O C cas -O U 0) Cd 1 M C cO W h=3 U 01 C/5 •r-J 14-1 % OI W J-> C E m 3 «H ■H l— 1 U Cfl O X a ai > 3 X »a» w co ai 3 i CM 3 CO a) i-H XJ CO H 212 -<— avant N. espèces 100- 1°Cycle -2° Cycle f-3°Cycle- 50- -* N -* n n. individus -1000 A.C 'A 1 O D( 'F r t r ' A 1977 — T 1 — r X r A O 1978 'dj y 'a' y v 'o' 1979 y 7 'a' T 'a' 'o 1980 500 Figure 3 - Peuplement des sables grossiers à Venus fasciata - Amphioxus lanoeolatus : évolution de la richesse spécifique des relevés et du nombre d'individus (10 prélèvements à la benne Hamon) d'août 1977 à août 1980 (A.C. : début d la pollution par les hydrocarbures de l'"Amoco Cadiz"). Les biomasses des différentes composantes faunistiques sont très inégales; par exemple, le lamellibranche Glycymerïs glycymeris repré- sente 75 % de la biomasse totale du peuplement. Après avoir dépassé 25 g. par m^ en août et novembre 1977, les valeurs n'oscillent ensuite qu'entre 8 et 12 grammes. Toutefois en novembre 1979, à la suite d'une récolte plus importante de Glycymeris glycymeri-s, elle culmine à près de 24 g. par m^ rejoignant les valeurs données par HOLME (1953) et RETIERE (1979) pour des peuplements analogues de la Manche occidentale. 3.2.2) Peuplement de maerl envasé Pollution La texture hétérogène des sédiments a favorisé le piégeage et la rétention des particules oléosédimentaires pendant -une longue période. Richesse spécifique Cette biocénose définie par CABIOCH (1968) comme un maerl à Lithothamnzum aoralliozdes a évolué vers un nouveau faciès, vraisembla- blement sous l'effet d'un ensablement lié à des extractions industriel- les; elle est actuellement très comparable à celle du maerl de Ricard, en baie de Morlaix : maerl à Lithothamnium aorallioîdes var. minima. Le caractère cénotique dominant est son extrême appauvrissement; aucune espèce d'épifaune sessile n'est en effet présente dans nos échantillons prélevés après la pollution, ce qui atteste sans doute une profonde perturbation. 213 Nous n'avons récolté dans ces fonds qu'un petit nombre d'espèces de l'endofaune. On passe toutefois de 23 espèces en avril 1978 à 34 en février 1979 et parmi les plus abondantes il convient de citer trois annélides polyene tes : Gorviada maoulata 3 Staurocephalus \iefersteirvi 3 Heteromastus filiformis et deux péracarides : Nototropis swammerdemi et Perïoculodes longïmanus . De plus il faut noter que les deux espèces électives -du faciès hétérogène envasé, Sthenelais boa et Pista cristata s présentes dans les échantillons d'avril 1978, ont ensuite disparu. Densités L'évolution de . la densité globale du peuplement reflète principa- lement celle de quelques populations d' annélides polychètes, en par- ticulier Goniada emertta et Staurocephalus k efersteiwi dont les re- crutements sur maille de 1 mm s'observent de façon synchrone en au- tomne» La première espèce bénéficierait de la proximité de bio topes servant de "réservoirs" à partir desquels se réaliserait la disper- sion des larves pélagiques. En conclusion il est important de rappeler que depuis 1968, le peuplement macrobenthique de ces fonds a évolué, vraisemblablement sous l'effet d'un ensablement lié à l'extraction du maerl. Ne dis- posant d 6 aucun état de référence juste avant la catastrophe il est extrêmement difficile de connaître la part qui revientà la pollution par les hydrocarbures, dans la modification de cette communauté. Pour cette raison son suivi écologique a été rapidement abandonné. 3o2«,3) Peuplements des sédiments fins à Abra alba 3.2.3.1) Peuplement des sables fins à Abra alba - Hyalinoecia bilineata Pollution jrès une phase initiale de forte pollution, que nous n'avons pu mesurer, les teneurs en hydrocarbures (mesurées en spec trophotomé trie aux infra-rouges, exprimées en mg par kilogramme de sédiment sec ou ppm) atteignent 1000 ppm à la station L8 au cours de l'été 1978 alors qu'elles ne dépassent pas 50 ppm aux deux autres stations (L7 et P.N.), puis elles diminuent fortement au cours de l'automne dans 1' ensemble des stations. Ensuite une remobilisation, lors des tempêtes automnales et hivernales, des stocks d'hydrocarbures piégés en zone intertidale entraine une augmentation des teneurs en hydrocarbures au printemps 1979 sur l'ensemble des stations, (ces teneurs dépassent 200 ppm à la station de la Pierre Noire) ; elles décroissent rapidement ensuite, sauf en L8 où elles se maintiennent à des valeurs voisines de 100 ppm jus- qu'à l'automne 1979. Enfin, dans l'ensemble des stations, après une phase de recontamination au cours de l'hiver 1979-1980, les teneurs de- viennent inférieures à 50 ppm à partir de mai 1980. Richesse spécifique Après le stress on note dans les trois stations un enrichissement progressif en espèces qui aboutit en 1980, à la Pierre Noire, à des va- 214 leurs du même ordre qu'avant la pollution. Cette remontée provient d'une part de la réapparition d'espèces éliminées lors du stress, d'au- tre part de l'augmentation de la fréquence de quelques espèces de poly- chètes et de mollusques. Les mêmes phénomènes s 'observent en baie de Lannion (L7 et L8) , mais avec des valeurs inférieures. La comparaison des présences d'espèces dans les trois stations apporte à cet égard des informations significatives dans le cas des amphipodes, groupe le plus affecté par le stress initial. Certaines espèces, qui ont survécu en baie de Morlaix, sont absentes en baie de Lannion immédiatement après la marée noire, mais elles y apparaissent au cours du premier cycle annuel suivant le stress (Leuoothoe incisa, Urothoe grimaldiij Tryphosites Ion- gipes 3 Bathyporeia tenuipes) 3 du deuxième cycle (Ampelisaa sarsi) ou du troisième ( Bathyporeia elegans 3 Synahelidium maculatum) .Cet- te constatation témoigne de leur présence probable en baie de Lan- nion avant la pollution et renforce l'hypothèse d'une plus grande intensité de l'impact initial dans cette baie par rapport à la baie de Morlaix (CABIOCH et al. 3 1981). Des espèces éliminées temporairement par le stress en baie de Morlaix et qui s'y réinstallent au cours du premier cycle pertur- bé (Megaluropus agilis 3 Ampelisaa spinipes) ou de deuxième (Chei- roaratus interme dius ) (DAUVIN, 1981) ne sont rencontrées dans les sables fins plus lonquement pollués de la baie de Lannion qu'au cours du troisième cycle. Ces introductions comme les précédentes, inter- viennent généralement plus tôt en L7 qu'en L8, station la plus pol- luée des deux. Les espèces dont on est certain de 1' "insularité" figurent parmi celles qui se réinstallent plus tardivement dans l'une ou l'autre des baies (Ampelisaa tenuiaomis 3 A. breviaornis 3 A. ar- moriaana) ou qui n'ont pas encore réapparu (Photis longiaaudata) . A l'opposé, Ampelisaa spinipes , espèce non insulaire, commune dans les sables grossiers avoisinant la zone polluée, repeuple les sables fins de la Pierre Noire dès le premier cycle. En conclusion, les effets éliminateurs du stress, plus ou moins accusés selon les localités d'un même type de peuplement sem- blent accompagnés de réimplantations d'autant plus tardives que la pollution résiduelle du sédiment est durable et intense. La con- jugaison de l'insularité géographique des populations de certaines espèces et de leur mode direct de reproduction a aussi un effet re- tardateur. Densités et biomasses En baie de Morlaix, à la station de la Pierre Noire la densi- té moyenne du peuplement passe de 19450 individus par m 2 lors du cycle normal à 2135 au cours du premier cycle après la pollution. Cette très grande différence est le fait de la disparition et de la forte réduction d'effectifs de trois espèces à* Ampelisaa largement dominantes avant la pollution. Durant les deuxième et troisième cy- cles annuels les densités moyennes atteignent les valeurs respectives de 3650 et 4110 individus par m 2 . 215 Parallèlement à la forte décroissance des densités, la biomasse subit une réduction de près de 50 % pendant le premier cycle annuel après la pollution (4.4 g. par m 2 contre 8.1). Dès le second cycle elle retrouve des valeurs comparables à celles du cycle normal (8.0 g. par m 2 ) et les dépasse même au cours du troisième cycle an- nuel (8.7 g. par m 2 ). Ainsi, trois ans après le stress, bien que les densités soient encore inférieures, d'environ 80 %, à celles observées avant la pollution, les valeurs de biomasse sont du même ordre de grandeur que celles du cycle normal. En effet les espèces subsistant après le stress, dont les densités sont passées de 2100 à 3860 individus par m 2 du premier au troisième cycle annuel après la pollution, ont des poids individuels moyens très supérieurs à celui des ampeliscidés. En baie de Lannion l'évolution de la densité globale du peuple- ment est fortement marquée par les variations d'abondance, d'ailleurs difficiles à interpréter, d'une -seule espèce, Paradoneis armata. La densité de celle-ci diminue progressivement à la station L8 pour at- teindre 500 individus par m 2 en janvier 1981 et se maintient à un ni- veau compris entre 500 et 600 individus par m 2 à la station L7 pendant la période d'observation. Il faut toutefois noter qu'au cours des trois cycles annuels la densité correspondant à l'ensemble des autres espèces tend à s'accroître. Les réintroductions d'espèces temporairement éliminées appor- tent très peu à cette croissance de la densité à moyen terme après le le stress. Elle résulte principalement de quelques cas de ^colonisa- tion par des espèces réduites en effectifs pendant le premier cycle perturbé et de prolifération d'espèces non affectées par la pollution. Les autres espèces poursuivent des cycles annuels peu différents du cycle normal. Les recolonisations significatives sont le fait de trois espè- ces : Ampelisca sarsi, Ampharete acutifrons, Nephtys hombergii. Alors que la communauté des sables fins de la Pierre Noire a pu héberger jusqu'à 40.000 Ampelisca par m 2 , l'espèce subsistante, A.sarsi ne re- colonise cette vaste niche écologique vacante qu'à une cadence res- treinte (fig. 4) de par la conjonction de sa distribution "insulaire" et de ses caractères biologiques (reproduction directe pr intanière et estivale, femelles porteuses de 8 à 20 embryons seulement et ne se reproduisant qu'une fois, vie brève ne dépassant guère un an (DAUVIN, 1979)). Limitée par l'insularité au seul potentiel reproducteur de sa population résiduelle, l'espèce multiplie cependant son effectif ma- ximum annuel par un facteur de 5 à 9 d'une année sur l'autre ce qui témoigne du succès de la reproduction directe. Ampharete acutifrons, (fig. 5) insulaire, de durée de vie inférieure à deux ans, à larve presque immédiatement benthique, suit un schéma de recolonisation len- te du même type. Par contre, le repeuplement de iïephtys hombergii (vie longue, non insularité, larves pélagiques pendant plus d'un mois) s'effectue rapidement (fig. 6); dès 1980, les effectifs estivaux, qui ne dépassaient pas 30 individus par m 2 en 1978, atteignent 170 par m 2 , valeur supérieure à celle observée avant pollution (90 par m 2 ). En ce qui concerne les proliférations, la brève poussée à % Hete- rocirrus alatus à l'automne de 1978 (fig. 7) est suivie, au cours du deuxième et du troisième cycle par des accroissements importants de Chaetozone setosa 3 (Fig. 7), Spio filicornis, Saoloplos armiger 3 Thyasira flexuosa, Abra alba. Ainsi se dessine probablement un pre- mier élément d'une série de "successions" (PEARSON & ROSENBERG, . 1978) , phénomène moins immédiat et moins accusé ici que sur les fonds sublittoraux bien plus pollués des Abers (GLEMAREC & HUSSENOT, 1981; GLÉMAREC & HUSSENOT, sous presse) . ,16 r igure 4 - Peuplement des sables fins à Abra alba - Hyalînoecùa bilineata de la Pierre Noire : évolution de la densité d' Ampelisca sarsi d'avril 1977 à février 1981 (A.C. : début de la pollution par les hydrocarbures de l'"Amoco Cadiz"). — -CYCLE NORMAL-»-»- l'CTCLE •— » 2'CYCLE m~* > 3*C VCL» - •• N.m-2 420 200 . 100 - •• Vs ; / ' / / \! i \ \ — \ \ □ /\ / \ L; \ \ \\ .-5- //V\\ » » » r I M 1977 " / / , ' '.' ' ' I ' ' ' ' T i'"»Vi> r f'YY'r^'Vî i i i i i i i i i i i i i i i i i i ' ' J SNlJMMj t N |j U U J « M |j MMJ S H lj 1978 1979 1980 :• ..-•» V.PN Figure 5 - Peuplement des sables fins à Abra alba - Eyalinoeaia bilineata : évo- lution de la densité d 1 Amp harete grubei d'avril 1977 à février 1981 (A.C. : début de la pollution par les hydrocarbures de 1* "Amoco Cadiz"). 217 ■Cycle normal— >*—•<— 1°CycJe N .m — 2° Cycle :►-< . 3° Cycle >> 150— 100- SO M itf 'J' 's' V ij' W W T 's' W lj STS? 7 's' V lj ' TvT ffi T ' s' ' n ' 7 W t977 1978 1979 1980 Figure 6 - Peuplement des sables fins à Abra alba - Hyalinoecia bilineata i evolu- tion de la densité de Nephtys hombergii d'avril 1977 à février 1981 ' (A.C« : début de la pollution par les hydrocarbures de 1 ■ "Amoco Cadiz") *"*5 — "Cycle normal N.m 2 ' 1000 100* m m T y 'n' lj' M M '/ 's' ' W |j' M W 'j' 's' W |j' 'm' M 'j' 's' W I 'f' 1977 1978 1979 1980 Figure 7 - Peuplement des sables fins à Abra alba - Hyalinoecia bilineata : évolu- tion schématique de la densité à' Abra alba (A. a.), de Chaetozone setosa (C.s.), d' Heterooirrus alatus (H. a.), de- Scoloplos armiger (S. a.), de Spio filicomis (S. f.) et de Thyasira flexuosa (T.f.). (A.C. : début de la pollution par les hydrocarbures de l f "Amoco Cadiz"). 218 3.2.3.2) Peuplement des sables très fins à Tellina fabula - Abra alba Pollution Les teneurs en hydrocarbures après un pic passager en août 1978 (premières mesures) redeviennent fortes de février à mars 1979 (valeurs comprises entre 80 et 300 ppm) . A la faveur d'une recontamination du sédiment au cours de l'automne 1979, les teneurs dépassent de nouveau 50 ppm en novembre (70 à 165 ppm) elles se maintiennent à ce niveau en L2 et L3 au cours de l'hiver 1980, puis redeviennent inférieures à par- tir de mars 1980 dans l'ensemble des trois stations. Richesse spécifique et densités* On sait indirectement que ce peuplement a subi une perturbation considérable lors du stress; les immenses quantités d' EohinoaarcKum aordatum et de mollusques de diverses espèces, re jetés morts sur la grève de St-Efflam en mars-avril 1978 en témoignent (CHASSE & GUENO- LE-BOUDER,. 1981) . Les phénomènes observés à la suite du stress pré- sentent de grandes analogies avec ceux que nous venons de décrire : croissance à moyen terme de la richesse spécifique (fig. 8) et de la densité totale, phénomènes de recolonisation. -«- — CYCLE NORMAL - N espèces l'CYCLE « 2'cycle 3'CYCie - •• SO 25 . AC- i i i i i i i r i i i r r i r l i i i i l i I i i i TTT I I I I I I I T~l Figure 8 - 1977 1978 1979 1980 Peuplement des sables très fins à Tellina fabula - Abra alba : évolutio de la richesse spécifique des relevés (4 prélèvements à la benne Hamon) d'avril 1978 à février 1981 (A.C. : début de la pollution par les hydro carbures de l f "Amoco Cadiz"). *Les résultats du suivi de la station Ll dont le peuplement présente un caractère nettement intertidal ne sont pas intégrés dans ce travail qui a pour objet l'étude des communautés subtidales. De même le suivi de la station L4 a été abandonné en mai 1979, le dépouillement des données n '-apportait pas d'informations complémentaires de celles recueillies aux stations L3 et L5. 2iQ La croissance de la densité est principalement liée à la proli- fération, depuis la perturbation, du Capitellidae Mediomastus fragilis (fig. 9) dont les effectifs à la station L3 passent de 100 individus par m 2 en avril 1978 à plus de 7000 par m 2 en mai 1980. N.m-2 10% ■»- - - l'CYCLE 2'CYCIE - - 3'CYCLE .» 10*. 10' 10 . AC- Mill lj M M i » i i i i i I i i i i i l i i i i — r I i i i i i i i i i — i i I i i i i snIjmmjsnijmu j s h ij m 1978 1979 1980 Figure 9 - Peuplement des sables très fins à Tellina fabula - Abra alba : évolution de la densité de Mediomastus fragilis d'avril 1978 à février 1981 (A.C. i début de la pollution par les hydrocarbures de l'"Amoco Cadiz"). Les recolonisations significatives sont ici le fait de trois es- pèces : Nephtys hombergii, Glyoera convoluta et Tellina fabula; mais alors que les deux premières voient leurs effectifs augmenter progres- sivement d'année en année (respectivement de 63 et 80 individus par m 2 en 1978 à 162 et 360 en 1981) l'abondance de Tellina fabula qui n'a pas dépassé 250 individus par m 2 en 1978 et 1979, s'élève brusquement à plus de 1000 individus par m 2 pendant le troisième cycle. 3.2.3.3) Peuplement des vases sableuses à Abra alba - Melinna palmata Pollution Les teneurs en hydrocarbures sont très élevées jusqu'en juillet 1979 (elles dépassent toujours 100 ppm sauf en février 1979 et elles atteignent mime 3000 ppm en mars 1979) ; ensuite on observe une dépol- lution graduelle. 220 Richesse spécifique (fig. 10) D'avril 1978 à avril 1980 la richesse spécifique est stable; elle s'accroît considérablement au cours de l'été 1980, diminue ensuite et se maintient durant l'hiver suivant à un niveau plus élevé que celui des hivers précédents. L'augmentation de la richesse spécifique provient à la fois de la réintroduction d'espèces d'amphipodes éliminées lors du stress et de l'accroissement du nombre d'espèces de polychètes. — - CYCLl nommai - .-— — l'crCLH N espèces 2*c»CLt •— • - 3'crcit ••■ 1 00 _ 50. AC- ' -♦vTT wyà -.- . VNf V*i*i I I I I I I I I I I I I I I I I I I I I I I I I 1 I I I I | I 1 I I I I I I I I I I I I I I I I I M M J S M Ij M M J S N Ij U U J SnIj M M J S N IJ 1977 1978 1979 1980 Figure 10 - Peuplement des vases sableuses à Abra alba .- Melinna palmata : évolutioi de la richesse spécifique des relevés (10 prélèvements à la benne Smith Me Intyre) d'août 1977 à mars 1981. Les réapparitions d'amphipodes se réalisent de manière graduelle : les premiers exemplaires de Cheirocratus intermedins et Ampelisca brevicomis sont récoltés plus d'un an après leur disparition, ceux d' Amp élis ca tenuicornis seulement au cours du second cycle; les espèces Ampelisca armorioana et Ampelisca spinimana n'ont pas encore été retrou- vées. En ce qui concerne les polychètes on observe conjointement la cap- ture plus fréquente d'espèces sporadiques avant la pollution et l'intru- sion d'espèces constantes, pour la plupart, dans le peuplement des sa- bles fins à Abra alba - Hyalinoecia bilineata de la Pierre Noire. Densités et biomasses La densité qui n'est pas modifiée lors du stress croît au cours du premier cycle annuel perturbé : 4467 individus par m2 en moyenne contre 2855 durant le cycle normal avant la pollution. Cette différence est due essentiellement aux fluctuations d'effectifs d'espèces présentes, avant la pollution, en densités faibles (Mediomastus fragilis, fig. 12 et Tharyx marioni, fig. 13) ou fortes (Chaetozone setosa, fig. 11) . 221 - i i i i r t r i r i i i i i r i i i i i i «* J i - I J M M j •mIjMMJ InIjMMJ 1 mIj H/7 197» '9?« '390 Figure 13 - Peuplement des vases sableuses à Abra alba - Melinna palmata ; évolution de la densité de Tharyx marioni d'août 1977 à février 1981 (A.C. : début de la pollution par les hydrocarbures de 1' "Amoco Cadiz"). L'accroissement des biomasses moyennes correspondant aux quatre cycles annuels d'observations est lié surtout à l'installation progres- sive de Lanioe conchilega dans le peuplement. De 1977 à 1980 les valeurs relatives aux observations effectuées entre les mois d'août et avril sont respectivement 9.0, 13.0 et 12.4 g. par m^; pour la période comprise entre août 1980 et mars 1981 la biomasse moyenne atteint 16.8 g, par m^. Les valeurs moyennes de densité (3425 individus par m^) et de bio- masse (12.9 g. par m^) s'accordent avec celles données par les auteurs travaillant sur des peuplements analogues (RETIERE, 1979) . Au terme de l'étude des peuplements de sables fins vaseux il im- porte de souligner que les modalités quantitatives des divers phéno- 223 mènes qui se succèdent dans le peuplement à Abra alba - Melinna pal- mata de la rade de Morlaix différent profondément de celles observées dans le peuplement à Ryali-noecùa bi-lineata de la Pierre Noire. Dans le premier, les espèces sensibles aux hydrocarbures sont en effet peu représentées avant la pollution, si bien que les mortalités initiales sont faibles et n'altèrent que légèrement la structure du peuplement, contrairement à la modification structurale considérable intervenue à la Pierre Noire. L'évolution ultérieure des deux peuplements à moyen et long terme offre un contraste d'une autre nature. La communauté subsistante de la Pierre Noire poursuit une dynamique de reconstitu- tion, dans un milieu benthique rapidement décontaminé, et naturelle- ment oligotrophe. Au contraire, le peuplement de la rade de Morlaix vit dans un milieu benthique naturellement eutrophe, plus durablement chargé d'hydrocarbures et de matières organiques. On assiste alors à un développement plus important des populations de détritivores, dé- jà abondants en conditions naturelles {Chaetozone setosa) et aussi à de véritables proliférations d'espèces réellement opportunistes {Medîo- mastus filiformis et Tkaryx marioni sp.), présentes seulement à l'état latent au cours du cycle normal précédant la pollution. 4) CONCLUSIONS GENERALES Le recul qu'apportent trois années d'observations permet de distin- guer parmi les phénomènes qui ont affecté les peuplements subtidaux de la région de Roscoff ceux liés au stress proprement dit de ceux qui se sont succédés au cours des cycles annuels suivants et d'en interpréter les différentes modalités : - l'élimination des espèces lors du stress est sélective; elle est fonction à la fois de l'éco-éthologie des espèces et des con- centrations du milieu en hydrocarbures toxiques dissouts. Cette phase- de mortalité est relativement limitée dans le temps (quelques semaines); - l'intensité des perturbations dues au stress varie d'une communauté à l'autre le long du gradient édaphique et à l'intérieur de la même unité de peuplement. Alors que les peuplements des sédi- ments grossiers et des sables vaseux ont été peu modifiés qualitative- ment et quantitativement par le stress, ceux des sables fins et très fins ont été intensément perturbés. Ces divers degrés d'altération sont fonction du nombre et de l'abondance des espèces sensibles aux hydrocarbures; dans le cas extrême du peuplement des sables fins à Abra alba - Hyalt-noecia bilineata on assiste à une réduction respecti- ve de 80 et 50 % des valeurs initiales de densité et de biomasse. Tou- tefois il convient de noter que ce n'est pas nécessairement sur le peu- plement où le stress a été le plus dévastateur que les effets secondai- res sont les plus marqués; - dans les biotopes où les effets du stress se sont faits sentir sévèrement les valeurs de la richesse spécifique, de la densité et de la biomasse restent faibles pendant le premier cycle annuel après la pollution; on n'enregistre pas, au cours de cette période, de morta- lités massives d'adultes mais l'absence de recrutement chez un certain nombre d'espèces freine considérablement la recolonisation du milieu. Dans la plupart des cas, durant cette première phase, les effets sont 224 proportionnels aux quantités d'hydrocarbures résiduels; - le deuxième cycle annuel marque globalement le début de la réintroduction des espèces éliminées et de la recolonisation des fonds par celles dont les populations ont été affectées par le stress. Ces phénomènes s'accélèrent et s'accentuent au cours du troisième cy- cle. La vitesse de réintroduction et le taux de recolonisation de certaines d'entre elles sont d'ailleurs limités par le caractère insu- laire de leur distribution et l'absence de phase pélagique; - les cycles de densité de la plupart des espèces qui n'ont pas été affectées par le stress se déroulent à peu près normalement; par contre un petit nombre d'espèces regroupant surtout des Capitelli- dae et CirratulidcLe prolifèrent soit au cours du premier cycle, soit plus tardivement, constituant probablement les amorces d'une succes- sion écologique; j - trois ans après la pollution par les hydrocarbures la ri- chesse spécifique du peuplement le plus perturbé , c'est-à-dire celui des sables -fins peu envasés, a retrouvé son niveau initial et bien que sa densité soit toujours beaucoup plus faible qu'elle ne l'était aupa- vant les valeurs de biomasse sont à nouveau tout à fait comparables à celles de 1977. Il semble donc que ce peuplement évolue vers un "nou- vel équilibre"; En outre, de cette étude se dégagent un certain nombre d'enseigne- ments : - les cartes bio-sédimentaires , support des études dynami- ques, constituent un état de référence dont l'intérêt est évident dans le cas de pollutions accidentelles du type "Amoco-Cadiz" ; - sur l'ensemble du secteur touché par la pollution les premières investigations doivent être engagées très rapidement; au sein des communautés présumées les plus sensibles il est indispensable de sélectionner plusieurs stations, le suivi de certaines d'entre elles pouvant être abandonné à la lumière des premiers résultats; - le suivi écologique doit s'étaler sur une période suffi- samment longue pour qu'au delà du bruit de fond des fluctuations natu- relles à plus ou moins long terme on puisse percevoir les phénomènes réellement dépendants de la perturbation. 225 BIBLIOGRAPHIE BESLIER, A., J.L. BIRRIEN, L. CABIOCH, C. LARSONNEUR S L. .LE BORGNE, 1980. 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Res. , Vol. 38, 265-380. 228 ETUDE EXPERIMENTALE D'UNE POLLUTION PAR HYDROCARBURES DANS UN MICROECOSYSTEME SEDIMENTAIRE. I : EFFET DE LA CONTAMINATION DU SEDIMENT SUR LA MEIOFAUNE par Boucher G., Chamroux S., Le Borgne L. et Mevel G. Station Biologique de Roscoff 29211* (FRANCE) RESUME Les conséquences de deux niveaux de contamination par hydrocarbu- res ont été analysées / par rapport à un témoin, dans des microécosystè- mes expérimentaux en circuit clos contenant 100 litres de sable fin sublittoral. L'évolution des caractéristiques du peuplement de méio- faune (Nematodes et Copépodes) a été choisie pour caractériser l'im- pact des hydrocarbures. Les densités des Nematodes augmentent sensi- blement par rapport au témoin pendant les deux premiers mois de la pollution puis régressent lentement sans qu'il soit possible de dis- tinguer les effets d'une forte pollution de ceux d'une faible pollu- tion. Les densités des Copépodes harpacticoîdes sont d'autant plus faibles que le sédiment est plus contaminé. Le rapport Nématodes/Co- pépodes paraît être un indice significatif dû degré de pollution. La composition faunistique des Nematodes est profondément modi- fiée dans le module le plus pollué après 3 mois d'expérience. Cette dégradation se manifeste par une chute brutale de la biomasse et de la diversité spécifique. Des petites espèces opportunistes connues pour leur association avec l'enrichissement en matière organique, de- viennent dominantes. Le module faiblement pollué ne présente aucune dégradation interprétable, par rapport au témoin) des paramètres du peuplement. * Ce travail a été réalisé avec l'aide d'un contrat n° 80/6189 passé entre : le Centre National de la Recherche Scientifique, le Centre National pour l'Exploitation des Océans et la National Océanographie and Atmospheric Agency (USA). Il a fait l'objet d'une présentation au Séminaire AMOCO CADIZ CNEXO-NOAA : "Bilan des études biologiques de la pollution de l* Amoco Cadiz" organisé au Centre Océanologique de Bretagne Brest (France) les 28 et 29 octobre 1981. 229 INTRODUCTION Les conséquences des pollutions sur l'environnement sont souvent difficilement interprétables car leur dilution dans un milieu complexe peut provoquer des altérations plus ou moins discernables des fluctua- tions naturelles, apparaissant immédiatement après contamination ou différées dans le temps. L'expérimentation en laboratoire de la toxicité des polluants sur des organismes isolés de leur environnement naturel a montré sou- vent ses limites car elle ne prend pas en compte les effets cumulatifs. Par contre, les simulations sur des microécosystèmes complexes appelés microcosmes ou mesocosmes selon leur taille, permettent de mieux cer- ner les conséquences des perturbations des écosystèmes et souvent de compléter les observations réalisées dans le milieu naturel. L'utili- sation des microcosmes permet en outre d'intégrer les interactions entre les niveaux trophiques d'organisation des écosystèmes par exem- ple et de réaliser des manipulations et des replications. Quelques rares simulations au laboratoire de contaminations par hydrocarbures ont jusqu'ici été réalisées soit pour envisager les vi- tesses de dégradation des hydrocarbures en milieu sédimentaire com- plexe (Johnston, 1970; Delaune et coll. 1980; Wade & Quinn 1980) soit pour comprendre les effets sur les organismes dans les différents ni- veaux d'organisation de l'écosystème (Lacaze 1979; Elmgrenet coll. 1980; Grassle et coll. 1981; Elmgren & Frithsen, sous presse). A la suite de la pollution pétrolière de 1' "Amoco Cadiz" sur les côtes de Bretagne Nord (Manche occidentale) , nous nous sommes attachés parallèlement à l'étude in situ des conséquences de la contamination des sables fins sublittoraux (Boucher 1980 et 1981; Boucher, Chamroux et Riaux 1981), à réaliser une simulation du phénomène- dans des micro- écosystèmes en circuit clos. MATERIEL ET METHODES Trois modules expérimentaux en circuit clos dont le principe a été fourni dans Boucher et Chamroux (1976) ou Mével (1979) sont uti- lisés (Figure n° 1). Chaque bac comporte trois compartiments dont les niveaux sont régulés par contacteur électrique (500 litres d'eau de mer du large). Le compartiment principal comporte 100 litres de sable réparti sur un double fond sur une surface de 0,41 m 2 et une hauteur de 25 cm environ,, et percolé par différence de niveau entre les compar- timents à une vitesse de filtration de l'ordre de 15 1/m 2 /heure. Le sédiment est prélevé à la benne Smith-Mclntyre en milieu sublittoral par - 19 mètres de profondeur (Station de la Pierre Noire). Sa média- ne est de 136 ± 5 u. La température pendant le durée de l'expérience a varié entre 10 et 15°C. Les trois mesocosmes ont été nourris tous les deux jours par des casaminoacides de DIFCO à des doses correspon- dant à 50 g d' Azote/an/m 2 . L'un des problèmes importants à résoudre était le mode d'intro- duction des hydrocarbures dans les modules expérimentaux. Respective- ment 100, 10 et g. d'hydrocarbures Arabian light^ététés à 240°C j 230 Pump 2 Pumpl I ■I i i i Pi II r Water 5001 ^^^T^^T^^*^^^^*T^^^^^^^^^^^^^? cooler 100 I; S 1 amplifier pH_rH 7 ! recorder pH-rH 0,66X0, 98m = 0, 41 m 3 FIGURE 1. Schema d'un bac experimental ou mesocosme utilisé pour les simulations de pollution par hydrocarbures (Volume de sable 100 litres, Volume d'eau : 500 litres). (fournis par l'IFP) ont été mélangés à 1 kg de sable sec et homogénéi- sés avec 100 ml de tétrachlorure de Carbone. Après evaporation totale, le sédiment ainsi traité a été ajouté respectivement dans chacun des trois modules appelés : Bac fortement pollué, Bac faiblement pollué et Témoin. Le coulage des hydrocarbures a été ainsi quasi immédiat et l'essentiel des particules contaminées s'est réparti à la surface du substrat. Une faible fraction est restée à la surface de l'eau conte- nue dans le compartiment à sable du bac le plus pollué pendant quel- ques jours. Les prélèvements dans chacun des mesocosmes ont été réalisés à l'aide de tubes de carottages en plexiglass de 5,72 cm 2 . Trois prises simultanées ont été effectuées pour les hydrocarbures et les compta- ges de méiofaune avec une fréquence hebdomadaire puis mensuelle, pen- dant plus de six mois du 17 mars 1981 au 29 septembre 1981. Chaque carottage a été fractionné en trois niveaux : 0-4; 4-8; 8-12 centimè- tres pour analyse de la répartition verticale des paramètres. Les hydrocarbures ont été extraits au tétrachlorure de Carbone à partir de 10 grammes de sédiment séché à 60°C à l'étuve. Après pas- sage sur Fluorisil, destiné à éliminer les fractions oxydées et les hydrocarbures endogènes, l'extrait a été lu au spectrophotomètre in- frarouge UNICAM SP 1100, à une longueur d'onde comprise entre 2500 et 3000 cm -1 , avec calage du pic caractéristique à 2925 cm" 1 . Les résul- tats ont été exprimés en ppm (mg/kg sable PS) d'après l'abacle réali- sée sur 1 'Arabian light IFP. La filtration sur Fluorisil provoque une rétention sur le fil- tre de l'ordre de 60.4% du poids du produit d'origine. 231 Les organismes de la méiofaune ont été fixés au formol 4%, colo- rés au rose bengal et triés après passage sur tamis de 40 jj et élutria- tion. Des lots de 100 Nematodes ont été mesurés et identifiés pour la détermination de la biomasse et de la composition spécifique. RESULTATS Evolution des hydrocarbures Les quantités d'hydrocarbures introduites dans les modules fai- blement et fortement pollués correspondent à des teneurs initiales théoriques de 223 et 2236 ppm puisque seuls les quatre premiers centi- mètres du sédiment (soit 17.7 kg) sont contaminés et que le passage de l'extrait tétrachlorure sur Fluorisil entraîne une perte de 60.4% au dosage. En effet, l'analyse de la répartition verticale des hydrocarbu- res dans la colonne sédimentaire en utilisant ce type de dispositif expérimental révèle une pénétration quasiment nulle du polluant sous la surface. Seule la tranche 0-4 centimètres contient des hydrocarbu- res en quantité notable et une pénétration limitée dans la tranche 4-8 centimètres n'apparaît épisodiquement qu'à partir du 106ème jour. Le témoin n'a jamais montré la moindre trace d'hydrocarbures. La figure n° 2 fournit l'évolution des teneurs au cours du temps dans les bacs faiblement et moyennement pollués. L'évolution des teneurs dans le module faiblement pollué indique une dégradation extrêmement faible au cours des six mois d'expérience avec une hétérogénéité des teneurs mesurées très légèrement plus accen- tuée en début d'expérience. Par contre, l'évolution des teneurs dans le module fortement pollué met en évidence une très forte hétérogénéité des concentrations jusqu'au 23ème jour de prélèvement qui reflète la répartition en aggré- gats des hydrocarbures à la surface du substrat ainsi qu'il a été pos- sible de l'observer en plongée in situ sur les sables d'origine de la Pierre Noire. Cette hétérogénéité tend à se réduire ensuite considéra- blement du fait de la bioturbation. Le pic d'abondance des hydrocarbu- res observé au 23ème jour reste compatible avec les incertitudes de l'intervalle de confiance à la moyenne. Il est lié* probablement aussi au délai nécessaire au coulage de toutes les particules mazoutées ayant partiellement tendance à flotter à la surface de l'eau du compartiment principal en début d'expérience. La disparition des hydrocarbures entre 23 et 93 jours semble sa- tisfaisante puisqu'elle indique une évolution de 2979 ± 1672 ppm à 248 ± 52 ppm soit 38.5 mg HC/kg sable/ jour (24 mg HC/kg sable/ jour si l'on tient compte d'une valeur initiale théorique de 2236 ppm. Il est cepen- dant impossible de considérer cette valeur comme un taux de dégrada- tion réaliste du fait de l'hétérogénéité des teneurs initiales mesurées mais aussi d'une remontée incompréhensible des teneurs en hydrocarbu- res au 106ème et 124ème jour. 232 3000 . 1500 - 1000- 180 0*y« FIGURE 2. Evolution des teneurs en hydrocarbures et de leur écart à la moyenne, dosées par la méthode infra-rouge après passage sur Fluorisil, dans le sable des modules fortement pollués (100 g HC : • •) et faiblement pollués (10 g HC : o -•-•o). Les hydrocarbures sont presque toujours concentrés dans les quatre premiers centimètres du sédiment. La difficulté d'interprétation des résultats des dosages effec- tués par infrarouge après passage de l'extrait au CCli* sur Fluorisil montre donc l'extrême hétérogénéité de la répartition des hydrocarbu- res dans le sédiment, même à l'échelle de quelques dizaines de centi- mètres. Il apparaît difficile de réaliser des calculs de biodégrada- tion dans des microcosmes où l'on ne prélève qu'un faible aliquot du volume de sable contaminé. Evolution des densités de la Méiofaune Les densités initiales du Méiobenthos dans le mesocosme témoin et dans ceux contaminés par les hydrocarbures étaient comparables (non signif icativement différentes au niveau 5% par le test de Kruskall Wal- lis) . Les valeurs initiales trouvées de 1218 ± 13 Nématodes/10 cm 2 et de 198 ± 26 Copépodes harpacticoides/10 cm 2 , deux groupes qui consti- tuent la quasi totalité des organismes méiobenthiques recensés, peuvent être favorablement comparées avec la densité relevée dans le milieu na- turel à la même date (1357 Nematodes et 105 Copépodes/ 10 cm 2 ) dans les douze premiers centimètres du sédiment en mars 1981. Bien que l'analyse de la répartition verticale montre qu'environ 70% des nematodes et 44% des copépodes sont concentrés dans les quatre premiers centimètres du sédiment, les impératifs de temps de tri ont conduit à estimer les densités seulement dans les quatre premiers cen- timètres. 2 180 Day» FIGURE 3. Evolution des densités (et de leur écart à la moyenne) des Nematodes dans les quatre premiers centimètres du sédiment pendant une période de six mois. Témoin : — Oj Module faiblement pollué : o -.- o; Module fortement pollué : • •• Quel que soit le module considéré, les densités de nematodes ont tendance à décroître en circuit clos (Fig. 3). Cependant, il est pos- sible de distinguer î - une période initiale de deux mois environ où les valeurs trouvées dans les bacs pollués sont généralement plus for- tes que dans le témoin; - une période ultérieure où les densités dans ces modules contaminés ont tendance à être légèrement plus faibles par rapport au témoin. Il apparaît donc que la phase de pollution primaire serait ca- ractérisée par une prolifération des nematodes (1,5 à 2 fois le niveau du témoin) mais que rapidement apparaîtrait un déclin lent (0,5 à 0,8 fois la valeur du témoin dans le bac le plus pollué, 0,7 fois à une valeur comparable au témoin dans le bac faiblement pollué) . Ces obser- vations sont compatibles avec celles relevées dans le milieu naturel (Elmgren 1980 a; Boucher et al. 1981). 234 L'évolution des Copépodes harpacticoîdes (Fig. 4) montre au contraire un effet dépressif des hydrocarbures sur le niveau de den- sité du peuplement. Les abondances observées dans le témoin restent toujours supérieures à celles des bacs pollués malgré des fluctua- tions importantes des densités au cours de l'expérience. Dans le bac le plus pollué, les densités de Copépodes deviennent faibles après le 21ème jour. 20 40 10 100 120 140 100 IlOOayt FIGURE 4. Evolution des densités (et de leur écart à la moyenne) des Copépodes harpacticoîdes dans les quatre premiers centimè- tres du sédiment pendant une période de six mois. Témoin : 0; Module faiblement pollué : o -.- o; Module forte- ment pollué : • ». Evolution du rapport Nematodes /Copépodes L'utilisation de ce rapport dans les études de pollution vient récemment d'être proposée par Raffaelli et al (1981). Cette proposi- tion séduisante dérive de deux considérations : - d'une part les Copépodes sont apparemment plus sensibles que les Nematodes au stress des pollutions; - d'autre part l'utilisation de la méiofaune dans les études d'impact ne se justifie que si celle-ci répond avant que les effets ne deviennent visibles sur la macrofaune. L'un des obstacles majeurs à l'interprétation de cet indice réside dans le fait que celui-ci est correlé négativement avec la médiane granulométrique du sédiment. L'ex- périmentation permet d'éliminer ce facteur qui obscurcit l'interpréta- tion des résultats. 235 N/C 180 Days FIGURE 5. Evolution du rapport Nematodes /Copépodes dans les quatre premiers centimètres du sédiment pendant les six mois d'ex- périence. Témoin : 0---0; Module faiblement pollué : o o; Module fortement pollué : • • . La figure 5 montre l'évolution de ce rapport dans les trois mo- dules expérimentaux. Les valeurs sont d'autant plus fortes que le bac est plus pollué par les hydrocarbures. Ainsi le témoin présente tou- jours des valeurs faibles comprises entre 1.07 et 12.40 (moyenne : 5.04 ±0.50 par 33 mesures en six mois). Le bac faiblement pollué présente des valeurs légèrement plus fortes et plus variables comprises entre 1.64 et 20.07 (moyenne : 7.81 ± 0.78 par 32 mesures). Enfin le module fortement pollué présente des valeurs nettement plus élevées mais fluctuantes. Deux périodes corres- pondant à des fortes valeurs peuvent être distinguées entre 22 et 50 jours (N/C = 37 à 51) et entre 124 et 188 jours (N/C = 16 à 71) sépa- rées par une période de faible valeur à 71 jours (N/C = 5 à 14). 236 La sensibilité de cet indice semble donc se confirmer puisqu'un accroissement sensible est discernable après 25 jours d'expérience dans le bac fortement pollué du fait de la quasi disparition des Copé- podes, alliée à une prolifération des Nematodes. La généralisation de son utilisation demande cependant de préciser les modalités de ces fluctuations dans différentes conditions expérimentales en tenant compte des changements de la composition spécifique aussi bien des Nematodes que des Copépodes et de leur niveau de compétition pour la nourriture par exemple (Warwick 1981). Il est probable que le retour de ce rapport à des valeurs faibles dans le bac le plus pollué corres- pond à un changement de la composition faunistique des Copépodes. Evolution des paramètres Abondance, Biomasse et Diversité. La plupart des études utilisant les modifications de la macro- faune pour mettre en évidence l'impact des pollutions préconisent l'emploi de paramètres simples tels le nombre d'espèces, l'abondance et la biomasse (Pearson et al. 1978; Glémarec et al. 1981 entre autres) Cette approche pose pour l'instant de sérieux problèmes méthodologi- ques en ce qui concerne la Méiofaune. Les progrès réalisés dans la systématique des groupes dominants des Nematodes et des Copépodes permettent d'envisager raisonnablement la détermination de routine du nombre d'espèces dans un échantillon représentatif de la popula- tion (100 à 300 individus) malgré la grande diversité de ces groupes. Il n'en est pas de même en ce qui concerne l'évolution de la biomasse du méiobenthos dans un échantillon donné. En effet, les méthodes ac- tuellement utilisées posent généralement l'hypothèse que la biomasse moyenne ne varie pas au cours du temps, ce qui n'est bien sûr pas le cas. Elles consistent par conséquent soit à évaluer les biovolumes à la chambre claire d'un microscope en utilisant des formules d'équiva- lence (Andrassy 1956; Wieser 1960; Juario 1975), soit à peser à la microbalance de précision un unique lot de quelques centaines à quel- ques milliers d'individus (De Bovée 1981; Guille et al. 1968). Les résultats présentés dans cet article doivent être considé- rés comme la mise au point d'une méthode d'évaluation des indices vo- lumiques sur la' méiofaune qui permet d'analyser rapidement chaque pré- lèvement et évite les incertitudes des méthodes de pesée. Chacun des lots de 100 specimens montés entre lame et lamelle pour la détermina- tion a été grossi cent fois grâce à un projecteur de profil. Les con- tours de chaque individu identifié ont été tracés puis analysés à la table digitalisante d'un analyseur d'images. Le volume a été calculé et exprimé en poids sec en utilisant une valeur de densité de 1,13 (Wieser 1960) et un rapport Poids sec/Poids frais = 0,25. Les autres paramètres classiquement utilisés tels que nombre d'espèces (S), Indice de diversité de Fisher et al. (a), Indice de diversité de Shannon (H) et Equitabilité de Pielou (J) ont été aussi calculés au temps zéro, 36 jours (avant la chute de densité) et 93 jours (après la chute de densité) de l'expérience dans chacun des trois modules sur des échantillons de 100 individus (Tableau I). Dans le bac témoin, l'évolution du poids sec individuel n'in- dique pas de fluctuations significatives puisque les limites des in- tervalles de confiance de la moyenne se recoupent (0.088 à 0.207 ug PS/individu) . 237 1 1 eu co c /^N ^-\ M g H *■■> *-• s~* 42 ^eu O O O S Z II »•» Os o s—/ >— * •w/ C (U S T3 CM m ' en 3 en o oo os •& *Q 4J • O O m un cm i o 30 oo *- in C i-i c OH vO 00 o pv • a * ^™ 00 1 • V O « « ci) ci) O «- «tf 00 o e « o e ïï 00 o p* P- m cm o ^ e c O « m p^ «a* 30 -d" O 1 f» v— (33 CO 4J en 1 10 4-1 o\ m n<ï o en +l en en «tf +1 W f-t CU Os 1 * eu 3 M ^■=" en OS en eu eu o o »— co Ou XL ^B o CtJ co c e c ! 6 3 «h o O o •H l ,û mu eu — =+=- 1 057 (97) ! - - 9 0009 (90) ! • 1 1 8 8 029 (95) i 1 PS) , de la de diversit = Indice d e OH CN CM « un un vo o •- m A , 00 H N «îO en° +1 OS ■*3° oo -s° o m +i OS 00 CM «J" O « o^ en 1 m +l o\ en «- m en »» m <— > CM «-» i >■, -H Cfl • V© 00 o\ V» O T3 U 3 O m e C 3 O m r-«» CM M O i-l O •"■ o "-i eu e • e eu co en "H O O O co eu <7> P-i — ,-J_- 1 015 (97) * 1 1 028 (100) ! - o un 1 O N) , du poids idus (S) et (zéro, 36 et itabilité de c i— p» CM e -î— sO CM i • un *- cm 1 w > 3 o m r*» os oo O CM P". -«3° OS o ON en r- oo •H C0 O* • O » • e o e o • • « • S CO T3 O* W O 1 en j-i CTi on en en O S+< W— OS en • • * 1 XI S o O O U cfl o 1 co 3 M 3 __„4,_ — — „_ — — — — — __J._= ! eu O 3 S 1 "0 O* O et} co | ! O 42 1 C « C/3 CU 1 O eu 3 O 1 C/3 C/3 i en i «h o ce eu •H 1 S Pi « C/3 3 ffi ""3 Z P-. « en S 33 "-i ï Z P-i £S cr. 25 33 i-3 4J ,CU *T3 •13 1 ï 3 O. co C 1 1 i-i co eu eu I o eu -o a ___J=_ l__ J > - «H c S O 1 Cd t3 4J T3 S • CO | •H fi M eu 1 c 4-1 eu u 1—1 1 < H 3 (—1 3 eu î 5 3 1 O i— 1 pu r— 1 4J . 513-525. Dauvin, J.C., 1979 a, Impact des hydrocarbures de 1' "Amoco Cadiz" sur le peuplement inf ralittoral des sables fins de la Pierre Noire (Baie de Morlaix). J. Rech. Oceanogr. , Vol. 4 (1), pp. 28-29. Dauvin, J.C., 1979 b, Recherches quantitatives sur le peuplement des sables fins de la Pierre Noire, Baie de Morlaix, et sur sa per- turbation par les hydrocarbures de 1 'Amoco Cadiz. Thèse Doctorat 3è cycle Univ. Pierre et Marie Curie Paris 6, 251 pp. Dauvin, J.C., 1981, Evolution à long terme des populations d'Amphipodes des sables fins de la Pierre Noire (Baie de Morlaix) après l'im- pact des hydrocarbures de 1 'Amoco Cadiz. J. Rech. oceanogr. 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The' effects of pollution are particularly obvious in some fau- nistic imbalances, as the study of harpacticoid copepods showed. However, particular evolutionary trends between and within ecologi- cal groups of species implied that recovery was nearly complete , at least on exposed beaches . The conclusions drawn to date are tentative because of the lack of reference data, and it is intended to continue the survey annual- ly in spring. Key words : Pollution , Amoco-Cadiz, Chlorophyll pigments, Meiofauna, harpacticoids , Beaches . RESUME Le suivi écologique mensuel entrepris, à la suite de la catas- trophe de l 'Amoco-Cadiz. sur les plages de Brouennou et Corn ar Gazel, à l'entrée de l'Aber Benoît, et de Kersaint près de Portsall, a été maintenu jusqu'en novembre 1980. Alors que les pigments chlorophyl- liens ne semblent pas avoir souffert de l'action directe de la pol- lution, l'étude des variations temporelles de la densité de la méio- faune révèle une perturbation des cycles saisonniers. D'autres fac- teurs, tels que 1' hydrodynamisme et les prédateurs de la mac ro faune , peuvent intervenir en tant que mécanismes régulateurs. Les effets de la pollution sont surtout sensibles au niveau de certains déséquilibres faunistiques , comme le montre l'étude des Co- pépodes Harpacticoîdes . Cependant, une certaine évolution des groupes écologiques permet de penser qu'un processus de retour à l'état ini- tial est en cours d'achèvement, du moins sur les plages de mode battu, En fait, l'absence d'états de références nous oblige encore à la prudence dans l'interprétation des résultats, et il est envisagé une poursuite des recherches sous forme de "veille" écologiques. Mots-clés : Pollution, Amoco-Cadiz, Pigments chlorophylliens, Méio- faune , Harpacticoîdes , Plages . 245 INTRODUCTION Dans le cadre du suivi écologique entrepris , à la suite du nau- frage de 1"'AM0C0-CADIZ", par les Laboratoires de l'Institut d'Etudes Marines de l'Université de Bretagne Occidentale, la méiofaune sensu lato et le microphytobenthos de la zone intertidale ont été l'objet d'une étude réalisée par le Laboratoire d'Océanographie biologique. Après une recherche de site effectuée sur la côte nord-Finistère au cours des mois de septembre et octobre 1978 , deux plages à la sor- tie de l'Aber Benoît (Fig. 1), Corn ar Gazel au SW et Brouennou au NE, ont été retenues pour cette étude. Ces deux plages, situées dans une zone particulièrement éprouvée par la pollution due aux hydrocar- bures de 1' "AMOCO-CADIZ", sont également étudiées au point de vue physico-chimique et au point de vue de la macrofaune (Le Moal , 1981) dans le cadre de ce suivi . Il a malheureusement été impossible de trouver dans cette région une plage écologiquement homologue mais non polluée afin de servir de témoin . Une étude parallèle , mais por- tant uniquement sur la méiofaune sensu striato , a été réalisée sur la plage de Kersaint (près de Fort sali). FIGURE 1. Localisation des stations. Sur chacune des plages, une station (Quadrat) située en dessous de la mi -marée, dans l'étage médiolittoral , est l'objet de prélève- ments mensuels depuis mars 1978 pour la plage de Kersaint , novembre 1978 pour les plages de Brouennou et Corn ar Gazel. Sur cette der- nière, deux prélèvements "de référence" ont pu être réalisés le 17 mars 1978, avant l'arrivée de la nappe d'hydrocarbures. Une première publication (Bodin et Boucher, 1981) faisait état des résultats acquis en juillet 1979. La présente note les complète par les données obtenues jusqu'en novembre 1980 et tente une ré- flexion sur l'ensemble de ce suivi écologique. 246 Les techniques de prélèvement et de traitement des échantillons , ainsi que les principaux paramètres édaphiques , ont déjà été exposés dans la première publication, nous ne les reprenons donc pas ici*. Nous rappelons simplement quelques caractéristiques granulométriques essentielles sous forme de courbes pondérales cumulatives (Fig. 2). De plus , nous présentons le profil topographique de deux des plages prospectées (Fig. 3) et les variations temporelles de la température et de la vitesse du vent (Fig. M-) . % 75 50- 25- 3/80 — p l Md 190 un So 1,IS 6/80 p % Md 190 um So L.09 ■ i i 93 «0 tOO 125 160 200 315 CORN AR GAZEL 3/80 p «. Md 130 um So 1,21 6/80 — - p \ Md 130 un So 1,19 4/80 P 2,4 \ Md 130 um So 1,31 6/80 P 0,4 \ Md 145 um So 1,31 pm «3 80 100 133 ISO 200 3IS 500 S3 -SO 100 12S ISO 200 315 500 S00 1290 FIGURE 2. Granulométrie : courbes pondérales cumulatives. Teneur en pélites (p %), Médiane (Md) , Indice de triage (So). BROUENNOU supralittoral Imediolittoral PMMEC40) supralittoral Imediolittoral CORN AR GAZEL —•Galets INFRALITTORAL BMMEC40) il PMMEC40) INFRALITTORAL BMME (40) ioo m FIGURE 3. Profil topographique des plages. Limites des étages bathy- métriques . Emplacement des quadrats (Q). & w \/ y / / / x \ / V- 7 r\ \ il» ii » i ii i , i . ■ x ' ~ l , H Ofj * M » MJJASO «ON ' f ■ M * M J^J * S O NO i 1979 ! 1980 ► o \/-/ / / \ -r- 1 " > " i 1 ■ !■■■ r i 1979 1980 FIGURE M-. Température de l'air (a), vitesse du vent (b) : variations des moyennes mensuelles . Une correction doit cependant être apportée (Bodin et Boucher, 1981, p. 328) : à la place de P.M.M.-E. il faut lire B.M.M.E., et à la place de B.M.M.E. il faut lire B.M.V.E. 247 RESULTATS Pigments chlorophylliens Un dépouillement additionnel de carottes pour les prélèvements antérieurs à septembre 1979 modifie légèrement les chiffres précé- demment obtenus et publiés (Bodin et Boucher, 1981). Le nombre de carottes utilisé' a permis l'utilisation de tests statistiques : test U de Mann-Whitney et test de Kruskall-Wallis ; hypothèse nulle rejetée au niveau 5 %. Brouennou Dans les premiers centimètres d'épaisseur du sédiment on observe une décroissance très rapide des teneurs en pigments chlorophylliens , ce qui nous a permis de limiter l'étude aux quatre premiers centi- mètres . Pour la chlorophylle a, ce gradient est très marqué (on retrouve en moyenne 12 % de la teneur superficielle sous 4-, cm d'épaisseur) et régulièrement observé dans les prélèvements (à l'exception des mois de décembre 1978 et 1979). L'hétérogénéité spatiale est importante et, de ce fait, les te- neurs moyennes calculées pour les deux premières couches (0-0,2 cm et 0,2-1 cm) ne sont pas significativement différentes pour la majo- rité des prélèvements mensuels, alors que la présence du film super- ficiel, plus riche en chlorophylle a, est constatée dans 85 % des carottes . Pour les phéopigments , le gradient est moins accentué (26 % de la teneur superficielle sont présents en moyenne sous *+ cm d'épais- seur) et moins fréquemment observé (absent en .novembre et décembre 1978, de décembre 1979 à février 1980 et de juillet à septembre 1980) que dans le cas de la chlorophylle a , ce qui peut être dû en partie à ses plus faibles teneurs et donc à la moindre précision du dosage . L'enrichissement superficiel en phéophytine n'est rencontré que dans 63 % des carottes . La chlorophylle a est le pigment largement dominant surtout au sein des deux premiers centimètres d'épaisseur, là où se limitent les variations temporelles. Sa teneur relative élevée (71 % de la somme Ca + Phéo) est un indice de la présence d'une active popula- tion de microphytes dans cette zone correspondant à l'épaisseur maximale de la couche oxygénée . L'amplitude des variations temporelles est maximale au niveau de la couche superficielle et s'atténue rapidement dans l'épaisseur du sédiment. La chlorophylle a présente , les deux années , un cycle annuel de type saisonnier (Fig. 5a). Dans la couche superficielle, le minimum de décembre est suivi par un fort accroissement pendant les mois d'hiver ; il aboutit à un "plateau printanier" entre mars et juillet 1979 (22,1 ug/g) et entre février et juillet 1980 (15,6 ug/g, en excluant le mois de juin). Entre juillet et août, une nette décroissance est observée ; elle est suivie par un "plateau automnal" entre août et novembre 1979 ( 14- yg/g) . Au cours de ces deux cycles il faut noter le minimum esti- val esquissé en juin 1979, très prononcé en juin 1980, phénomène déjà observé en zone intertidale (Colijn et Dijkema, 1981) mais non expli- cité . 248 20 - to _ M9/g a a ao _ a2 cm a a 0.2 _ 10 cm • • 1.0 _ 1.8 cm _ 18 _ 26 cm ■ ■ 2.6 _ 34 c m a a 3.4_4.2 c m -i — I-T- i A I A — r-T — i — m — X-r a a a i ai — r ÏTT — I A I A — TTt I XT n 1 A I A NDJFMAMJJ ASONDJFMAMJJ AS 1979 • ,. 1980 -*"4- -*»4- ■ Mg/9 10 _ - 1-^% aa A I A ■ A ' A ' A ' A ' À ' À ' A ' A- A 'A ND. J FMAMJ J ASON 1979 — A| A 'A ' A ' 1 A ' A D J FMAMJ A S ■♦•«- ■♦*- 1980 FIGURE 5. Variation des moyennes mensuelles de la chlorophylle a (a) et de la phéophytine (b) à Brouennou. Dans la couche sous-jacente les fluctuations sont similaires. Le plateau printanier, situé entre février et août. correspond à une teneur moyenne de 15,8 ug/g en 1979 et de 11 ug/g en 1980 et le pla- teau automnal, entre septembre et novembre 1979, à une teneur moyenne de 9,4- ug/g. Les deux cycles annuels de la phéophytine (Fig. 5b) diffèrent essentiellement par le minimum estival très accusé en 1980, les te- neurs moyennes des plateaux, atteints de mars à novembre 1979 (8,8 ug/g) et de février à mai 1980 (8,5 ug/g); étant semblables. Les variations temporelles de ces deux pigments sont paral- lèles, sauf au cours de l'automne où elles tendent à s'inverser, faisant diminuer la teneur relative en chlorophylle a. Les fortes diminutions de concentration sont accompagnées d'une disparition ou d'une atténuation du gradient dans l'épaisseur du sédiment . Cette homogénéisation des couches superficielles , très 249 apparente en décembre 1978 et août 1979, moins prononcée en décembre 1979 et juin 1980, peut être attribuée à une érosion de la pellicule superficielle et à un brassage du sédiment sous l'action des forces hydrodynamiques . C'est à la suite de ces décroissances que se situent les plus forts accroissements relatifs (100 % entre décembre 1978 et janvier 1979, 74 % entre décembre 1979 et janvier 1980, 77 % entre juin et juillet 1980). Ces accroissements sont du même ordre de grandeur en hiver et en été , et il semble donc que les facteurs climatiques (température , éclairement) ne soient pas limitant. La comparaison des résultats obtenus en 1979 et en 1980 montre pour la chlorophylle a, qu'il n'y a pas de différences significatives entre les moyennes mensuelles de ces deux années des mois de janvier à mars, tandis que celles-ci sont toujours plus élevées en 1979 du mois d'avril au mois de juillet. Corn ar Gazel La distribution des pigments au sein des 12 premiers centimètres de sédiment s 'étant révélée très homogène, nous avons étudié trois couches successives de 4 cm d'épaisseur. Les teneurs moyennes en chlorophylle a et en phéophytine varient peu entre les "trois couches (variation environ de 10 %). On reconnaît cependant , surtout pour la chlorophylle a , deux types de distribu- tion : dans le premier type , la teneur est maximale dans la couche superficielle puis décroît régulièrement , dans" le deuxième type la teneur est maximale dans la couche intermédiaire (4-8 cm). Sur l'ensemble des prélèvements,, la teneur moyenne mensuelle en chlorophylle a du sédiment est la plus faible dans la couche la plus profonde. Entre les deux premières couches, comme à Brouennou, la différence observée n'est pas, le plus souvent, significative du fait de l'hétérogénéité spatiale ; elle est cependant corroborée par la fréquence, dans le prélèvement mensuel, de chacun des deux types.de distribution verticale . La teneur relative en chlorophylle a du sédiment ne varie pas entre les trois couches . Les teneurs moyennes mensuelles en chlorophylle a (Fig. 6a) de la couche superficielle (0-4 cm) s'accroissent de janvier à novembre 1979. Après la brutale diminution de décembre 1979, les moyennes mensuelles mesurées en 1980 sont, à l'exception du mois d'avril, toujours inférieures à celles de l'année précédente. Dans la couche sous-jacente la variation des teneurs moyennes mensuelles présente la même tendance , mais son amplitude est plus faible . Pour la phéophytine on remarque une élévation en automne (oc- tobre 1979 - septembre 1980) (Fig. 6b) des teneurs moyennes des deux premières couches et, pour l'ensemble des deux années, une augmenta- tion des moyennes mensuelles au cours de l'année 1980. S'il n'y a pas de cycle de type saisonnier apparent au niveau des variations des teneurs moyennes mensuelles au sein de chacune des couches sédimentaires étudiées, un tel cycle se présente (plus nettement pour la chlorophylle a) sous la forme d'une succession régulière des deux types de distribution verticale . Un enrichissement subsuperficiel est constaté pendant l'hiver (de novembre à avril) alors qu'en été c'est la couche superficielle qui est la plus riche en pigments , ce qui peut être dû à la différence saisonnière de sta- bilité sédimentaire „ 250 10_ MS/g ^m-- 'I — i\ \/// \\\ / — v T~ 1 — I~l — I -1 il A ' A — ri ri 1 m ri 1 r J FMAMJJ ASOND ■m — n — n — a » i s — ri — <~z — < à. • J F M A M J J AS 1980 _ M A i- i S i-4 N O 1978 1979 -*«* 5- fig/9 * A 0.4 cm • • 4_S cm ■ ■ . 8_12cm ■::.#*& % XT' 5 *- 1~ îr-i' T 1 A > 'A i ai a i a — n — n — i — m — rx — i — rr — x—i — j—i — s~ i a a i a — i a i a — n — *■ M A i-i S v- i NDJ FMAMJJ ASONDJ FMAMJJ AS 1978 **. 1979 ^ 1980 -++- FIGURE 6. Variation des moyennes mensuelles de la chlorophylle a (a) et de la phéophytine (b) à Corn ar Gazel. Discussion - La comparaison des deux plages montre que les teneurs pigmen- taires dans les couches superficielles, au moment du minimum hiver- nal, sont très peu différentes (10 pg/g environ). Elles peuvent être assimilées à la valeur intrinsèque de Hartwig (1978) et résultent ici de l'identité des médianes granulométriques . De la même façon, la faible différence existant au niveau des valeurs moyennes du taux de chlorophylle a (81 % et 71 %) et de l'indice de diversité pigmen- taire (voisin de 2) dans la couche superficielle, peut être reliée à l'identité du taux de pélites . La différence de nature et d'action des forces hydrodynamiques agissant sur la stabilité et l'oxygénation du sédiment se reflète dans la différence observée pour la distribution des pigments dans l'épaisseur du sédiment "(Fig. 7a, b, c), ainsi que l'ont constaté de nombreux auteurs depuis Steele et Baird (1968). 251 Phêo ( vgig) Ca [uq/g) Pnéo (ug/g ; 5 Pneo (ug, g ) C a tvq /g j u 1 2-I 3 4 •5 6- 7 8 9 cm FIGURE 7 . Répartition de la chlorophylle a et de la phéophytine à Brouennou (a) et à Corn ar Gazel (b, c) dans .l 'épaisseur du sédiment . Sur la plage de Corn ar Gazel, la distribution homogène des différentes caractéristiques pigmentaires , mise en place par un brassage sous l'action des vagues, peut se maintenir dans un milieu interstitiel présentant de bonnes conditions d'oxygénation (Gargas, 1970 ; Mclntyre et al. 9 1970 ; Hunding, 1971) assurées par l'exis- tence de houle et de courants de marée . Dans ces milieux instables où les microphytes sont passivement distribués, l'essentiel de la flore est généralement constitué par de petites Diatomées liées aux grains (Amspoker, 1977). Sur la plage de Brouennou la stabilité de la surface sédimen- taire permet le développement dans la zone photique d'un film super- ficiel, tandis que, sous les deux premiers centimètres, en milieu non oxygéné , on observe un enrichissement relatif en pigments de dégradation, ceci pouvant être dû à la combinaison entre la migra- tion des formes mobiles vers la couche superficielle et la mort des cellules en milieu fortement réduit (Gargas, 1970). La teneur en pigments chlorophylliens du sédiment est en moyenne deux fois plus élevée à Brouennou qu'à Corn ar Gazel lorsque sont considérées les "'pellicules superficielles ; elle est au contraire deux fois plus faible lorsque les dix premiers centimètres sont pris en compte. Il est donc important de préciser l'épaisseur utilisée pour l'évaluation de la biomasse. Pour une comparaison avec la méio- faune, à Brouennou, ce sont les valeurs mesurées dans le premier cen- timètre, zone où se concentrent les méiobenthontes , qui représentent la quantité de nourriture disponible et traduisent la stabilité de cette zone. L'étude des variations saisonnières, dans le cas de sédiments instables comme à Corn ar Gazel, montre qu'un cycle quantitatif n'est pas apparent sur une année -et c'est essentiellement l'insta- bilité sédimentaire qui limite la biomasse des microphytes , la pro- duction dans la zone photique devant être essentiellement exportée après érosion et remise en suspension. Lorsque la surface sédimentaire est stable , comme cela est le cas à Brouennou, il apparaît au contraire un cycle quantitatif reproductible. Toutes les études menées en zone intertidale montrent ce type de cycle annuel dès que le sédiment présente une fraction 252 fine importante (signe de sédiment stable) (Cadée et Hegeman, 1977 ; Admiraal et Peletier, 1980 ; Colijn et Dijkema, 1981). Ce type de cycle se rencontre également en milieu infralittoral (Boucher, 1975). La biomasse pigmentaire est constante au cours des plateaux de prin- temps et d'automne, ce qui laisse présumer soit d'une productivité plus faible qu'en hiver, soit de l'établissement d'un seuil régit par les conditions moyennes de stabilité sédimentaire d'une part, et d'activité de nutrition du maillon secondaire d'autre part. La pre- mière hypothèse n'est pas confirmée par les différentes études menées en milieu intertidal. On ne peut l'étayer, en effet, ni par une photo- inhibition (Cadée et Hegeman, 1974 ; Colijn et Van Buurt , 1975), ni par un effet limitant des concentrations en sels nutritifs (Admiraal, 1977), ni par une saturation de la zone photique (Admiraal et Peletier, 1980), car la constitution de denses colonies de micro- phytes n'est pas suggérée par les teneurs observées (lors de la for- mation de croûtes de microphytes , des teneurs supérieures à 100 ug sont mesurées ; Plante-Cuny et ai. , 1981). La deuxième hypothèse est en accord avec l'observation de la tendance à un accroissement en phéophytine au cours de cette période . La comparaison des résultats obtenus au cours de ces deux années successives (Tableau 1) montre, à Brouennou comme à Corn ar Gazel, une diminution globale au cours de la deuxième année des teneurs en chlorophylle a, alors que. la teneur en phéopigments reste inchangée ou est en augmentation. Cette variation résulte soit d'un effet secondaire de la pollution due aux hydrocarbures de 1 ' "AMOCO-CADIZ" , soit de la variation naturelle pluriannuelle (Cadée et Hegeman, 1974). TABLEAU 1. Valeurs moyennes au sein de chaque tranche de sédiment calculées pour les périodes de janvier à septembre 1979, 1980, et pour la durée totale de l'étude. Ca ": chlorophylle a (ug/g) - Phéo : phéophytine (ug/g) Ca % : Ca x 100 / (Ca + phéo) - DI : indice de diversité pigmentaire Epaisseur (an) BROU E N N U JANV. 1979 - SEPT. 1 979 JANV. 1980 - SEPT. 1980 NOV . 1978 - SEPT. 1980 Ca Phéo Ca % DI Ca Phéo Ca % DI Ca Phéo Ca % DI -0,2 18,6 6,7 73 1,99 13,2 6 69 2,3 14,9 6,1 71 2,14 0,2-1,0 14,1 4,9 74 2,26 10,1 3,6 74 2,49 .11,1 4,2 72,5 2,44 ! -1,8 8,1 2,9 74 2,76 7,1 2,8 72 2,72 7,2 2,8 72 2,81 1,8-2,6 4,5 2,0 69 3,20 3,6 3 54,5 3,19 4,1 2,7 61 3,19 2,6-3,4 2,6 1,3 67 3,62 2,6 2 56,5 3,67 2,7 1,8 60 3,64 3,4-4,2 1,5 1 60 3,97 2,0 1,7 54 3,97 1,9 1,6 54 3,89 Epaisseur (cm) CORN A R GAZEL JAN V. 1979 • • SEPT. 1 979 JANV. 1980 - SEPT. 1980 NOV . 1978 - SEPT. 1 980 Ca Phéo Ca % DI Ca Phéo Ca % DI Ca Phéo Ca % DI 0- 4 12,9 2 87 2,24 8,4 2,75 76 2,40 11 2,05 82 2,29 4- 8 12,2 1,5 87 2,30 8,2 3,0 74 2,51 10,7 1,9 78 2,41 8-12 10 1,5 87 2,42 7,55 2,1 78 2,64 9,1 1,8 82 2,54 253 Les conditions météorologiques (facteurs climatiques et hydro- dynamiques ) ne peuvent être retenues comme facteurs déterminants de cette variation, n'ayant pas été plus particulièrement défavorables au cours de la deuxième année, si ce n'est en automne, alors que les deux plages, pourtant d'exposition différente, ont réagi simi- lairement et ceci dès le mois d'avril. La reprise des activités de grazing est un des facteurs biolo- giques qui intervient au niveau de l'évolution saisonnière et qui peut expliquer la différence observée entre les deux années . Il est possible en effet de rapporter ces variations de la biomasse pig- mentaire à l'évolution de la macrofaune au sein du processus de dé contaminât ion (Le Moal, 1981). Ainsi, la réapparition de l'Amphi- pode Bathyporeia sur la plage de Corn ar Gazel peut être pour partie responsable de la diminution de la teneur en chlorophylle a, son activité de "brouteur" étant reconnue (Sundbâck et Perssbn, 1981). Méiofaune : résultats quantitatifs La Figure 8 et le Tableau 2 montrent l'évolution temporelle de la densité (nombre d'individus/ 10 cm 2 de surface) des Copépodes Har- pacticoîdes (échelle x 100), des Nematodes et de la méiofaune totale (sensu stricto) dans les différents prélèvements recueillis aux trois stations prospectées. Les Tableaux 3 et M- indiquent l'évolution tem- porelle (en pourcentage de la méiofaune totale) des autres groupes du méiobenthos vrai et de la méiofaune temporaire . Il est évident que cette évolution est différente d'une station à l'autre. Brouennou La densité moyenne (8 033 ind./10 cm 2 ) y est extrêmement élevée en comparaison des données de la littérature pour la zone interti- dale (Hicks, 1977), et la méiofaune est composée essentiellement de Nematodes . Les variations saisonnières sont assez nettes et à peu près conservées d'une année à l'autre, avec des minima en février- mars et en septembre (1979) ou juillet (1980), et des maxima en avril-mai et en décembre- janvier ou octobre (1980). Cependant, la densité moyenne des Harpacticoïdes est nettement plus faible durant la seconde période (1979-80) : 282 ind./10 cm 2 (contre 593 précédem- ment ) . Durant cette seconde période , le rapport Nématodes/Copépodes oscille entre 11 (juin 1980) et 172 (janvier 1980). Les autres groupes du méiobenthos vrai représentent un pourcen- tage relativement modeste de la méiofaune (maximum : 26 ,7 % en oc- tobre 1979). De plus, ce pourcentage est en régression : il ne dé- passe pas 3,5 % depuis juillet 1980. Les Annélides constituent l'essentiel du méiobenthos temporaire, ce qui correspond aux données de la macro faune (Le Moal, 1981). Corn ar Gazel La densité moyenne de la méiofaune (3 013 ind./10 cm 2 ) y es"t beaucoup plus faible qu'à Brouennou. De plus, c'est à cette station que la différence avec la période étudiée précédemment est la plus nette du point de vue quantitatif : la densité moyenne passé de 4- 697 à 1 666 ind./10 cm 2 . Cette régression n'est pas le fait des 254 Meiofaune totale Nematodes N iOcm' 5000- BROUENNOU ; / 1 ■:?\ i i i i i i \ ! i i a a a \ \ /\ \ h Harpacticoides N/'Ocm' 1200 \ • I 11 II j ^ i :t il *> ill" \\ 1 I **JI ,'/ vv v \ 3 / 1/ v V / :3s*; // rt / .' >• . ► mo mww ami m$. li? o 1 o iillp ami î a s: o n • . . . A COftN-X A R . GÂWÉÈ&& 500 200 3000 5000 3000 \~ — \ \ \ \ \ . \ . \ • \ a '. :?::S*x::# .•f. \\ vxX : x ; x : Xv -:xx .->-,: *» * v.v.v.v. . . .*. # i \ »\ y*.r*? j . ■ -j.- * .*.*>. >i&^&;: -■ — -^>>x^- ■•■:;. v — ^ v.-.-. i i r— v s o N o " i "i ' i 1 r -r— t-, i i 1 I l-t — T" p » A M i :»■■*«. o m o [:;•:« F« a m KEHiSÀINT ;*;:;*; o n N ^ •i \ « - N * \ \ .". /*^>X:Vx-7 ; •/ -.-.■.■ ■■.■.■.■.>f\ , ■w **-r !00 500 ■200 soc •200 A \» -»/ : > ,; v^ST: T rr^ Wrr>«!i;i> ^•' > >^"\ v " ... .• .i;^«~^-^-~ -^ 1 1 1 ' ■ ' i ' ■ i i i — , i ........ ■,. •■«■'r 1 r r '.i "~1 1 1 1 l 1 r^**t M i 1 1 1 i i i 1 r MAMI IAS0NDI FMA M 1,1 A S, ON ON PMAMI.IASOM |1978 | ! 1979 I I 1980 PRINTEMPS ETE AUTOMNE HIVER PRINTEMPS ETE AUTOMNE HIVER PRINTEMPS ETE FIGURE 8. Evolution temporelle des densités de la meiofaune aux trois stations. Copépodes Harpacticoides , mais celui des Nematodes et des autres groupes : de 53,8 % en août 1979, ces derniers ne constituent -plus que 11,5 % du méiobenthos vrai en août 1980. Les variations saisonnières sont encore plus ou moins marquées durant la seconde période, avec un minimum classique en février mais aussi un maximum en septembre (1979) et deux légers pics en avril et août 1980). Dans ce biotope mieux oxygéné, le rapport Nematodes/ Copépodes varie dans des limites plus étroites : 2,3 (septembre 1980) à 15 (octobre 1980) . Parmi la meiofaune temporaire, les Amphipodes constituent un groupe particulièrement intéressant à cette station où ils avaient subi de lourdes pertes dès le début de la marée noire : ils ont été absents durant tout l'hiver 1979-80, mais ont été régulièrement 255 TABLEAU 2. Evolution temporelle des densités de la méiofaune aux trois stations (N/10 cm^). 1 9 7 9 1 9 8 BROUENNOU Nematodes Harpaccicoïdes Méiofaune totale CORN AR GAZEL Nematodes Harpaccicoïdes Méiofaune cocale KERSAINT 6/8 21/9 8/10 S/ 11 20/12 17/1 19/2 18/3 30/4 14/5 12/6 10/7 11/8 11/9 23/10 20/11 3928 200 4257 7/8 1312 33 1574 20/9 6163 224 9038 9/10 5840 325 7654 6/11 5611 149 6781 21/12 9960 58 11022 18/1 5179 63 7102 18/2 3444 68 4858 19/3 9155 336 13721 29/4 8624 611 12104 13/5 6995 630 10667 13/6 5293 440 6140 11/7 6368 432 7141 12/8 3261 160 8968 12/9 7531 512 9499 22/10 7904 400 8859 n/7 585 189 1870 7/8 1596 351 4166 20/9 1184 272 2283 8/10 . 845 209 1264 6/11 917 200 1444 21/12 776 83 1073 18/1 213 32 305 18/2 796 123 1181 19/3 1480 180 1818 29/4 1124 260 1726 14/5 867 332 1387 13/6 1021 283 1434 11/7 1579 409 2313 12/8 924 407 1527 12/9 968 65 1198 22/10 20/11 Nematodes Harpaccicoïdes Méiofaune totale 603 208 2954 727 297 2309 427 181 1252 719 82 3068 472 425 3101 348 112 2352 832 123 1859 104 31 ' 704 83 27 759 200 56 1259 336 39 3623 341 160 3168 376 232 1903 599 48 1295 783 77 1529 660 39 865 433 289 1256 TABLEAU 3. Evolution temporelle des autres groupes de la méiofaune et des nauplii (%). BROUENNOU ROTIFERES 19 7 9 19 8 6/8 21/9 8/10 5/11 20/12 17/1 19/2 18/3 30/4 14/5 12/6 10/7 11/8 11/9 23/10 20/11 «• *> 12,1 2.9 7,2 +■ 0,5 + 0.9 3.4 0,5 + + ■t» ■*> TARD). GRADES 0,8 «■ " * ♦ * 0,6 0,7 1.3 3,5 3,1 0,5 + * * *> 0.6 GASTROTRICHES <» ♦ ■*• ■<> + 0,5 + * * 0STRAC0DES ♦ +■ + + + + + + ♦ + + * * + TURBELLARIES > 5,9 10,4 14,6 9,2 5.4 1,5 1.5 1.8 2,9 1.8 1,6 1.0 0,8 0,6 + DIVERS TOTAL . 5.3 20.0 15,1 16,2 7,9 20,5 0.7 0,7 2,9 1.2 0.5 6.7 10,4 26,7 12,1 12,6 7.4 22,7 18,2 23,5 16,2 23.1 1.7 2,0 3.5 1.2 1,1 NAUPLII 0,8 0,7 0.9 4,0 0.7 2,5 8.5 6,4 5,4 3.3 1,6 0.7 0,8 12,6 4.4 CORN AR GAZEL ROTIFERES 7/8 20/9 9/10 6/11 21/12 18/1 18/2 19/3 29/4 13/5 13/6 11/7 12/8 12/9 22/10 2.3 0,9 «• +■ + +• + -, 1,3 + ■¥ 0,8 0,8 TARDIGRADE S 1,2 1,0 * 0,7 2,0 1.5 6,6 3.1 ♦ ■*• * GASTROTRICHES 6,9 10,9 4,8 14,1 12,3 4,3 12,5 4,1 4,9 4,5 3,6 9,3 4,7 2.6 OSTRACODES 2.4 2.7 1.2 0,7 + + 4,3 2,0 l.i 1.7 0,6 + ♦ * 0,8 TURBELLARIES DIVERS TOTAL \ 47,9 39,0 21.9 4,4 3,1 1,4 3,3 3.0 2,3 1.3 2,0 1.0 0,7 1,7 1,0 1.8 0,6 1,9 0,6 1 ,4 1.4 7,4 53,8 50,5 34,0 10,6 19,2 18,5 20,5 20,9 6,9 10,6 7.5 6,1 11,5 6,9 10,8 NAUPLII 2,9 2,1 0,7 0.6 + + 0,6 1.5 3.2 * ♦ + ♦ + KERSAINT ROTIFERES 11/7 7/8 20/9 8/10 6/11 21/12 18/1 18/2 19/3 29/4 14/S 13/6 11/7 12/8 12/9 22/10 20/11 0.9 1.1 1,6 1,0 2,0 4,5 1,3 + 11,9 + 4> 2.7 •*• 1,0 1.4 1.4 4,6 TARDIGRADES 7.4 5,7 8,1 5.6 2,6 1,3 7,6 + 5.4 2.9 1,3 2,0 5.1 2.3 8.9 1.8 7,4 CASTROTRICHES 14,3 1.6 * 7,2 + 1,0 II. 9 2,3 2.7 3.1 5,9 3,2 3.1 16,4 4.2 6.1 5.4 OSTRACODES 13,8 13.8 8.0 2.4 0,9 1.4 2,6 23,4 13,9 18,7 4.2 18,7 39,3 20,3 3,0 2.0 3,9 TURBELLARIES DIVERS TOTAL J34.8 31,9 30,3 56,0 64,5 71,0 20,4 3,5 46,2 5.8 43,7 3,4 18,8 25.5 30,9 44,6 18,1 27,7 5,4 2,8 0,9 3,5 H. 5 8,5 1.4 2,4 1.1 3.2 71.2 54.1 48,0 72,2 70,0 79,2 47,3 77,7 81,0 69.0 86,9 72,4 55,7 44,4 37,5 15.1 25,6 NAUPLII 0,8 + 1,6 1.1 + 0,5 + 4,2 9,6 2,1 11,2 10,2 3,8 3,2 13,9 TABLEAU M- . Evolution temporelle de certains groupes du méiobenthos temporaire ( % ) . BROUENNOU Annêlides Gastéropodes 1 9 7 9 1 ) 8 6/8 :i/9 8/10 5/11 20/12 17/1 19/2 18/3 30/4 14/5 12/6 10/7 11/8 11/9 23/10 0,8 2.8 1.5 3,3 1,8 0,8 0,7 0,7 0,7 2,2 2.6 3,1 1,4 0,6 + CORN .AR GAZEL 7/8 20/9 9/10 6/11 21/12 18/1 18/2 19/3 29/4 13/5 13/6 11/7 12/8 12/9 22/10 Annêlides Tanaîdacés Cufflacés 3,8 4- 1,3 3,3 1.3 +• +■ + 3,8 2,3 + 3,5 + 1,4 ■f 0,8 + 0.5 + 3,9 KERSAINT Annêlides Tanaîdacés Gastéropodes Cumacés 11/7 7/8 20/9 8/10 6/11 21/12 18/1 18/2 19/3 29/4 14/5 13/6 11/7 12/8 12/9 22/10 20/11 +• 0,5 0,9 1.3 2.2 0,8 0,9 0,6 1 ,7 0,8 1,7 0,6 + 2,7 2,0 1,0 + + 1,4 1,5 1,8 4- + 1.3 + + 1.0 2,9 -h 3,8 + 1 .7 256 présents de mai à octobre 1980, confirmant la réinstallation de ce groupe très important au niveau de la macrofaune de Corn ar Gazel (Le Moal, 1981). Les Cumacés ont à peu près le même comportement que les Amphipodes : presque toujours présents entre mai et octobre 1980, ils atteignent 3,9 % de la population totale en septembre. Kersaint Suivie mensuellement depuis le 17 mars 1978 , la méiof aune de cette station présentait une véritable explosion démographique en juin, juillet et août 1978. Ce phénomène ne s'est pas reproduit par la suite, et l'on est revenu à des variations saisonnières faible- ment accentuées, avec un 'minimum en février-mars (comme aux deux autres stations) et un maximum en octobre-novembre 1979 (comme à Brouennou) et en mai-juin 1980. La densité moyenne (2 063 ind./10cm 2 ) est la plus faible des trois , ce que laissaient prévoir les carac- téristiques du sédiment. L'évolution temporelle de la méiofaune de cette station a été marquée par une inversion du rapport Nematodes/ Copépodes à partir de mai 1978 , date depuis laquelle les Nematodes sont devenus prépondérants et le sont restés : depuis le mois de juillet 19*79, ce rapport oscille entre 1,1 (décembre 1979) et 16,9 (novembre 1980). La densité moyenne des Harpacticoîdes est d'ailleurs passée de 366 ind./10 cm 2 , entre mars 1978 et juin 1979, à 157 entre juillet 1979 et novembre 1980, en raison principalement du pic "anormal" de juin 1978. C'est à Kersaint que les autres groupes du méiobenthos vrai sont proportionnellement les plus importants : ils constituent près de 87 % de la population en mai 1980 , et les valeurs dépassant 70 % ne sont pas rares. Les Ostracodes (tous à des stades très jeunes) constituent 39,3 % de la population en juillet 1980, et la propor- tion. des Gastrotriches s'élève à 16 ,4 % en août de la même année ; mais le groupe le plus important et le plus régulièrement présent est celui des Turbellariés . Parmi le méiobenthos temporaire, les Tanaîdacés sont toujours présents (2,7 % au maximum en février 1980), les Annélides de- viennent de plus en plus rares à partir de février 1980, alors qu'au contraire les Gastéropodes réapparaissent depuis juillet 1980 (3,8 % de la méiofaune totale en octobre ) . Discussion En l'absence de données antérieures au 17 mars 1978, il est bien difficile de dire qu'elle est la période la plus proche de la "normale" du point de vue quantitatif. Les fortes densités observées durant la première période à Corn ar Gazel et Kersaint pourraient correspondre à une phase d'eutrophisation "anormale" consécutive à l'accumulation de matière organique dans le sédiment, accumulation résultant elle-même de la pollution par les hydrocarbures . Dans ces biotopes à "haute énergie", 1 'hydrodynamisme intense a pu provoquer un retour à 1 'oligotrophie durant la seconde période, alors qu'à Brouennou la stabilité du milieu maintenait une certaine eutrophi- sation. Malheureusement, nous ne disposons pas de données sur la teneur en matière organique des sédiments pour étayer cette hypo- thèse. 257 On peut aussi expliquer, du moins en partie, les chutes de densités de la seconde période par la réinstallation dans le bio- tope de prédateurs provisoirement éliminés par l'arrivée des hydro- carbures ; en tout cas, cette réinstallation est évidente au niveau des Amphipodes. Evolution comparée de la méiofaune et du microphytobenthos La comparaison des résultats obtenus, aux deux stations de Brouennou et Corn ar Gazel , pour les pigments chlorophylliens de la couche superficielle (0-1 cm) et la méiofaune, montre que l'ampli- tude des variations et les valeurs maximales de- la densité et de la teneur pigmentaire sont plus élevées à Brouennou, biotope le plus, stable. A cette station, des relations de type trophique entre mi- crophytes et méiofaune sont fortement suggérées . On observe en effet un relais entre la phase d'accroissement des pigments chlorophyl- liens (décembre à mars) et celle de la méiofaune (avril-mai), relais suivi d'une phase d'équilibre relatif. L'accroissement des pigments chlorophylliens apparaît donc en hiver, alors que l'activité des méiobenthontes est ralentie et leur densité en diminution. Les fac- teurs climatiques n'étant pas ici limitants pour les microphytes, on est en droit de penser que c'est une diminution du "grazing" qui favorise leur accroissement . A Corn ar Gazel, l'amplitude des variations saisonnières des pigments chlorophylliens et de la méiofaune, surtout depuis juin 1979, est fortement limitée par l'action de 1 ' hydrodynamisme . Il est possible d'établir une coïncidence entre la distribution verticale des pigments et la valeur du rapport Nématodes/Copépodes : ce rap- port présente ses plus fortes valeurs en hiver, période pendant la- quelle les Copépodes , assez inféodés ici à. la surface (au contraire des Nematodes), sont moins nombreux et où il y a aussi moins de pig- ments. L'instabilité de la couche superficielle semble donc être le facteur limitant de la biomasse primaire et secondaire à cette sta- tion et, de ce fait, une possible relation trophique est masquée. Les Copépodes Harpacticoîdes : étude qualitative Comme nous avons déjà eu l'occasion de le montrer (Bodin et Boucher, 1981), une étude qualitative est souvent plus révélatrice des perturbations d'un peuplement qu'une simple étude quantitative. Variations temporelles des différents groupes écologiques Après détermination, les espèces d' Harpacticoîdes ont été regroupées par affinités écologiques (Tableau 5) d'après nos ob- servations personnelles et les données de la littérature , opération toujours délicate en raison des incertitudes qui pèsent sur l'éco- logie de certaines espèces. La comparaison de deux années consécu- tives : novembre 1978 à octobre 1979 et novembre 1979 à octobre 1980, met en évidence une certaine évolution des groupes écologiques au niveau de chaque station. Pour chacune des deux années et pour chaque groupe, deux variables ont été calculées : la somme des den- sités des espèces concernées (Z densités) et la dominance générale moyenne (D.g.m.) (Bodin, 1977). 258 TABLEAU 5. Liste des espèces récoltées aux trois stations entre août 1979 et novembre 1980 (s = sabulicole , v = vasicole, p = phytophile , e = eurytope , m = mésopsammique) . BROUENNOU CORh 1 AR GAZEL KERSAINT • (6/8/79 au 20/11/80) (7/8/79 au 22/10/80) (11/7/79 au 20/11/80) Canuztia {uAcxqzAa. Groupe écol. P. g. m. Fréquence Z V.q.m. Fréquence D.g.m. Fréquence Z V + 6 R Za.nu.zlla. pzn.pte.xa. s 12,0 100 C SO, 3 100 Ç 0,4 35 F Ha£zcJU.no4oma kz/udmani s * 12 R + 7 R * 12 R P&zudobiadya bzdiu.no. s +• 7 R Kn.znotzX.ztla. sp. m 0,9 18 R TaxhidLu diAcipzt> e 0,6 19 R ■*■ 7 R 0,1 29 F HicAoaAA.hnA.dion nzducAum V + 12 R Thomp&onuJLa. hyaznaz s 1,1 20 R HaA.pa.cAU.cuA ^Zzxui s - 13,f 100 Ç 0,1 7 R 6,7 18 R Tiàbz sp. p . * 13 R PaAcuCkajLzàtxii dovi. p * 6 R * 7 R VacAylopotLla. sp. p * 6 R PancUitznhztia ipinota. buZbofia. p OJ 6 R * 6 R Stznhztia [Vzl. ) paluAtAÀA bÀAp V 0,5 25 F RobzAt&onla. czttica. ' p 24,9 100 C * 6 R BuÂbamphioAcuà -amu, e 0,7 37 F AmphiaAcuA vaAÀ.cui& P * 7 R Ampkiasau ZongaAAA.culaAuA s + 7 R AmphÀa&coZdzA subdzb-itib P + 6 R AmpkiaAcoZdzA dzb-LLLb s. scr. e 39,9 100 C AmpkiaAcoZdzà dzbZtii, IZmicoZut, V 0,6 69 FF SchizapzAa. sp. P * 6 R ApodopàyZJLuA aA.znic.oluJ> m + 6 R 10,9 100 Ç KliopàyLluA conà&UcAuA s. scr. m 5,5 47 F Intznmzdop&yULuA in£znjnzdiwt> m *• 12 R PaAalzpiaAtacxLà àpZnZcauda. m 0,1 12 R 0,1 20 R 55,4 100 C Mz&ochAo. pygmaza. e * .7 R EnhydnxiAoma pnopZnquœn V * 19 R RkizotlvUx minuta. s + 6 R 2,2 80 C J,9 71 FF Huntzmannia jadzn&ÀA V 0,3 37 F Hztznotaopkontz btAomi s. str. P 5,9 81 C + 7 R HztZAolaopkonAz UAAonaZU P ♦ 6 R PoAaJLaapnontz bnzviAottnÀJ, s. str. P + 6 R + 7 R Pa/ionycko camptuA cuAAA.caudaAut> s ♦ 6 R tezlloptiA kiApZda. s + 6 R KàzlloptfU intznmzdia. s 0,4 44 F 15, & 100 C 16,9 88 C 259 A Brouennou, quatre groupes écologiques peuvent être distin- gués : les sabulicoles, les vasicoles , les phytophiles et les eury- topes . D'après les D.g.m., ces groupes se répartissent de la façon suivante Période du 3/11/78 Période du 5/11/79 au 8/10/79 au 23/10/80 Z densités D.g.m. Z densités D .g .m. Sabulicoles 91+2 18,4 917 25,1 Vasicoles 477 9,2 62 1,6 Phytophiles 1 628 31,8 " 1 043 28,5 Eurytopes 1 525 29,9 1 620 44,4 Phytophiles + Eurytopes 3 153 ' 61,7 2 663 72,9 La première année , les phytophiles dominent , avec près de 32 % des Harpacticoides ; viennent ensuite les eurytopes , puis les sabu- licoles et, enfin, les vasicoles. La seconde année, les eurytopes deviennent largement prépondérants, avec plus de 44 %, et les phyto- philes passent en seconde position. L'ensemble phytophiles + eury- topes progresse de plus de 11 % . Les sabulicoles et les vasicoles évoluent en sens inverse, c'est-à-dire que les sabulicoles pro- gressent de près de 7 %, alors que. les vasicoles sont réduits d'au- tant (Fig. 9). A Corn ar Gazel, ces quatre mimes groupes écologiques sont représentés la première* année, alors que les vasicoles et les eury- topes disparaissent la seconde année. Mais, à cette station, les sabulicoles rassemblent toujours environ 99 % de la population : Période du 15/11/78 Période du 6/11/79 au 9/10/79 au 22/10/80 E densités D.g.m. Z densités D . g .m. Sabulicoles 3 247 98,6 2 S05 99,8 Vasicoles 4 0,1 - - Phytophiles 2 0,1 4 . 0,1 Eurytopes - Eurytopes 27 29 0,8 0,9 4 - Phytophiles h 0,1 Il n'est donc plus question de variations entre les groupes, mais il est intéressant de noter ici une variation à l'intérieur du groupe des sabulicoles. Celui-ci est composé essentiellement de deux espèces : Asellopsis intermedia et Canuella perplexa. La première année, A. intermedia est prépondérante, avec une D.g.m. de 71,5 % contre 18,2 % à C. perplexa. L'année suivante, c'est C. perplexa qui redevient largement dominante (comme c'était le cas en mars 1978) avec 88,7 % de la population, contre seulement 9 % à A. intermedia (Fig. 10) A Kersaint , station de sable pratiquement pur, les espèces vasi- coles sont évidemment absentes. Avec une médiane de près de 200 ym, ce sable est propice à l'installation des formes typiquement inters- titielles ; il devient alors nécessaire de distinguer, parmi les Harpacticoides, un groupe d'espèces sabulicoles mésopsammiques et 260 N/10cm' ▲ : O o Eu'viopes ♦— ■-♦ Sabulicoles • • Phviopniles «— — -• Vasicoles J FM AM J JASON 1980 FIGURE 9. Brouennou : évolution temporelle de la densité des Harpac- ticoîdes regroupés par affinités écologiques . N , . A i 517 i FIGURE 10. Corn ar Gazel : évolution temporelle de la densité des principales espèces d'Harpacticoîdes . N /10cm A 950 900 800 700 # aoo 500 400 30O 20O 10O 50 o l 3 i'\ i \ i \ i i .' \ \i * i i /■ t i \ \ i '. t • / \ v :\ ■■' 1 é / ■ tr ■■-. A t. X + . + MélOplimmM]utt Q— --Q Eoi ♦ 6«Oop«*»mm.qu«» A> A EuCylOP*! • »1vlooniiii * M J J * S N 1978 • -f » a~*::ff— ^"Q X g V-' * ia-°v.*. '•'•n.'"-*,— Q-t.,-fr-i- ■ -* i ^o 1 "" - " 1 " — »i l ^ "j i fr J FMAMJ J i« S0)ID|J FMAMJ JASOM 1979 1980 FIGURE 11. Kersaint : évolution temporelle de la densité des Har- pacticoïdes regroupés par affinités écologiques . 261 un groupe de sabulicoles épi- et endopsammiques . Par ailleurs, comme elles sont peu nombreuses et peu abondantes, les espèces phytophiles et les espèces eurytopes sont regroupées dans un seul et même groupe Période du 21/11/78 Période du 6/11/79 au 8/10/79 au 22/10/80 E densités D .g. m. Z densités D.g.m. Sabulicoles me s op s ammi que s 1 120 45,9 1 181 81,2 Sabulicoles épi-endopsammiques 1 296 53,3 260 17,8 Phytophiles + Eurytopes 20 0,8 15 ' 1,0 L'évolution de ces groupes est assez significative-: durant la première année, les formes épi- et endopsammiques dominent avec plus de 53 % de la population, alors que, l'année suivante, les formes mésopsammiques reprennent largement la prédominance avec plus de 81 % (Fig. 11). Diversité D'une période à l'autre, on observe une chute importante de la richesse spécifique : 51 espèces avaient été recensées dans les trois stations jusqu'en juillet 1979, on n'en compte plus que 36 entre août 1979 et novembre 1980 (Tableau 5). De plus, le nombre d^espèces dominantes ' (D .g. m. > 1 %) diminue aux trois stations : au total, on passe de 28 espèces dominantes du- rant la première période à 15 durant la seconde . Parallèlement , les espèces principales voient leur dominance générale moyenne augmen- ter. A Brouennou, la D.g.m. de Amphiasaoides debilis s. str. passe de 23 à 40 %. A Corn ar Gazel, la D.g.m. de A. intermedia était de 63 % durant la première période étudiée, celle de C. perplexa est de 80 % durant la seconde période. A Kersaint, durant la première période, la D.g.m. de A, intermedia était de 26 %, celle de Kliop- syllus oonstrictus s. str. de 25 %, celle de Paraleptastacus spini- cauda de 22 % ; durant la seconde période, la D.g.m. de P. spinioau- da passe à plus de 55 %. Enfin, le cas de K. oonstrictus est intéressant à considérer : cette espèce avait une position tout à fait prépondérante jusqu'en juin 1978 ; elle est restée fréquente par la suite, mais sa D.g.m. est tombée de 24,7 à 5,5 %. Cependant, on observe une recrudescence de cette forme mésopsammique en novembre 1980, où sa dominance par- tielle est de 48,2 %, ce qui nous rapproche de la situation initiale de mars 1978. Discussion Dans l'ensemble, on assiste donc à une progression des espèces sabulicoles et à une régression des vasicoles. A Corn ar Gazel et à Kersaint, l'évolution aboutit même à une situation proche de celle qui prévalait en mars 1978 ; la diminution de A. intermedia et l'augmentation du stock des mésopsammiques laissent supposer une dépollution du milieu, dépollution facilitée par un hydro dynamisme plus intense à ces stations. Mais, à Brouennou, la progression des eurytopes est encore plus nette que celle des sabulicoles, grâce à certaines espèces telles que A. debilis s. str. qui occupent encore largement le biotope. 262 Doit-on considérer ces espèces (4. intermedia et A. debilis comme des "opportunistes" au sens où l'entendent Bellan (1967) et Glémarec et Hily (1981) pour la macrofaune ? Il est sans doute en- core trop tot pour l'affirmer, car nous manquons d'états de réfé- rences de ce type en méiofaune. Du point de vue de la richesse spécifique, c'est la station de Kersaint qui a perdu le plus d'espèces (7) par rapport à la première période étudiée (en juin 1978, 18 espèces étaient présentes à Ker- saint ; en juin 1980, il n'y en avait plus que 6) ; Brouennou en a perdu 5 et Corn ar Gazel en a gagné 2 . Mais le phénomène le plus significatif, à notre avis, est la réduction du nombre des espèces dominantes de chaque station et la tendance à la concentration de la faune harpacticoïdienne sur quelques espèces particulièrement bien adaptées au biotope . A Corn ar Gazel, cette tendance est poussée à l'extrême, c'est-à-dire qu'on a un peuplement presque monospéci- fique, correspondant à un biotope très sélectif d'où les espèces qui avaient envahi le milieu à la suite de la pollution disparaissent peu à peu. CONCLUSION Le microphytobenthos est très vite apparu, sur ces deux plages, peu sensible à l'action directe de la pollution (dosages de pigments et observations microscopiques in vivo réalisés en avril 1978) mais, partie intégrante de l'écosystème, il réagit au déséquilibre provo- qué dans celui-ci. Il est un révélateur des caractères édaphiques du biotope et représente un maillon du réseau trophique benthique sous sa forme active (chlorophylle a) ou détritique (phéophytine ) . Son étude apporte des éléments dans la distinction entre des fluctua- tions naturelles provoquées par 1 'hydrodynamisme et une réaction à la pollution des peuplements animaux interstitiels, ce qui explique- rait la différence constatée entre les deux années . Le méiobenthos, en tant que niveau trophique essentiellement lié au substrat, est particulièrement sensible aux fluctuations des paramètres écologiques, comme l'ont montré de nombreux auteurs (Gray, 1971 ; Arlt , 1975 ; Giere , 1979, Frithsen et Elmgren, 1979 ; Coull et Bell, 1979 ; Renaud-Mornant et Gourbault , 1980 ; Boucher et al . j 1981). Le méiobenthos est particulièrement précieux dans le cas des biotopes pauvres en macrofaune (Kersaint). Du point de vue quantitatif, on peut constater qu'il n'y a pas eu d' "hécatombe" dans la méiofaune, comme ce fût le cas en d'autres circonstances (Wormald, 1976). Mais on observe des perturbations au niveau des cycles saisonniers . A Kersaint , par exemple , il semble que la présence d'hydrocarbures ait provoqué une régression des peu- plements (en particulier des Copépodes Harpacticoides ) jusqu'en mai 1978 , ce qui a eu pour effet de retarder de deux mois le pic de printemps. Ce décalage n'est plus que de un mois l'année suivante et il est complètement résorbé en 1980. L'élévation temporaire des densités observée au bout de quelques mois peut être une autre con- séquence de la pollution liée à une eutrophisation inhabituelle du milieu provoquéepar un éventuel apport de matières organiques. Dans les milieux de mode battu, 1 'hydrodynamisme a agit rapidement pour, au bout de 12 à 16 mois, opérer un retour à l'oligotrophie habi- tuelle de ces milieux. D'une certaine manière, on retrouve ici le 263 schéma des mécanismes régulateurs des écosystèmes étudiés en baie de Morlaix par Boucher et al. (1981). Mais, en l'absence d'états de ré- férences antérieurs à la marée noire pour ces stations , nous reste- rons prudents dans l'interprétation des chutes de densités observées à Corn ar Gazel et Kersaint depuis juillet 1979, où intervient pro- bablement aussi la réapparition des prédateurs de la macrofaune. Beaucoup plus révélatrices sont les perturbations au niveau qua- litatif observées chez les Copépodes Harpacticoîdes . Après l'afflux d r espèces qui a fait suite à la marée noire (juin 1978 à Kersaint), une diminution de la richesse spécifique jointe à une certaine évo- lution des groupes écologiques montrent qu'un processus de retour à l'état initial est sur le point d'aboutir, en novembre 1980, sur les plages de mode battu. Par contre, une plage de mode abrité telle que Brouennou semble à un. stade de dépollution moins avancé, à moins que ce ne soit là son état normal... Encore une fois, l'absence de réfé- rences ne nous permet pas de nous prononcer avec certitude. En tout état de cause, l'évolution de la méiofaune en milieu pollué par-'les hydrocarbures est donc liée essentiellement à l'oxy- génation du sédiment et, par conséquent, à l'intensité de l'hydrody- namisme » Une "veille écologique" devrait permettre de mieux apprécier l'impact de cette marée noire, de préciser les délais de retour à l'état d'équilibre initial au sein des biotopes pollués et, d'une manière générale, de mieux comprendre les perturbations des écosys- tèmes susceptibles d'être pollués dans le futur. La valeur d'une approche par une étude des écosystèmes dans leur ensemble n'est plus à démontrer pour l'étude des effets des pollutions sur l'environne- ment (Linden et al., 1979). Il est souhaitable que les études entreprises , tant au niveau de la macrofaune que de la méiofaune et du microphytobenthos , puis- sent être poursuivies encore plusieurs années avec, en parallèle, un suivi des paramètres physico-chimiques et sédimentologiques . 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Pollut., vol. 11, pp. 117-130 Ce travail a été en partie réalisé grâce au Contrat N0AA/CNEX0 n° 79/6184'. 267 LONG-TERM IMPACT OF THE AMOCO CADIZ CRUDE OIL SPILL ON OYSTERS Crassostrea gigas AND PLAICE Pleuroneotes platessa FROM ABER BENOIT AND ABER WRAC'H, BRITTANY, FRANCE I. OYSTER HISTOPATHOLOGY II. PETROLEUM CONTAMINATION AND BIOCHEMICAL INDICES OF STRESS IN OYSTERS AND PLAICE by 1 2 Jerry M. Neff and William E. Haensly 1) Battelle New England Marine Research Laboratory, Washington Street, Duxbury, MA 02332, USA 2) Texas A&M University, Department of Vetinary Anatomy, College Station, TX 77843, USA INTRODUCTION On the evening of 16 March 1978, the. Liberian-registered super- tanker Amoco Cadiz (233,680 tons deadweight) ran aground and subse- quently broke up on Men Goulven rock, Roches de Portsall, approximately 2 km off Portsall on the Breton coast of France. Over a period of several days the complete cargo of the supertanker, which consisted of 120,000 metric tons of light Iranian crude oil, 100,000 tons of light Arabian crude oil and 4,000 tons of bunker fuel was spilled into the coastal waters. By mid April the oil had spread to and contaminated in varying degrees 375 km of the north and west coasts of Brittany (Hess, 1978; Spooner, 1978; Southward, 1978). At the time, it was the largest oil spill in maritime history. There have been two larger spills since then. Two estuaries in the heavily impacted area, l'Aber Benoit 6 km east of the spill and 1'Aber Wrac'h 9 km east of the spill, face west and became heavily contaminated with spilled oil. Aber Benoit and Aber Wrac'h are biologically rich and before the spill supported large oyster mariculture operations and other commercial fisheries.; It was therefore of considerable economic and hygenic impor- tance to accurately assess the progress of the long-term recovery of the estuarine biota from the impact of the oil spill. Several factors relating to this spill, including the large volume of oil spilled, the prevailing winds and currents which drove much of the oil ashore, adverse weather conditions and large tidal prisms which resulted in the incorporation of large amounts of oil into bottom sedi- ments, and the extreme biological richness of the impacted area, all 269 conspired to create a "worst case" scenario for marine oil pollution. Therefore, the Amoco Cadiz spill offered a unique opportunity to study in detail the long-term impact and timecourse of biological recovery from a catastrophic pollution incident. While we already know that the immediate biological effects of the spill were very serious in some areas (Cross et al., 1978; Chasse, 1978; Chasse and Morvan, 1978), there was very little information upon which to base estimates of the rate at which the impacted area would be returned to pre-spill biological productivity. We have used several biochemical parameters and histopathological examination in an ongoing biological survey to assess the health and rate of recovery of marine animals from the two heavily polluted estuaries. The primary objective of this research program was to assess the degree of chronic sublethal pollutant stress experienced by representa- tive species of benthic fauna from Aber Benoit and Aber Wrac'h. Two indices of stress were used. These are "histopathology and biochemical compositionv We expected the fauna of these severely 'impacted estuaries to exhibit an elevated incidence of various histopathological lesions directly or indirectly related to oil pollution stress. As the estuaries recovered from the spill the incidence of these lesions was expected to diminish. Similarly, the. concentrations of certain diagnostic biochemical components of the severely stressed fauna were expected to deviate sig- nificantly from normal. These diagnostic biochemical indices were expected to return to normal as the estuaries recovered and the resident fauna became less severely stressed. The results of this investigation provide valuable information for assessing the biological recovery of these severely polluted estuaries. They also provide a means of diagnos- ing, pollutant stress in other polluted environments. I. Histopathology of Oysters Crassostrea giqas Marine animals readily accumulate petroleum hydrocarbons in their tissues from dispersion or solution in sea water and to a lesser extent from petroleum-contaminated sediments and food (see recent reviews by Neff et al., 1976 a,b; Lee, 1977; Varanasi and Malins, 1977; Neff, 1979; Neff and Anderson, 1981). The accumulated hydrocarbons and in particular the more toxic aromatic hydrocarbons interact with cellular membranes and interfere with membrane-mediated biological processes (Roubal and Collier, 1975). Two types of histopathological lesions may result from chronic contamination of marine animals with oil. 270 The first type is due to the direct toxic effects of petroleum hydrocarbons and associated heavy metals on cells. These compounds may produce a variety of histopathological lesions in the affected organ systems. There are several reports that exposure to sublethal concentrations of oil in laboratory or field studies resulted in epi- thelial sloughing and discharge of mucus glands in the gills of teleost fish (Blanton and Robinson, 1973; Gardner, 1975; Hawkes, 1977; McKeown and March, 1978). McCain et al. (1978) reported severe hepatocellular lipid vacuolization in English sole Paropïirys ventulus following exposure for four months to experimentally oiled (Alaskan North Slope crude oil) sediments. Rainbow trout fed Prudhoe Bay crude oil-contaminated food showed several histopathological changes in the liver (Hawkes, 1977). These included glycogen depletion, proliferation of the endoplasmic reticulum and focal necrosis with connective tissue infiltration in necrotic regions. We have described a wide variety of histopathological lesions to embryos and fry of the killifish Fundulus heteroclitus exposed chronically during embryonic development to the water-soluble fraction of No. 2 fuel oil (Ernst et al., 1977). In a recent laboratory study of the effects of water soluble fractions of crude oil on marine fish, one of us (Eurell and Haensly, 1981) observed a variety of histopatho- logic changes in liver and gill tissues. Little research has been puSlished on the histopathological effects of petroleum in benthic marine invertebrates. However lesions similar to those described in fish can be expected in the analogous organs of marine invertebrates. Although crude oil contains known carcinogens such as benzo[a]pyrene and 7, 12-dimethylbenz[ a] anthracene, petroleum- induced cancer has not been unequivocally demonstrated in any marine species (Neff, 1979). However, there are several reports of increased incidence of cancer-like lesions in natural populations of marine invertebrates and fish from hydrocarbon polluted sites (See recent symposium volumes edited by Dawe et al., 1976 and Kraybill et al., 1977). The second type of histopathological lesion resulting from chronic exposure to sublethal concentrations of oil is caused by elevated suscep- tibility of contaminated animals to bacterial, virus or parasite infection. This increased susceptibility may result from damage to protective epi- thelia in the affected animals or to deleterious effects of the pollutant hydrocarbons on the immune system of the animal (Hodgins et al., 1977; Sinderman, 1979). Marine animals which have been subjected to chronic sublethal oil pollution stress can be expected to exhibit an elevated incidence of disease in comparison to non-contaminated animals. 271 MATERIALS AND METHODS Oysters Crassostrea gigas were collected during five sampling trips to France. Dates of these trips were December 1978, April 1979, July- August 1979, February 1980, and June- July 1980. In Aber Benoit, oysters were obtained from commercial oyster pare owners in St. Pabu and Prat Ar Coum. Oysters from Aber Wrac'h were obtained from a commercial opera- tion near Paluden. Aber Benoit oysters were not available in August 1979. Reference oysters were obtained from several places. None were completely uncontaminated with oil. On the first two trips, December 1978 and April 1979, the oyster pare operator at St. Pabu had oysters from the Rade de Brest (supposedly uncontaminated) which he was holding for later sale. We used these as reference oysters. Subsequent hydro- carbon analysis revealed that these oysters were as heavily contaminated with petroleum as Aber Benoit oysters. They had probably become contam- inated during brief holding in the contaminated water of the Aber, as Michel and.Grizel (1979) subsequently showed in transplant experiments. On the third trip, August 1979, reference oysters were obtained from the CNEXO mariculture field station at lie Tudy* On the fourth and fifth trips, February 1980 and June 1980, reference oysters were obtained from a commercial oyster pare owner on the Rade de Brest at Plougastel. As soon as possible after collection, the oysters were shucked and the soft tissues fixed whole in freshly prepared Helly's fixative. The visceral mass was incised to insure rapid penetration of the ■ fixative. After fixation the oysters were washed, dissected into several organs or body regions, dehydrated in ethyl alcohol and embedded in paraffin embedding medium. Organ systems processed for histopathological examination included: visceral mass (includes digestive tract, digestive gland, kidney and gonad), gill, and mantle. Sections were cut a 6' um with a rotary microtome and stained with hematoxylin-eosin. All tissue blocks and prepared micros lides of oyster tissues were labeled, inventoried and archived . Tissue sections were evaluated qualitatively. The qualitative pro- cedures included a description of the average and limits of normal for the histological status of each tissue. All histopathological lesions were described in full. The incidence of different types of lesions in each tissue was recorded. The incidence of different types of lesions in each tissue was recorded. These data for the three populations (2 oil-contaminated stations and one control station) were compared. Seasonal and temporal differences in the incidence of pathological lesions were also recorded. A photographic record of normal tissue histology and of all types of histopathological lesions was made and archived . 272 RESULTS Tissues from 134 specimens of Crassostrea gigas from four sites were examined for histopathologies over five sampling trips. From the speci- mens collected, tissue samples of 131 adductor muscles, 127 stomach/ intestines, 129 digestive glands, 130 gonads, 134 gills, and 130 mantles were examined for a total of 781 tissues out of a possible 804. A total of nine types of pathologies were found with an incidence of 241 occurrences (Table 1). Five-hundred and ninety of the 781 (75.6%) tissues examined were free of pathologies; or, 191 of the 781 (24.3%) tissues examined bore one or more pathologies. Of the 241 pathologies found, 77 (32.0%) were various types of symbioses, while 164 (68.0%) cases apparently were not correlated with symbioses. Table 2 summarizes the distribution of pathologies among the tissues examined. Adductor muscle had the lowest incidence (3.8%). Digestive gland tissue had the highest incidence (23.9%) followed by gill (22.0%), mantle (21.4%), gut (17%), and gonad (11.9%). The number of tissues with pathologies was nearly evenly distributed among the collecting sites. Oysters from reference stations had a higher incidence of lesions, particularly in gonad and gill, than oysters from oil-polluted sites. Thirty percent of the oyster tissues from both Aber Wrac'h and Aber Benoit bore one or more pathologies. Forty percent of the tissues from Rade de Brest and lie Tudy combined contained one or more pathologies. Overall, mantle bore the lowest number of pathology types (3) while digestive gland contained the most types of pathologies (9) followed by gut (7), gill (6), gonad (5), and muscle (4). Pathologies and their distributions among organs and sites are described below. 1. Muscle . - Muscle tissues were examined from 131 C. gigas . Samples for microscopic examination were dissected from the adductor muscle and both fast and catch muscles were examined when possible. Generally, two tissue samples were taken from each muscle and oriented to give both longitudinal and cross sections. Histopathologies occurred in 4.6% (6 of 131) of the muscle samples examined. There were a total of 9 incidences of. the three pathologies described below. Muscle from reference stations contained the widest variety of pathologies. No pathologies were found in muscles from Aber Benoit. 273 Table 1. Types of pathologies, total incidence of each, affected organ and collecting site of occurrence Pathology Incidence Orçan* Site+ Amoebae Ciliates Sporozoans Copepods Nematodes Degeneration Necrosis General leucocytosis Focal leucocytosis Total 241 3 DG,MA C 21 GU,DG,GI W,8,C 29 MU,GU,DG,G0,GI,MA W,B,C 23 GU.DG.GI B,C 1 DG W 10 MU,GU,DG,G0 w $ c 9 GU,DG,G0 W,B,C 93 MU,GU,DG,G0,GI,MA W,B,C 52 MU,GU,DG,G0,GI,MA W,8,C MU = Muscle GU = Gut 0G - Oigestive gland GO - Gonad GI - Gill MA - Mantle C - Control (Rade de Brest and lie Tudy) W - Aber Wrae'h B - Aber Benoit 274 Table 2. Distribution of pathologies in tissues of oysters Crassostvea gigas from two oil contaminated estuaries and from reference stations, with sampling times combined. Station Muscle Gut Digestive Gland Organ Gonad Gill Mantle Total Reference 17 20 15 21 18 96 Aber Benoit 18 19 14 17 74 Aber Wrac'h Jl 18 17 71 Total 10 41 57 28 53 52 241 275 Abnormally high numbers of eosinophilic leucocytes (general leucocytosis) were apparent in 1.5% (2 of 131) of the adductor muscle samples exmained. Leucocytes were generally spread throughout the muscle rather than being in focal aggregations. Aggregated eosinophilic leucocytes were present in 1 of 131 adductor muscles examined. For the purposes of this report, this aggregation was classified as a focal leucocytosis although there was no central core or tight concentric arrangement of leucocytes as reported from Crassostrea VÙrgiTTÙca (Armstrong et al., 1980). This may be an inflammatory response to what appears to be a foreign body, possibly a nematode, at the edge of the aggregation. Five (3.8%) of the muscles examined contained areas of degenerated muscle bundles. This condition was characterized by a breakdown or liquefaction of the cellular integrity. Degenerated areas contained amorphous, light staining debris and fibers. No pyknotic nuclei were present in surrounding whole muscle fibers and no inflammation (increased number of leucocytes) was apparent. Unidentified sporozoans in the plasmodial stage were found in 1 of the 131 muscles examined. 2. Digestive Gland . - The digestive glands of 129 C. gigas were examined. Generally, two samples were taken from each specimen at differ- ent levels (anterior and posterior) of the digestive gland. Histopathologies were noted in 44.2% (57 of 129) of the digestive gland samples examined. There were a total of 64 incidences of the 9 types of pathologies described below. Twenty-seven of these or 42.2% apparently were not attributable t© symbioses, while 37 (57.8%) were a type of symbiont or were clearly attributable to symbioses (i.e. inflam- mation). The distribution of these histopathologies among sampling sites is summarized in Table 3» Digestive gland samples from Aber Benoit con- tained more pathologies than samples from the other two sites. All digestive gland samples from the December, 1978 collection at Aber Benoit bore one or more pathologies. Samples from other sites over the five collections had no more than 62% incidence of pathologies. Abnormally high numbers of eosinophilic leucocytes were dispersed throughout the leydig tissue between diverticula in 5 (3.7%) of the 129 samples examined. In some, leucocytes were also invading the diverti- cular epithelium. These cases could have been inflammatory responses to parasites such as copepods which were not included in the sectioned material. That is, the sections could be at the edge of an inflammatory response as described below. 276 un a> c ■F— »— Q. s . c -o o 0) c 13 •r* E "O T3 S X 13 eu ^-» O) £ •r— -»™ 4J u l/l cu (U Q. Of l/l •f~ -3<*- o ea V. Cad) • eu c — CU CT> un O L. «3 CU, (/> o > -o 3 1— SJ ^~ <- m «a CM " ' i — UO r*. 1 i r^ 4-> un Ol s_ 03 eu T3 01 T3 «3 Q£ CM «3- 01 ■M -M •p— °f— t/1 O CM r» 1 «3- 1 U0 P^ 1 ci en c CM cu CO • S_ CU JC < Lf> *r JS a u » 13 p— CO p— « r— 1 «a* CM ^™ i co 5- r— 3 !_ CU .O. «S un •p- l/> un e un ■^ V" o O un un •F» S. > O— > O 4-1 u a *j — «J f0 eu un hj eu (T3 »-• o >> T3 >»«-» u z eu eu o T3 ■o 13 1— ■ U S- O i— eu "3 4-> Ni O o +-> o O CU O fl c 1^ .S. CL O g U C o o eu «3 eu •r— u "3 eu ^ *-> 3 CU 3 O en U o »^ o E Cl T3 eu en CU u>- eu O 5 •^ CL eu O 1 a. _j ■ — > _J *— Q u_ «C U iyi z <_3 277 Aggregates of eosinophilic leucocytes, were present in 12.4% (16 of 129) of the digestive glands examined. Almost all cases were in specimens from Aber Wrac T h or Aber Benoit (Table 3). For the purpose of this study, these were termed focal leucocytoses. They differed from a general leuco- cytosis in that the leucocytes were in a dense clump, sometimes focal, rather than being dispersed throughout the tissues. General leucocytosis may possibly, in some cases, be a part of a focal inflammation viewed some distance from the focal foreign body or parasite. Some cases of focal leucocytosis appeared to be confined to the leydig tissue surround- ing the diverticulae and were not totally "focal". In most cases, however, the condition involved mass invasion of the lumina by leucocytes and/or phagocytes with large numbers of leucocytes and/or phagocytes massed in the surrounding leydig tissue. Decomposed portions of copepods were present in the lumina of two specimens and no doubt were responsible for the mass inflammation. Copepods were not apparent in the leucocytic inflammations in the digestive glands of the other specimens. These inflammations, or focal leucocytoses, may also have been responses to copepods as they were identical in all aspects except for the observed presence of copepods in the section. In one case, well-formed focal aggregates were present in the leydig tissue adjacent to the digestive gland» In one, the leucocytes were con- fined to a well-formed "pocket", while in another the leucocytes were also spread from the "pocket" to adjacent leydig tissue. A massive pocket of leucocytes was present in one of the digestive glands examined. Leucocytes were confined to the large "pocket". Adjacent leydig cells were compressed. A degeneration of two or three diverticula was observed in one digestive gland and was associated with a copepod parasite. This involved a breakdown of the diverticular epithelia and basal membranes with leucocytic inflammation. Five (3.9%) of the samples examined bore small necrotic areas on one to four diverticula. These areas were characterized by a breakdown of cellular integrity accompanied by light staining cellular debris and a limited number of leucocytes. Necrosis appeared to be minor. Amoebae were present in the digestive gland of one C. gigas. Digestive glands of 16 (12.4%) of the C. gigas examined contained ciliates. Ciliates were evenly distributed among Aber Wrac'h, Aber Benoit and Rade de Brest oysters and were sometimes quite numerous in the diverticular lumina. Ciliates were oblong, with a somewhat pointed 278 antenai, and longitudinal spiral rows of short, stout cilia. They did not appear to damage the diverticula. Sporozoa were present in the diverticular epithelium of 16 (12.4%) of the specimens examined. All but two of the cases were from Aber Benoit or Rade de Brest and lie Tudy (Table 3). Sporozoans were spher- ical and stained very intensely. They were often surrounded by a clear (lysed ?) zone. The digestive gland of one specimen bore a nematode which elicited an inflammatory response, an aggregation of eosinophilic leucocytes. Remains of copepods were noted in the diverticula of 3 C. gigas from Aber Benoit. They were accompanied by heavy leucocytic inflammation and were being phagocytized as evidenced by the presence of leucocytes in the copepods. 3. Gut . - Samples consisting of stomach, intestine and often esoph- ageal and rectal tissues were examined from 127 C. gigas. Generally, two tissue samples were taken from each specimen (anterior and posterior portions of the visceral mass). Histopathologies were noted in 32.2% (41 of 127) of the gut samples examined. There were 62 cases of the 6 pathology types discussed below. Thirty-five percent (22) involved a symbiont while 40 cases (65%) apparently were not symbiotic in nature, although there may be some question about this. Specimens from the combined reference stations bore more than two and a half times the pathologies as Aber Wrac'h specimens. Oysters from Aber Benoit contained slightly fewer pathologies than those from the reference stations and twice the number of pathologies as speci- mens from Aber Wrac'h. Abnormally high numbers of eosinophilic leucocytes (general leuco- cytosis) were noted in the intestinal epithelium, and sometimes surround- ing leydig tissue, of 15% (19 of 127) of the C. gigas examined. Almost all cases were in oysters from Rade de Brest. This condition was diffi- cult to judge. Oyster intestinal epithelium normally has some leucocytes between columnar cells. However, the large number of leucocytes in the intestinal epithelium of these 14 specimens appeared abnormally high, the number was considered abnormally high if the basal portion of columnar cells was completely, or almost completely, obscured by leucocytes. However, there still is some doubt about whether' this is a "pathology" or a normal condition. Except for the large number of leucocytes, the intestinal tissues appeared very healthy. 27 9 Focal aggregates of leucocytes were present in the intestinal epi- thelium, or adjacent to it, in 14.2% (8 of 127) of the gut tissues examined. One case involved a large, loose aggregation of leucocytes in the leydig tissue beneath the basement membrane. Another involved small clumps of leucocytes between the columnar epithelial cells. Like the general leucocytosis, this condition was difficult to judge. Leuco- cytes are normally present in the epithelium, but more or less scattered about. These clumps could be normal phagocytosis, although no foreign matter was ever observed in such clumps . The intestinal epithelium containing the above clumps appeared otherwise very healthy. Focal necrotic areas were present in the gut epithelium of 3 (2.3%) oysters examined. In two incidences, the gastric shield was involved. This condition was characterized by a breakdown of the structure of the gastric shield and/or epithelium, a concentration of debris at the affected area, and leucocytic inflammation of the gastric shield and/or epithelium. Ciliatas were present in the gut lumen of one C. gigas.. These ciliates were the same type as described above in the digestive gland. The plasmodial stage of an unidentified sporozoan was noted in the epithelium of a single C. gigas. The Plasmodium was amoeboid in appear- ance with several nuclei. The gut otherwise appeared in very good condition. Copepods were present in the stomach of 15.7% (20 of 127) of the specimens examined. No oysters from Aber Wrac'h bore copepods. None of the copepods observed were being phagocytized as was the case in the digestive gland. Up to three copepods were observed in some sections. 4. Gonad . - Gonadal tissues of 130 C. gigas were examined. Gener- ally, two tissue samples were taken from each specimen (anterior and psoterior visceral mass). Gonadal tissues from C. gigas were a very difficult tissue type to assess for non-symbiotic pathologies. Possible histopathologies were noted in 38% (9 of 130) of the gonadal tissues examined. There were 50 incidences of the three non-symbiotic pathology (?) types and one symbi- otic pathology discussed below. Only six of the 50 conditions were of an apparent symbiotic nature. Half (36 of 71) of the female gonadal tissues examined exhibited moderate to heavy aggregations, both focal and general, of eosinophilic leucocytes. This presented a perplexing problem in determining if this 280 represented an inflammatory response to a stressful condition and therefore a pathology due to such stress, or if it was a normal condi- tion in the reproductive cycle of C. gigas. This condition was present in only one Crassostrea virginioa from South Louisiana oil platforms (Armstrong et al., 1980) but was observed in other bivalve species (10% of specimens examined in association with degeneration or necrosis of the gonad). Eight female C. gigas from the Pacific Northwest (Sequim, Washington) were examined for comparison. All eight appeared to be in a post-spawn condition and all had heavy aggregation of leucocytes in the gonadal tissues. The spawning cycle of the C. gigas from France could not be defin- itely determined. Undifferentiated (could not determine if it was male or female), undeveloped,, developing (immature), ripe (mature) and spawned stages were present in samples from all five of the collecting periods (December 1978, April 1979, August 1979, February 1980, and June 1980). The majority of the specimens from December 1978, however, appeared to be of the spawned stage at Aber Wrac'h, ripe at Aber Benoit, and undiffer- entiated at "Rade de Brest. In April 1979, the majority of the specimens appeared to be in the developing stage at all three sites. The majority of the specimens taken during August 1979 and June 1980 appeared to be of the ripe stage at all .three sites, although there were some spawned- appearing specimens from Aber Wrac'h in August 1979. The February, 1980 collection yielded more undifferentiated and developing specimens. This does somewhat indicate an early winter spawn, but as already stated, all reproductive stages were present in samples from all five collection periods. In the C. gigas from France, 13.8% (18 of 130) of the gonads examined contained large numbers of leucocytes dispersed throughout the tissues. All 18 incidences were in female gonads (18 of 76 or 23.8%), This condition was present in undeveloped, developing (immature), ripe and post spawn ovaries. In some cases it could not be determined if the ovary was in a developing stage or a post-spawn stage because of the large numbers of leucocytes present. In some, the gonad appeared fully spawned (entire gonad examined contained only a few ova and ovacytes, follicles largely empty) , while in others part of the ovary was packed with ova (ripe) and the other part contained few ova and ovacytes (spawned) and many leucocytes. In gonads with large numbers of leuco- cytes, all or almost all ova appeared normal (not degenerating or lysing). The 29 normal ovaries (no aggregations of leucocytes present) included the undeveloped, developing (immature), ripe and spawned stages. Twenty-two of the 130 (16.6%) gonads examined contained compact clumps of leucocytes ranging from foci in the follicular wall to large 281 clumps in the ovary to foci in the leydig tissue of the testes • Nine- teen (86.4%) of the cases were in female gonads. Reproductive stages varied from undeveloped to spawned. Three of the cases were found in testes. In the general and focal leucocytoses discussed above, the differ- ence between the two was in the extent (small area, tight clump vs. general dispersion over several follicles) of inflammation, but this was sometimes difficult to ascertain and the two may blend together. Necrotic appearing areas were noted in 3.1% (4 of 130) of the gonads examined. These areas were characterized by cellular debris, degenerating ova, and leucocytosis. Sporozoa were present in 4.6% (6 of 130) of the specimens examined. Sporozoans were spherical, densely staining, and were embedded in the gonadal tissue. The specimens appeared to be surrounded by a small lysed "halo" area. 5. Gill . - Gills from 134 C. gigas were examined for pathologies. Generally, three pieces of gill -(consisting of both lamellae) were dissected from one side and oriented (when possible) to give both longi- tudinal and transverse sections. Histopathologies were noted in 31.3% (42 of 134) of the gills examined. There were a total of 49 cases of the six pathology types described below. Forty-three (87.8%) were apparently not symbiotic or related to a symbiotic condition. Abnormally high numbers of eosinophilic leucocytes were present in 31.3% (42 of 134) of the gills examined. In most incidences, the leuco- cytes were dispersed throughout several plica, but four cases appeared to be more focally organized in one or two plica. Amoebae were noted in the gills of one C. gigas. The infection appeared to be light as only two amoebae were found. The amoebae were circular in outline with a hyaline cytoplasm. The nucleus occupied approximately one-third of the cell. A small, spherical inclusion body was adjacent to the nucleus. The gills of four (3%) specimens examined harbored ciliates in their water tubules. Ciliates were somewhat crescent-shaped with tufts of stout cilia extending downward from the two tips. The arms of the crescent were sometimes turned inward so that the tips of the cilia were touching, giving a partially hollow, circular shape to the ciliate. Two 282 lateral nuclei were present. The ciliates apparently provoked an inflammatory response as most were surrounded by eosinophilic leuco- cytes in the water tubules, or the surrounding tissues contained abnormally high numbers of lucocytes. One specimen contained the plasmodial stage of a sporozoan. Multi- nucleate Plasmodia were subspherical to ovate. Numerous Plasmodia were dispersed throughout the gill, but most heavily in the leydig tissue of the in ter lamellar area. A single copepod was found on a gill filament of one C. g-igas. No necrotic areas were observed on the gills examined and the outer columnar epithelium of the specimens examined appeared healthy. The number of mucous glands in sections of randomly selected plica and term- inal grooves were counted in an effort to determine if specimens from Aber Wrac'h and Aber Benoit contained more active glands than those from Rade de Brest and lie Tudy. The results were inconclusive. The number of mucus cells per unit area of gill was not statistically significantly different among the three populations. 6. Mantle . - Sections of mantle from 130 specimens were examined. Two or three pieces of mantle were dissected from specimens and oriented to give a transverse section across the tri-lobed edge. Histopathologies were noted in the mantle of 31.5% (41 of 130) of the specimens examined. There were a total of 47 of the three pathology types described below. The distribution of the pathologies among sampling sites was nearly equal. Abnormally high numbers of eosinophilic leucocytes were noted in 35.4% (46 of 130) of the specimens examined. Thirty-eight of the inci- dences involved large numbers of leucocytes dispersed beneath the epi- thelium or in the leydig tissue. Eight cases, however, involved leuco^- cytes which were more aggregated in. clusters. Sporozoans were found in the mantle of a single specimen. No necrotic areas were found on any of the mantles examined. All epithelial cells appeared healthy. In an effort to determine if the mantle epithelium of oysters from Aber Wrac'h and Aber Benoit contained significantly more mucous cells than specimens from Rade de Brest and lie Tudy, the number of mucous cells in a high power field were counted at a level even with the circump alliai nerve and an area three fields higher. Specimens from Aber Wrac'h contained slightly more (average of 27.5 to 34 for the five collections) mucous cells than those from Aber 283 Benoit (average of 20 to 32) and Rade de Brest and lie Tudy (average of 22 to 31). The differences were not statistically significant. CONCLUSIONS In general, oysters Crassostrea gigas from all five collections and all four sampling stations appeared to be extremely healthy as determined by histopathological examination. Incidence of parasitic infestation was very low, especially when compared to incidence of para- sitism in C. vivginica from the northwest Gulf of Mexico. The low incidence of parasitism in C. gigas from Brittany may be due to the fact that they are a recently- introduced mariculture species in the area. There probably has not been enough time for their parasites to catch up with them. According to Henri Grizell (personal communication) , parasitism and disease are increasing in these oysters. The most prevalent pathologic lesion in C. gigas from Brittany was leucocytosis. In mollsucs, this condition is usually a response to chemical or physical irritation. It is an inflammatory defensive response. However, size and distribution of leucocyte populations varies greatly in. different mollusc species under different environmental conditions. C. gigas generally seems to have more leucocytes than the closely-related C. vivginica. Thus, the extent to which observed leucocytoses in C. gigas were normal or pathologic is uncertain. In any event, incidence of leucocytosis was similar in oysters from oil- contaminated Aber Benoit and Aber Wrac T h and from reference stations in the Rade de Brest and at lie Tudy. Necrosis was observed several times but no definitive cases of hyperplasia, neoplasia or other precancerous conditions was noted in any of the four oyster populations. There were no consistent temporal trends in incidence of pathology in the oysters from oiled and reference stations. Oysters collected in December 1978, nine months after the spill, had an incidence of patho- logical conditions similar to that in oysters collected in June 1980, twenty-seven months after the spill. One difference that may have obscured other effects was size. By June 1980, oysters which had been in the Abers at the time of the spill had grown to very large size. During the first year after the spill, there was little evidence of growth in oysters from the two Abers. During the second year, growth appeared normal or even accelerated. 284 There was also some indication, based on observations of gonadal condition, that oysters from the Abers had an altered reproductive cycle compared to reference oysters, possibly including near complete reproduc- tive suppression for one year after the spill. Sample sizes and frequen- cies were not great enough to demonstrate this convincingly. II. Petroleum Contamination and Biochemical Indices of Stress in Oysters and Plaice The most obvious immediate biological effect of the Amoco Cadiz spill was a very large kill of benthic estuarine and coastal marine organisms (Cross et al., 1978). The rate of recovery of these benthic communities would depend on the rate and success of reproduction by the surviving animals in the affected area and on the success of recruitment from adjacent unpolluted areas. The resident benthic fauna in the oil- impacted area which survived the spill were undoubtedly severely stressed, Because of the heavy contamination of the estuarine sediments with oil it is highly probable that the surviving resident benthic fauna would continue for 'some time to be stressed and potential immigrants to the estuaries would be subjected to stress as they settled there. Considerable research has been conducted in recent years on sub- lethal physiological stress responses of marine animals to oil and other types of pollution (Neff et al., 1976a; Anderson, 1977; Johnson, 1977; Patten, 1977; Neff, 1979-; Thomas et al., 1980; Neff and Anderson, 1981). A variety of sublethal physiological and biochemical responses to pollutant stress have been described. In an ecological perspective, the net effect of chronic pollutant stress on marine organisms is to shunt limited energy resources away from growth and reproductive processes to maintenance and homeostatic functions. The result is decreased growth, fecundity and reproductive success in the stressed population. A variety of biochemical parameters are altered in stressed animals and reflect the stress-induced chaiiges in energy balance and partitioning. These biochemical parameters can be used as an index of pollutant stress in marine animals. Biochemical indices of pollutant stress chosen for use in this investigation include hemolymph glucose concentration and adductor muscle-free amino acids in oysters; and blood glucose and cholesterol, liver glycogen and ascorbic acid, and muscle-free amino acids in plaice. We have discussed elsewhere the rationale for using these parameters as indices of pollutant stress (Thomas et al., 1980, 1981 a,b). 285 When exposed to petroleum, marine molluscs and teleost fish readily accumulate hydrocarbons in their tissues (Neff et al., 1976b; Varanasi and Malins, 1977; Neff and Anderson, 1981). Molluscs tend to release accumulated hydrocarbons relatively slowly when concentrations in the ambient medium are reduced. However, under similar conditions, teleost fish release hydrocarbons very rapidly. Differences in hydrocarbon release rate by molluscs and fish can be attributed to differences in ability to convert hydrocarbons to polar more readily excreted metabo- lites by the cytochrome P-450 mixed function oxygenase system and related pollutant-metabolizing enzyme systems (Varanasi and Malins, 1977; Neff, 1979). In the present investigation, aliphatic and aromatic hydrocarbons were analyzed in oysters and plaice from oiled and reference stations to assess patterns of hydrocarbon accumulation and release and to allow for correlations between levels of hydrocarbon contamination of animals and histopathological/biochemical responses . MATERIALS AND METHODS Oysters Crasçostrea gigas were collected for biochemical analysis on the first three sampling trips. Sampling sites were as described earlier in the section on oyster histopathology. Oysters were shucked and a sample of hemolymph was collected immediately from the heart or the adductor muscle and stored frozen until analyzed. Adductor muscle was also sampled and stored at -60 °C until analyzed. Plaice Pleuroneates platessa were collected by otter trawl from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h. Reference stations for plaice samples were as follows: December 1978, Baie de Douarnenez; April 1979, Loc Tudy; August 1979, February 1980, June 1980, He Tudy. Fish from the Baie de Douarnenez and Loc Tudy were collected by otter or beam trawl. Fish from He Tudy were captured by net at the sluice gate of the CNEXO mariculture pond and held in large circular holding tanks with flowing seawater until sampled. Samples were taken as soon as possible after capture and while the fish were still alive. Tissue samples included blood, muscle and liver. Blood samples were centrifuged to remove red blood cells. Serum, muscle, and liver were frozen immediately in liquid nitrogen and kept frozen at -60° until analyzed. Samples from 5-10 animals from each station and each trip were analyzed biochemically. Blood glucose and liver glycogen were measured with a Yellow Springs Instruments automatic glucose analyzer, Model 23A. 286 This method, based on the glucose oxidase enzymatic reaction, is highly specific for glucose and required only 25 ul of serum. Replicate deter- minations of each serum sample were performed. Total and esterified cholesterol in serum was determined by a cholesterol oxidase assay system which is both highly snesitive and specific. For tissue-free amino acid analysis, muscle tissue was thawed, weighed and homogenized in distilled water using a 2/1 ratio of distilled water/wet weight. Homogenates were deproteinized with 12.5% trichloro- acetic acid and then centrifuged. The supernates were frozen, thawed, and centrifuged again to remove additional TCA precipitates. The super- nates were then evaporated to dryness on a rotary evaporator and the residue dissolved in 0.2 M Citrate buffer adjusted to pH 2.2. The extracts were analyzed with a Beckman automatic amino acid analyzer. The amino acid composition of the extract and the concentration of individual amino acids in it were determined. Taurine/ glycine molar ratios were computed. Variations in amino acid compositions and concen- trations among fish and oysters from different sampling stations were analyzed statistically. Plaice liver was analyzed for ascorbic acid. Tissue samples were thawed, weighed and homogenized in 3% raetaphosphoric acid-8% acetic acid solution. After centrifugation, the supernates were analyzed immediately by the a,a-diperidyl technique of Zannoni et al. (1974). Oysters and plaice samples for hydrocarbon analysis were taken at the same times and places as samples for biochemical/histopathological analysis. Ten to twelve whole oysters were pooled for each sample. They were shucked and tissues were rinsed in distilled water, blotted dry, wrapped in hexane-cleaned aluminum foil and frozen at -60 °C until analysis. For the April 1979 sample,- whole fish were used. For sub- sequent samples, pooled samples of liver and muscle from 5-10 fish were used. Fish tissue samples were handled like oyster samples. Hydrocarbon analyses were performed by Dr. Paul Boehm, ERCO, Cambridge, Massachusetts using capillary gas chromatography /mass spectrometry. 287 RESULTS AND DISCUSSION Petroleum Hydrocarbons Concentrations of total aliphatic and aromatic hydrocarbons in tissues of oysters Cvassostvea gigas from Aber Benoit and Aber Wrac'h, heavily contaminated with Amoco Cadiz oil, and from supposedly clean reference stations are summarized in Table 4. Reference oys-ters for the first two collections were Rade de Brest oysters which had been held for a -short period of time in concrete holding tanks on the shore of Aber Benoit at St. Pabu. These reference oysters were heavily contaminated with Amoco Cadiz oil as were the authentic Aber Benoit and Aber Wrac'h oysters. "Hydrocarbon status" of samples was determined by comparing GC peak profiles of f]_ and Î2 hydrocarbon fractions of tissue extracts to GC profiles of authentic weathered Amoco Cadiz oil. Apparently, sufficient oil was still leaching from the sediments of the Aber 13 months after the spill to allow rapid and heavy contamination of oysters exposed to waters of the bay. Michel and Grizel (1979) reported similar rapid hydrocarbon contamination of oysters transplanted to stations in Aber Benoit and Aber Wrac'h. Subsequent reference oyster samples were obtained from sites which had not .received Amoco Cadiz oil. They con- tained low levels of petroleum hydrocarbons not of Amoco Cadiz origin. Concentrations of total aliphatic and aromatic hydrocarbons in oysters from Aber Benoit and Aber Wrac'h did not vary substantially over the time-course of this investigation (up to 27 months after the spill) . The persistence of petroleum hydrocarbons in tissues of oysters probably represents, in part, a continuous recontamination with hydrocarbons leaching gradually into the water from the heavily contaminated sediments of the Aber s . Oysters from the Baie of Morlaix, east of Aber Wrac'h and less heavily contaminated with Amoco Cadiz oil than the Abers, collected 17 months after the spill, contained about half the aromatic hydrocarbons of Aber Wrac'h oysters. It is interesting to note that Abér Benoit oysters collected in December 1978 and April 1979 had a distinctly oily taste. Oysters sampled in August 1979 and later did not taste oily. Apparently, 200 ppm aromatics is not readily detected by taste, whereas 500 ppm is. More detailed analysis of the aliphatic fraction of the oyster samples revealed some interesting trends (Tables 5-7). In all but one case (Aber Wrac'h, April 1979), the aliphatic fraction of Aber Benoit and Aber Wrac'h oysters was dominated by the low boiling aliphatics, C]_q - C20» including n-alkanes, branched and isoprenoid compounds. This is quite unlike weathered Amoco Cadiz oil or oil in the Aber 288 Table 4 . Concentrations of total aliphatic and aromatic hydrocarbons (measured gravimetrically) in oysters Crasaoatrea gigas from reference stations and from two estuaries contaminated with Amoco Cadiz oil. Status determined according to pattern and identity of GC peaks. Date/Sample Hydrocarbon Fraction (pq/q dry tissue) Aliphatics Aromatics Status December 1978 (9) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 47.8 208.0 136.7 552.2 115.4 540.0 AC oil AC oil AC oil April 1979 (13) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 153.9 1001.0 114.9 690.0 225.8 986.1 AC oil AC oil AC oil August 1979 (17) He Tudy (reference) Baie de Morlaix Aber Wrac'h 39.3 51.9 134.6 206.4 101.0 485.4 Other oil Other oil AC oil February 1980 (23) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 62 154 217 87 275 599 Other oil AC oil AC oil June 1930 (27) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 33 238 132 60 283 430 Other oil AC oil /Other oil AC oil a, b, AC oil - Amoco Cadiz oil; other oil - definitely petroleum, but cannot be identified as Amoco Cadiz oil. month after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. 289 Table 5 . Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissues of oysters Cniccoctrm ain.ac from Aber iicnoit, Brittany France collected at different times after the Amoco Cadi.: oil spill. Values are in nrj/g dry weiqht (parts per billion). Samp; ie Oate Dec 1973 Apr 1979 Aug 1979 Feb 1980 Jun 1920 Compound (9) a (13) (17) (23) (27) n " c io NO 32 (IS HO NO \ C 11 316 328 NS 162 NO ■fc 12 43 47 NO 44 NO «-c 13 99 31 NS 7 NO n ' C H 394 18 NS 16 20 Farnesane 1,343 776 NS 66 92 n-C 1s 22 84 NS 68 10 n°C 16 44 46 NS 62 62 n"C 17 184 61 NS 144 22 Pristane 376 232 NS 40 22 n'C 18 NO NO NS 51 ND Phytane 613 375 NS 39 122 n°C lg 47 68 NS 17 42 "° C 20 77 57 ND 7 n"C 21 NO NO NS 18 49 " " C 22 NO NO NS 10 53 "" C 23 24 NO NS 20 57 "° C 24 43 NO NS 21 53 n \s 55 NO NS 21 17 "?26 51 NO NS 9 24 \ C Z7 53 NO NS • 37 52- "?28 37 ND NS 12 11 "?29 72 NO NS 18 66 n*C 3Q NO NO NS 74 343 n*C 31 NO ND NS 13 27 "?32 NO NO NS 12 134 n'C 33 NO NO NS ND 49 n°C 34 NO NO NS KO 12. Total Resolved Ali- phatics 3,893 2,155 NS 981 1,346 a * months after the Artoao Cadiz oil spill, 16 March 1978 NO, not detected NS, no sample available. 290 Table 6 . Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissues of oysters L'tuitnoetrca .yùiac fro:» Aber Wrac'h, Brittany Franco collected at different times after the Ainoco CaJir. oil spill. Values are in ng/g dry weight (parts per billion). Compound Dec 1978 (9) a Apr 1975 (13) Samp I ing Date Aug 1979 (17) Feb 1930 (23) Jun 1980 (27) n'C n*C n'C n'C n'C, 10 11 12 13 '14 Farnesane n'C n'C n'C, 15 16 '17 Pristane n " C 18 Phytane n"C, n C n'C n'C n'C n'C n'C n"C n'C n*C n'C n'C n'C n'C '19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 Total Resolved Ali- phatics 46 333 36 39 36 222 13 53 37 319 NO 571 187 74 NO NO NO 15 15 14 11 NO NO NO no NO 2,121 NO no 47 84 55 759 170 255 365 NO 126 63 70 32 NO IS 650 12 519 35 617 953 370 148 NO 172 56 13 NO 098 198 31 177 577 218 NO 52 39 44 78 NO NO . . 27 NO 242 141 194 64 NO no 12 no NO NO 12 NO NO NO NO NO NO NO NO NO 30 HO 141 " NO 135 NO NO NO 222 NO 19 12 289 NO 27 NO 230 NO 19 NO 241 NO 23 NO 219 NO 18 NO 132 NO 16 NO NO NO NO NO NO NO »!D NO 3.775 2,893 2,256 798 a. months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March V978 NO, not detected. 291 Table 7 . Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissues of oysters VrunJostiy.: aLsur from reference stations on the Brittany coast of France collected at different times after the ;#to<.ro (.'..- :::: oil spill. Values are in ng/g dry weight (parts per billion). Samp 1 i ng 0a to Compound Occ 1978 a Apr 1979 i a Aug 1979 b Feb 1920 e Jun 1930 e (9) d (13) (17) (23) (27) n * C 10 53 NO NO 86 226 n " C U 360 441 NO .339 486 n=C 12 IS 49 NO 86 112 n C« w 17 111 NO 18 9 n * c u 52 29 NO 33 18 F a mesa ne 11 1,346 4 45 35 n " C 1S 172 123 29 122 66 n " C 16 139 55 17 69 41 n ° C 17 252 228 61 31 46 Pristane 18 331 NO NO NO n " C 18 39 NO NO 58 45 Phytane 117 529 17 NO 13 n " C 19 40 35 NO 22 28 n-C 2 „ 43 73 NO 20 24 n " C 21 42 20 NO 16 22 n ~ C 22 40 47 NO 15 23 n " C 23 " 42 85 21 16 36 n " C 24 49 135 29 15 45 n"C 2S 50 173 33 16 47 n " C 26 56 204 44 15 55 n " C 27 65 207 54 20 60 n ° C 28 64 167 36 16 48 n " C 29 66 165 64 29 47 n " C 30 22 100 54 50 42 r«*C 31 NO 71 59 13 22 n " C 32 NO NO NO NO 3 Total Resolved Ali- phatics 1,824 4,724 522 1,200 1,604 a * from Rade de Brest, but maintained in Aber Benoit before sair.pl iiiy * from oyster nariculture ponds of CNEXO at lie Tudy c * from a commercial oyster pare in the Rade de Brest d ' months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978 NO, not dectected. 292 sediments which is dominated by higher boiling saturated hydrocarbons. This phenomenon is unexplained and could represent selective accumula- tion and/or retention of lighter aliphatics or more rapid metabolism and excretion of. heavier aliphatics. The most likely explanation is that oysters were being contaminated with hydrocarbons leaching from bottom sediments into the water column. Lighter aliphatics, because of their slightly higher aqueous solubility than heavy aliphatics, are desorbed more readily from sediments and therefore are more available for uptake by the oysters. Aliphatic hydrocarbon fractions of reference oysters were more uniform (Table 7). Relative abundances of C]_q to C32 aliphatics were similar.. There were no consistent differences in characteristics of the ali- phatic hydrocarbon fraction between reference oysters and oysters from oil-polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h (Table 8). With one exception (April 1979), alkane/isoprenoid ratios were higher in oysters from reference stations than in those from oil-polluted stations. Pristane/ phytane ratios were quite variable and without pattern. All but two carbon preference indices were near one indicating a petroleum origin for the high molecular weight aliphatic fraction. Composition of the aromatic fraction of oysters, as determined by gas chromatography /mas s spectrometry, revealed a great deal about the origin of the hydrocarbon contamination of the oysters (Tables 9-11) . High concentrations of alkyl naphthalenes through alkyl dibenzothiophenes are characteristic of samples contaminated with crude oil. Amoco Cadiz oil was particularly rich in alkyl phenanthrenes and alkyl dibenzothio- phenes. These were the most abundant aromatics /heterocyclics in oyster samples from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h. Aromatic hydrocarbon assemblages of crude oil origin are dominated by alkylated species, whereas aromatic assemblages of pyrogenic origin are dominated by the unalkylated parent compound (Neff, 1979). Thus we can conclude that oysters from Aber Benoit and Aber Wrac'h at all five sampling times, and reference oysters from the December 1978 and April 1979 collections were heavily contaminated with crude oil, resembling the Amoco Cadiz oil. The other three reference samples contained some oil, but it did not resemble, Amoco Cadiz oil. In oysters from the two Abers, there was a general trend for the concentration of aromatics /heterocyclics in the alkyl naphthalenes to alkyl dibenzothiophenes series to decrease slowly with time. The February 1980 samples contained higher concentra- tions of alkyl phenanthrenes and alkyl dibenzothiophenes than expected. It is possible that winter storms in December and January resuspended oil-contaminated sediments causing recontamination of resident oysters. 293 Table 8 . Characteristics of the aliphatic hydrocarbon fraction of oysters Crassostrea gigas. from reference stations and from two estuaries contaminated with Anoco Cadiz oil Date/Sample Pristane/Phytane Al kanes/ Isopr.i noi ds Carbon Prefer- ence Index iÇ26-930> December 1980(9) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 0.15 0.61 0.56 2.34 0.18 0.07 1.27 2.0 1.57 April 1979(13) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 0.63 0.62 0.21 0.12 0.13 1.00 1.16 ND 1.10 •Auqust 1979(17) lie Tudy (reference) Baie de Morlaix (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h ND NO NS 0.28 5.15 ND NS 0:48 . 1.39 0.93 NS ND February 1980(23) — - - - Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h ND ND 0.23 4.37 1.30 0.81 1.00 1.02 ND June 1980(27) Rade de Brest (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h ND 0.18 1.68 2.64 0.28 0.19 1.10 0.61 0.93 294 Table 9 . Concentration of aromatic hydrocarbons in tissues of oysters Crassoctrca gigas from Aber Benoit, Brittany, France at differ- ent times after the Amoco Cadix oil spill. Values are in ng/g tissue (parts per billion). Compound Dec 1978 (9) a Sampling Date Apr 1979 Aug 1979 (13) (17) Feb 1980 (23) Ji jn 1980 (27) Alkyl naphthalenes NA 1,243 NS ND 300 Alkyl fluorenes NA 2,230 NS 891 850 Phenanthrene NA 590 NS 43 64 Alkyl phenanthrenes NA 17,345 NS 6,088 3 ,014 Dibenzothiophene NA 123 NS NO ND Alkyl dibenzothiophenes NA 15,380 NS 8,860 5 ,420 Fluoranthene" NA 665 NS 150 84 Pyrene NA 600 NS ' 150 87 Benz[a]anthracene NA 263 NS 200 NO Chrysene NA 490 NS 600 180 Benzof 1 uoranthenes NA 570 NS 670 100 Benzopyrenes NA 339 NS 413 80 Perylene NA 80 NS ND ND Total Resolved Aromatics NA 39,918 NS 18,065 10 ,179 ' months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. NA*, sample not analyzed by GC/MS NS, no sample available ND, not detected 295 Table 10. Concentration of aromatic hydrocarbons in tissues of oysters Cracsostrea gigas from Aber Wrac'h, Brittany, France at differ- ent times after the Amoco Cadiz oil spill. Values are in ng/g tissue (parts per billion). Compound Dec 1978 (9) 3 Apr 1979 (13) Sampling Date Aug 1979 Feb 1980 (17) (23) Jun 1980 (27) Alkyl naphthalenes 781 594 150 NO 10 Alkyl fluorenes 2,203 1,453 980 560 ND Phenanthrene 89 59 ND ND 170 Alkyl phenanthrenes 12,114 14,989 5,030 10,089 4,550 Dibenzothiophene 24 ND ND ND ND Alkyl dibenzothiophenes 21,748 11,521 . 9,900 15,820 5,530 Fluoranthene 258 58 50 150 70 Pyrene 291 105 65 190 90 Benz[a]anthracene Chrysene ) 557 1.330 ND .300 ) 1,100 63 230 Benzof 1 uoranthenes NO 237 260 410 190 Benzopyrenes ' ND 161 50 170 140 Perylene ND ND ND ND 50 Total Resolved Aromatics 38,065 29,517 16,785 28,489 11,093 a> months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978; ND, Not detected. 296 Table 11 . Concentration of aromatic hydrocarbons in tissues of oysters Crassoatrca vigau from "reference" stations on the Brittany coast of France. at different sampling times after the Amoco Cadiz oil spill. Values are in ng/g tissue (parts per billion) Sampling Date Compound Dec 1978 a (9) d Apr 19793 (13) Aug 1979 b (17) Feb 1980 c (23) J un 1980 e (27) Alkyl naphthalenes 327 467 ND ND 180 Alkyl fluorenes 689 1,562 ND ND 180 Phenanthrene 129 85 5 130 350 Alkyl phenanthrenes 4,375 10,679 285 527 630 Dibenzothiophene 30 56 ND ND 20 Alkyl dibenzothiophenes 3,668 10,590 283 975 675 Fluoranthene- . 220 171 130 180 200 Pyrene 170 98 130 180 90 Benz[a]anthracene Chrysene "1 252 J290 ND 410 140 350 58 170 Benzof 1 uoranthenes 88 48 350 410 160 Benzopyrenes 64 65 140 182 83 Perylenes ND ND ND ND ND Total Resolved Aromatics 10,012 24,111 1,733 3,124 2,796 a, b, c, d. from Rade de Brest, but maintained in Aber Benoit before sampling from oyster mari culture ponds of CNEXO at lie Tudy from commercial oyster pare in the Rade de Brest months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978 ND, not detected. 297 Higher molecular weight aromatics, fluoranthene through perylene, although present in small amounts in crude oil, are more characteristic of pyrogenic hydrocarbon assemblages (Neff, 1979). Concentrations of these aromatics were similar in reference and Aber oysters and there was no consistent pattern of temporal change. These hydrocarbons probably have a similar origin in all three populations, namely from particulate organic matter derived from smoke of wood and fossil fuel combustion. Several of these aromatics, including benz[ a] anthracene, benzof luoranthenes , and benzopyrenes , are known carcinogens. Their presence in tissues of oysters at relatively high concentration could be cause for concern. Whole fish and muscle samples of plaice Pteiœoneotes platessa contained low concentrations of aliphatic and aromatic hydrocarbons (Table 12). Host of the muscle samples contained aliphatic hydrocarbon distributions characteristic of oil (Tables 1'3-15). Nearly tenfold higher concentrations of aliphatics were found in liver samples than in muscle samples of reference plaice and plaice from the oil-polluted Abers. In the August 1979 samples, some of this was identified as petroleum. "In later samples, no petroleum-derived hydrocarbons were detected in liver samples. The aromatic fraction showed a distribution pattern similar to that of the aliphatic fraction. Liver aromatic fractions were dominated by biogenic squalene. Liver samples also contained high concentrations of what appeared to be naphthenic (cyclic alkanes) hydrocarbons. Aliphatic fractions from all liver samples were dominated by hydro- carbons in the C21 - C32 molecular weight range. In the three liver samples from Aber Benoit, two of the three samples from Aber Wrac'h, and one reference sample, dominant aliphatics were C27 and C29. In the remaining two samples, dominant aliphatics were C^- and C^q- With few exceptions light aliphatics, C^q - C20> were present at low or non- detectable concentrations in the plaice livers. Plaice muscle contained 1-10% of the concentration of aliphatics that liver did. Alkane distribution patterns in muscles varied consid- erably ■. In most cases alkanes above C24 were dominant. Concentrations of aliphatic hydrocarbons in muscle and liver were higher in summer (August 1979 and June 1980) than in winter (February 1980) , suggesting a seaonal cycle of tissue hydrocarbon concentration. This seasonal pattern was not correlated with seasonal changes in total lipid content of plaice tissues (Table 18). As in the oysters, there was no consistent difference between reference plaice and plaice from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac T h with respect to pristane/phytane ratio, alkane/ isoprenoid ratio, or carbon preference index (Table 16). 298 Table 12. Concentrations of total aliphatic and aromatic hydrocarbons (measured gravimetrically) in tissues of plaice Plcuronectes platessa from reference stations and from two estuaries con- taminated with Amoco Cadiz oil. Status determined according to pattern and identify of GC peaks. Hydrocarbon Fraction (uq/q dry tissue) Date/Sample Al iphatics Aromatics Status 3 April 1979 (13) b Whole Fish Loc Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 2.9 38.0 7.1 91 24 83 Biogenic Biogenic Small U.C.M. August 1979 (17) Muscle Aber Benoit Aber Wrac'h 7.7 19.9 9.0 12.7 Other oil /biogenic Other oil/biogenic Liver Aber Benoit" Aber Wrac'h 801.9 1034.0 235.6 317.9 Other oil/biogenic Other oil/biogenic February 1980 (23) • Muscle lie Tudy (reference). Aber Benoit Aber Wrac'h 23 83 66 . 19 22 12 Other oil/biogenic Other oil/biogenic Other oil/biogenic Liver lie Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 736 1510 831 548 352 355 Biogenic Biogenic Biogenic June 1980 (27) Muscle lie Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 16 38 146 23 17 41 Biogenic Other oil/biogenic Other oil Liver He Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 1210 1810 1130 723 682 511 Biogenic Biogenic Biogenic a, b, biogenic - probably of biological origin; small U.C.M. complex mixture, typical of weathered oil; other oil - but cannot be identified as Amoco Cadiz oil. months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. - small unresolved definitely petroleum 299 Table ,3. Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissues of Dlaic. Piammcatma platecea from Aber Benoit. Brittany France CO lected at different times after the Anoco cJu- ■• o"ï soi 11 Values are in ng/g dry weight (parts per billion Date/ Sample a Compound Apr 1979(13) Whole Fish Aug Muscl 1979(17) le Liver Feb Muscle I9S0(23) î L 1 «or Jun 1950(27) ,i I f ^ n 1 Î uA«* "* C 10 "" C 11 ' NO NO NO NO NO "UiL IL L 1 Vc" HO NO 3 15 NO 6 531 HO 208 nC 12 NO HO NO NO 324 NO MO r.*C 13 NO NO NO NO NO 4 HO flC 14 Famesane n*C 1s NO NO NO NO NO NO NO no NO NO 8 HO HO NO 3 6 NO 13 NO 8 HO n " C 16 3 12 NO 14 132 8 HO nC u Pristane 9 18 44 12 NO NO 31 16 336 NO 13 NO 5 2,530 n"C 18 Phytane 4 31 47 20 NO NO 21 2.9 299 NO 13 HO S HO n " C 19 3 24 NO 15 331 11 HO .»*c M 6 13 NO 29 459 22 HO \ C 21 4 9 555 39 425 50 1,130 n C 2| 3 10 1,927 44 321 120 3,470 B " C 23 3 13 3,695 51 206 221 6,460 nC 24 2 IS 5,109 61 152 324 9,030 nC 25 nC 26 4 21 6.476 73 HS2 436 10,500 7 23 8.315 92 2 .530 486 13,700 nC 27 15 31 14.363 95 6 ,660 503 19,600 nC 28 ff 28 10,552 84 4 ,100 421 15,200 nC 29 22 42 14.282 87 6 ,770 359 23,500 fiC 30 NO 43 4.573 57 750 299 9,040 "„ C 31 10 43 4,425 99 1 ,430 197 9,150 n C 32 NO 36 1,414 20 NO 117 3,280 nC 33 NO NO NO NO NO 86 r:o nC 34 NO NO NO FID NO 51 HO Total Resolved Ali- phatics 158 507 76.586" 991 26, ,208 3.767 126.798 months after the Amoco Cadiz oil spill. 16 March 1978. 300 Table 14. Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissue of plaice Piuuivmntteo plntaar-a from Aber Wrac'h, Brittany France collected at different times after the Anoao Cwlir. oil spill. Values arc in ng/g dry weight (parts per billion). Oate/Sample Apr 1979(13)* Aug 1979(17) Feb 1930(23) Jun 1920(27) Whole Fish Muscle Liver Muscle Liver Muscle Liver Compound n C n'C n'C n'C n " C 14 Farnesane 10 11 12 13 n'C n'C n'C, '17 Pristane n " C 18 Phytane n'C, n C n'C n'C n'C n'C n'C- '19 20 21 22 23 24 '25 n'C. n C n'C n'C n'C n'C n'C n'C n'C 27 28 29 30 31 32 33 34 Total Resolved Ali- phatics no NO NO NO ND NO NO NO 8 10 3 15 NO NO 3 3 2 2. 3 4 7 4 5 NO NO NO NO ND 70 16 NO 105 no NO ND NO ND NO NO NO NO 6 NO 8 NO 15 NO ND NO 7 NO NO MO NO ND NO NO NO NO NO ND 9 NO 14 207 23 4,722 34 1,467 64 3,781 76 3,833 147 6,525 18S 3,032 237 1,747 241 NO 237 NO 176 no 1.605 25,464 NO 562 NO 943 MO 155 no ND ND ND NO ND 6 ND 11 NO 27 no 5 370 19 no 8* no 9 riD NO ND 3 164 7 NO 7 46 6 ND 6 56 7 379 7 1,100 7 857 3 2.480 5 599 4 912 ND 134 ND ND JO NO 157 3,914 16 152 46 ND 16 NO ND ND NO NO NO NO NO NO 9 NO 28 151 12 NO 22 NO 17 NO 6 ND 23 NO 45 1, ,040 91 3, ,410 162 6, ,460 223 9, ,150 335 10 ,6C0 328 16 ,300 280 20 .100 255 16 .600 266 21 .700 254 10 .800 30 10 .900 100 3 .130 13 2 .050 17 5S6 2,649 133 .129 a * months after the Arbao Cadiz oil spill, 16 March 1978. 301 Table 15 . Concentration of aliphatic hydrocarbons in tissues of plaice rZcio-OHCctc-a plaUmaa from reference stations on the Brittany coast of France at different times after the A-r.ooo Cadiz oil spill. Values are in ng/g dry weight (parts per billion). Copipound Apr 1979(13) a Whole Fish Ua te/ Samp le Feb 1930(23) Muscle Liver " C 10 NO »e„ NO * c 12 NO nC 13 NO nC 14 NO rarnesane NO "~ C 15 NO * Ifi 2 n C n S Prtstane 3 n e^ 8 4 Ptiytane 2 m% n 3 3 * c 21 2 »c 22 2 "^23 2 * C 24 1 fl>C 2S 2 *>'■ 2 RC 2? 3 rC 28 2 " C 29 6 BC 30 NO bC 3J 1 bC^ NO * C 33 NO ■** NO Total Resolved Ali- pbatics 45 Jun 1930 (27) Muscle Liver months after the Amoeo Cadis oil spill, 16 March 1978 17 99 37 231 44 275 75 618 11 53 17 130 1 NO NO NO 3 NO 1 NO 4 NO NO NO 11 NO 7 NO 16 NO 8 NO 32 NO 16 NO 10 NO 3 NO 21 NO 18 NO 18 NO 6 NO 8 NO 7 NO 7 80 9 187 8 302 17 1 .740 7 283 41 S.510 9 412 76 1 ,060 10 571 no 14 .500 7 771 141 23 ,600 12 1 ,150 158 20 .000 12 2 ,380 158 21 ,400 10 2 ,060 134 16,200 9 5 ,270 112 24 ,200 S 1 ,320 82 10 .500 ■ S 3 .730 58 12 ,500 NO 749 34 482 NO NO NO 402 NO NO NO 1 .160 297 19 ,50S 1.325 154,420 302 Table 16. Characteristics of the aliphatic hydrocarbon fraction of plaice Plcuronectcs platessa from reference station* and from two estuaries contaminated with Amoco Cadiz oil. Date/Sample Prt.stane/Phytane Alkanes/Isoprenoids Carbon Preference Index •'■ ■. , (C 26 ~ C 30 ? - '■ ■'■''< April 1979(13)° Whole Fish Loc Tudy (reference Aber Benoit Aber Wrac'h 1.40 0.59 0.66 2.34 0.39 0.45 August 1979(17) Muscle Aber Benoit Aber Wrac'h 0.61 ND 3.38 6.14 Liver Aber Benoit Aber Wrac'h NO ND ND ND February 1980(23) Muscle - He Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 0.58 0.55 0.64 2.37 1.77 4.54 Liver - He Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h ND ND ND ND ND ND June 1980(27) Muscle He Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac'h 0.56 1.00 0.68 5.22 5.00 2.07 Liver lie Tudy (reference) Aber Benoit Aber Wrac^h NO ND ND ND ND ND 3.72 3vl> ' '. i*. '■-■' ' '* - : ■ %J$ \ M- . r. Til 3b'.' \A 2.32 2.34 2.SS l.O? 1.00 1.45 1.62 1.38 a " months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. 303 The hydrocarbon data demonstrate convincingly the dramatic differences in patterns, of petroleum hydrocarbon contamination of oysters and plaice from the same oil-contaminated Abers. Oysters contained high concentrations of alkanes, dominated by low molecular weight compounds, while in plaice, the dominant alkanes in liver samples were the higher molecular weight compounds. Oysters contained abundant petrogenic and pyrogenic aromatic hydrocarbons spanning a wide molecular weight range» Plaice on the other hand contained little true aromatic hydrocarbon. These differences undoubtedly reflect the markedly different capabilities of bivalve molluscs and teleost fish to metabolize and actively excrete petroleum hydrocarbons. Most teleosts studied to date have a highly active and inducible cytochrome P-450 mixed function oxygenase system capable of converting aromatics and some aliphatics to polar and more easily excreted matabolites (Neff, 1979). This enzyme system is absent altogether or present at very low activity in bivalve mollusc tissues. Biochemical Indices of Stress Total lipid concentration in tissues of oysters and plaice, deter- mined in connection with hydrocarbon analyses, showed no consistent patterns in relation to station or season (Tables 17-18). In June 1980, but not at other sampling times, oysters from the two oil-contaminated Abers contained 2-3 times as much lipid as oysters from the reference station. It is quite possible that this is related to differences between reference and Aber oysters in state of reproductive ripeness, and not directly to oil- induced effects. Hemolymph glucose concentrations in oysters were low, highly variable, and showed no relationship to station (Table 19). No statis- tically significant differences were noted in values for reference and Aber oysters. There was a trend at all stations toward increasing hemo- lymph glucose concentration between December 1978 and August 1979. Some patterns did emerge in serum glucose concentrations of plaice (Table 20). In December 1978, April 1979 and August 1979, with one exception, serum glucose concentrations of plaice from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h were lower than values for reference plaice. Two of these differences were statistically significant. The collecting technique (otter trawl) is highly stressful, and maximal hyperglycemic stress response occurs rapidly in fish (Thomas et al., 1980). The data suggest, not that Aber plaice were less stressed than reference plaice, but that they had become refractory — perhaps due to chronic stress— to capture- induced hyperglycemia. Inability to respond bio- chemically to stress has been demonstrated in plaice held in the 304 Table 17 . Concentration of total lipids (determined gravimetrically) in whole oysters Cracsostrea gigas from reference stations and from estuaries contaminated by Amoco Cadiz oil. Values are in ug/g dry tissue. Station August 1979 -February 1930 June 1980 Reference 9,775 6,650 5,580 Aber Benoit NS 9,150 15,900 Aber Wrac'h 6,151 4,860 11,200 Baie de Morlaix 6,188 NS NS NS, no sample available. Table 13. Concentration of total lipids (determined gravimetrically) in tissues of plaice {Pleuroneates platessa) from reference stations and from two estuaries contaminated by Amoco Cadiz oil. Values are in yg/g dry tissue. Station Tissue August 1979 February 1980 June 1980 Reference Muscle NS 2,310 1,870 Liver NS 11,300 8,770 Aber 8enoit Muscle 1,921 2,170 1,740 Liver 16,729 12,700 11,200 Aber Wrac'h Muscle 3,278 1,750 1,810 Liver 14,725 20,300 4,380 NS, no sample available. 305 Table 19. Hemolymph glucose concentration in oysters Craoaostrea gigas from reference stations and from oil -polluted Aber Benoit and • Aber Wrac'h. Values and standard deviations are in mg glucose/ 100 ml hemolymph. n = 8 replicates. Sampl ing Date Station Dec 1978(9) a April 1979(13) Aug 1979(17.) Reference 5.12+3.1 13.05+2.9 23.53+4.0 Aber Benoit 3.00+1.8 12.57+2.4 NS Aber Wrac'h 4.80+2.6 11.25+3.8 23.87+2.8 NS, no sample analyzed âs months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. Table 20. Serum glucose concentration in plaice Pleuronectec platesça from reference stations and from oil -polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 10 replicates. Values and standard deviations are in mg glucose/100 ml serum. Sampling Date Station Dec 1978(9) a Apr 1979(13) Aug 1979(17) Feb 1930(23) Jun 1980(27) Reference 158.1+11.6 149.6+23.5 160.4+36.9 -27.1+19.2 37.2+12.8 Aber Benoit 118.3+32.9 57.0+32.9* 93.7+27.3* 85.9+33.2*147.3+46.0* Aber Wrac'h NS 125.6+19.5 168.4+31.3 135.0+28.7*135.0+55.4* significantly different from reference at a = 0.05 NS, no sample analyzed a ' months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. 306 laboratory (Wardle, 1972). In the last two samples, February 1980 and June 1980, reference plaice were sampled very rapidly after capture and their blood glucose values represent the normal unstressed values. Plaice from the Abers. were stressed by capture and showed a hyper- glycemic response, suggesting some recovery of physiological function with time. These data show some. of the difficulties in using blood glucose concentration as an index of stress in fish. If blood samples cannot be taken immediately after the fish are captured, capture- induced responses may obscure any due to pollution. Liver glycogen concentrations in fish from the last two collections were highly variable (Table 21). Because of extremely large standard deviations, no patterns could be discerned. Total cholesterol and high density lipoprotein (HDL) cholesterol concentrations in the blood of plaice were .measured in sampels from the last two collecting trips (Table 22) . The general trend was for total cholesterol to be elevated and HDL cholesterol concentration to be depressed in"fish from the two oil-contaminated Abers. Several of these differences were statistically significant. As a result, HDL cholesterol as percent of total cholesterol was lower in plaice from Aber Benoit and Aber Wrac'h than in plaice from the reference station at lie Tudy. Concentration of liver-free ascorbic acid was measured in plaice from all five sampling trips (Table 23) . In all but the February 1980 sample, liver ascorbate concentrations in plaice from oil- contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h were substantially lower than concentrations in livers of plaice from reference stations. In four cases, the differ- ence was statistically significant. In the February collection, the pattern was reversed. Reference fish contained hepatic ascorbate concen- trations significantly lower than concentrations, i-n -livers of fish from the two Abers. At this time, all the reference fish were gravid females ready to spawn. Only a few of the fish from the Abers were in this condi- tion. It is highly likely that the extreme depletion of liver ascorbate reserves in the reference fish is the result of ascorbate mobilization for gonadal maturation and ovogenesis. These gravid reference fish also had relatively low hepatic glycogen reserves (Table 21) . Adductor muscle-free amino acid profiles and concentrations were measured in oysters from the first three collecting trips (Tables 24-26) . Total free amino acid concentrations were always lower in adductor muscles of oysters from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h than in adductors of oysters from reference stations. This difference cannot be attributed to differences in seawater salinity between Aber and reference stations, since all stations had salinities in the 30-34 o/oo 307 Table 21. Concentrations of glycogen in the liver of plaice Plcuronectes platessa from a reference station. at He Tudy and from oil- polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. Values are in mg glycogen/ g wet weight. Station February 1930(23) a June 1980(27) Reference 4.81 + 9.05 8.45 + 7.03 Aber Benoit 0.48 + 0.39 6.68 + 7.56 Aber Wrac'h 14.37 + 17.42 12.35 + 12.0 a * months-after the Amoao Cadiz oil spill, 16 March 1978. 308 >» e C 3 •«- H- 41 <— 4t «O O — s- «— •— 01 XI o <*- CO S- 3 O O o <_> i— > 4-1 O at c o ti. "Or; at E W H) so -U ■— O o «— — Cfl O -^ c a,.— 8 J. S •r- 3 ^ CU +j co o *■> t. o. e at c at w o at u <*- -c u i- u c u a. CO ft .a vo vr> cm CM CM CO + 1 en o CM o + 1 m VO CO 00 p^. vn O I*» 00 VO + 1 VTi vO en PO CM vo CT> CO * 00 tn CM vO P^ VO VO vo o CO in + 1 + _ o> • • VO en O vO «3- CM «■ CO • • CM e> f ^~ + 1 + CM p». • • VO O vO r» * *r vO • • VT> PO ft ^- en vo PO vo PO CM O o VO p». p» CM o CU o U •^ VJ c » en VO «■■• O • XZ O u s- II ^- <« « at ^~ u ^» c •^ at a. u wt at Vfc- ^» cu ••^ w O g M o •»4 ^ CO 4J c o at CO u o at cr v>- ^ <4- •f— at -a ^. 4-> >» *— w 4-1 at c -u C •^ O m E 309 Table 23. Concentration of ascorbic acid in the liver of plaice Plcuroneetec platesaa from reference stations and from oil -polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. Values are in mg ascorbate/g wet weight. ~" °~~ ~~ ~™ ' Sampling Date — —■— — — — - - - Station Dec 1978(9) a Apr 1979(13) Aug 1979(17) Feb 1980(23) Jun 1980(27 ) Reference 136.6+22.5 137.4+16.2 131.2+15.2 5.4+2.3 69.7+21.2 Aber 8enoit 108.7+20.9 80.6 + 29.8* 88.3 + 37.1 17.3 + 3.5* 44.7 + 14.8* Aber Wrac'h NS 93.1 + 28.5* 64.3 + 32.5* 25.1 + 6.0* 50.1 + 8.7* B significantly different from reference at a - 0.05 . n » 8-10. 8 * months-^fter the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. 310 Table 24. Concentrations of free amino acids in the adductor muscle of oysters Crassostroa gigas from a reference station in the Rade de Brest and from oil-polluted stations in Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 5 unless stated otherwise. December 1978 (nine months after spill) FAA Concentration (uH/g wet weight and standard deviation) Amino Acid Rade de Brest l'Aber Benoit TAber Wrac'h LYS 0.65+0.06 1.02+0.16* 0.68+0.11 HIS 0.25+0.04 0.53+0.09* 0.25+0.03 ARG 6.71+0.45 6.68+0.29 5.67+1.05 TAU 62.90+8.61 68.70+7.99 63.91+3.41 ASP 3.57+0.55 0.78+0.06* 0.41+0.12* THR — =- 2.S3** SER 2.85+1.96 3.93+0.52 3.05+0.16 GLU -. 8.81+1.12 7.59+1.09 5.14+0.09* PRO 28.41+6.39 40.82+9.97* 24.01+3.01 GLY 67.69+3.44 30.56+7.82* 26.54+2.88* ALA 18.98+1.52 13.50+2.90 10.15+0.49 CYS VAL 0.33** — 0.19+0.06* MET 0.11+0.01 + 0.31+0.21 0.18 + 0.09 + ILE 0.15+0.03 + 0.12+0.06* 0.10+0.03* LEU 0.20+0.03* 0.41+0.21 + 0.19 + 0.01 + TYR 0.12 ++ 0.33 + 0.18 + PHE — 0.22 ++ NH, 2.55 + 0.45 2.74 + 0.33 2.33 + 0.19 Total FAA 201.73+24.21 175.50+31.52 143.30+11.54 — , not detected ' detected in two samples ' detected in one sample *• significantly different from reference at a * 0.05 311 Table 25 . Concentration of free amino acids in the adductor muscle of oysters Crassostred gigcu from a reference station in the Rade de Brest and from oil -polluted stations in Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 5 unless otherwise stated. April 1979 (th irteen months after spill) FAA Concentration (uM/g wet weiqht and standard deviation) Amino Acid Rade de Brest Aber Benoit Aber Wrac ' h LYS 0.91 +0.15 0.79 + 0.15 1.04 + 0.46 HIS 0.29 + 0.14 0.24 +0.07 0133 i o-io ARG 5.06 + 0.84 4.31 + 0.65 4.64 ±0-72 TAU 57.41 + 9.77 64.39 + 6.19 65.58 + 3.87 ASP 1.46 + 0.58 1.31 + 0.58 0.92 + 0.39 THR — .,_ _=, SER 2.40 +0.82 3.59 + 0.92 2.76 + 0.46 GLU 9.89 + 2.08 10.27 + 1.21 10.37 + 1.11 PRO - 26.15 +9.53 20.76 +9.29 6.76 + 5.28* GLY - 28.02 + 4.38 2S.62.+ 20.46 26.09 + 4.38 ALA 11.59 +3.74 10.33 +.2.87 • 10.94 + 0.96 CYS ^«a 0.1 70 ++ _.= VAL _. 0.26 + 0.03 + == MET 0.10 + 0o02 + 0.21 + 0.05 + 0.11 + 0.06 + ILE 0.15 + 0.06 + 0.13 + 0.01 + 0.11 + 0.03 + LEU 0.27 + o.n + 0.26 + 0.02 + 0.21 t °" 05+ TYR û.163^ 0.134 ++ == PHE _. „_ ==, NH 3 2.44 + 0.79 . 146.94 1.82 +0.62 1.87 + 0.44 ' Total FAA 143.60 129.86 — , not detected detected in two samples ++» detected in one sample significantly different from reference at a - 0.05. 312 Table 26. Concentration of free amino acids in the adductor muscle of oysters Crazsoctrca gigas from a reference station at lie Tudy and from an oil -polluted station in Aber Wrac'h. n = 5 unless otherwise stated. Augus t 1979 (sixteen months after spill) Amino Acid FAA Concentration (uM/g wet weight and standard deviation^ He Tudy Aber Wrac'h LYS • HIS ARG TAU ASP THR SER GLU PRO GLY ALA CYS VAL- MET ILE LEU TYR PHE NH 3 Total FAA 0.43 + 0.20 0.35 + 0.17 3.82 + 0.27 62.09 + 6.54 2.83 + 0.92 1.59 + 0.71 8.07 + 4.59 33.46 + 25.72 41.11 + 16.13 11.92 + 5.31 0.29 + 0.02 0.03 + 0.03'' 0.11 + 0.07^ 2.44 + 1.13 0.21 + 0.27 0.28 + 0.13 6.67 + 1.83 63.32 + 5.58 0.97 + 0.49* 2.73 + 1.23 7.56 + 2.13 28.57 + 9.74 26.11 + 11.52 14.09 + 3.72 0.23 + 0.13 0.23 + 0.30 + 0.19 + 0.003^ 2.43 + 0.56 166.12 151.77 — , not detected detected in two samples *» significantly different from reference at a = 0.05. 313 range. Dominant tissue-free amino acids in all samples were taurine (TAU) , glycine (GLY) , proline (PRO) and alanine (ALA) . In all samples from all collections and stations, taurine concentration was maintained nearly constant (range of means, 57.4 - 68.7 iiM/g wet weight). There was a trend for glycine and aspartic acid concentrations to be lower in adductors, of oysters from the two oil-contaminated Abers than in adductors of reference oysters. -The result was that free taurine :- glycine molar ratios (a recommended index of pollutant stress) were significantly higher in adductor muscles of oysters from Aber Benoit and Aber Wrac'h than in adductors of reference oysters in all but one instance (Table 27). Jefferies (1972) has suggested that taurine:- glycine ratios higher than about 2.0 in mollusc tissues may be a good index of stress. As indicated above, the high taurine : glycine ratios are attributed almost exclusively to a decrease in free glycine concen- tration. This, in turn, may be attributed to poorer nutritional status or altered patterns of amino acid metabolism in oil-stressed oysters. Similar patterns were observed in free amino acid profiles and concentrations in skeletal muscle of plaice (Table 28-32) . Total free amino acid concentrations were much lower in plaice muscle than in oyster muscle, reflecting the well-developed capability of plaice to regulate body fluid concentration hypoosmotic to the ambient seawater medium. As in oyster muscle, taurine, glycine and alanine were the dominant free amino acids in plaice muscle. Concentrations of several free amino acids were statistically significantly different in muscle of plaice from Aber Benoit and/or Aber Wrac'h than in muscle of refer- ence plaice. However, there was no consistent pattern of change. Free glycine concentration was lower in muscle of plaice from the Abers than in muscle of plaice from reference stations in December 1978 and August 1979. In February and June 1980, free taurine concentration in muscle of Aber Wrac'h plaice was lower than in muscle of reference fish. In February 1980, it was higher. Despite these as yet unexplained varia- tions, in seven out of nine cases where comparative data were available, mean free taurine? glycine molar ratios in muscle of plaice from Aber Benoit and Aber Wrac'h were statistically significantly different from ratios in muscle of reference fish (Table 33) . Because of seasonal variations in free taurine: glycine ratios in muscle tissue of oysters and plaice, it is important when using this parameter as an index of stress to compare values for pollutant- impacted and reference animals collected at the same time from nearby locations. Several biochemical parameters were evaluated as potential indices of pollutant stress in oysters and plaice from oil-contaminated Aber Benoit and Aber Wrac'h. Values of some of these parameters were statistically significantly different in populations from the 314 Table 27 • Mean free taurine: glycine molar ratios in adductor muscle of oysters Crassosti-ea gigas from reference stations (Rade de Brest or lie Tudy) and from oil -contaminated estuaries (Aber Benoit and Aber Wrac'h). Seven replicate samples from each station were analyzed. Station Dec 1978(9)' Sampling Date April 1979(13) July 1979(16) Reference 0.93 2.05 1.51 Aber Benoit 2.25* 2.51 NS Aber Wrac'h 2.4V 2.5V 2.42* significantly different from reference sample at a = 0.05. NS, no sample analyzed. a, months after the Amoco Cadiz oil spill, 16 March 1978. 315 Table 28 Concentration of free amino acids in skeletal muscle plaice Pleuronectes platecaa from a reference station in Baie de Douarnenez and from oil -polluted Aber Benoit, n = 5 unless stated otherwise. December 1978 (nine months after spill) FAA Concentration (uM/g wet weight and standard deviation) Amino Acid Baie de Douarnenez Aber Benoit LYS 0.28 + 0.10 1.47 + 0.76* HIS 0.40 * 0.04 0.53 + 0.14 ARG 0.37 + 0.09 " 0.26 + 0.08 TAU 11.33 + 2.68 11.23 + 3.06 ASP THR 0.84 + 0.19 0.66 * 3.06 SER 0.92 + 0.68 0.71 + 0.18 GLU 0.35+0.13 0.15+0.06* PRO - 0.27+0.11 0.48+0.18 GLY - 11.86 + 4.81 5.58+1.48* ALA 2.91 + 0.99 . 1.34 + 0.09* CYS VAL 0.12+0.01* 0.23+0.17* MET 0.07+0.01* 0.07+0.02 ÎLE 0.06 + 0.01* 0.11 + 0.07 LEU . 0.11 + Q.01* 0.13 + 0.08 TYR PHE NH, 6.36 + 0.39 6.29 + 0.34 Total FAA 29.89 + 9.86 ,22.95 + 6.58 °-, Not detected $ two samples *, significantly different from reference at a ■ 0.05. 316 Table 29 • Concentration of free amino acids in skeletal muscle of plaice Pleuroncctec plateasa from a reference station at Loc Tudy and from oil -polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h, n * 5 unless otherwise stated. April 1979 [thirteen months after spill) FAA Concentration (vM/g wet weiqht and standard deviation) Amino Acid Loc Tudy Aber Benoit Aber Wrac'h LYS HIS ARG TAU ASP THR SER GLU PRO GLY - ALA CYS VAL MET ILE LEU TYR PHE NH., 0.47 + 0.23 0.92 +0.31 14.67 + 3.19 0.13 + 0.06 0.89 + 0.31 0.77 +0.19 0.29 +0.14 0.25 +0.03 7.38 +0.47 1.77 +0.28 0.49 + 0.01 0.09 + 0.03^ 0.08 + 0.03^ 4.69 + 0.74 0.88 + 0. ,21* 0. .99 + 0. .21 0. .21 + 0. ,12 + 11. ,41 + 1. ,38 0, .05 + 0. ,03 1. ,21 + 0, ,58 0. .97 + 0. ,09 0, .29 + 0. .07 0, .87 + 0. .24* 9. .81 + 1. .50 1, .28 0, + 0.18 .12** 0, .11 + 0, ,01 + o. .06 + 0. ,02 + 0. .04 + o. ,03 + 0. .11 + 0. .02 + Total FAA 28.21 5.07 + 0.61 28.41 0.18 + 0.11 0.56 + 0.35 8.94 + 2.43* 0.06 + 0.02 0.59 + 0.27 0.66 + 0.16 0.30 + 0.05 0.56 + 0-.31 8.86 + 3.01 1.15 + 0.24* 0.12 + 0.01 + 0.06 + 0.02 + 0.07 + 0.01 + 0.06 + 0.05 + 5.30 + 1.24 22.18 — , not detected detected in two samples detected in one sample *» significantly different from reference at o = 0.05 317 Table 30. Concentration of free amino acids in skeletal muscle of plaice Pleuroncctes platessa from a reference station at He Tudy and from oil -polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 5 unless otherwise stated. August 1979 (seventeen months after spill) Amino Acid LYS HIS ARG TAU THR SER GLU PRO GLY ALA CYS VAL MET ÎLE LEU TYR PHE NH ? Total FAA He Tudv FAA Concentration (yM/g wet weight and standard deviation) Aber Benoit = .96 + 0. ,65 0. .97 + 0. ,66 0. 17 + 0. .02" 9, .28 + 1, .22 0. .03 + 0. ,01 0. ,36 + 0, .15 0.27 + 0, ,22 0. ,10 + 0, ,01 0. .50 + 0, .03 9, = 96 + 3, .40 1. ,67 + o. .81 0.03 +0.04 0.41 + 0.03* 0.04 + 0.001' 5.65 + 0.58 24.40 0.64 + 0.33 0.66 + 0.12 10.08 £ 1.32 0.05 + 0.03"' 0.48 + 0.07 0.41 + 0.22 0.18 + 0.05** 0.74 + 0.20 4 6.57 + 3.14 0.86 + 0.26 0.18* 0.39 + 0.53"* 0.07 + 0.03 0.10 + 0.08 H 5.38 + 2.19 + Aber 1.40 1.50 0.21 8.01 0.06 0.65 0.47 0.17 1.78 3.70 1.27 Wrac ' h + 0.70 ±0.21 + 0.01* t 1-16 Î 0«05 1 0.24 + 0.25 + 0.11 1 1.41 i 1.56* + 0.29 0.16 +0.15 0.17 + p.09 1 0.11 + 0.09 H o.i6 + o.n H 6.34 + 1.27 21.39 20.29 — , Not detected * detected in two samples detected in one sample *» significantly different from reference at a = 0.05. 318 Table 31. Concentration of free amino acids in skeletal muscle of plaice Plauroneates plater.sa from a reference station at He Tudy and from oil-polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 8 to 10 unless otherwise stated. February 1980 (23 months after spill) FAA Concentration (uM/g wet weight and standard deviation) Amino Acid He Tudy Aber Benoit Aber Wrac'h LYS 0.57 + 0.40 0.95 + 0.58 0.55 + 0.42 HIS — 0.50 + 0.27(7) ] 0.70 + 0.39 ARG « — — TAU 7.55 + 2.90 12.57 + 3.38* 12.36 + 2.33* ASP 0.20 + 0.15(8) — „. THR 0.33 + 0.11 0.63 + 0.20* 0.78 + 0.42* SER 0.70 + 0.52 0.93 + 0.50 0.79 + 0.36 GLU 0.57 + 0.20 0.24 +0.13* 0.27 + 0.10* PRO -- .. 1.51 +0.72(3) GLY 7.42 +2.64 15.49 + 7.96* 18.61 + 5.32* ALA 3.70 +0.74 1.63 + 0.59* 1.53 + 0.40* CYS — — -« VAL — ... — MET 0.32 +0.03(5) — 0.03(1) ILE 0.21 + 0.14(7) __ -_ LEU 0.29 + 0.17(7) . 0.16(1) TYR — — — PHE — — ._ NH 3 NA NA NA Total FAA 20.86 32.94 38.80 — , not detected NA, not analyzed * * significantly different from reference at a = 0.05 ' number of samples in which amino acid was detected. 319 Table 32 . Concentration of free amino acids in skeletal muscle of plaice Pleuronectes platesca from a reference station at lie Tudy and from oil-polluted Aber Benoit and Aber Wrac'h. n = 8 to 10 unless otherwise stated. June 1980 (twenty-seven months after spill) " FAA Concentration Amino Acid He Tudy Aber Benoit Aber Wrac'h LYS 0.34 + 0.30 0.63 + 0.52 1.05 +0.32* HIS 0.29 + 0.13 1.39 + 0.63* 1.87 +~0.46* ARG — -= -» TAU 16.92 + 3.96 12.37 + 3.63 11.81 * 2.30* ASP 0.13 + 0.14(7) 1 0.08 + 0.03 0.06 + 0.02 THR 0.33 +0.17 0.87 + 0.37 0.77 +0.35 SER 0.80 + 0.32 0.59 + 0.38 0.63 +0.37 GLU 0.26 +0.19 0.25 + 0.08 0.19 + 0.06 PRO 0.24 +0.28 1.73 +2.34(9) 2.30 +2.33(9) GL* 2.50 + 2.08 14.65 + 6.95* 8.77 + 4.52* ALA 2.26 + 0.6O 1.28 +0.43* 1.07 +0.32* CYS «,=, „« — VAL 0.34+0.37(3) 0.15 + 0.02(6) 0.16 + 0.02(6) ' MET 0.15 + 0.08 0.12 + 0.02(9) 0.14 + 0.06(9) ILE 0.12 +0.18 0.08 + 0.04 0.09 +0.02(8) LEU 0.16 + 0.25 0.16 + 0.05 0.16 + 0.03(7) TYR ~ .. .. PHE — «so am NH 3 Total FAA NA NA 35.37 NA 24.84 29.07 — , not detected NA, not analyzed ' significantly different from reference at o - 0.05 1, number of samples in which amino acid was detected. 320 Table 33. Mean free taurine: glycine molar ratios in skeletal muscle of plaice Pleuroncctas platessa from reference stations (Baie de Douarnenez , Loc Tudy, or He Tudy) and from oil -contaminated estuaries (Aber Benoit and Aber Wrac'h). Seven or ten replicate samples from each station were analyzed. _____ __ ___ _____ _____ ____________ __ Station Dec 1978(9) a Apr 1979(13) Aug 1979(17) Feb 1980(23) Jun 1980(27) Reference Aber Benoit Aber Wrac'h 0.96 2.10* NS 1.99 1.16' 1.0V 0.93 1.53* 2.16' 0.66 0.31 1.02* 1.35 0.84 6.77* *» significantly different from reference sample at a = 0.05. NS, no sample analyzed. a ' months after the Amoao Cadiz oil spill, 16 March 1978. 321 oil-polluted Abers and from nearby reference stations. These may- be useful indices of pollutant stress. They include blood cholesterol/ HDL cholesterol, liver ascorbic acid, and skeletal muscle-free amino acid ratios in fish; and adductor muscle-free amino acid ratios in oysters. Blood glucose also has potential as an index of stress in fish, if the fish can be captured and blood samples taken very quickly. Alternatively, useful information can be obtained if degree and duration of capture- induced stress can be standardized for reference and experi- mental fish. In such a case, the index of chronic pollutant stress is hypoglycemia, reflecting a loss or diminuation of the capacity of the hypophyseal- interrenal system to respond to stress. Several of the alterations in biochemical parameters in oil-polluted fish and oysters are indicative or symptomatic of poor nutritional status (e.g., depressed muscle glycine, depletion of liver glycogen and ascor- bate, etc.). This may be related to histopathological lesions, reported by Haensly and Neff in this publication in the gut and liver of plaice from the oil-contamianted Abers. One difficulty in using biochemical and histopathological parameters as indices of pollutant stress is that one is not always certain that animals from the impacted and reference sites are from the same popula- tion and therefore can be compared biochemically and histopathologically. The only way to establish convincingly that differences observed in indi- cator parameters in reference and impacted populations are due solely or primarily to the pollution incident under investigation, is to have comparative data collected before the pollution incident. This usually is not available. The oysters used in this investigation are a recently introduced species Crassostrea gigas and are from a common breeding stock throughout Brittany. Genetic differences between reference oysters and oysters from the Abers are therefore extremely unlikely. However, the extent to which plaice from the west and south coast of Brittany (reference sites) mix and interbreed with plaice from the northwest coast (site of the Abers) is not known. Some intermixing undoubtedly occurs. It seems likely, therefore, that many of the differences we have reported between oysters and plaice from the Abers and those from reference stations are attributable directly or indirectly to impacts of the Amoco Cadiz oil spill. There has been substantial improvement in condition of oysters and plaice in the Abers during the timecourse of this investigation (up to 27 months after the spill) . Recovery is still not complete, however . 322 A most interesting observation from our investigations is that oysters, which were heavily c ont ami anted by the oil spill and remained so for the duration of the investigation, showed little evidence of histopatho logical or biochemical damage, whereas plaice from the Abers, although not heavily contaminated with oil, showed evidence of serious and progressive histopathological and biochemical damage. This may be due to differences in the sensitivity of molluscs and fish to petrol- urn. However, an alternative hypothesis is that the metabolites of petroleum hydrocarbons, particularly of the polycyclic aromatic hydro- carbons, are much more toxic than the unmetabolized parent compounds and cause much of the damage in a chronic pollution situation. It is well-established that the phenolic, epoxide and diol metabolites of polycyclic aromatic hydrocarbons are much more elctrophilic and bio- logically reactive than the unoxygenated parent compounds (Neff, 1979). Since oysters have little or no capability to oxygenate polycyclic aro- matic hydrocarbons to reactive metabolites, they are quite tolerant to oil* Fish on the other hand have a highly active mixed- function oxygen- ase system and so rapidly convert polycyclic aromatics to reactive metabolites which cause tissue damage. This hypothesis warrents further investigation. 323 REFERENCES CITED Anderson, J.W. , 1977, Responses to sublethal levels of petroleum hydro- carbons: are they sensitive indicators and do they correlate with tissue contamination? pp. 95-114 In: D.A. Wolfe (ed.) Fate and Effects of Petroleum Hydrocarbons in Marine Organisms and Ecosystems, New York: Pergamon Press. Armstrong, H.W. , J.M. Nef f, and R. 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Les modalités et la chronologie du rétablissement sont fonction de la domi- nance relative, en chaque point, de deux processus : regénération in situ d'indi- vidus pérennes, germination de graines et semences produites sur place ou dans le voisinage. La colonisation est surtout le fait d'espèces annuelles, alors que la germination des espèces pérennes est très peu fréquente, sauf dans les zones abri- tées à substrat meuble et propre. Elle est toutefois ralentie ou nulle dans les secteurs exposés aux effets directs de la marée et/ou piétines intensément lors du nettoiement de 1978. Cela justifie les efforts de restauration- volontai re, au moyen de plantations tentés dans de tels sites et dont un des intérêts est d'ac- célérer les phénomènes de dépôt des sédiments et des semences. D'autre part, des espèces initialement "résistantes" présentent actuel- lement une sensibilité marquée à la pollution endogée toujours activecequi se tra- duit par le déclin et, à terme, par la disparition sur de larges espaces de popu- lations entières ( cf. J un eus maritimus Larru). Ainsi, ces processus, agissant simultanément ou successivement condui- sent-ils à des séquences de rétablissement variées, à des stades transitoires (?) marqués par une redistribution spatiale des espèces 'qui s'écarte notablement de la distribution antérieure. ABSTRACT Recovery of Ile Grande salt-marsh vegetation, partially destroyed by hydrocarbons has been significantly started up since 1980. Ways and timing of re- covery are due to the relative dominance, in each point, of two processes viz. in situ regeneration of perennial individuals, germination of seeds producted near or on the site. Colonisation is mainly due to annual species while germination of perennials is a rare event, except in shades places with loose and clean substrate However, it is impeded either in tide exposed points or in formerly heavily tram- pled places. So, efforts of voluntary restoration are justified in such locations ; planting acts besides by the speeding up of the aggregation of sediments and seeds close to the transplants. 329 In an other hand, some species, initially "resistant" show a marked sensibility to underground actual pollution and consequently, large populations may decline or even die ( cf. Juncus maritimus Lam.). Finally, these processes, acting in simultaneous or successive manners, will lead to varied recovery sequences, to transitory (?) stages characterized by a spatial species redistribution which may be quite different from the origi- nal pattern. MOTS-CLES: Rétablissement, regénération, restauration, successions secon- daire et primaire, pollution par les hydrocarbures, nettoiement, végétation de marais maritimes. KEY WORDS: Recovery, regeneration, restoration, secondary and primary successionv hydrocarbons pollution, cleaning up, salt marsh . vegetation. 330 INTRODUCTION Le rétablissement d'un couvert végétal perturbé est un processus complexe qui recouvre des réalités et présente des modalités très diver- ses, d'autant que les causes perturbantes n'ont pas eu le même impact suivant les lieux et suivant les espèces composant le tapis végétal (Baker, 1979 ; Levas seur et al,, 1981). Les marais maritimes constituent un ensemble hétérogène, qui quoi- que fondamentalement organisé en habitats étages, aux conditions méso- logiques variées, supporte une végétation qualitativement ou dans les espaces intrazonaux, quantitativement variée. Cependant, étant donné qu'il s'agit d'environnements physiquement déterminés, surtout dans les par- ties moyennes et basses des marais, la diversité spécifique est faible, ce qui signifie qu'une perturbation peut avoir un effet drastique sur dès communautés végétales et ceci d'autant plus qu'elles seront pauci- spécifiques et/ou particulièrement sensibles, de par leurs composantes, à une cause perturbatrice particulière. Ayant dans un travail antérieur (Levasseur et al., 1. c . ) détaillé cet- aspect des choses, nous ne présenterons, dans cette communication, que quelques données relatives au rétablissement de la végétation au cours des trois années écoulées y et ceci aussi bien dans les espaces non modifiés par l'homme que dans ceux qui ont été transformés du fait des opérations de nettoiement. Pour ce faire, nous utiliserons les documents suivants, quoique non exhaustifs des différents cas de figures rencontrés : - cartographie chronologique d'un marais choisi pour sa diversité intrinsèque initiale, mais aussi pour la diversité des perburba- tions l'ayant affecté depuis mars 1978 ; - transects permanents, régulièrement relevés depuis 1979 et desti- nés, au plan^opulations végétales, à illustrer à la fois la chro- nologie des reprises, le développement végétatif ultérieur, les réorganisations spatiales interclonesetla colonisation directe par les individus nouveaux. LE RETABLISSEMENT : DEFINITION ET PROCESSUS GENERAUX Définition Il y a lieu de distinguer entre : 1 - le rétablissement dans un marais donné du couvert végétal, qui se traduit par une cicatrisation se déroulant non nécessairement linéai- rement dans le temps et non synchroniquement dans l'espace et dont la durée probable, pour être menée à son terme, est fonction de nombreux pa- ramètres, essentiellement : 331 - le degré de déstructuration et/ou de destruction initiales ; - les nouvelles conditions écologiques (p. ex. la permanence, dans et sur le sol, et sous différentes formes, de quantités importantes de pétrole est un nouveau facteur de l'environne- ment). Cette cicatrisation ( i. e. gains en recouvrement) est indépendan- te des voies suivies et des moyens mis en oeuvre. Elle peut quelquefois avoir pour conséquence la constitution d f un peuplement végétal qualitativement et/ou structuralement différent du peuplement d'origine* ma is la dimension temps manque pour évaluer le de- gré de permanence de l'état atteint au moment du constat car, en cette matière, tous les états sont conditionnels et contractuels ! 2 - le rétablissement d'une communauté végétale particulière, en qualité et en structure, dans un lieu donné, Cet état, nécessitant des références antérieures précises est beaucoup plus difficile à évaluer que le premier cité, immédiatement app revendable car il s'agit du degré de recouvrement par la végétation, au temps t, d'un espace donné 1 Cependant, le rétablissement après perturbation d'une végétation peut être estimé, lorsqu'il est compris comme étant la réparation natu- relle des dommages subis, au moyen de constats établis à intervalles réguliers. Processus généraux. Le rétablissement est à la fois un processus et un résultat, lors- que l'on considère qu'il est mené à terme. De ce point de vue il est largement engagé en de nombreux sites et même localement achevé. Mais sous ce phénomène, en dépit des expressions spatiales et des chronolo- gies si diverses actuellement, se retrouvent les mimes mécanismes. Ceux— ci sont fondamentalement au nombre de deux auxquels il faudrait ajouter les actions volontaires de restauration par plantations : Successions secondaire d'une part, primaire d'autre part. En fait, la distinction dans un lieu donné de ces deux processus est loin d'être nette car fréquemment ils agissent synchroniquement et non séquentielle- ment et de plus ils inter-et rétroagissent quelquefois continuement. La réparation naturelle des destructions peut se faire soit dans un premier temps à partir de la régénération in situ d'éléments vivaces ayant survécu, que ceux-ci soient situés a l'intérieur de la zone attein- te ou périphériquementjsoit,. dans un second temps, par des implantations nouvelles à partir de migrules provenant d'individus ou de clones situés en dehors de la zone intéressée^ou d'individus ou de portions de clones autochtones ayant pu poursuivre ou retrouver un cycle phénologique nor- mal ou ayant retrouvé cette capacité après un délai plus ou moins long de survivance en vie ralentie. Dans ce cas, il s'agit alors d'une colo- nisation interstitielle et/ou séquentielle puisque commandée spatiale- ment par l'ordre de réapparition, la localisation, le nombre et la na- ture des individus vivaces ayant survécu, mais aussi par les conditions écologiques régnant dans le lieu. Ainsi, un processus de régénération qui à notre sens se rapporte d'abord aux espèces pérennes implique la poursuite normale du cycle végé- tatif d'individus épargnés et la reprise de développement épigé d'indi- vidus survivants du fait de dispositions morphologiques particulières ou de conditions d'habitats plus favorables. 332 Nous distinguerons alors les phases suivantes : 1 - Après une période plus ou moins longue de vie ralentie, repri- se du cycle phénologique normal 2 - Extension végétative éventuellement centrifuge consécutive ou concomittante de la première phase et/ou formation de graines et semen- ces viables 3 - Poursuite du processus si les conditions mésologiques restent adéquates et si les conditions d'interactions coenotiques (concurrence) le permettent. Le second processus de colonisation (^i, e^ succession primaire s_j_ 1.) implique : 1 - La formation de graines et semences dans, en périphérie ou à l'extérieur de zone concernée 2 - La non-exportation pour celles produites sur place ou inverse^ ment l'accessibilité d *s lieux pour les autres 3 - Des conditions.de germination et de développement tavorables 4 - Le maintien de ces conditions auxquelles vont s'ajouter les con- ditions coenotiques, les unes et les autres variant avec le temps^dans l'espace^du fait du processus fondamental de rétroaction, La colonisation peut aussi être le fait de fragments végétatifs dé- tachés de pieds-mères, dans le lieu ou y ayant accès par le jeu des cou- rants, (cf. dispersion actuelle ; qui utilise ces deux modalités, de Sparti- na cf. anglica , dans le marais 2, mais aussi, à l'Ouest du pont, dans le marais 4) . 100 km marais man times emblais localisation des transects 100m Figure 1. Carte de localisation des r-arais de l'Ile Grande. 333 INVENTAIRE SOMMAIRE DES SITUATIONS HERITEES A la fin de 1978, les cinq situations suivantes ont été distinguées, sur la base du recouvrement ou non par les hydrocarbures, de l'intensité du piétinement ou du passage répété d'engins lors du nettoiement interve- nu en 1978, des opérations connexes de ce nettoiement telles le décapage au bulldozer de la couche superficielle du sol ou ■ 1 T établissement de remblais à. l'emplacement des fosses de stockage du pétrole. Groupe A : 1) zones non touchées ou touchées seulement marginalement par l'épandage d'hydrocarbures, mais qui ont pu être secondairement pié- tinées. Groupe B : zones- ayant été soumises à l'impact direct du pétrole. 2) zone pétrolée mais non nettoyée intensivement Ci. e. sans piétinement important ayant entrainé une compaction durable des couches- supérieures du sol) . 3) zone pétrolée et nettoyée intensivement. Groupe C : zones profondément modifiées par rapport à. leur statut antérieur ": 4) zones remblayées (mort-terrains, sédiments meubles) 5) zones êtrépées au bulldozer. Caractéristiques générales de ces zones . Situation 1) Secteurs non atteints ou peu atteints par les hydrocarbures du fait de leur situation topographique ou des dispositions prises immédiatement après la catastrophe (cf . marais 1 et 2, a. l'Est du pont). Localisation : Parties internes des marais ou dunes hordières Processus en cours : Succession secondaire de cicatrisation dans les zones piétinées. Situation 2) Territoires pollués mais non ou peu piétines. Dépôt initial de pétrole sur les parties aériennes des plantes et sur le sol formant ensuite sur celui-ci un revêtement cohérent qui se desquame localement avec le temps, dans les sites exposés (modalité 1). Dépôt intrasédimentaire de pétrole ; celui-ci encore actuellement sous forme semi-liquide dans les chenaux, dans la partie haute de la slikke, mais aussi en haut-schorre, dans les zones saturées en eaux douces par les sources venant du domaine terrestre et qui constituent des marécages supra- littoraux saumâtres comme dans le marais S (modalité 2). Processus en cours : Très variables. Successions secondaires ayant débuté dès l'autom- ne 1978 et qui sont caractérisées essentiellement par une régénération in situ d'espèces pérennes épargnées et survi- vantes. Lorsque la destruction du tapis végétal a été plus complète, il y a possibilité de colonisation directe par des éléments allochtones si les conditions s'y prêtent. Il y a ainsi possibilité d'une succession pr ima ire inter- stitielle. 334 Situation 3) Territoire fortement piétines et/ou soumis à des passages d r engins, notamment d'engins chenilles qui détruisent les organes endogés de përennance. Destruction quasi-totale de la végétation ; survivance d'un très faible pourcentage( quelquefois inférieur à 5 !) d'individus de type géophyte a rhizome et hémicryptophyte à souche. Compaction secondaire forte avec pour conséquences le tassement du sol et la pénétration forcée du pétrole dans ses premiers centimètres. Peu de changements en trois ans de cet état, sauf en mode exposé où des dëlitations et desquamations se produisent, sauf encore dans les zones pro— ximales soumises à sédimentation. Localisation : Cette situation se rencontre surtout dans les parties des marais les plus proches des chenaux et criques, là où était effec- tué le pompage du pétrole. Les communautés les plus fréquem- ment déstructurées ou détruites sont les suivantes : peuplement à Spart ina maritima, " à Salicornia perennis , " à Halimione portulacoides , " à Puccinellia maritima et Triglochin maritima , p.p. " â Juncus maritimus du schorre moyen (végétation a. Limon ium vulgare e t Plantago maritima .(*) Processus en cours : Le rétablissement de la végétation, par des voies naturelles y est très lent sinon nul, actuellement encore ; succession secondaire possible à partir des éléments épargnés, mais ceux-ci -sont en quantité insuffisante pour permettre une cicatrisation rapide de ces lieux. En fait la reprise de la végétation y est quasi-nulle. Le rétablissement d'un cou- vert végétal ne peut être que la. conséquence d'une succes- sion primaire en quelque sorte obligatoire dans le lieu, mais qui pour de nombreux sites n'est encore que potentielle, ou bien encore d'opérations de restauration par plantations ad hoc d'espèces vivaces. Situation 4) Remblais Les parties de marais remblayées sont localisées à l'empla- cement de fosses, ce qui explique les tassements ultérieurs observés depuis 1980, et la réintégration de certains de ces espaces dans le domaine maritime _s. _1. (marais 2 p. ex.) Processus en cours : Succession primaire obligatoire. D'ailleurs très rapidement ini- tiée et qui, en 1981, en est déjà au stade développement vé- gétatif horizontal d'espèces vivaces- surtout Puccinellia maritima . Il faut noter que dans ces lieux la germination d'espèces vivaces a été observée et que la colonisation s'est faite à partir de graines et semences ayant eu accès au site et ayant pu germer sur place, alors que ces germi- nations n'ont pas été observées dans les autres sites des marais à sédiments non meubles. (^Nomenclature d'après Abbayes H. des et al. (1970) 335 Situation 5) Territoires étrépés. Solution la plus extrême de nettoiement puisque la roche- mère, ici limons quaternaires décalcifiés, est mise à nu. A part quelques exceptions très locales, à la fois le con- tingent de graines produites avant 1978, et l'ensemble de la masse végétale épi - et endogée a été détruite sur de vastes espaces comme par exemple dans l'estuaire de Ker- lavos, situé à quelques kilomètres à l'Est de l'Ile Grande. Ailleurs (marais S, 3, 4, 5, 6, 7) c'est essentiellement la partie proximale des marais qui a été amputée de la sorte. Processus en cours : Initiation d'une nouvelle pëdogénèse. Le rétablissement d'un couvert végétal ne peut provenir que d'une succession primaire obligatoire effectivement enga- gée après une période de latence de 1 an via l'installa- tion de populations thérophytiques essentiellement cons- tituées de différentes espèces annuelles du genre Salicor- . nia. CARTOGRAPHIE CHRONOLOGIQUE D'UN MARAIS PRIS COMME EXEMPLE : le MARAIS NORD D'AN INIZIGO, Les caractères particuliers de ce marais dont la localisation est précisée sur la figure 1, sous le numéro 6, et qui nous l'ont fait choi- sir comme exemple réside dans la variété des habitats contigiîs, parti- culièrement l'existence de prairies saumatres supra-littorales dans sa partie N, dominées soit par des roselières à Scirpus tabernaemontani et Scirpus maritimus so-it par des prairies à Juncus maritimus , espèce quasi- exclusive sur de grands espaces. Morphologiquement, ce marais se relève përiphëriquement, le réseau hydrographique convergeant en son centre se résoud en deux chenaux ma- jeurs orientés Est -Ouest. Sa partie Ouest a été partiellement étrëpée tandis que sa partie Sud a fortement été piëtinée, le sous-ensemble Nord étant de ce point de vue, peu touché. La figure 2 renseigne schématiquement sur la distribution spatiale des agressions qu'il a subi en 1978 : absence de pollution, pollution sans nettoyage, pollution puis nettoyage, étrépage proximal a. l'Ouest. La partie Nord-Est a été remblayée à différents moments depuis 1978. Ainsi, les cinq situations précitées se retrouvent ici, mais les trois premières dominent. Les figures 3, 4, 5 se rapportent à des constats établis en Août 1979-, 1980 et 1981 . Il ne s'agit pas à proprement parler de cartes de végétation, puisque l'aspect qualitatif n'est pas le but de ces repré- sentations. Celui-ci en effet, est de fixer,, â\ -un moment donné, l'état de la végétation d'un double point de vue : - progrès de la cicatrisation, - niveau de reconstitution des communautés végétales. 336 Plus précisément le codage correspond : - Pour le premier groupe (A) à des peuplements recouvrant la quasi- totalité du sol, au moment de la cartographie ; le caractère différentiel intergroupe étant celui de la diversité spécifique à ce moment là, - Pour le- second groupe (B) , il s'agit de peuplements en cours de régénération ou soumis à succession primaire. La déstructuration, la de- nudation a pu y avoir été très forte et le recouvrement (hormis en niveau 6 pour les espèces annuelles) est toujours inférieur à 50 % de la surface. Code des figures 3, 4 et 5 , Groupe A : recouvrement des espèces pérennes pouvant atteindre 100 % Niveau 1 : Végétation plurispécif ique, non touchée par les hydrocarbures ou végétation ayant recouvré, à la fois sa diversité originelle, mais aussi sa structure, antérieure. Dans ce cas on parlera de rétablissement achevé. Niveau 2 : Végétation paucispécif ique (n inf. à 3 espèces). Niveau 3 : Végétation monospécif ique. Ce résultat peut être atteint de deux façons ; la régénération est le fait d'une seule espèce ou le fait du rétablisse- ment complet d'un clone ( cf. roselières) . Groupe B : recouvrement des espèces pérennes inférieur à 50 % ; diversi- té spécifique indifférente : m i ii ii i u 1 1 1 1 1 n 1 1 1 Niveau 4 : Recouvrement compris entre 50 et 25 % Niveau 5 : Recouvrement compris entre 25 et 5 % Niveau 6 : Recouvrement inférieur à 5 % pour les espèces pérennes, mais pouvant dépasser 80 % en ce qui concerne les thérophytes. Dans ce dernier cas, il s'agit d'un recouvrement saisonnier . Niveau 7 : Recouvrement nul aussi bien pour les espèces pé- rennes que pour les espèces annuelles. Il est ainsi possible, en un lieu donné, de suivre les changements de statuts, et de comparer d'un site à l'autre, l'amplitude de ces chan- gements et leur vitesse relative, et ceci pour une même gamme d'habitats (cf. ci-après). La figure 6, quant à. elle, est plus synthétique puisqu'elle indique les écarts des états constatés en Août 1981 par rapport à ceux d'Août 1979. 337 Code de la figure 6 : [ Pas de changement Passage du niveau 7 au niveau 6 ( i. e. acquisition d'un cou- vert phanérogamique saisonnier à thérophytes) . ] Changement d'état correspondant à 1 niveau IT! Il I fl Changement d'etat correspondant à 2 niveaux Changement d'état correspondant à 3 niveaux et ce 8 jusqu'à la catégorie 4 incluse. Passage d'un niveau inférieur à 3 à un niveau 3, 2 ou 1 b foi* ii ]-p-fl~fljffl-) Passage du niveau 3 au niveau 2, de celui-ci au niveau 1 Ili 1 1 1 l i Passage du niveau 3 au niveau 1 cas particuliers ; C2 21 Evolution régressive, mais qui peut correspondre à des gains spatiaux d'une espèce sociale, au détriment d'une végétation non concurrentielle. Secteurs plantés (zone de restauration de l'équipe "améri- caine" Pr. Seneca-Raleigh.) . 338 Figure 2. Marais 6 -Extension de la pollution et modalités 'de nettoiement • 339 Figure 3. Marais 6-Etat en 1979 (légende dans le texte). 340 Figure 4. Marais 6-Etat en 1980 (légende dans le texte). 341 Figure 5. Marais 6-Etat en 1981 (légende dans le texte) 342 Figure 6. îlarais 6- Distribution spatiale des écarts de niveaux - observés entre 1979 et 19*1 J (légende dans le texte). 343 Commentaires Mis à part un petit nombre de points dépourvus de toute végétation, y compris thérophy tique, tous les autres ont vu leur couvert végétal, même f ragmen ta ire 3 évoluer avec le temps. Ces transformations sont, dans la plupart des cas et selon nos conventions^ progressives - i.. e.. tendent vers une cicatrisation des espaces dénudés. Celle-ci peut être accompa- gnée par une augmentation de la diversité spécifique, lorsqu'il y a eu destruction sélective d'une partie du contingent spécifique de départ, mais non denudation extensive. Cependant des tendances régressives s'oh^ servent plus localement. Il existe une certaine opposition entre les parties Nord et Sud du marais (gauche et droite sur les figures 2 à 6) , de part et d'autre des deux chenaux majeurs médians. L'état de la végétation, en secteur Sud, ne dépasse pas le stade peuplement thérophytique 3 ce qui correspond, 43 mois après le dépôt de pétrole, à la destruction effective presque totale des espèces pérennes dans* ces zones bordières. On constate néanmoins (cf .figure 6) que la cicatrisation à partir de régénérations autochtones est comparativement assez rapide le long de la route bordant An Inizigo au Nord. En trois ans, l'amplitude du changement est de l'ordre de deux ou .trois niveaux. Une cause possible de cette régénération plus rapide, qui intéresse surtout les hémicryp- tophytes à souche et les chamaephytes ligneuses mais aussi les' hémicryp- tophytes stolonif ères- telles Puccinellia maritima , est à rechercher dans le ruissellement permanent ou la percolation latérale de sources provenant de l'île. C T est effectivement en tête des chenaux et sur les marges que ce processus est le plus rapide. Lorsque l'on compare les figures 2 et 6, on remarque que ce sont les zones piëtinées qui présentent le plus faible taux de reprises, exprimé par le progrès, en recouvrement, des espèces vivaces. Il faut noter toutefois que la végétation initiale, dans la haute slikke, le bas— schorre et le schorre moyen était pauci — ou monospécifique. Le piétinement, ajouté à l'effet immédiat du pétrole. sur des plantes à appareil végétatif essentiellement épigé a des effets drastiques et surtout durables. Ainsi ces deux facteurs, l'un initial, l'autre consé- cutif, mais encore opérant actuellement, constituent-ils, en première hypothèse, la raison majeure du retard dans le rétablissement d'une végétation, du fait de leurs effets multiples, directs ou indirects. L'exposition aux effets dynamiques de ,1a marée joue également, aussi bien sur le plan de la reprise que ur celui de l'installation d'in- dividus nouveaux dans les espaces très dénudés. L'exposition favorise, étant donné l'absence de couverture végétale, l'érosion des berges, ce qui conduit à. des effondrements locaux qui, à terme, peuvent entraîner des modifications dans les drainages, par occultation des chenaux les plus étroits ou les moins. profonds. Mais cette exposition, comme nous l'avons dit plus haut, a pour conséquence une destruction accélérée de la couche cohérente de pétrole déposée sur les sédiments, même lorsque celle-ci a été tassée. Des souches survivantes ainsi libérées ont pu alors reprendre leur développement, par formation de nouvelles pousses aériennes, à partir de bourgeons adventifs. Par contre, en ce qui ^concerne la colonisation de ces espaces, l'exposition aux effets directs de la mer joue comme un facteur contrai- 344 re. Il n'en est pour preuve que 1' installation réussie, dans des situa- tions mésologiques homologues, des espèces annuelles, en l'absence de ce facteur (i. e. dans les zones abritées, en position plus interne) . sons La partie Nord du marais se différencie des autres pour deux rai- - sa physio graphie, - la nature de sa couverture végétale. La topographie et l'existence de nombreuses sources qui ont assuré un auto-nettoyage précoce du pétrole déposé dans ces secteurs distaux font que le degré de destruction et de déstructuration du couvert végé- tal y a été comparativement plus faible, Structuralement en effet, les géophytes à rhizomes dominent et les parties aériennes, qui de toutes façons, ont une durée de vie limitée, ont joué le role de piège à pétro- le, sans que les organes endogés de pérennance n'aient été immédiatement atteints. Seule, la sous— strate des peuplements, composée: d'hémicrypto- phytes stolonîf ères, a été endommagée, mais la reconstitution de ce ta- pis interstitiel est en cours et même localement, dans les zones de stagnation des eaux continentales, presque achevée. Il ressort de ces observations que dans un même marais les condi- tions et les modalités de rétablissement de la végétation sont très va- riées. Si la régénération, à proprement parler, est engagée, à des de- grés divers et pour des raisons et avec des moyens divers, l'installa- tion de nouveaux individus, par colonisation directe ne s'observe pas, hormis le cas des espèces annuelles dans les lieux protégés. Aussi peut- on dire que le rétablissement est assuré par le développement végétatif des seuls individus ou clones survivants, sans qu'il y ait ajout quan- titatif ultérieur significatif. Les évolutions ultérieures sont cependant dans la majorité des cas conditionnelles et dépendantes de la* résistance des populations régéné- rées à la pollution rémanente diffuse ou directe, de là les délais va- riables observés dans l'initiation du processus ! (cf. figure 6). ANALYSE DIACHRONiqUE DE qUELqUES TRANSECTS PERMANENTS. Parmi les transects établis en 1979 et régulièrement suivis depuis, nous en avons sélectionné trois, deux dans les marais de l'Ile Grande, le dernier dans l'estuaire de Kerlavos, La localisation des deux premiers est indiquée sur la figure 1. - A Kerlavos, il s'agit d'un schorre moyen à. Armer ia maritima et Plan— tago maritima , étrëpé par décapage des dix premiers centimètres du sol. Le substrat plan est constitué de limon. Le mode d'exposition est abri- té. En utilisant le code des figures 3 à. 5, le niveau de départ, en 1979 est 7. -Marais 5-Est d'An Inizigo, Transect d'orientation ENE^TSW", établi dans une zone exposée en partie aux actions dynamiques de la marée et qui fut a la fois très polluée, très piétinée et soumise également au passage d'engins. Deux petits chenaux recoupent ce transect qui se relè- ve légèrement vers l'Est. Selon les sections de celui-ci, les niveaux_de départ sont de 4 ou 5. . _ 345 -> Marais 3. Ce transect, situé en mode très abrite, est orienté NW- SE. Son point de départ haut est situé sur une levée artificielle non touchée par le pétrole, mais très piétinée. Il se termine dans une zone marécageuse occupée par une prairie à Juncus maritimus , encore actuelle- ment très polluée, mais non piétinée. Les niveaux de départ vont de 1 à 4. Ces transects illustrent ainsi les différents cas de figures ren- contrés, que ce soit sur le plan de la végétation, des habitats, des destructions. Légendes des figures 7A - 7S, 8A-8B , 8C, 9A - 9.K , Figures 7A, 8A, 9A. Les transects sont constitués de carrés contigûs de 0,50 x 0,50 m subdivisés chacun en 25 cases de 0,10 x 0,10 m. Les présences spécifiques sont relevées dans chacune des cases. L'é- chelle des hauteurs, dans le diagramme est établie comme ci^-après : <- . 1 - 5 ? -'vJ t * Présence de l'espèce dans n cases Afin de faciliter la comparaison des distributions linéaires et des recouvrements sur la" ligne, les données relatives à chaque année, pour une espèce donnée, sont rapprochées. L T ordre de présentation des espèces, dans les diagrammes est con- ventionnel. Il s f appuie sur les types suivants : - plante à organe de résistance endogé. rgëophyte à rhizome Lhémicryptophyte & souche - plante sans organe de résistance en— p chamaephyte ligneuse dogé * Lhémicryptophyte stolonifère - thérophytes (y compris espèces hiannuelles) Figures 7B, 8B, 9E : sont indiqués: - le nombre de cases par carré occupées par la végétation, toutes espèces confondues. - le nombre d'espèces présentes dans chaque ca,rré. Figure 8C : Pour ce qui est du transect 5, nous avons présenté différem-^ ment les données, par la distinction des espèces annuelles et pé- rennes et leur importance, exprimée comme la somme des cases occu- pées par chacune des espèces. Ces sommes sont ensuite cumulées, de là les dépassements possibles dans le cas de cooccurence ou même de début de stratification. La somme des recouvrements individuels peut ainsi être supérieure aux 100 % d'un carré élémentaire. > uce.ir.ar.=hccm$lîia mar itima: Salle. *iv-§p. r?^T=Sa2icotnia diyisp. (annuelles Jtsalic. ierenn.=Salicornia. perennis; Spèrg. mar . = 2përgularia marina; Su a eda mar .=Suaeda mar it una; :rigI,mar,.=TrigIochin maritima. ■ - v & 'igi.mar .=:rig '346 1 r- SO) i o 00 J 00 ov r' r L L i .-ir i r i k. I i ■a (O to E à tu en il u CO CJ. en O co — i a in CN Figure 7. Transect permanent -Estuaire de T.erlavos. A-Distribution spatiale des espèces B-"ariation longitudinale du recouvrement et de la diversité. 347 :rancfct rAPvATS s (0 E 3 O c 3 <0 E 03 C c t r 3 > *-' C Ê O Ê E ■ as «- -J < O a (0 I c a (0 CO ta E 6 u a. a «i > 73 E ■a o M u g S-i co a CO cu o / i 1 . 1 . 1 . 1 . 1 !!!■ !*>>!* Ifc * t . t I, Il -^ (0 eu 0) «H C •H c > CO 0« • # CM U 00 ' .'A'.'.'. ' . 't*ri"'***'"i*i i-i i a * ■ v*^^^* * • I l i t../...../.. . , •tn ,o p'^v^"^"*' 1 . ■ 1 1 1 . ■ 1 1 »n CO o CO o OJ m m Figure 8. Transect permanent-Marais 5-C-^ariation longitudinale du recouvrement des plantes annuelles et vivaces (cf .texte) , 350 01 o eu 3 Ê • 3 «U u U u • •'•'t'iii' i ' i ' i ' i ' i ' i ' '.*■'■*■'.'.'.'.'.'.'.' ■-"•— — — : - - ■ -*■'. j'.'_ y*?r*+i*i***nn^r^n***Fm*'***m .«5 i ■ i ii ii i i i ■ i i 'i I n lu lu l u i» i » IM »l» 1 , 1 I l i l , i i i l ' ii i'i i ' i ' i ' ii ' .i ' .i ' i | l i' - ' i 'r' i ' < ' l 'i' i ' l ' l ' , ' .i :i::-:- 1 1 1 1 1 ■ ' • •'-"•'■'■'■ t'i'. '-\','-\\\w. -.-.-. ■.-,■, ■.•■•.•.-. •::-K:-: : : 7***^^^-i-^w 09 c CJ •H C /a > «J eu CD • • •• eu 1 llx: .o y #.H ■' ' .'' 1 1 1 1 1 1 7J ■ 1 1 1 1 1 1 i ■ i 1 1 » 1 1 » 1 1 1 1 1 1 » ■ ,'.'.'.' '.'.'.• .'.•,' .• ,'.' ,• / 1 - i t. - .• . ****** i i i i i • • »o l ' .'.l. ' .l y.w.L'.", llllll O CO g o s o co o CM Figure 8. Transect permanent-Marais 5- C -Variation longitudinale du recouvrement des plantes annuelles et vivaces (cf .texte) 351 Figure 9 Transec A? n istr t permanent-Marais 3 (cf. figure 1) ibution spatiale des espèces CO 352 ai CD m en E _ S* ■•cm O 00 a 00 Ci E-> U « 2 1 n j L. r* L. r CM L — k : L, I . \ .j 1 I r L.. ••■•■* «■mJ»*** t.. r I *~ »-. "1 OQ r — i-" cm 8 r }-) M CO a )-i crj a en eu • ••eu o a 3 x o a o o -• 03 0) 03 CO a eu eu u -û E O 2 eu en 0) en ca o m I I — I 1 • ••• t I -T ca CM o CM -, — L-L-t 1 • f 1 * • 1 — L- i i • i • i •>. i • • L- i I I. i J où - ■ • t MJ •« » I *> CM o CM tf> Figure 9. Transect permanent—'arais B-Variation longitudinale 3 du recouvrement 353 et de la diversité Commentaires - Estuaire de Kerlavos (figures 7A, 7B) Les espèces vivaces ont un recouvrement presque nul en 1979 , tandis que s'installent quelques pieds de Salicornia ramosissima et Salicornia gr. herbacea (non distinguées sur les transects !). Le fait remarquable est la rapidité avec laquelle, en moins de trois ans, les thérophytes ont saturé lespace disponible, ce peuplement saison**» nier ayant un recouvrement qui peut atteindre 100 %. Il s f agit d'une co- lonisation primaire active (stade I - espèces "opportunistes" dites à stratégie "r") « Il faut noter l'importance des- centres de dispersion ini- tiaux (cf .Brereton, 1971). Les pieds-mères établis en 1979 ont produit des graines qui n'ont pas été exportées étant donné le niveau topogra— phique des lieux et leurs- positions très internes dans l'estuaire. Il y a ainsi capitalisation locale des graines qui germent pratiquement sur place, La présence saisonnière d'un revêtement algal microphy tique exer- ce une influence aussi bien dans, le piégeage des graines déposées sur le sol que sur leur germination, au printemps suivant (protection ther^ mique, hydr.ique s photique, mais aussi protection contre les agents dyna- miques) . - Marais 5 (E-An ïnizigo) Cf igures 8A, 8E et 8C) Augmentation, entre 1979 et 1981 de la richesse spécifique dans certaines sections du transect, notamment celles correspondant au schor- re moyen. Cette augmentation vient de reprises relativement tardives d ' hëmic ryptophy tes à souche et rosette telles Plantago maritima , Limo- nium vulgare et Armer ia maritima dont l'importance numérique reste néan- moins très faible. De nouvelles thérophytes apparaissent en 1981 : Coch - lear ia anglica et Parapholis strigosa . En ce qui concerne les plantes pérennes, et si l'on met à part Juncus marltimus , il y a gain dans le recouvrement de chaque population. Le phénomène intéressant est celui du décalage progressif des optimums, d'une année sur l'autre, ce qui peut traduire deux faits : . l'importance de la compétition interspécifique, du fait de la mise en contiguïté de clones- régénérés, et qui se sont ensuite dévelop- pés latéralement d'une façon centrifuge. . la biologie de la régénération qui favorise un développement plus actif des parties du clone les moins endommagées. Si cette partie est en situation marginale, par rapport au clone ancien, il peut y avoir double mouvement, normalement vers l'extérieur, mais aussi vers l'inté- rieur (développement centripète) assurant ainsi une reconquête des posi- tions antérieures. Un clone épargné, à développement plagio tropique dominant, se cica- trise lui-même tout en gagnant des espaces, à. sa périphérie, qu'il n'oc- cupait pas précédemment du fait de l'occupation des lieux par d'autres espèces ou par des clones de la même espèce (on peut rattacher ce phéno- mène à celui du "die-back" observé chez les espèces â extension végétati- ve). C'est ainsi que ce processus peut conduire à. des redistributions spatiales de dominance, après perturbation, telles- celles signalées par Baïer (1973). 35A De ce point de vue, des espèces stolonifères ou radicantes comme Puccinellia maritima et Halimione portulacoides ont un développement spatial qui s'accélère avec le temps et qui est rapide compte-tenu du nombre de pieds survivants au départ. Comme dans la section du transect où ces deux espèces se développent, le terrain est plan, donc la pente, via les durées et fréquences de submersion n'est pas un facteur limitant, l'aire actuelle de ces plantes tend à rejoindre leur aire, potentielle , en l'absence de concurrence. L'occupation de l'espace par les annuelles montre la même tendance qu'à Kerlavos. Ilya saturation des espaces interstitiels. Le même pro- cessus de capitalisation à partir des pieds-mères s'observe encore ici. De plus, apparaît un phénomène de nucléation (Yarranton et Morrisson, 1974). En effet, toute végétation dans un espace intertidal soumis à submersion est un obstacle pour les particules sédimentaires-et les se- mences-véhiculées par l'eau. Dans un second temps, ces semences qui peu- vent provenir de plantes pérennes également, germent dans le lieu où elles se sont déposées à la faveurdes-efc dans les sédiments meubles dépo- sés à la base de l'obstacle. On observe de la sorte, dans les secteurs où ce phénomène -se produit, à la fois une accélération autoentretenue de la sédimentation, et, d'une façon concomittante, une accélération de la colo- nisation accompagnée d'une augmentation de la diversité spécifique loca- le. Cette phase d'augmentation transitoire de la diversité est bien con- nue: transitoire car elle est suivie ( cf. marais 2, remblai artificiel, non étudié dans cette communication) par une légère décroissance de la richesse spécifique, conséquence du comportement "impérialiste" de cer- taines espèces "couvre-sol". L'observation de la figure 8B montre, à un autre niveau le phénomè- ne déjà décrit à Kerlavos de saturation du plan -toutes espèces confon- dues- également l'augmentation de la diversité dans certaines sections, en même temps que la variation horizontale de celle-ci, entre 1979 et 1981, traduisant l'hétérogénéité, à grande échelle d'un tel espace. L'explication est plus à rechercher du côté de la compétition interspéci- fique que de celui de contraintes mésologiques (types biomorphologiques compatibles ou incompatibles, cf. discussion in Levasseur et al. , l.c. ) . La figure 8C montre la part prise, dès 1980, par les thérophytes, part croissant très brutalement en 1981. Mais l'accélération la plus forte se tient précisément là où une végétation vivace déjà installée fait protection alors que dans la partie gauche du transect, plus expo- sée, la régénération d'espèces vivaces est moins active ou la des- truction initiale de celles-ci plus complète "les annuelles sont numé- riquement moins abondantes. - Marais 3 dit de Notenno (figures 9A, et 9B) Ce transect est d'une interprétation plus délicate que les précédents étant donné l'hétérogénéité des situations présentes et les tendan- ces en quelque sorte inverses qui s'y développent depuis 1980. Ce qui frappe à première vue dans la figure 9A est le déséquilibre entre les parties gauche et droite du diagramme pour ce qui est de la diversité spécifique en chaque point. Deux raisons peuvent être évoquées : 355 1 - appel à la notion de composition floristique initiale ( cf. Egler, 1954), fonction, dans ce cas particulier, de gradients mésologi- ques le long de cette toposéquence induisant en particulier une riches- se spécifique maximale dans la partie moyenne du gradient topographi- que, mais avec cooccurence des limites basses. 2 - l f opposition peut aussi être interprétée comme le résultat des perturbations différenciées qui se sont exercées et qui continuent de s T exercer dans ces lieux, notamment dans les parties déprimées du tran- sect et qui mar quentl' influence effective de l'épandage du pétrole, et ce jusqu'à la limite supérieure de dépôt. On notera à ce propos que la cicatrisation a été rapidement effective au dessus de cette limite et ceci dès 1980, alors que le recouvrement végétal reste discontinu en dessous ( cf. figure 9B) . Le fait à retenir reste cependant le remplacement de la population primitive à Juncus maritimus , seule espèce rescapée en 1978 par une es- pèce de type biomorphologique différent, Halimione portulacoides -cha- maephyte ligneuse à tiges radicantes- qui étend son aire, dans les par- ties basses, depuis 1980. Dans l'espace disponible libéré, au moins au niveau et au dessus du sol, le même phénomène de colonisation en nap- pe par les -annuelles s'observe, de la part de Salicornia du groupe her- bacea, tandis que les autres thérophytes -y compris des formes annuelles d' Aster tripolium- s'installent, à leur niveau bionomique habituel sur les parties moyennes et hautes du transect. L'évolution des performances de Juncus maritimus , géophyte à rhi- zome est intéressante car très représentative de la tendance générale au déclin qui affecte, en divers lieux, et ce depuis 1980, des populations entières de cette espèce. Celle-ci, rappelons-le, est une des plantes qui occupait et qui occupe encore la plus grande partie des marais 3, 4, 5 et 6 et qui a été considérée par nous en 1979 comme une plante ré- sistante . Comme son role physionomique, structural et coenotique est con- sidérable, toutes modifications dans sa distribution et son abondance spatiale pourront avoir, à plus long terme, des incidences certaines. Les données quantitatives suivantes (figures 10 et 11) illustrent de telles tendances régressives. La figure 10 présente l'évolution sai- sonnière du rapport biomasse épigée sur nëcromasse aérienne exprimées en poids sec. Les données de base sont le résultat de fauches effectuées au ras du sol, dans trois quadrats de 0,50 x 0,50 m, pris au hasard à trois niveaux topographiques, les récoltes étant ensuite séchées 48 heures à 65°C On notera l'inversion du rapport à partir de la fin de l'année 1980 et à terme, ceci conduira à la disparition de l'espèce dans ce lieu. D'une façon concomit tante, les capacités de reproduction sont alté- rées et se traduisent, selon les cas, par une réduction du nombre de ti- ges fertiles, ' par des malformations de l'inflorescence et, pour c es cer ~ nier es f p ar une diminution du nombre de rameaux florifères, par l'absence d'étamines ou la non-formation de capsules et de graines ou seulement par la production d'un petit nombre de graines avortées. Dans le même temps, les pièces du périanthe peuvent revêtir un aspect brac- tiforme ( cf . figure 12). De plus, l'observation de coupes transversales de rhizomes montre une nécrose des parenchymes; ceci, ajouté à un dessèchement des apex végétatifs, pose le problème de la nutrition hydrique et minérale de (*) çf.figure 11. 356 CO 3 CO O iH 3 XJ CU Cfl „ S O 3 a o Ou u 3 S o ca O u o o eu 3 \C ~* *3 3 O O 1 I eu •• O*) li > U-l •H ca \. ■ * •3 !-t 3 O \ 1 3 •> •H :- 1 4-J ca •H VM ■ •H s 3 (4-1 j I ■U ca 3 • ■2 «IV> •"-5 U/ \> ,4 oS / \ y. < * • >z V' / y v ; /\ •c' "ï M -en N '*• \ \ / % • N ' 7 \ r "^ i ., 4 ..••■'' i ' i i -5 / ....Xk.i / > -<8 ?r\ zZ \ i / ■o # ■co < u •< -••-.. I \ JE* - * -->£——-* '*i « r -s*- S) T m «0 «N SJ ^ i- i ■ i o en* cm' - -' 1 o o I o u o C Vu 3 ca 3 13 eu •H c uu 3 ea ca 3 E O 4-T u o o. a 3 U 3 "3 3 l-t /3 •H S S o • w 3 ■H C 3 C ca 3 •H S J- O ^CU ■H cfl 4-1 3 O > eu u 3 oo 3 ca ca 3 E w td Z Z td M ci tri ti: cj M H tri Q < H O H tri es o z < as o eu c- (H < e/a tri M es. tri ti, en tri O M H tri O Z O M &- O fi- es ai &. en 3 ■S i-4 «1 S 03 3 O c 3 •-3 (U en C o •H •u en eu CtJ a. c ■H CU w co en -h 3 « O a 3 es» O CX (U «-4 o o eu en •a c «J CU «T3 > •h en u eu .-i C eu c h o .H eu »-s •U "H 3 W •u C •H C8 U .C .-I CJ eu U AJ C c eu eu h en •H CU C ta tri CS. eu u 3 00 fig CD CM CM I CM CM CM 2 * CM CO CO 358 CM • \t t I \ 9 \fln _ Ol I \ï!àtw\\'\ S «j* j wy u i J \\ t NÏ « /TT^r^i ' ' i 1 m. MBffif 3 if •A «51 Î [ 1 1 ■ • i n i s 1979 [ 1 981 ** Figure 12. Morphologie comparée d'inflorescences de Juncus maritimus Lam. provenant d'un même clone situé au S du marais 4 (cf .figu- re 1) prélevées en Août 1979 et Août 1981. 359 ces organes, donc des effets à long terme du pétrole, toujours présent, sur la physiologie et sur certains métabolismes de la plante. Apparem- ment, il n'y a pas renouvellement des réserves dans le rhizome : celles subsistant après 1978 ont maintenant été consommées. Il faut rappeler à ce propos les conclusions de Baker ( l.c. ) relatives à la sensibilité de cette espèce à des pollutions chroniques par les hydrocarbures. L'observation simultanée des deux courbes montre la réalité d'une tendance exprimée de deux façons différentes et qui ne touche pas seu- lement l'appareil reproducteur ! Rappelons cependant qu'une "allocation d'énergie" plus forte en faveur de l'appareil végétatif est considérée comme classique par Ranwell (1972) chez les plantes des marais mari- times. La véritable question relative à la nature et aux délais de réta- blissement de la végétation, dans les marais de l'Ile Grande, est là. Il est vraisemblable que ce rétablissement aura lieu, naturellement mais aussi avec l'aide des plantations volontaires; mais, sur de grands espa- ces encore occupés par le Jonc, il aura lieu sans lui, ce qui pourra mo- difier passablement le paysage végétal, mais aussi les stratégies de res- tauration, celle-ci ne pouvant alors être uniquement focalisée sur les seuls secteurs actuellement dénudés. CONCLUSIONS Les quelques exemples présentés montrent qu'au delà de la variété constatée, un processus de rétablissement du couvert végétal est effec- tif en de nombreux lieuxj les gains en recouvrement, par rapport à la situation de 1978, représentent environ 35 %. Il est vraisemblable que localement on assistera à une accélération du phénomène puisque par nu- clëations en chaîne, le nombre de points d'agglutination des sédiments et des semences va croître d'une façon non linéaire. Il reste encore des sites où la destruction de la végétation a été totale. Pour différentes raisons ils demeurent stériles, en ce sens que des germinations ne peuvent s'y effectuer. Aussi un rétablissement natu- rel y est-il peu probable au moins dans un avenir proche. Il semble alors que des restaurations au moyen de plantations soient la seule voie réaliste possible, comme en témoignent les succès enregistrés, à la sui- te des deux années d'expérimentations menées dans ces secteurs par le Dr. Seneca et son équipe. En effet, l'introduction de boutures, selon les cas, avec ou sans sol, leur reprise et leur développement ultérieur, montre a contrario que c'est la phase "germination" qui est inhibée et donc qu'en la court-circuitant, on accélère la cicatrisation. De la même manière, comme ces boutures font obstacle, d'autres espèces peuvent alors s'implanter naturellement, mais dans un second temps, dans ces lieux, rétablissant une diversité spécifique qui n' 'existait pas au départ lors de l'expérience. Notons qu'un phénomène similaire peut être initié par les nappes de thérophytes qui marquent fréquemment la première phase de la recolonisation. Si l'on compare l'état actuel de la végétation avec l'état primitif, on constate que le rétablissement de celle-ci passe en de nombreux lieux par une redistribution spatiale des espèces, au profit d'un petit nombre d'entre elles. Cette redistribution, qui peut quelquefois aller jusqu'à la monopolisation (transitoire ?) d'un espace peut avoir deux causes : 360 . - les plantes survivantes -initialement "résistantes" ne possèdent pas des capacités d'extension végétative suffisantes pour cicatriser les espaces interstitiels dénudés, alors que d'autres espèces, "sensi- bles" celles-là aux premières perturbations présentent ces qualités, de part leur organisation et leur éthologie; de là l'écart actuellement observé entre la composition floristique initiale du site et la compo- sition du moment. - des espèces tout-à-fait résistantes, telles Juncus maritimus et dans une moindre mesure, Triglochin maritima , _ deviennent sensi- bles à la pollution chronique qui affecte maintenant ces marais. Leurs populations, en déclin, sont envahies périphériquement par des espèces autrefois cantonnées, du fait de la saturation de l'espace par les pre- mières , en dehors des clones les plus denses. Ce sont d'ailleurs les mimes espèces qui jouent ce role dans les deux cas, à savoir Puccinellia maritima et Halimione portulacoides , toutes deux capables, par stolons ou tiges radicantesjde couvrir le sol, même lorsque celui-ci est encom- bré, à un niveau endogé,par des souches ou des rhizomes qui se maintien- nent longtemps après la mort de la plante. La résistance d'une plante est donc une notion très relative, elle est en quelque sorte individuelle et thématique mais l'organisation fu- ture d'un couvert végétal après perturbation doit autant aux plantes dites résilientes qu'à des espèces "résistantes" en nombre insuffi- sant ou devenant sensibles à d'autres causes que celles qui avaient au- torisé la résistance de départ. La soi-disant robustesse d'un tel écosystème tient plus à ses ca- pacités de cicatrisation via des colonisations périphériques ou implan- tations directes, lorsqu'elles sont possibles, qu'à la résistance aléa- toire, à plus long terme, d'autres espèces. Mais encore y a-t-il une nuance fondamentale entre la réaction vis-à-vis d'une perturbation exceptionnelle, mais finie dans le temps et une perturbation qui devient chronique et qui n'a pas été intégrée dans le passé par exemple au moyen d'une sélection particulière d'espèces. C'est peut-être ce qui est en. train de se dessiner actuellement. Encore faudrait-il affiner le concept d'écosystème littoral. Il vaut mieux en effet parler écosystèmes superposes ou inclus dont les caractères qualitatifs, structuraux et dynamiques sont différents au travers des types biomorphologiques représentés, de leur abondance rela- tive, -de leur distribution spatiale. Une même perturbation s'exercera alors d'une façon sélective et différenciée sur les éléments composant une végétation locale, delà les délais et les modalités différentes du rétablissement consécutif. Celui-ci pourra mime ne pas être possible : une Spartinaie altérée ne pourra être reconstituée que par la Spartine elle-même . Plus fondamentalement, la nature, l'abondance relative, la dis- tribution spatiale des espèces présentes ou apparaissant pendant la succession pourront être soumis à variation, changeant dans un premier temps la composition mais aussi la structure des peuplements en cours de rétablissement, ceci à l'intérieur de certaines limites imposées par l'environnement mësologique. Ces écarts et ces divergences, par rap- port à l'état ancien, ne constituent pas des phénomènes "anormaux" et/ ou éventuellement inquiétants. Ils représentent seulement la matériali- sation instantanée du processus fondamental qui conduit à une saturation par la végétation de l'espace disponible, lorsque l'opportunité s'y prê- te, comme c'est le cas en ce moment. 361 __^_ REFERENCES Abbayes, H. des, G. Claustres, R. Corillion et P. Dupont, 1971, Flore et végétation du Massif armoricain. I. Flore vasculaire, P.U.3. St-Brieuc, 1226 pp. Baker, J.M. , 1973, Reco very of salt marsh vegetation from successive oil spillages : Environ. Pollut., vol. 4, pp. 223-230. Baker, J.M. , 1979, Responses of salt marsh vegetation to oil spills and refinery effluents. _in Jefferies R.L. and A.J. Davy (eds.), Ecological processes in coastal environments, Blackwell Scien- tific Publ., Oxford, 684 pp. Brereton, A. J., 1971, The structure of the species populations in the initial stages of salt-marsh succession : J. Ecol., Vol. 59, pp. 321-338. Egler, FoE.,- 1954, Vegetation science concepts : I. Initial floristic composition, a factor in old field vegetation development : Ve- getatio ., vol. 4, pp. 412-417. Levasseur, J., M.-A. Durand et M.-L. Jory, 1981, Aspects biomorphologi- ques et florist iques de la reconstitution d'un couvert végétal phanërogamique doublement altéré par les hydrocarbures et les opérations subséquentes de nettoiement (cas particulier des ma- rais maritimes de l'Ile Grande, Cotes du Nord) : in AMOCO-CADIZ, Conséquences d'une pollution accidentelle par les hydrocarbures, C.N.E.X.O. , Paris, 881 pp. Ranwell, De S., 1972, Ecology of salt marshes and san.d dunes, Chapman and Hall, London, 258 pp. Yarranton, G.A. and R.G. Morrisson, 1974, Spatial dynamics of a prima- ry succession : N-ucleation : J. Ecol., Vol. 62, pp. 417-428. 362 RESTORATION OF MARSH VEGETATION IMPACTED BY THE AMOCO CADIZ OIL SPILL AND SUBSEQUENT CLEANUP OPERATIONS AT ILE GRANDE, FRANCE Ernest D. Seneca and Stephen W. Broome' INTRODUCTION General Tidal salt marshes functon to stabilize estuarine shorelines , to exchange nutrients with sediments and the surrounding waters, to provide energy as detrital material to the estuarine food web, and to serve as nursery grounds for many commercially important fish and shellfish. Because competing land uses have resulted in a decrease in areal extent of these valuable resources in the past, there have been concerted efforts recently to preserve the remaining marshlands and to reestablish marshes at selected sites. Techniques and procedures have been developed to: (1) reestablish marsh in areas where Man has destroyed natural marsh, (2) reestablish marsh along shorelines where storms have damaged or destroyed natural marsh, (3) establish marsh along canal banks and shorelines to stabilize the substrate and retard erosion, and (4) establish marsh on dredged material (Woodhouse et al., 1974; Garbisch et al., 1975; Seneca et al., 1976). Our research efforts in marsh establishment along the southeastern coast of the United States led us to respond to an invitation from the joint scientific commission of the National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA)/Centre National pour l'Exploration des Oceans to study the effects of the Amoco Cadiz oil spill. We developed a proposal for restoring marsh at the lie Grande site adapting techniques and procedures developed for Spartina alternif lora Loisel. in North Carolina (Woodhouse et al., 1974; Seneca et al., 1976) to restoration of a part of the lie Grande marsh using vegetation indigenous to that region. This interim report contains results from 2 years' marsh rehabilitation research at lie Grande and a nearby estuary at Kerlavos. Literature Review The effects of oil pollution on salt marsh vegetation have been studied and reported by European researchers. Based on observations of Welsh salt marshes affected by oil spills from the Chryssi P. Goulandris in January 1967 and the Torrey Canyon in March 1967, Cowell (1969) rated susceptibility of marsh plants to crude oil and concluded that salt marshes dominated by Spartina townsendii H. and J. Groves and Puccinellia maritima (Huds.) Pari, were most subject to damage. Stebbings (1970) studied the effects of oil from the Torrey Canyon spill on salt marshes in Brittany and found that these marshes were 1) Department of Botany and Department of Soil Science, respectively North Carolina State University, Raleigh, North Carolina U.S.A. 27650 363 able to withstand 2 to 10 cm of oil with only slight, short-term, floral composition changes. Apparently, most of the toxic fractions had been lost from the Torrey Canyon oil, since it had been weathered at sea for 2 to 18 days. Stebbings noted that oil appeared to form an impervious layer on the substrate preventing gaseous interchange between soil and air, causing reducing conditions in the mud, and ultimately chlorotic symptoms in plants. Stands of Agropyron pungens (Pers. ) R. and S., Festuca rubra L., Juncus maritimus Lam., and Scirpus maritimus L. were extremely vigorous and seemed to derive some nutritional benefit from the breakdown products of this Torrey Canyon oil* Cowell and Baker (1969) noted that populations of annuals such as Suaeda maritima (L. ) Dum. and Salicoraia spp. near Pembroke, Southwest Wales, were reduced initially but were recovering a year after oiling from the Chryssi P. Goulandris, Halimione portulacoides (L.) Aell. was the plant most badly damaged. In June 1968 the plant species with the greatest coverage in the upper, middle, and lower marsh ( Festuca rubra , Puccinellia maritima , and Spartina townsendii ,. respectively) had recovered completely (Cowell and Baker, 1969). Baker (1971a-i) reported oh' several aspects of the effects of oil pollution on salt marsh and concluded that single oil spillages do not cause long-term damage to marsh vegetation (Baker, 1971a). These studies indicate that marsh vegetation is resilient and often can recover from single oil spills. Baker (1971e) suggests that it is best to let an oiled marsh recover naturally. However, persistent oil pollution has killed Spartina marsh at Southampton Water (Ranwell, 1968). Such sites may develop extremely anaerobic conditions in the mud so that higher plants can no longer grow on them. Cowell (1969) states that repeated contamination is likely to have increasingly serious effects if anaerobic conditions are created due to bacterial use of oxygen in the biological oxidation of the oil. We found no account of marsh recovery after removal of the upper layer of marsh substrate and vegetation. Study Sites The lie Grande site is a relatively protected estuary with a mean tide range of ca. 6 m, a spring tide range of ca. 8 m, and a mean tide level of ca. 5 m. Our first visit to lie Grande was in December 1978. Our NOAA liason representative, Douglas Wolfe, indicated that the marsh west of the bridge at lie Grande was to be our primary study site (Fig. 1 ) . There were extensive stands of Juncus maritimus on both sides of the estuary with lesser stands composed of a mixture of species including Puccinellia maritima , Triglochin maritima L., Limon i urn vulgare Mill., Spartina maritima (Curtis) Fern., and Halimione portulacoides . There were vast areas with no vegetation cover, the result of cleanup operations by the French military to rid the marsh of Amoco Cadiz oil. In many areas only the aboveground marsh vegetation and associated oil had been removed and in other areas the entire marsh surface including the root mat had been removed to a depth of over 3 cm. The intertidal creek banks were almost completely lacking in vegetation cover. A limited number of substrate samples from the disturbed sites were taken which subsequently indicated a 364 FIGURE 1. Marsh west of the bridge at lie Grande. Area without vegetation is due to removal of oil and vegetation during Amoco Cadiz cleanup operations. material which was sandy loam in texture and low in nitrogen and phosphorus. Marsh vegetation adjacent to the disturbed sites indicated that prior to the oil spill the natural marsh was composed primarily of Juncus maritimus , Puccinellia maritima, Triglochin maritima , Limonium vulgare , with lesser amounts of Spartina maritima . Halimione portulacoides was dominant along the creek banks. We noted considerable variation in the relative dominance of these species and others within marshes in the vicinity. Spartina anglica C E. Hubbard was present only at a single site at lie Grande as a small clump less than 3 m in diameter. This species is abundant in the Bay of Mt. St. Michel some 125 km to the east of lie Grande. Juncus stands generally occupied the highest elevations of the marsh relative to the other species mentioned. Subsequent observations indicated that the Juncus marsh is flooded for about 3 days each spring tide cycle. Above the level of Juncus there was in some areas a narrow fringe of Festuca rubra and Agropyron pungens with associated species. Many salt marsh ecologists consider this vegetation to be a part of the marsh. This higher zone of vegetation which extends up to ca. 1m above the Juncus marsh is flooded relatively infrequently on extremely high storm tides and spring tides. It lies above the marsh impacted by Amoco Cadiz oil and cleanup operations. Our marsh rehabilitation efforts were confined to elevations from 0.8 m below to 0.3 m above that of the Juncus marsh. 365 Because we wanted to compare the marsh at lie Grande with other marshes in the vicinity, we also visited the marsh in the estuary at Kerlavos ca. 5 km from lie Grande (Fig. 2). This marsh contained less Juncu S/ no Spartina , and was dominated by Puccinellia maritima, Armeria maritima (Mill.) Willd. , and Triglochin maritima along with Plantago maritima L. , Cochleria officinalis L. , Halimione portulacoides and Aster tripolium L. There was evidence of marsh removal by cleanup operations in the Kerlavos marsh also, but it appeared that the marsh was much less heavily impacted than that at lie Grande. We chose to use this marsh area as a supplemental study site. FIGURE 2. Marsh in estuary at Kerlavos. Areas without vegetation represent sites of marsh removal during Amoco Cadiz oil cleanup operations. PROCEDURE Substrate Substrate samples were taken at the transplant source sites for each species and also at the experimental planting sites each year. These samples were analyzed for elemental concentrations, pH, organic matter, and volume weight by the North Carolina Department of Agriculture Soil Testing Division using their rov.nine methods. 366 1979 Plantings Based on our preliminary plantings made in December 1978 and the nutrient analysis of initial substrate samples, we established 9 experimental plantings in May 1979, using primarily Puccinellia maritima (Fig. 3), to a lesser extent Juncus maritimus (Fig. 4), and to a lesser extent still because transplants were not locally abundant, Spartina maritima (Fig. 5). These experimental plantings were designed to determine transplant response to conventional ammonium sulfate + concentrated superphosphate and slow release (Mag Amp and Osmocote) fertilizer materials at different rates over a wide range of tidal elevations. All transplants were taken from the natural marshes at lie Grande and Kerlavos. Digging of transplants was confined to small areas along narrow drainageways (Fig. 6) and protected sites so as to impact the marsh as little as possible. Half of the 2900 May transplants were plugs (10 to 15 cm deep cores from 5 to 7 cm in diameter composed of root material with attached substrate) and half were sprigs (root material only) (Figs. 7, 8, 9). Holes for the transplants were made with a 6.5-cm diameter soil auger (Fig. 10). Transplants were spaced 0.5 m apart and the appropriate amount of fertilizer material was placed into the transplant hole prior to insertion of the transplant (Fig. 11). Planting was conducted just prior to the spring tide cycle so that transplants would be flooded shortly after planting. FIGURE 3. Puccinellia maritima, 367 FIGURE 4. Juncus maritimus. titras ** ^\" FIGURE 5. Spartina maritima . 368 SËrcS?? ,» • * Jt- r % . « lift *./'•. V ■ îA FIGURE 6. Digging Puccinellia along a narrow drainageway. V ■ vay .>-' * i*"^ t? ■ * FIGURE 7. Transplants of Puccinellia; sprig on left, plug on rignt. 369 FIGURE 8. Plug type transplants of Juncus . «* r . * S% + êJÊ FIGURE 9. Plug type transplants of Spartina . 370 FIGURE 10. A 6.5-cm diameter soil auger used transplants in experimental plantings. to make holes for FIGURE 1 1 . Osmocote (a slow release fertilizer material) + concentrated superphosphate. Black cup measures a dose of fertilizer (2.8 g N + 1.2 g P) per transplant. Holes for transplants are spaced 0.5 m apart. 371 FIGURE 12. Triglochin maritima. FIGURE 13. Plug type transplants of Triglochin 372 In September, we made 9 additional plantings of Juncus maritimus , Puccinellia maxitima, and Spartina maritima and established initial plantings of another species, Triglochin maritima (Figs. 12, 13). Although not recognized as such on our initial visits to the site, the latter species appears to be a common pioneer species on disturbed sites alone or with Puccinellia maritima . Both Puccinellia and Triglochin appear to invade by seed. Height, number of stems, cover (a measure of spread) and aboveground dry weight per transplant were determined in September 1979, 4 months after planting. Cover determinations were made by measuring the average maximal diameter and the average minimal diameter of the transplant and using these dimensions in the formula for the area of an ellipse. Percent survival by transplant type and species was also assessed at this time and at each subsequent visit. Because our major objective was to establish vegetation, destructive sampling for biomass determinations was held to a minimum of three samples per treatment per location. A photographic record of all plantings was initiated. 1980 Plantings Based on results of our 1979 plantings, we established 14 additional plantings at higher elevations in May 1980 utilizing plugs of Puccinellia , Juncus , Spartina , and Triglochin and sprigs of Halimione (Figs. 14, 15). Remains of stems and intact root systems of Halimione indicated that this species was the dominant along the creek banks prior to the Amoco Cadiz oil (Fig. 16). Consequently, we began preliminary tests of reestablishing this species along the creek banks (Fig. 17) and included it in an experiment to determine the feasibility of nursery production for transplants. Like the earlier plantings, these 1980 plantings were designed to determine transplant response to fertilizer materials at different rates over a range of substrate and exposure conditions. Cover was determined for selected plantings. All experimental plantings were surveyed to determine relative elevations, i.e. relative to the natural marshes (Fig. 18). In September we made 8 additional plantings using primarily Puccinellia and Halimione with some Spartina . Based on results from our earlier plantings, further planting of Triglochin seemed impractical. As in September 1979, all earlier plantings were assessed for survival , height and cover with sampling for dry weight determinations limited to only two plantings. Photographic surveillance was considered even more important because we did not conduct intensive destructive sampling. 373 FIGURE 14. Halimione portulacoides 9 %ÈUïffîl FIGURE 15. Sprig type transplants of Halimione. 374 FIGURE 16. Creek bank without vegetation as a result of removal of oil and vegetation in cleanup operations. Old root systems of Halimione are visible on lower portion of banks. Note lack of natural marsh plant invasion of these sites at time of photo, May 1980. FIGURE 17. Making transplant holes along creek banks, May 1981 . Experimental plantings made in May 1980 are visible in background on creek bank. 375 FIGURE 18. Surveying to determine the elevation of our plantings in relation to that of the natural marsh at lie Grande, May 1981 . Note transplants on creek banks between surveyors and on right creek bank toward the village from the white stake . 1981 Plantings Based on results of all earlier plantings, we established 21 additional experimental plantings in May 1981 utilizing about 4900 transplants at lie Grande. Most of the planting effort was concentrated on establishing cover on the bare creek banks which were at this time beginning to erode due to decay of the binding root mat and undercutting by tidal waters (Fig. 19). Two rows of Halimione transplants (sprigs) were planted on the edge of the creek banks with two rows of Puccinellia transplants (plugs) adjacent to and toward the marsh along several intertidal creeks (Fig. 20). Many other areas, still bare of vegetation 2 years after the catastrophe, were planted to increase the probability of revegetation (Figs. 21, 22, 23). All transplants were spaced 0.5 m apart. Cover was determined for selected plantings. All experimental plantings were surveyed to determine relative elevations, and the photographic record was continued. 376 FIGURE 19. Eroding creek bank at lie Grande, May 1981 FIGURE 20. Creek banks that had no vegetation over 2 years after the catastrophe. Each bank was planted with two rows of Halimione sprigs in May 1981. 377 M> t ^P»IP « mm "T "V" pmi ar* 1 * * * ;•• "*" * : %* :,,: . «SB-*** '"'* * *»#- ■ -•i. ., ...... % llWiiiiiP" lllMl !iiiiiii I ^i ^ -*■*<*> «-* *ÊQbWW. T *•*** -^Ç. '•'**•'' ^ HI ■H m -Jjtt ^ L - Z^gjjgg .*f»i.. • ^'i * JWf' ** -^P* ■:::■:-. *» pf . •■ ^e* ^ FIGURE 21. Site at lie Grande without vegetation prior to planting in May 1981. FIGURE 22. Making holes for transplants and applying fertilizer in preparation for planting at same site as shown in Figure 21, May 1981. 378 FIGURE 23. Same site as that in Figures 21 and 22 just after planting Puccinellia in interior and Halimione on the perimeter of area, May 1981. Nursery Plantings It was obvious from our initial visit to lie Grande that transplant sources could become exhausted as we began scaling up the planting operation. With rehabilitation of larger areas as a goal, we explored the possibility of establishing nursery areas for two of the most promising species, Puccinellia and Halimione . The Puccinellia nursery area was established at Kerlavos in May 1979 in conjunction with a type of transplant and fertilizer materials experiment. The nursery area for Halimione was incorporated into a fertilizer materials experiment with three other species at lie Grande in May 1980. Both areas were refertilized with Mag Amp + Osmocote to determine the effect of fertilizer in addition to that applied at planting (Fig. 24). A limited number of transplants were taken from each nursery area in May 1981 and compared with transplants of the same species taken from the natural marsh in experimental plantings at lie Grande. Another approach to the problem of transplant propagation was undertaken in a joint venture with Monsieur Levasseur in 1981 . He took Puccinellia plants from a natural marsh, transplanted them into small plastic pots, and grew them in his garden in Rennes for several weeks in the spring (Fig. 25). These transplants were planted in an experimental plot at lie Grande in May 1981 to compare their growth response with transplants taken from the natural marsh at the time of planting (Fig. 26). 379 FIGURE 24. Puccinellia refertilized planting at Kerlavos. transplants in September 1981 being with Mag Amp + Osmocote 16 months after FIGURE 25. Puccinellia transplant grown by Monsieur Levasseur in his garden for several weeks prior to planting at lie Grande, May 1981. 380 FIGURE 26. Experimental planting established with transplants shown in Figure 25, May 1981. Data Analysis Data were analyzed using the Statistical Analyses System (SAS) programs for analysis of variance and least significant difference (LSD) (Barr et al., 1976). All statistically significant differences were determined at the .05 level. Variability was generally high and not all data could be analyzed statistically. We feel that in field experiments of the type conducted on disturbed marsh sites that overall observations, photographs, and at times fragmentary data have to be interpreted and used as best they can even when statistical significance cannot be documented. Consequently, because of these conditions and the fact that data of this type are not readily available, we have included data in this report that we consider important even though the variability is high. 381 RESULTS AND DISCUSSION Substrate Results of analyses of substrate samples from lie Grande indicated important differences among sites which affect plant growth. Samples from relatively undisturbed areas of marsh from which transplants were taken and from the root mat of marsh killed by oil but with no surface manipulation, had relatively high ammonium, phosphorus and organic matter concentrations and low volume weight and pH values compared to substrate below the undisturbed root mat and that exposed by the cleanup operations (Table 1 ) . The low ammonium and phosphorus concentrations of the subsurface material definitely were limiting to plant growth. Data to be presented later in the report indicate that fertilizer materials were necessary for significant plant growth in these disturbed substrates. TABLE 1. Values for five substrate variables for seven sites (source of transplant sites for four species, two strata of marsh without vegetation but with surface not removed, upper stratum of a creek bank without vegetation but with surface not removed, and a site from which the marsh surface was removed) at lie Grande. Site Organic Volume Ammonium Phosphorus matter weight (mg/dm^) (mg/dm^) (%) pH (g/cc) Puccinellia site Triglochin site Juncus site Spartina site Marsh without vegetation 3 upper 10 cm (root mat) below root mat Creek bank (upper 10 cm) a Site with marsh removed" 88 12 8.9 3.4 0.7 67 30 8.3 5.4 0.7 56 19 6.5 6.0 1.0 117 15 5.8 3.3 0.8 50 32 4.8 5.9 0.7 14 7 0.6 7.1 1.4 40 17 3.5 4.7 1.0 5 2 0.0 7.0 1.2 a Marsh vegetation removed as a result of cleanup operations but marsh surface not removed; examples of site in Figures 1 and 16. " Marsh surface including root mat was removed during cleanup operations. 382 Elevation All elevations are given in relation to the average elevation of the natural marsh at the particular site, lie Grande or Kerlavos. At lie Grande the average elevation of the Juncus marsh on the southwest side of the bridge was the reference datum. This average elevation is tied to a white mark on the rock wall of the bridge for which Mademoiselle Odile Guerin, who has worked on the lie Grande project, has elevation tied to a national datum. The average elevation is also tied to the concrete foundation of the bridge itself. At Kerlavos the average elevation of the marsh is tied to a bench mark at an electric station tower ca. 0.5 km from the study site. Based on relating water levels at the two sites, the Juncus marsh at lie Grande is about 0.1 m above the elevation of the natural marsh at Kerlavos. At lie Grande we planted Juncus , Puccinellia , Spartina and Triglochin over a range of elevation from 0.8 m below to 0.3 m above the average elevation of the natural Juncus marsh. Juncus transplants did not survive at elevations below that of the natural Juncus marsh and best survival occurred at 0.3 m above that of the natural Juncus marsh. Puccinellia transplants did. not survive at elevations of 0.7 m below that of the natural Juncus marsh and survival was less than 10% at elevations of 0.5 m below that of the natural Juncus marsh. The best growth and survival of Puccinellia transplants was achieved in the range of elevation between 0.1 m below and 0.3 m above that of the natural Juncus marsh. Spartina transplants survived at the lowest elevations of all species tested. Although Spartina transplants survived at elevations of 0.8 m below that of the natural Juncus marsh, growth was best at 0.3 m below that of the natural Juncus marsh. Survival and growth of Triglochin was generally poor but its elevation response was similar to that of Puccinellia with no survival at elevations of 0.7 m below that of the natural Juncus marsh. At Kerlavos experimental plantings of Puccinellia and Triglochin were established over a range of elevation from 0.5 m below to 0.1 m below that of the natural marsh. The best survival and growth of these Puccinellia transplants occurred at 0.2 m below that of the natural marsh. Transplants at 0.4 m below the elevation of the natural marsh did very poorly. Triglochin transplants responded in a similar manner. Halimione was planted at elevations from 0.1 m below to 0.3 m above that of the natural marsh at lie Grande. Survival and growth of these transplants were best at about 0.3 m above the elevation of the natural marsh, but survival was good throughout the range of elevations planted. At Kerlavos, Halimione was planted from 0.4 m below to 0.2 m below the elevation of the natural marsh. Survival and growth was best in the upper half of this elevation range. Plantings in General ' About 9,700 transplants have been planted at Ile grande and about 1,800 others at Kerlavos over the period May 1979 through May 1981 (Table 2). Although half of these transplants were those of 383 TABLE 2. Number of transplants planted at lie Grande and Kerlavos for five species for five dates from May 1979 to May 1981. Number of transplants 3 by year by month by site* 3 Species 1979 1980 1981 May Sep May Sep May IG K IG K IG K IG K IG K Halimione c 332 108 220 2756 Juncus Puccinellia 518 d 1298 d 718 d 173 180 80 360 448 645 179 40 2186 Spartina Triglochin Total 258 d 2074 d 718 d 62 117 532 40 120 105 447 1692 105 858 85 484 40 4942 a All transplants were plugs except as otherwise noted. b IG = Ile Grande, K = Kerlavos. c All transplants were sprigs. d Half were sprigs and half were plugs in May 1979. Puccinellia ,. four other species were also studied intensively. We tested two different types of transplants of four species, spring versus fall planting for four species, conventional and slow release fertilizer materials over a wide range of substrate and elevation conditions for five species, and developed nursery areas for two species. These comparisons and tests resulted in the establishment of 61 separate experiments and plantings over about 0.3 ha (Figs. 27, 28, 29, 30 ). The smallest experiment contained only 27 transplants while the largest contained over 1,000 transplants. The results from selected plantings are contained in the sections of this report that follow. Although quantitative measures (survival, cover and dry weight) are important in assessing transplant response to "fertilizer materials and local site conditions, qualitative measures of plant response such as sequential photographs can also be revealing and supplement data. One of our best documented experimental plantings is at Kerlavos where we compared sprigs and plugs of Puccinellia in several fertilizer treatments. The planting was established in May 1979 and after realizing the initial objectives, we refertilized the area to develop a nursery for Puccinellia transplants. The pictorial sequence shows the site prior to planting (Fig. 31), immediately after planting and initial fertilization (Fig. 32), 1 year after planting (Fig. 33), and 2 years after planting, 8 months after refertilization (Fig. 34). 384 FIGURE 27. Map of study area on northwest side of the bridge at He Grande showing location of experimental plantings (stippled areas). Base map by Monsieur Levasseur. 385 FIGURE 28. Map of study area on southeast side of bridge at lie Grande showing location of experimental plantings (stippled areas). Base map by Monsieur Levasseur. 386 Xie ÇftflAii>e FIGURE 29 Map of study area on northwest side of estuary at He Grande beyond area in Figure 28 from bridge showing location of experimental plantings (stippled areas). Area is just beyond road from village to several houses on edge of estuary. Base map by Monsieur Levasseur. 387 Ker I a FIGURE 30. Map of study area in estuary at Kerlavos showing location of experimental plantings (stippled areas). Base map by Monsieur Levasseur. 388 FIGURE 3 1 . Site for experimental planting at Kerlavos prior to planting in May 1979. FIGURE 32. Same site as in Figure 31 just after planting with Puccinellia sprigs and plugs on 0.5-m spacing in May 1979. 389 FIGURE 33. Same site as in Figure 32 in May 1980, 1 year after planting. There are six rows of sprigs and six rows of plugs which alternate with each other beginning with a row of sprigs on the extreme left. The tallest plants in the center are plugs in the Mag Amp + Osmocote fertilizer treatment. r»gjgw» : «fe*t£ flMgf l! i l i IffiV m- ' ■ * ""ledits, u! FIGURE 34. Same site as in Figure 3 2 in May 1981, 2 years after planting. The planting is now a Puccinellia nursery area. 390 Survival In September, 4 months after our initial planting, the survival of plugs was significantly greater than that of sprigs for all three species (Table 3). Survival averaged over transplant type was about 65% for both Puccinellia and Spartina but only about 50% for Juncus . Réévaluation of these May 1979 transplants 1 year after planting indicated that significant mortality of both transplant types occurred over winter (Table 3). Greater overwinter mortality occurred in plug than in sprig transplants for both Puccinellia and Juncus . These results suggest that whatever factors were causing mortality in the sprigs were still affecting the plugs and that it was simply taking longer to cause mortality in the larger transplant type. Overall survival was less than 50% for both transplant types for all species, but still significantly higher for plugs than for sprigs. These relatively low survival percentages included plantings in unfavorable (low elevation, exposed, poorly drained) locations, since we were trying to determine response over a wide range of conditions. In the more favorable sites, at about the elevation of the natural Juncus marsh, survival of plug transplants was consistently above 70% for Puccinellia . On those planting sites where 10% or more of the transplants survived through the second year, plugs continued to survive better than sprigs for Puccinellia and Juncus (Table 4). Of all the 1979 transplants, only those of Puccinellia on the better sites yielded survival values of greater than 60%. TABLE 3. Percent survival at 4 and 12 months for two types of transplants 3 for three species for the combined plantings made at lie Grande and Kerlavos in May 1979. Survival (%) by time* 3 by type Species 4 months 12 months Sprig Plug Sprig Plug Juncus 22 80 14 37 Puccinellia 48 84 31 47 Spartina 56 80 10 26 Averaged over species 44 84 29 37 a There were 230, 979, and 100 transplants of each type for Juncus , Puccinellia and Spartina , respectively. Survival of plugs was significantly greater than that of sprigs within and over all three species at each of the two sampling periods based on chi-square analysis. The reduced survival of both transplant types over species between the two sampling periods was also significant based on chi-square. 391 TABLE 4. Survival of two types of transplants of three species 1 and 2 years after planting (May 1979) averaged over all locations on more favorable sites. Survival ( % ) ' 64 87 4 39 10 26 63 82 2 23 4 10 Species May 1980 May 1981 Sprig Plug Sprig Plug Puccinellia Juncus Spartina a There were 379, 120 and 50 transplants planted of each type for Puccinellia , Juncus and Spartina , respectively. Except for Puccinellia transplants, these survival data from May 1979 plantings are not impressive. We were in the process of learning where to plant with regard to elevation, the best type of transplant to use, the appropriate species, whether spring was better than fall planting, and how to satisfy the nutrient requirements of the transplants with fertilizer materials. Survival data for the May 1980 plantings indicate a significant increase in survival over those of the earlier plantings (Table 5). These results indicate that we were making progress and that except for Juncus , survival values greater than 50% were achieved for all species tested. The seemingly erroneous survival value for Halimione 4 months after planting is due to aboveground material appearing dead but the underground material being alive and giving rise to new aboveground growth the following spring. A decrease in survival overwinter of greater than 14% was only noted for Juncus which experienced a 41% decrease. Spring appears to be a better season to transplant than fall but the data are incomplete at this time. Type of Transplant The best comparison between sprig and plug transplants of Puccinellia from our experiments is the data from Kerlavos where cover and survival were higher for plug transplants except for the conventional ammonium sulfate + concentrated superphosphate treatment where the cover of sprigs was higher than that of plugs (Table 6, Fig. 33). The reduced survival for both types of transplants and especially sprigs in the ammonium sulfate + concentrated superphosphate (2.8 g N + 4.1 g per transplant) treatment was due to a small depression without exterior drainage which occupied a portion of this treatment and in which transplants did not survive (Fig. 33). Increased salinity due to evaporation or waterlogged substrate conditions due to prolonged ponding could have contributed to the reduced survival of this treatment. Although this drainage condition was restricted to a small 392 TABLE 5. Survival of sprig type Halimione transplants and plug type transplants of four other species at two sampling dates averaged over all locations; planted May 1980. Species Survival (%) a Sep 1980 May 1981 45 52 80 39 95 83 96 89 82 68 Halimione Juncus Puccinellia Spartina Triglochin a There were 440 Halimione , 360 Juncus , 823 Puccinellia , 105 Spartina , and 822 Triglochin transplants planted. TABLE 6. Cover in September of 1979 and 1980 and survival in September 1980 for sprig and plug type Puccinellia transplants for six fertilizer treatments at Kerlavos; planted May 1979. Amount (g) Cover (cm^) a Survival per ( % ) b Treatment transplant Sep 1979 Sep 1980 Sep 1980 N P Sprig Plug Sprig Plug Sprig Plug Control 34 91 46 174 65 95 Ammonium sulfate . 2.8 1.2 249 128 338 292 78 95 Mag Amp + Osmocote 3 Ammonium sulfate Ammonium sulfate Coned superphosphate Avg. over treatment a Cover was ca. 5 cm^ f or sprigs and ca. 25 cm^ for plugs at planting. Standard error of difference between equally replicated transplant type means and among fertilizer treatment means: 40 for September 1979, 57 for September 1980, n=10. " There were 40 transplants of each transplant type per fertilizer treatment at planting. c Source of P was concentrated superphosphate. 393 2.8 4.1 77 260 234 533 50 83 2.8 4.1 154 188 177 275 40 70 2.8 79 108 135 264 75 95 1.2 62 107 145 206 75 78 109 147 152 291 64 86 ,2 area (12 m ) , and was an exception to the relatively uniform topography of the experimental site, it served to emphasize the importance of adequate drainage for plantings of Puccinellia . When cover is averaged over treatment for the period from September 1979 to September 1980, the cover value for plugs increased two fold whereas that for sprigs increased by about 40%. Average survival over this same period of time was 22% higher for plugs than for sprigs. Sixteen months after planting, cover for plugs was significantly higher in the Mag Amp + Osmocote 3 (estimated to last for 3 months) treatment and for sprigs it was significantly higher in the ammonium sulfate + concentrated superphosphate treatment ( 2 . 8 g N + 1 . 2 g P). The controls achieved only 14 and 33% of the cover of the best treatments for sprigs and plugs, respectively, over this 16-month period. Response to Fertilization Kerlavos Analysis of variance of cover and dry weight data of plug type transplants of Puccinellia on a disturbed site at Kerlavos indicated a significant response to fertilizer materials (Tables 7, 8). One year after planting the cover of plugs in all three fertilizer treatments containing both nitrogen and phosphorus was significantly greater than that of plants in those treatments which provided only nitrogen or phosphorus or neither (Table 7), These results emphasize the requirement for fertilizer materials on those disturbed sites which substrate samples indicated contained amounts of nitrogen and phosphorus which were too low for good initial growth of transplants. The dry weight of aboveground plant samples from the Mag Amp + Osmocote 3 slow release fertilizer treatment was significantly greater than that of plants from any other treatment at 4 and 16 months after planting (Table 8). Although cover in the Mag Amp + Osmocote 3 treatment was not significantly different from that in the two conventional ammonium sulfate + concentrated superphosphate treatments 1 year after planting, by 16 months after planting, cover of plants in this Mag Amp + Osmocote 3 treatment was significantly greater than that of those in any other treatment. Cover of plants in this treatment was about twice that of transplants in the second best treatment. The center row of transplants (plugs) in Figure 33 is the Mag Amp + Osmocote 3 treatment. These data indicate the advantage of a slow release over a conventional fertilizer material on this disturbed site for a relatively long period (16 months). We excavated the belowground portion of several healthy transplants in the Mag Amp + Osmocote 3 treatment and noted that the fertilizer material still present below the transplant could be identified after 4 months (Fig. 35). Cover in the control plants remained significantly below that of plants in those three treatments which provided both nitrogen and phosphorus 16 months after planting. Cover in these control plants was 394 TABLE 7. Cover of plug-type Puccinellia transplants on three sampling dates for six fertilizer treatments at Kerlavos; planted May 1979. Treatment Cover (cm 2 ) a ' b Amount (g) per transplant N P May 1980 Sep 1980 c May 1981 Control Ammonium sulfate Mag Amp + Osmocote 3 Ammonium sulfate Ammonium sulfate Coned superphosphate Avg. over treatment 66 174 388 2.8 1.2 122 292 638 2.8 4.1 209 533 819 2.8 4.1 187 275 687 2.8 73 264 481 1.2 106 206 501 127 291 586 a Cover of a plug at planting was ca. 2 5 cm 2 . b Standard error of difference among equally replicated fertilizer treatment means: 48 for May 1980, 49 for September 1980, 107 for May 1981; n=10. Comparison of initial fertilizer treatments for May 1981 may not be entirely appropriate because of the ref ertilization. c Refertilized with Mag Amp + Osmocote 3 (2.8 g transplant) in September 1980 after data collection. " Source of P was concentrated superphosphate. N 4.1 g P per 395 TABLE 8. Aboveground dry weight of plug type Puccinellia transplants in September 1979 and 1980 for six fertilizer treatments at Kerlavos; planted May 1979. Amount (g) Aboveground per dry wt transpl ant (g: ! a Treatment N P Sep 1979 i Sep 1980 Control 1.9 10.7 Ammonium sulfate b 2.8 1.2 3.8 23.3 Mag Amp ■» ■ Osmocote 3 2.8 4.1 10. 1 52.5 Ammonium sulfate b 2.8 4.1 4.5 22.1 Ammonium sulfate 2.8 3.3 14.6 Coned superphosphate 1.2 3.1 15.5 s- c s d 3.0 6.2 a Aboveground dry weight at planting was less than 1 g. " Source of P was concentrated superphosphate. c Standard error of difference among equally replicated fertilizer treatment means, n=3. FIGURE 35. Excavated Puccinellia transplant 4 months after planting showing new roots (white) and slow release fertilizer material still in place. 3 96 significantly below that of those same three fertilizer treatments 2 years after planting even though these initial control plants were fertilized with Mag Amp + Osmocote 3 in September 1980. Although comparison of the original fertilizer treatments is confounded and may not be entirely appropriate in May 1981 since all transplants were refertilized in September 1980, it is interesting to note that the same three fertilizer treatments with both nitrogen and phosphorus continued to have cover values which were significantly higher than those of plants in any other treatment. Cover of transplants in the best fertilizer treatment achieved an average radial spread of about 1 cm annually (Fig. 36). At this rate of spread, these Puccinellia plants would achieve complete substrate cover in about 3 years after planting (Fig. 37). FIGURE 36. A 2-year old Puccinellia transplant with an average diameter of ca. 60 cm and cover of ca. 2,800 cm 2 or 112 times that of the transplant at planting. 397 FIGURE 37. Several 2-year old Puccinellia transplants that were planted 0.5 m apart. The substrate should be completely covered by these plants by May 1982. lie Grande Analysis of variance of cover data of Halimione and Puccinellia transplants 1 year after planting on a disturbed site at lie Grande indicated a significant response to fertilizer materials (Table 9). Best growth as measured by cover was achieved by both species in the Mag Amp + Osmocote 3 treatment (Table 9, Figs. 38, 39). Cover of Halimione transplants in this treatment was significantly higher than that of transplants in any other treatment except for the Osmocote 8-9 (estimated to last 8 to 9 months) + concentrated superphosphate treatment. The cover data for Puccinellia transplants indicate the advantage of slow release over conventional fertilizer materials at this particular site. Apparently leaching of the conventional fertilizer materials was a problem because of the coarse sandy substrate in this planting. Significantly greater cover of Puccinellia was produced by the slow release fertilizer treatments than by ammonium sulfate + concentrated superphosphate except where the rate of ammonium sulfate was doubled (5.6 g N per transplant). Differences among the cover values of the Triglochin transplants are meaningless except to document the poor growth by this species under all experimental treatments. The response by Triglochin in the particular experiment is representative of its response at several experimental sites and is the reason for our decision to delete it from 398 TABLE 9. Cover and survival of transplants of three species in May 1981 for nine fertilizer treatments at lie Grande, planted May 1980. Amount (g) per Cover (cm 2 ) a Survival (%) b transplant by species c by species c Treatment N p H P T H P T Control 326 319 26 100 100 87 Ammonium sulfate 2.8 108 305 14 60 100 73 Ammonium sulfate 2.8 1.2 128 302 25 67 100 93 Ammonium sulfate^ 5.6 1.2 100 460 12 100 100 93 Mag Amp + Osmocote 3 2.8 4.1 535 725 23 100 100 60 Osmocote 3 2.8 1.2 277 556 14 67 100 93 Osmocote 8-9 2.8 0.4 228 449 31 73 100 73 Osmocote 8-9 5.6 0.8 272 578 9 73 100 60 Osmocote 8-9 e 2.8 1.2 366 611 21 60 100 93 *3 f 103 93 7 a Cover of a plug transplant for Puccinellia and Triglochin was ca. 2 5 cm- at planting; n=14 for Puccinellia , n=8 for Triglochin . Sprigs of Halimione had quite variable cover at planting, but generally less than 50 cm 2 ; n=8. " There were 15 transplants per treatment for each species. c H = Halimione , P = Puccinellia , T = Triglochin . ** Source of P was concentrated superphosphate. e Source of additional P was concentrated superphosphate. f Standard error of difference among equally replicated treatment means . 399 t£~ - -*>„. ;^fs^*- l Sep 1980 May 1981 Not fertilized Refertilized Sep 1980 c Refertilized May 1980 d and again Sep 1980 e 222 221 428 460 645 833 a All treatments were fertilized in May 1979 at planting. " Standard error of difference among equally replicated treatment means = 115, n=11. c Refertilized with Mag Amp + Osmocote 3 (2.8 g N, 4.1 g P per transplant) . d Refertilized with Osmocote 8-9 + P (2.8 gN + 1.2 gP per transplant) . Response to Fresh Oil In the spring of 1980 oil from the Tanio reached the estuary at Kerlavos. Although it was observed on several of our 1979 transplants, we could not document any adverse effects. We decided to take advantage of the opportunity to plant in some of the fresh oil deposits along a creek bank. The marsh surface of the planting site had been removed in a cleanup of Amoco Cadiz oil earlier. The fresh Tanio oil was a superficial layer on the substrate which did not appear to penetrate into the substrate. In May 1980 transplants of Halimione and 403 Puccinellia were planted at one of these freshly oiled sites (Fig. 42). Cover and survival data determined 1 year later indicate no noticeable effect of the oil on either species (Table 12, Fig. 43) as compared to these data from transplants at unoiled sites which were planted the same year (Table 9). As in many- other experiments, cover data indicated a significant transplant response to fertilizer materials with best growth realized in the Osmocote slow release treatment. TABLE 12. Cover and survival of Halimione (sprigs) and Puccinellia (plugs) transplants in May 1981 at a site oiled by the Tanio in the spring 1980; planted May 1980. Treatment Amount (g) per transplant N P Control Ammonium sulfate b 2.8 1.2 Osmocote 8-9 c 2.8 1.2 May 1981 Halimione Puccinellia Cover Survival Cover Survival (cm 2 ) a (%) (cm 2 ) a (%) 86 67 381 100 258 100 493 67 631 67 550 100 a Cover of Halimione sprigs was quite variable at planting, but was generally less than 50 cm 2 ; that of a Puccinellia plug was ca. 25 cm 2 . Standard error of difference among equally replicated treatment means; 100 for Halimione / 160 for Puccinellia , n=3. " Source of P was concentrated superphosphate. c Source of additional P was concentrated superphosphate. Creek Bank Plantings Creek banks with no vegetation cover are one of our top priority planting sites. Preliminary plantings of Halimione made in May 1980 (Fig. 44) achieved over 90% survival and good growth by the following May (Fig. 45). Puccinellia plantings have also achieved good survival and growth over this period of time (Figs. 46, 47). About half of the over 4,900 May 1981 transplants were planted along creek banks (Fig. 20). A similar proportion of the overall planting effort is planned for creek bank sites in May 1982. 404 FIGURE 42. Planting Puccinellia and Halimione in fresh oil from the Tanio in the estuary at Kerlavos in May 1980. FIGURE 43. Same experimental planting as shown in Figure 42 in May 1981, 1 year after planting: Puccinellia on left, Halimione on right. 405 FIGURE 44. Preliminary planting of Halimione sprigs along a creek bank at lie Grande in May 1980. *•*» t\e f ». *" .^ FIGURE 45. Same site as shown in Figure 44 in May 1981, 1 year after planting. 406 FIGURE 46. Experimental planting of Puccinellia along a creek bank at lie Grande in May 1980 just after planting. FIGURE 47. Same site as shown in Figure 46 in May 1981, 1 year after planting. 407 Transplant Time Requirement It is difficult to determine the time involved in the transplanting operations when experimental plantings are being established. In May 1981 we kept records of the time required for four persons to dig and transplant sprigs of Halimione and plugs of Puccinellia . Halimione plants were dug, separated into sprigs and put into plastic bags for transport to the planting site at the rate of about 180 per person hour. Puccinellia plants were dug, cut into plugs and put into a container for transport to the planting site at the rate of about 75 per person hour. These rates indicate that Halimione sprigs can be obtained about 2.4 times faster than Puccinellia plugs. The planting operation includes opening the transplant hole with a soil auger, inserting the appropriate amount of fertilizer, and inserting the transplant and firming the substrate around it. Both types of transplants can be planted at the rate of about 40 per person hour. These time requirements for digging and planting make no allowance for travel, supplies, and equipment, which must also be considered in the total cost of a planting operation. Based on our digging and planting time requirements only, the time required to plant 1 ha of Halimione on a 0.5 m spacing (40,00 transplants) would be about 1,220 person hours (220 person hours to dig sprigs + 1,000 person hours to plant). The time required to plant 1 ha of Puccinellia on a 0.5 m spacing would be about 1,530 person hours (530 person hours to dig + 1,000 person hours to plant). These cost estimates indicate that it would take four persons working 8 hour days about 38 days to plant 1 ha of Halimione on a 0.5 m spacing and about 48 days to do the same using Puccinellia. Recovery of Transplant Source Sites From the beginning of our restoration efforts we were aware of the potential for impact to the natural marsh in digging transplants for the plantings. Consequently, we confined our digging of plants in the natural marsh to areas adjacent to narrow drainageways (Fig. 6) or to small areas (0.25 m^) in the marsh. All Puccinellia transplant source sites were replanted and those areas that were dug in 1979 and 1980 were almost completely revegetated by May 1981* (Figs. 48, 49). In a further attempt to lessen the pressure for obtaining transplants from the natural marsh, we have initiated nursery areas for Halimione and Puccinellia . These combined actions will help keep impact to the natural marsh to a minimum and serve as a model for others who may engage in similar activities in the future. Nursery Plantings The Puccinellia nursery area at Kerlavos was established in May 1979 and now contains about 300 plants that can be dug and separated into transplants. Although the plants vary in size, the average cover 408 FIGURE 48. Site where Puccinellia transplants were dug in May 1980. The area was replanted and was becoming rapidly revegetated in September 1980, 4 months after digging. FIGURE 49. Same site as shown in Figure 48 in May 1981, 1 year after digging. Vegetation cover is almost complete. 409 is about 540 cm 2 or over 20 times that of a plug type transplant. To determine the actual number of plugs that could be obtained from a sample of plants, we dug 11 plants from the row nearest the estuary in May 1981 (Fig. 50). One of the largest plants yielded 50 plugs (Figs. 51, 52, 53), but the average number of plugs per plant dug was 20, which agreed well with what we predicted based on the average cover. Since the nursery area contains about 300 plants, we can predict that it could have yielded a minimum of 6,00 plug type transplants in May 1981 . It seems reasonable to assume that cover will increase from 50 to 10 0% by our next major planting effort in May 1982. This assumption translates into a conservative estimate of about 10,000 plug type transplants or enough to plant 0.25 ha on a 0.5 m spacing. The Halimione nursery area at lie Grande was established in May 1980 and added to in May 1981 . It contains about 200 plants that can be dug and separated into transplants (Fig. 54). In May 1981 we dug a sample of seven plants to determine the average number of sprig type Halimione transplants that could be obtained per plant dug. We obtained an average of five sprigs from each plant dug (Fig. 55). Based on 20 plants in the nursery area, we estimate that there were about 1,000 Halimione transplants available in May 1981. We estimate that the increase in cover by May 1982 will result in about 1,500 to 2,000 Halimione sprigs available for digging at that time which would plant about 0.05 ha on a 0.5 m spacing. FIGURE 50. Row of 2-year old Puccinellia transplants nearest estuary in the nursery area at Kerlavos, May 1981. the 410 15^- -01. FIGURE 51. Sample Puccinellia plant that was dug for transplants from the same row of plants shown in Figure 50, May 1981 . FIGURE 52. Cutting the same plant shown in Figure 51 into plug type transplants. 411 • w£ - * #>» «?#* FIGURE 53. Plant shown in Figure 51 yielded 50 plug type transplants. FIGURE 54. A 1-year old Halimione transplant in the nursery area at lie Grande. 412 I FIGURE 55. Halimione sprigs being dug from the nursery area at lie Grande. Invasion of Plantings by Other Plants Observations at lie Grande and Kerlavos indicate that other marsh plants invade our experimental plantings more rapidly than they colonize areas that still lack vegetation cover as a result of cleanup operations. In one of our May 1979 experimental plantings of Puccinellia at Kerlavos (Figs. 56, 57, 58), 97% of the transplants in theôOm 2 area had been invaded by at least one other species by May 1981 (Fig. 59). Of these transplants which had been invaded, 66% were invaded by two or more other species. The most abundant invader was an annual species of Salicornia which was present in 94% of the transplants sampled. Other invading genera in the order of their percentage of presence per transplant sampled were Cochleria (49%), Halimione (24%), Spergularia (10%), and Armeria (1%). 413 FIGURE 56. Experimental planting of Puccinellia at Kerlavos in May 1979 just after planting. ^_. 0g^ |gp. ÏL/***!*-: mÊÊH m,. 'tRKJÈL-^Gf*' FIGURE 57. Same experimental planting as shown in Figure 56 in May 1980, 1 year after planting. 414 FIGURE 58. Same experimental planting as shown in Figure 56 in May 1981, 2 years after planting. FIGURE 59. A 2-year old Puccinellia transplant from the experimental planting shown in Figure 56 with two invading marsh plants: Cochleria (white flowers) and Salicornia (left center near cluster of white flowers). A15 ACKNOWLEDGEMENTS Cooperation with our French colleagues (Madames Le Campion-Alsumard, Plante-Cuny, and Vacelet from Marseille and Monsieur Levasseur and Mademoiselle Jory from Rennes) has been invaluable. In fact/ our work would have just about been impossible without their help. They have gone out of their way to help us while we were in France, such as arranging a meeting with the Mayor of Pleumeur-Bodou, making observations on our experimental plots during the interim of our visits, and providing laboratory facilities for processing samples. Presently we are cooperating with Monsieur Levasseur on nursery production of transplants and monitoring of our plantings until November 1982. He has also agreed to serve as the major professor for a graduate student from the United States who is a candidate for a Fulbright Scholarship. Among his tasks, this student would follow our plantings and document the invasion of these plantings by other marsh plants subsequent to our active involvement in the project. In summary, the association with our French colleagues has been very beneficial from our standpoint and we cannot overemphasize the vital part they have played in making our research proceed smoothly. We thank Amoco Oil for providing the funds for our research through NOAA Contract No. NA79RAC00018. We thank NOAA personnel especially Drs . W.N. Hess and D.A. Wolfe for providing us the opportunity to conduct this very timely and environmentally beneficial research and for their cooperation throughout the period of the project. Last, special thanks for technical assistance in field work and in data analysis go to Messrs. C.L. Campbell and L.L. Hobbs who made the overall research effort a success. SUMMARY Experimental plantings of Halimione portulacoides , Juncus maritimus , Puccinellia maritima , Spartina maritima , and Triglochin maritima have been made at lie Grande and Kerlavos, France in an attempt to rehabilitate salt marsh that was impacted by the Amoco Cadiz oil spill and subsequent cleanup operations. Over 61 experimental plantings including over 11,000 transplants have been established to test two types of transplants, conventional and slow release fertilizer materials over a wide range of substrate and elevation conditions and to develop nursery areas. Spartina transplants survived at lower elevations than those of any other species tested, but the best growth of transplants of all species tested occurred within + 0.3 m of the elevation of the natural marsh in the vicinity. Survival and growth data indicate that transplants of Puccinellia with a core of root and substrate material intact (plugs) were superior to those transplants with roots only (sprigs). 416 Although there was considerable variation in response to fertilizer materials and rates, both nitrogen and phosphorus were required for good transplant growth on the disturbed sites tested. Slow release fertilizer materials produced better growth over a wide range of substrate types than did the conventional, more soluble fertilizer materials. Higher survival and better growth were obtained with Halimione and Puccinellia transplants than with those of the other three species tested. Aboveground growth of the best experimental plantings of Puccinellia spread radially at the rate of about 10 cm annually. At this rate of spread, these experimental plantings would achieve complete substrate cover in about 3 years after planting. Refertilization at various periods after planting produced a significant increase in cover. Halimione sprigs were dug at the rate of about 180 per person hour and plugs of Puccinellia at the rate of about 75 per person hour. Transplants of both species were planted and fertilized at the rate of about 40 per person hour. Sites in the natural marsh from which Puccinellia - transplants were dug, were replanted and became almost completely revegetated within 1 year. Nursery areas were established for both Halimione and Puccinellia and estimates indicated that in May 1981 they contained about 6,000 transplants of Puccinellia and 1,000 of Halimione . Preliminary, data indicate that other marsh plants invade our plantings more rapidly than they invade unplanted disturbed sites. 417 LITERATURE CITED Baker, J. M. , 1971a, The effects of a single oil spillage: in E.B. Cowell (éd.), The Ecological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. 16-20, Applied Science Publ . , Bristol, England, 250 pp. Baker, J. M. , 1971b, Successive spillages: in E.B. Cowell (éd.), The Ecological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. 21-32, Applied Science Publ., Bristol, England, 250 pp. Baker, J. M. , 1971c, Refinery effluent: in E.B. Cowell (éd.), The Ecological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. 33-43, Applied Science Publ., Bristol, England, 250 pp. Baker, J. M. , 1971d, Seasonal effects: in E.B. Cowell (éd.), The Ecological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. "44-51, Applied Science Publ., Bristol, England, 250 pp. Baker, J. M. , 1971e, Effects of cleaning: in E.B. Cowell (éd.), The Ecological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. 52-57, Applied Science Publ., Bristol, England, 250 pp. Baker, J. M. , 1971f, Oil and salt marsh soil: in E.B. 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Baker, 1969, Recovery of a salt marsh in Pembrokeshire, Southwest Wales, from pollution by crude oil: Biol. Conserv. , Vol. 1, pp. 291-295. Garbisch, E. W. , P. B. Woller, and R. J. McCallum, 1975, Salt marsh establishment and development: U.S. Army, Coastal Engineering Research Center, Fort Belvoir, Virginia, Tech. Memo. 52, 110 pp. 418 Ranwell, D. S., 1968, Extent of damage to coastal habitats due to the Torrey Canyon incident: in J.D. Carth and D.R. Arthue (eds.), The Biological Effects of Oil Pollution on Littoral Communities, pp. 39-47, Field Studies Council, London, England, 198 pp. Seneca, E. D., S. W. Broome, W. W. Woodhouse, Jr., L. M. Cammen, and J. T. Lyon, III, 1976, Establishing Spartina alternif lora marsh in North Carolina: Environ. Conserv., Fol. 2, pp. 185-189. Stebbings, R. E. , 1970, Recovery of salt marsh in Brittany sixteen months after heavy pollution by oil: Environ. Poll., Vol. 1, pp. 163-167. Woodhouse, W. W. , Jr., E. D. Seneca, and S. W. Broome, 1974, Propagation of Spartina alternif lora for substrate stabilization and salt marsh development: U.S. Army, ^ Coastal Engineering Research Center, Fort Belvoir, Virginia, Tech. Memo. 46, 155 pp. 419 ETUDES MICROBIOLOGIQUES ET MICROPHYTIQUES DANS LES SEDIMENTS DES MARAIS MARITIMES DE L'ILE GRANDE A LA SUITE DE LA POLLUTION PAR L' AMOCO CADIZ par Thérèse Le Carapion-Alsumard, Marie-Reine Plante-Cuny et Eveline Vacelet Station Marine d'Endoume et Centre d'Océanographie 13007 - Marseille, France. PRESENTATION SOMMAIRE DES BIOTOPES ET STATIONS ETUDIES Trois des biotopes caractéristiques des marais maritimes - schorres, chenaux de schorre, et haute-slikke - ont été retenus pour cette étude dans deux sites, différant très nettement quant à l'importance de la pol- lution par le pétrole de l'Amoco Cadiz (Fig. 1A - site Sud, Sud-Ouest très pollué ; site Est, Nord-Est peu pollué). Le bloc diagramme (Fig. IB) montre la différence de niveau altitu- dinal entre les 3 biotopes, entraînant évidemment des différences de durée d'immersion. Les Schorres Les schorres de l'Ile Grande sont des prés-salés à Juncus maritimus et Halzmionc portulacoi.de s qui présentent une surface plus ou moins tabu- laire et un réseau de drainage variable (Fig. 1A, schorre Dl mieux drainé que le schorre Al). Les deux stations de référence pour le "biotope schorre" sont Bl et Cl (site Est, Nord-Est, Fig. 1A) faiblement atteintes par la pollution du fait de la mise en place d'un barrage de protection sous le pont reliant l'Ile Grande à la terre. Les schorres très pollués, Al et Dl, sont donc situés dans la par- tie Sud, Sud-Ouest. Cette partie du marais servit pendant un certain temps de zone de stockage d'hydrocarbures issus du nettoyage des plages et ro- chers. 421 Los Chenaux Ces schorres sont drainés par des chenaux presque constamment immer œ gos, dont le sédiment est une vase fluide (station de référence C2 ; sta- tion très polluée A2 - Fig. 1A et B) . Le Biotope Haute-Slikke Le biotope de vase sableuse intertidale ou haute-slikke, de part et d'autre du chenal central, a été étudié en A3 pour le site pollué et en B3 pour le site peu pollué. Cette dernière station fut remplacée à par- tir de mars 1980 par E3 (même type de biotope) lorsque les travaux de sur- erfusement du chenal central éliminèrent la station B. FIGURE 1 (OPPOSITE) A - Schéma de localisation des stations Stations de référence = C , B ]t schorres (Est, Nord-Est du pont) Q^ » cnenal B-, E-, haute-slikke 3 3 Stations très polluées = A., Dj, schorres (Sud, Sud-Ouest du pont) A^, chenal A-, haute-slikke B - Bloc diagramme représentant les 3 types de biotopes et le niveau des hautes-mers. 422 A Reference stations Polluted stations SAMPLING SITES CL Bl SCHORRES (SALT MEADOWS ) C2 TIDAL CREEK B3, E3 SLiKXE (mud slope) Al, Dl SCHORRE5 (SALT MEADOWS) A2 TIDAL CREEK A3 SLIKKE (MUD SLOPE) B HMMME NTHWL Uhau te -slikke«- higher mud slope schorre - salt meadow 423 ETUDES REALISEES DANS CES BIOTOPES ET METHODES UTILISEES Neuf missions d'échantillonnage pour l'étude des hydrocarbures et des peuplements bactériens et microphytiques ont été réalisées entre dé- cembre 1978 et novembre 1980 (une dernière mission est programmée en no- vembre 1981, ce qui donnera un "suivi" de 4 ans). Divers paramètres physiques et chimiques (températures, salinités, p^, Eh) ont été mesurés dans l'eau et les sédiments. Les Hydrocarbures Les hydrocarbures (HC) ont été dosés et leur composition analysée dans des fractions de carottes à différents niveaux (Tab. 1, 2, 3). Les concentrations en hydrocarbures totaux (HCT) exprimées en g. kg~l de sédiment sec sont définies comme étant la fraction FA après les " traitements suivants appliqués aux échantillons de sédiments : - extraction de la matière organique au toluène-méthanol sur échan- tillon humide (Farrington et Tripp, 1975). - élimination du soufre (pesée avant saponification — ^ poids AV- SP) . - saponification à la potasse (pesée après saponification — — > poids AP-SP). - fractionnement du produit de la saponification par la méthode dite au "Sep-pak" (micro-colonne de silice à compression radiale) (Giusti et al., 1979). - élution par trois solvants successifs : 1 ° hexane fraction FA ■ HCT 2° chloroforme fraction FB = fraction polaire 3° methanol fraction FC L'extrait à 1 'hexane (FA = HCT) est ensuite analysé en chromatogra- phic liquide haute pression (HPLC reverse-phase) puis en chromatographie gazeuse capillaire (CPG) et infra-rouge lorsque la concentration est suf- fisante. Une analyse plus fine par spectrométrie de masse couplée avec la CPG est effectuée si nécessaire. Etude Bactérienne Pour l'étude bactérienne, l'échantillonnage des sédiments était effectué par carottages. Les fractions étudiées étaient : dans les schorres (carotte de 60 cm environ) - couche de surface (su) - rhizosphère (rh) - couches plus profondes (couche argileuse : ca ; couche sableuse : es) ; 424 dans les chenaux (carottes de 30 à 40 cm) - couche de surface (su) - zone réduite (zr) - couches plus profondes (ca ou es) ; dans les slikkes (carottes de 10 à 40 cm) - mêmes couches que les chenaux. L'étude bactérienne de sous-échantillons comprenait : - dénombrement de la microflore hétérotrophe par MPN sur eau de mer pep- tonée à 5 g.l~* ; - estimation de l'activité bactérienne sur les mimes ensemencements ; établissement d'une courbe d'activité qui dépend de la présence de sou- ches à croissance rapide ; - dénombrement des germes capables de dégrader les hydrocarbures par MPN sur milieu minéral contenant du pétrole "Arabian light" comme source de carbone ; - enzymologie : mise en évidence des différentes hydrolases présentes et estimation comparative de leur activité par la méthode APIZYM. A la surface des carottes, l'activité enzymatique est due à l'ensem- ble du peuplement "bactéries + microphytes". Dans les couches plus profon- des, seule intervient l'activité bactérienne. Les peuplements microphytiques Les peuplements microphytiques étaient étudiés sur des carottes plus courtes (3 premiers centimètres d'épaisseur). Aspect Quantitatif L'aspect quantitatif du peuplement est essentiellement appréhendé par l'estimation d'un indice chlorophyllien de biomasse que nous abrége- rons en ICB : extraction à l'acétone et mesures (avant et après acidifi- cation des extraits) des concentrations en chlorophylle a_ (Chla ou ICB) et en produits de dégradation de la chlorophylle (phéopigments = Phéo.), méthode de Lorenzen (1967) modifiée par Plante-Cuny 0974") pour les sédiments Résultats exprimés enjag.g"^ de sédiment sec. Rapport Chla/Chla + Phéo : indice de vitalité des peuplements s'il y a prépondérance de la chlorophylle (rapport ^ 0,5). Aspect Qualitatif L'aspect qualitatif du peuplement consiste en une étude écotaxino- mique des principales espèces de diatomées et cyanophycées présentes. Note Il est évident que dans la présente synthèse tous les résultats obtenus dans les études microbiologiques et microphytiques n'ont pu être pris en compte. Ils feront l'objet de rapports séparés. (Voir aussi Vacelet et al., et Plante-Cuny et al., 1981). 425 SYNTHESE DES PRINCIPAUX RESULTATS Les résultats concernant l'analyse fine des hydrocarbures et de leur éventuelle dégradation font l'objet d'un rapport séparé x . Des résultats succints seront donnés ici seulement pour servir à l'interprétation des phénomènes biologiques. Différents Degrés de Pollution au Début des Observations Il faut noter ici l'absence de "point zéro" concernant l'état des marais de l'Ile Grande avant l'échouage de 1' Amoco Cadiz en mars 1978. Aucune étude préalable n'existait sur ce site et il nous a été impossible de trouver dans une région avoisinante un marais maritime de même type, indemne, pouvant servir de référence. De sorte que, les stations choisies présentent en fait différents degrés de pollution en décembre 1978, au début de nos observations (HCT en surface, exprimés en g. kg""* de sédiment sec). Les valeurs ci-dessous, et notamment celles de Al et Dl, sont très élevées en comparaison des valeurs données par Marchand (1981) pour des sédiments profonds (15 à 100 mètres) à la suite du naufrage du "Bohlen". Rappelons que le site de l'île Grande était un lieu de stockage des hy- drocarbures après nettoyage d'autres sites. - schorres encore couverts de mazout en décembre 1978 : Al : 32,97 ; Dl ; 94,68 - schorre avec traces de pollution : Cl : 4,17 - schorre apparemment indemne : Bl : 1,9 - chenaux drainant les schorres : très pollue, A2 : 7,69 * apparemment indemne, C2 : 3,26 - haute-slikke bordant le chenal central î visiblement très polluée, A3 : 5,56 * apparemment indemne, B3 : 0,50 Les concentrations évaluées en A2 et A3 (*) ont été mesurées sur des échantillons provenant de l'extrême pellicule superficielle du sédi- ment (moins de 1 cm d'épaisseur) déjà colonisée par des microphytes. Evolution des Concentrations en Hydrocarbures et des Peuplements Bactériens et Microphy tiques à Partir de Décembre 1978 Dans chacun des 3 bio topes - schorres, chenaux et slikkes - seront faites des comparaisons entre les stations très polluées à différents x Etudes réalisées par Henri Dou, Gérard Giusti et Gilbert Mille. Laboratoire de Chimie Organique A et LA 126 CNRS - Faculté des Sciences de Saint Jérôme - 13397 Marseille cedex 13. 426 degrés d'une part, et entre les stations très polluées et les stations peu polluées d'autre part. On expose dans chaque cas : - l'évolution des concentrations en HCT (g.kg~l), et de leur éventuelle dégradation ; - l'évolution de l'activité bactérienne, du nombre de germes dégradant les HC, de l'activité enzyma- tique ; - l'évolution quantitative et qualitative des peuplements micro- phytiques . Evolution dans les schorres Schorres très pollués, Dl et Al. Schqrre 1)1 . En surface, la station Dl (Tab. 1) présente, presque deux ans après l'échouage, la même concentration en HCT (94,51) qu'en décembre 1978. Il existe dans ce site des zones encore plus polluées (prélèvement intention- nel dans une tache d'hydrocarbures en mai 1980 : 230,60). Il semble y avoir, en ces points, une accumulation en surface par drainage du schorre environnant, lui-même encore visiblement très pollué en 1980. Le rapport AV/AP (Tab. 2), indicateur présumé d'une biodégradation, • augmente légèrement en 1979 ainsi que l'activité bactérienne : un début de dégradation aurait eu lieu entre 1978 et 1979. On note parallèlement une augmentation du nombre de germes dégradant les HC jusqu'en novembre 1979 (10^ à 10? germes. ml~l de sédiment) suivi d'une régression en 1980 (Fig. 2). L'activité enzymatique de l'ensemble de la microflore a été impor- tante en décembre 1978, s'est prolongée jusqu'en 1979 ce qui suggère la possibilité d'un effet favorisant des HC. Cette activité régresse en 1980 indiquant peut-être un appauvrissement de la microflore bactérienne (ré- gression de chymotrypsine, trypsine et hydrolases des glucides) (Fig. 5). Les microphytes (Fig. 8A;D1 totalement éliminés et encore absents en novembre 1978, ont recolonisë peu à peu la surface du sol et ont pré- senté un maximum non négligeable en juillet 1979 (50 jag Chla.g~l). Ensui- te, la prépondérance au printemps 80 des phëopigments indique un état peu florissant de la population. Une reprise est amorcée en novembre 1980 (40yUg Chla.g~"l). Il est possible que cette population végétale comportant un fort pourcentage de cyanophycées réputées riches en hydrocarbures natu- rels en C'7 (Han et Calvin, 1969 ; Saliot, 1981) contribue à l'augmenta- tion observée du rapport C^/p r (Tab. 3) ce qui rend difficiles les inter- prétations quant à l'état de dégradation des HC. Dl : Dans la rhizosphère (cf. schémas des carottes, Tab. 1), on note dans le temps une diminution (de 8,13 à 0,23) de la quantité d'HCT et une augmentation du rapport AV/AP (1,20 à 2,06) pouvant indiquer une forte biodégradation. En effet, la concentration en germes dégradant les HC croît de 10 2 à 10 6 germes. ml" 1 jusqu'en 1980 (Fig. 2). Quant à l'acti- vité enzymatique, elle est fluctuante et plus faible en général en 1980 (Fig. 5). 427 Dl : Dans les couches .plus profondes (30 cm), les concentrations en HCT, faibles au départ (0,48) diminuent en 1979 (0,10). Le nombre des germes dégradant les HC a cru jusqu'en avril 1980 puis a diminué (Fig. 2). L'activité enzymatique régresse depuis décembre 1978. Tous les groupes d'hydrolases sont concernés (Fig. 5). Scjiqrre Al . En surface, contrairement au schorre précédent, où persistent de fortes concentrations en HCT, les valeurs passent de 32,97 à 18,84 de 1978 à 1979, mais la biodégradation paraît peu importante (AV/AP^il). En 1980, la concentration tombe à 14,98. Les résultats concernant la rhi- zosphère en 1979 tendraient à prouver qu'il y a eu percolation. L'analyse montre en 1980, l'absence d'alcanes linéaires et la persistance des HC saturés ramifiés et aromatiques. On observe également que la densité des germes dégradants les HC augmente jusqu'en novembre 1979 et régresse en 1980 (Fig. 2), soit faute de substrat (alcanes linéaires), soit par sui- te d'un phénomène climatique général (voir Bl et Cl). L'activité enzymatique en Al en surface, est comparable à celle de Dl (accroissement en 1979, régression en 1980) (Fig. 5). Les microphytes ont été éliminés sur le sol Al par l'arrivée du mazout et étaient encore absents en décembre 1978, comme en Dl (Fige 8A) . Par contre, une très légère colonisation seulement était amorcée en 1979, suivie d'une diminution en 1980 (quelques ug Chla.g * seulement). Les pigments dégradés sont dominants en toutes saisons, traduisant le peu de vitalité de la population (Chla/Chla + Phéo. : 0,2 en moyenne). Al : Dans la rhizosphère du schorre Al, il y a augmentation de 0,47 à 3,68 des concentrations en HCT indiquant probablement une perco- lation en 1979, accompagnée d'une dégradation importante (AV/AP : 1,47 et 1,26, Tab. 2). Ensuite, la pollution diminue en 1980. La microflore dégradant les HC était en densité maximale en 1979, puis a régressé for- tement en 1980, davantage qu'en surface (Fig. 2). L'activité enzymatique est en augmentation depuis 1978, la poilu-- tion étant proportionnellement moins forte que dans le schorre Dl (Fig. 5). • Conclusion sur les schorres très pollués. Ces deux biotopes, très pollués au départ, ont réagi différemment puisque le plus pollué (Dl) n'est pas le moins recolonisé par les micro- phytes. Il faut sans doute y voir l'influence bénéfique d'une plus forte humectation : Dl, mieux drainé donc plus souvent inondé, est plus rapi- dement recolonisé du fait de l'apport de particules argileuses favorisant la fixation des microphytes. Dans les rhizosphères, la dégradation paraît se faire convenable- ment, même en cas de percolation. C'est donc à la surface des schorres les plus élevés (ou les plus souvent exondés) que se restaure le plus lentement le peuplement micro- biologique. 428 Schorres peu pollués, Cl et Bl - Schorre^ jC 1 . En surface, sur le schorre Cl, moins pollué (4,17 en 1978) les con- centrations en HCT ont rapidement diminué (0,54 en 1980). Les germes dé- gradant les HC sont restés en nombre stable (10^ à 10^ germes. ml~l de sédiment (Fig. 2)). L'activité enzymatique a été constamment élevée. La dégradation semble donc s'effectuer normalement (Fig. 5). Dans la rhizosphère, il y a forte diminution des HCT avec le temps et forte dégradation (AV/AP = 1,25). Les germes dégradant les HC se sont maintenus en nombre stable (10 à 10-* germes. ml"*) . L'activité enzymatique a décru en 1980. Dans les couches les plus profondes, les concentrations en HCT sont très faibles en 1980 (0,05) et l'activité enzymatique constante. Scjiqrre Bl . En sur£ace, le deuxième schorre de référence, peu pollué (1,90 en décembre 1978) n'a pratiquement pas montré de variations jusqu'en 1979 (1,75). Le nombre de germes dégradant les HC- et les indices de biodégra- dation (1,34) tendent à prouver qu'il y aurait eu forte dégradation (Fig. 2). Les HCT dosés en 1979 n'ayant pas les caractères d'HC dégradés (C*7/Pr = 4,43), nous émettons les hypothèses que de faibles apports chro- niques d'HC se produisent en cette station, ou plutôt que les microphytes, très abondants sur ce site, seraient responsables d'apports d'HC biogènes (Prédominance d'imparité ^ 1). Contrairement aux faits observés sur les schorres très pollués, les microphytes n'ont pas été ici éliminés au départ et ne paraissent pas af- fectés par une faible pollution, tout au moins en 1978 et 1979. Une densi- té maximale du peuplement est observée en juillet 1979 avec 130 yUg Chla. g"*l (Fig. 8A) et un rapport Chla/Chla + Phéo. de 0,75 indice de bon fonc- tionnement de la population. "Tout au long de l'année, et contrairement aux schorres pollués, cet indice est toujours supérieur à 0,5. Le peuplement de cyanophycées et diatomées est toute l'année bien diversifié et les espèces caractéristi- ques des marais maritimes y sont présentes. En 1980, cependant, un ICB moyen de 50 îig Chla.g""^ est plus faible que celui des" années précédentes, mais comparable à celui du schorre Cl. On ne peut, dans ces deux stations, exclure l'influence néfaste éventuelle d'un facteur climatique en 1980. Dans la rhizosphère Bl, l'activité bactérienne et l'activité enzy- matique ont été importantes et les concentrations en HCT, faibles au dé- part, ont diminué encore. Conclusions sur le biotope "schorre". Dans les stations très polluées au départ : 429 1° Une dépollution se produit peu à peu, sauf si de nouveaux apports par drainage (?) maintiennent des taux de concentrations élevés. 2° La dégradation des HC est toujours plus faible, en surface et dans la rhizosphère, que dans les schorres peu pollués. Cette dégradation est, dans les sites peu humectés, pratiquement stoppée. 3° Les concentrations en germes dégradant les HC sont toujours supé- rieures de 1 à 2 ordres de grandeur à celles des schorres peu pollués. 4° Par contre, l'activité enzymatique est 2 à 3 fois plus faible que dans les schorres peu pollués. 5° Après avoir totalement disparu, les microphytes recolonisent très lentement les schorres "asphaltés", un peu plus rapidement les schor- res pollués mais plus humectés. Par contraste, les schorres peu pollués sont très florissants (ICB 10 à 20 fois supérieur) . Evolution dans les Chenaux Chenal très pollué, A2. En surface, les concentrations en HCT ont diminué de 10,78 à 2,57. Les indices adéquats prouvent qu'une forte dégradation a eu lieu. Les chromatogrammes des HC restant en 1980 ne présentent plus les pics des alcanes linéaires. La dégradation rapide paraît terminée et les autres fractions resteront probablement en l'état. Les germes dégradant les HC ont augmenté en nombre jusqu'en 1979 (10") puis ont décru en 1980 (10^ germes. ml"*, Fig. 3), ce qui corrobore l'hypothèse précédente de la non poursuite de la dégradation mais n'exclut pas l'hypothèse du facteur cli- matique. L'activité enzymatique est plus faible que dans la station non polluée (Fig. 6). Les microphytes ont recolonisé très rapidement la surface de la vase et ont atteint en novembre 1980, un maximum de 588 /ig Chla.g" 1 , maximum absolu dans toutes les stations étudiées (Fig. 8B) . En 1978, cette microflore était paucispëcifique (Phornrùdium et Amphiprora alata) . En 1980, la diversité spécifique d'une vase normale équivalente (Carter, 1933) est retrouvée. Pourtant un raclage effectué en mai 1980 montre encore une concentration d'HC de 14,20 g.kg~l. Les chromatogrammes montrent l'absence totale d' alcanes" linéaires (Tab. 3). Dans la zone réduite (Tab. 1 : zr) , les concentrations en HCT ayant augmenté jusqu'en 1980, on peut évoquer la possibilité d'une perco- lation. A ce même niveau, en 1980, tous les alcanes linéaires sont dégra- dés. La concentration mesurée concerne donc des HC plus résistants. On observe en outre que le nombre de germes dégradant les HC décroît forte- ment (10 germes .ml - * ) . L'activité enzymatique décroît également. Chenal peu pollué, C2. En surface, les concentrations en HCT sont passées de 3,26 à 0,70. La biodégradation est importante (AV/AP élevé) . Le nombre de germes dégra- dant les HC est stable (10 3 à 10^ germes .ml" 1 ) . 430 L'activité enzymatique dans cette station "propre" est aussi impor- tante que dans les schorres peu pollués. Elle est en nette augmentation en 1980, ce qui est peut-être à relier aux travaux d'aménagement effectués à cet endroit (voir ci-dessous). Les microphytes ont manifesté un maximum de développement en été 1979 suivi d'une décroissance. Les variations saisonnières paraissent donc très différentes dans les deux stations de type "chenaux", mais le chenal où se trouve la station C2 a été obturé momentanément, en mai 80, par des travaux de surcreusement du chenal central. La composition des peuplements de microphytes a été nettement perturbée et s'est appauvrie en espèces et en individus. La zone réduite et la couche sableuse sous-jacente sont fortement dépolluëes (0,09 et 0,05). Le nombre de germes dégradant les HC est sta- ble. Dans la zone réduite, une diminution de l'activité enzymatique se poursuit depuis décembre 1978, indice possible de la restauration d'un état d'origine (disparition des lipases, augmentation des activités este- rases, aminopeptidases, chymo trips ines et glucidases) . Conclusions sur le biotope "chenal de schorre". 1° Dans le cas de pollution forte, la biodégradation, après avoir été active, s'est ralentie ou arrêtée. Les HC encore présents ont peu de chances d'être dégradés rapidement. Dans le cas de pollution faible, la dégradation a été presque complète. 2° Parallèlement, le nombre de germes dégradant les HC a augmenté puis diminué dans le cas de forte pollution. Il est stable ailleurs. 3° L'activité enzymatique est moins importante, en surface, en cas de pollution. Elle est toujours plus faible en zone réduite. 4° Les microphytes se développent en surface de façon luxuriante dans les chenaux pollués. Les concentrations en Chla sont en 1980 nette- ment supérieures à celles du chenal non pollué. Evolution dans les slikkes Slikke très polluée, A3. En surface, à l'endroit précis où nous avons situé la station A3, on peut dire que les concentrations en HCT sont passées dans la pelli- cule superficielle (ps = quelques millimètres d'épaisseur) de 5,56 à 0,27 g. kg" 1 entre décembre 1978 et mai 1980 (Tab. 1). Dans la couche sous-jacente (su : 2 à 3 cm d'épaisseur) les concen- trations sont passées de 24,95 à 0,60 entre 1979 et 1980. Il y a donc eu dépollution en surface. Dans le même temps, les indices de biodégradation ont augmenté jusqu'en 1979 (Tab. 2) et le nombre de germes dégradant les HC également (Fig. 4) . Dans la couche sableuse, par contre, les concentrations en HC ont augmenté de 0,65 à 2,40 en 1979, puis diminué en 1980 (0,50). Les indi- ces de biodégradation sont faibles. L'activité enzymatique est réduite (Fig. 7). Il semble y avoir eu percolation, surtout en novembre 1979. 431 Devant les difficultés d'interprétation des résultats dans un tel biotope (problèmes d'échantillonnages), des prélèvements par raclages ont été faits en mai 1980. Ils ont permis d'effectuer des dosages à partir d' un matériel abondant et de différencier, d'une part la pellicule superfi- cielle constituée essentiellement de particules argileuses compactées par les microphytes, et, d'autre part, la couche sableuse visiblement encore très polluée. Les résultats sont éloquents : 0,27 dans le premier cas, 15 g.kg-1 dans le second. Ce sont des hydrocarbures d'origine "Arabian light" dont les alcanes linéaires certes sont dégradés, mais dont les autres consti- tuants sont toujours présents jfTab.4 ,"*>). Notre première hypothèse du "piégeage" du pétrole sous la matte végétale se trouve confirmée. En effet, les filaments de cyanophycées et les diatomées compactant les particules argileuses avaient très rapidement colonisé ces vases im- prégnées d'HC puisqu'en décembre 1978, on observait un ICB de 140 ug Chla. g"l (Fig. 8C) , et très peu de phéopigments (rapport Chla/Chla + Phéo. de 0,96 , le plus élevé de cette étude) indiquant une population jeune. Ce peuplement se révélait paucispécifique (Phonrrùdium^ deux espèces de Nitz— sckia s Amphipleuraj Rhopalodza) mais se diversifiait très rapidement. Les deux cycles annuels de 1979 et 1980 présentent tous deux un maximum en automne ou en hiver, tout comme la vase du chenal pollué, avec des LCB presque aussi élevés et toujours très peu de phéopigments. En 1980, le peuplement est très riche et très diversifié (présence de nombreuses espèces caractéristiques de ces milieux) . La matte algale recouvre donc un sédiment dans lequel une dépollu- tion a eu lieu, tout au moins dans* la partie superficielle, mais dont la couche sableuse est toujours imprégnée d'HC dont la dégradation paraît très ralentie. Cette matte semble toujours jouer un role de frein à une dépollution mécanique par le jeu des marées. Slikkes peu polluées, B3 et E3. La station B3 nous a paru devoir être remplacée, en mars 1980, par une nouvelle station de référence (E3) , la slikke centrale ayant été per- turbée par l'obturation momentanée du pont, après l'échouage du Tanio (mars 1980) puis par des travaux d'aménagement. Les concentrations en HCT dans ces stations sont faibles. La bio- dégradation a été importante. Le nombre de germes dégradant les HC est stable (Fig. 4). L'activité enzymatique de surface est en augmentation en 1980 (Fig. 7). - Le peuplement microphytique est florissant, particulièrement en E3, ou un indice C^'/Pr de 4,47 en mai 1980 pourrait traduire, comme dans les schorres non pollués Bl et Cl, la présence d'un hydrocarbure biogène par- ticulièrement abondant chez certaines cyanophycées (Fig. 8C) . Contrairement à la slikke polluée, les couches sous-jacentes ici ne renferment pas d'hydrocarbures. 432 Conclusions sur le biotope "slikke" . Ces conclusions sont très voisines de celles qui concernent les chenaux : 1° En cas de pollution grave, la biodégradation, active d'abord, s'est ralentie ou même arrêtée. 2° Le nombre de germes dégradant les HC a diminué depuis 1978. Dans les stations peu polluées il est stable. 3° L'activité enzymatique paraît toujours freinée en surface en cas de pollution forte. 4° Les microphytes se sont développés rapidement sur les sédiments pollués, piégeant des particules argileuses et constituant une "matte al- gale" plus compacte que dans les chenaux, pellicule qui freine la dépollu- tion de ces sédiments. 433 CONCLUSIONS Nous avons essayé au cours de cette étude de nous attacher à compren- dre les interrelations qui pouvaient exister entre l'état de dégradation des hydrocarbures et l'évolution des peuplements bactériens et microphy- tiques des marais maritimes. La complexité de ces milieux et les problèmes d'échantillonnage qui en découlent rendent parfois difficile la compréhen- sion du fonctionnement d'un tel écosystème perturbé. En ce qui concerne l'ensemble des bio topes. 1° Il apparaît tout d'abord que les marais maritimes de l'Ile Grande restent très pollués malgré une biodégradation importante. 2° Les hydrocarbures présents actuellement à la surface des sédiments ou dans des couches plus profondes (percolation ou "piégeage") sont à un stade tel (disparition totale des alcanes linéaires) que la dégradation ne paraît pas se poursuivre actuellement. Ce ralentissement peut avoir plusieurs causes : persistance des seules fractions les plus résistantes des HC, toxicité,, pour le peuplement bactérien, de certains produits de dé- gradation, facteur climatique défavorable à l'activité bactérienne. 3° L'évolution de ces milieux s'est avérée différente suivant le degré initial de pollution : - dans les stations très polluées, les concentrations en germes dé- gradant les hydrocarbures ont été très élevées. Puis leur nombre a décru en 1980. L'activité enzymatique a été moins élevée en surface et dans les rhizosphères . - dans les stations peu polluées, l'impact sur les peuplements micro- phytiques et bactériens a été peu perceptible, et la dégradation a été plus poussée, mettant en évidence l'existence probable d'un seuil de con- centration en HC en-dessous duquel la "restauration" est possible. En ce qui concerne chaque biotope en particulier, le déversement massif du pétrole "Arabian light" n'a pas eu les mêmes conséquences dans les sols du pré-salé, le plus souvent exondé (schorres) que dans les sé- diments fins, le plus souvent immergés (chenaux et slikkes). L'aspect mi- crobiologique et l'aspect mécanique sont à prendre en compte dans les différences de dépollution. Les vases intertidales Elles ont été probablement plus vite nettoyées par le jeu des marées que la surface des schorres. Mais, par ailleurs, elles ont été très rapi- dement recolonisées du fait de l'apport de particules argileuses favori- sant l'installation d'un peuplement paucispêcif ique de cyanophycées et de diatomées qui, par la suite, s'est diversifié. Le mazout restant s'est trouvé ainsi plus ou moins piégé sous cette "croûte" algale et pourrait s'y maintenir longtemps. 434 Les schorres Les schorres, par contre, ont été moins rapidement dépollués par les marées, certains présentant mime des zones d f accumulation. Après avoir totalement disparu, les microphytes recolonisent très lentement les sols, d'autant plus lentement qu'ils sont moins souvent immergés. La colo- nisation est actuellement environ 10 fois inférieure à la normale sur le sol des schorres à Juncus, observation qui concorde avec les résultats obtenus par Levasseur et Seneca sur la flore macrophytique (voir contri- butions de ces auteurs) . 435 TABLEAU A EVOLUTION DES CONCENTRATIONS El! HYDROCARBURES TOTAUX DANS LES SEDIMENTS DES MARAIS MAklTlMES DE L'ILE CRANDE . Biotcpcs Différents et ai veaux Stations dAOS la carotte Schorre Chcnecx Haute SIj'IVc HC totaux g. kg de sediment tee IC 12/78 IC, 3/79 C'ii ùurcs a» in d'en éluùivr l'état de dégradai iuu. ** Peux raclacfs ont élé effectués d..t>b le chenal central. ps : pellicule superficielle, prélèvement par r.?f!.nj «.u : partie super f icielle, quelques et.nl i?ielres rb : rlii7osphirc es : couche sableuse zr : zenic réduite • , c* : couche argileuse 436 TABLFJUJ J HYDROCARBURES DANS US SEDIMENTS DKS MAKA1S MARITIMES DE L'ILE CRANDE (POLLUTION l'AR L' AMOCO CADIZ) ANALYSE CHIMIQUE stations Poids 1 uni de de 1 AV-SP AP-SP AV/AP FB Hydroca rbures échant S liions g.kfc" l S- M H 8- "«-■ totaux 6- kg"' (FA) IC, IC 6 IC, IC 6 IC, IC 6 IC, IC 6 IC, 1C 6 IC, IC 6 I2/7S 11/79 12/78 11/79 12/78 11/79 12/78 11/79 12/78 11/79 12/78 11/79 Schorre Al ,U 13.40 2S.10 73,60 43,48 67,60 39,58 1.09 1.10 ■ 35,70 16.93 32,97 18,84 rh 68,70 99,50 2,00 8,92 1.37 7.10 1.47 1,26 0,90 2,99 0,47 3,68 su 12.» 14,60 173,90 243,45 162,50 210,50 1.07 1.15 67,90 102.12 94,68 94,51 Dl rh 59,15 90,10 19.78 1,98 16,50 0.96 1,20 2,06 8,40 0,46 8.13 0,23 ca 24,25 74,80 1,89 0,24 1.48 0.19 1.26 1,26 1,00 0,06 0,48 0,10 si ,u 13,30 10.85 8,00 10,29 5.15 . 8.98 1.34 1.14 4,00 5,56 1,90 1.75 rh 53,50 97,80 2.12 1,99 1,30 0,89 1.63 2.24 1.06 0,58 0.17 0,10 CI ,u 15,35 19,85 13,74 2.43 12,27 1.93 1.12 1.26 8,10 1.19" 4.17 0,43 rh 58.80 1 32, 50 2.41 0.15 1.59 0.12 1.52 1.25 1,33 0,05 0,26 0,03 Chenaux de schorre P* 51,20 6,10 1C.52 21,49 16,70 12,41 1.11 1.73 9,00 4.25 7,69* 6,59 A2 zr 83,50 120,60 1.78 .0.95 1.42 0.60 1.25 1,58 0,91 0,23 0,48 0,29 ca 23,10 139,20 0,63 0,17 0,31 0,07 2,03 2,43 0,21 0,02 0,10 0,03 su 10,50 15,90 14,07 6.32 8,27 4,28 1.70 1.48 5,00 2,17 3,26 1.41 C 2 ir 39,80 41,20 3,07 1,89 2,26 0,94 1.36 2,01 1.50 0,66 0,77 0,09 cs 18,65 76,90 0,60 0,92 0,45 0,40 1,33 2.3 0,22 0.25 0,23 0,05 Haute- slikkc A, P * 37,80 1,05 11,48 16,91 11,44 12,91 1,00 1.31 5,88 8 5,56* 3,45 3 cs I0Û.50 7,43 6,66 1.12 3.54 2,40 B, P * 7,50 6,18 - 2.66 2.32 1.34 0,52 3 cs 112,30 3.43 1,76 1.95 1.14 0, 19 Arabi an 100 c 94 g 1.07 32Z 682 light 1 AV-SP : av/int fijiponi f i rat ion AP-SI' : .i|ir-"-ri k/iponif irntinn |i: i«'.Ii i-it-nl »ec AV/AP : r/!;i|iort 111 : h. -icii «m H r.{p.irî-v iiiir Sep-Fak, fini ion IIC Cl, IA : fraction A, fini inn h> mm» : liydne .11 i< 11 ira t'il.inx (•i, : pel 1 1 < ni •• mi(mtI i < i"l le fi'* c iiiiri-iii r/il i •'•11". 'int i"(i" f-vnlu'e* fcur de» ^rlinril i I loua >!■< m* Mi m» ni rucilu f. In r.patlile dur !<• Irrrflin (<>,'j tm il'e|mi knrlir ri.yiron). 437 r.u : part iv uuperl ir iH Je quel i|iipm centimetres. rli : rli i/.>s|>li<-re rr : reine rédii i 1 e ra ï coiu'lie .»ri*. i 1 nine a : i'o\iolii' uni. l • uni- tARI-EAU 3 HYDROCARBURES DANS LKS SEIUMKNTS DES MARAIS MARITIMES DE L'ILE CRANDE IPOl.LUTJON TAR L 'AMOCO CADIZ) ANALYSE CHROMATOCKAl'lllQUK DE LA FRACTION SATUREE Stations Scborre su rh Cliona-uc de achorre A, sr su C, sr Slikke cs ps Arabian H glit IG 1 12/78 C 1? / Pr IC 6 M/79 0,48 0,5 0,5 su ! 0.60 0.2 1 rh 1.24 1.5 ca ! 3.30 2 su XX 4,43 rh 0,21 1.31 su 1.42 rh 2,80 m 0,13 0,13 2.33 10.30 0,35 0.5O 1.00 0,19 1.25 3.33 4,10 0,09 0.53 0,29 IG 8 5/80 XX 12 1.88 2.14 3 6 6,82 XX 2,83 XX XX XX XX 14,47 XX IG X 12/78 C l8 / Ph ÏG 6 11/79 IG 8 5/80 0,77 0,41 0,47 0.93 0,78 0,58 0,21 0,1! * ,92 8,92 0,39 0,26 5,30 0,44 2.5 3.5 6,00 <0,06 0,53 0,14 4,70 XX 4.5 1,2) 1,40 2,38 IG, 12/78 Pr / Ph IG 6 11/79 0,54 0,61 0,60 0,75 0,17 0,67 0,35 0,54 0,66- 0,83 XX XX «.42 1,18 6.5 3.50 2,28 2 23,33 4 0,75 IG 8 5/80 XX 0,25 0,67 0,64 0.61 XX 2,62 XX 0,54 1.75 4 7,80 3.2 6,20 4,64 3,80 0,55 6,67 7.23 1,60 0.85 - 0,13 XX 0,56 XX 0,26 0,58 3,50 2,89 2,20 0,67 XX Prédominance d ' imparité IG, 12/78 1,25 <0,85 0,94 «.72 XX XX 0.5 XX 0,48 al »l XX XX 2,37 0,99 1.06 0.89 0,88 IG 6 11/79 XX XX XX 1,40 XX 1.57 XX I. II 1,05 XX 1.25 1.03 1.84 1,48 1,30 1.03 XX 1,04 1,60 IG 8 5/80 XX 8.30 0,91 I 1.12 1.27 1,84 XX 1,17 XX XX XX 1.77 1.19 2.36 2 (C * C„ < C,,) PrKj./ninflnoo d* ir 4 .jr i ( l- l -i I?. V. C 22 * ?C 24 • 7C 26 « C 28 !<•« r\iti,i i'i.-ii,.,. d */il < ini-r. I i m'ai ris. " u ' p-'Mi.- f..i,,. if It ii |li- : ipt.-lrjii. s . . ni inn' ir.-n i li •■ r hi ?.i >.|iii.' 1 1- ,K " ""•''»• k-il.l.iiju. ..., . „ ,.•.,!„,',,. rr * I" '*""" ./• - r.,.,-1... «rf. 1. 1 .-.11.1 I'll - |.|i>i»,„. ,~g A Ai 12-14 Juin 79 i » - • 2-7 oct 79 23-25 no* 79 î-2 avril 80 O f Di !l 1 j J • r -i — i — r- 19-20 mai t 3 • 80 r 1 i l l i i • Bi ■m 1 1: • • • •• • • • • / Ci I ll'll FIGURE 2. Norabre de germes, (log) dégradant les hydrocarbures à différentes profondeurs dans les schorres très pollués (Al et Dl) et moins pollués (Bl et Cl) des marais maritimes de l'Ile Grande. frrrl couche d'hydrocarbure couche à microphytes rhizosphère j argile ffl couche réduite sable 439 2-7 oet 79 1 ï S T 1 1 TOT 1 1 1 T 23-25 no* 79 1 3 S T llll'll û FIGURE 3. Nombre de germes (log) dégradant les hydrocarbures à différentes profondeurs dans les chenaux très pollués (A2) et moins pollués (B2) - même légende que figure 2 -, 12-14 iuil! 79 ! 1 S 2-7 oct 79 f s s 7 T1 TOT — | — | — |—T 23-25 no* 79 •1-2 avril 80 19-20 mai 80 ~i — r- 24-25 t 3 nov 80 t y 1 r ■ • FIGURE 4. Nombre de germes (log) dégradant les hydrocarbures à différentes profondeurs dans les slikkes très polluées (A3) et moins pollu- ées (B3) - même légende que figure 2) -. 440 o o s «* «1 6 "• o *• "%.-- *^. 2, *r C o DK&gi < So Ca^ 03 cr •H 4-1 >» .3 a o u a *. • • s ». % » • u •■ -*- * •* V 09 S 0» .1-1 u * va) • « * 4J ^ \ t % « a — t J3 „ » « v ^ u — -• en tu % -. 4J S — (U 03 /S a) / % N i-i en / a va / • * 3 3 ••v. * CU i-l A *•».. o *• v en c * * % •— -•• CD i \ *3 W C N i \ eu ••-) ^--.. : r-H O .a e *>• 7» * s 0) 4J \ n ai V 3 01 /-N - -\ "\ ^ Q *% a> -u V, T3 ai \ ■ ai < O JZ en j-> vai \— / en /O) *■ . 0) M ""-* 3 4-1 ••-t en 4-i eu ed U B u >> N .3 c a •« % ai en *t^-# -# • *x \0> en % j_i ai • \ « % % t « • • • H i— 1 > • h en 4-1 3 \ » O «3 N « < -3 % -» S 33 O M fa 441 s > o c in t » % \ o « E o 0) 3 -•t o «V V-- o ft «3 c o E u 01 « « OS < CO 3 % % a f» .\ O ft CO •u 3 «J C cu X! y CO cu \ * ■ CO S CO 13 CU 3 cr ■u ca R N 3 cu \ U U <5 ■o • •«., ^m mmm m B3 O ^O 3J O 442 K o u - < I I I I I I I • ■ a a ? ■ ■5 V, 6 *: x 7 • •• «. " o V c • i ^ t % % % % » » * ■• © 6 en «/> * M c cu '.CO ■p > ■U a ' • 2 = - =r-a : :"= < PI co 3 U M PS4 443 FIGURE 8 Evolution temporelle des concentrations en chlorophylle a (trait plein) -1 et en phéopigments (pointillés) à la surface des sédiments (en pg-g de sédiment sec) . A - Stations de schorres B , C. peu pollués D. , A. très pollués B - Stations de chenaux C~ peu pollué A„ très pollué C - Stations de slikkes B~, E_, peu polluées . A~ très polluée 444 150- Chl. a Phéo. 100- 50 t — r i — i — s — i — i — s — s — i — r 1979 1 — i — i — r — i — ; — i — i — i — i 1980 C/9 50- 1980 50- A 1 -2Z£22^225SS^^^^ t — r — r I * I » ' '* èm A ~ i i — i — i — i — i — r — i — i — | — i — i — i — r~*i — i — i — i — i — i — i 1979 1980 445 150 — 100 — "* 50 oo CO 150 100 i — i — "i — r t — i — i — i — i — i — \ — r 1979 i — i — i — i — i — i — i — r 1980 i — i 446 Chi. a Phéo. 150 - 100 - 50- i — I — i — i — i — r t — i — i — r 1979 i — i — i — i — i — r t — i — r 1980 T-"l 1 CO 150- 100- 50- i — i — i — i — r — r — r — i — i 1 — r ^ 447 i — \ — i — i — i — r 1900 i — r REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES Atlas, R.M. et A. Bronner, 1981, Microbial hydrocarbon degradation within the intertidal zones impacted by the Amoco Cadiz oil spillage : in Amoco Cadiz. Fates and effects of the oil spill. Proc. Internat. Symposium. C.O.B. Brest (France) novembre 19-22, 1979, pp. 251-256. Butler, J.N. and E.M. 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L'impact du pétrole est très variable sur les diverses espèces d'une même station. La partie Est de la plage, plus contaminée, montre une plus forte mortalité. Le haut et le bas de l'estran sont plus affectés que la partie intermédiaire. Deux processus semblent intervenir : - les nappes d'échouages en haut, - le pétrole dissout ou en emulsion dans la masse d'eau en bas et dans tout 1* infra tidal. A la mortalité immédiate s'ajoutent des mortalités et des effets pathologiques à long terme. Certaines espèces continuent à régresser même en 1981 et les recrutements souvent inexistant en 1978 s'amorcent en 1980, pour certains timidement encore en 1981. L'Est de la plage reste fortement touché bien que des signes de recouvrance certains apparaissent sur le reste de la plage mais les gros peuplements du bas de la plage à Solzn, EnA-i* , Ecklnocaxd.lu.rn, LuLtn.an.la, Ma.ctA.OL coxxalllna ne sont pas réapparus. 451 INTRODUCTION Les nappes d'émulsion pétrolière de F AMOCO CADIZ poussées à la surface de la Manche, le long de la côte, par les vents d'Ouest ont été freinées en se heurtant sur les saillants successifs du rivage. Quatre zones principales d'obstacles se sont dressées face à leur progression vers l'Est Ce sont les roches et les îlots des abers et de la presqu'île Ste-Marguerite, d'abord ; le champ de roches de Hie de Batz, de Santec, de Roscoff, ensuite ; puis les roches de Primai et du Guersit ; enfin, celles des rebords Est de la baie de Lannion avec 111e Grande. En chacun de ces lieux, et surtout dans les criques, les estuaires et les baies de sable fin les plus proches qui les précèdent le pétrole s'est abon- damment accumulé en provoquant de lourdes mortalités donnant lieu à d'importants échouages de cadavres de poissons, d'oiseaux et de coquillages. La baie de Lannion, déjà fortement souillée, en 1967, par le pétrole du Torrey Canyon, a été atteinte par les nappes de Y AMOCO CADIZ dès le 5 e jour après le naufrage. Sur les deux grandes plages de sable fin du fond de la baie nous avons recensé 60 millions d'indi- vidus morts, dont la moitié sur la Grande Grève (St-Efflam). Le cinquième seulement des cadavres était accumulé dans le spectaculaire et nauséabond cordon d'échouage du niveau des hautes mers ; la fraction la plus importante, bien que plus discrète, était éparpillée en nuages à la surface de l'ensemble des plages. Par des transects de plages, réalisés avec des gabarits métalliques d'1/4 de m 2 , par 5 équipes d'étudiants opérant durant 3 jours, nous avons obtenu le décompte suivant pour les principales espèces : ESPECES Nbre d'individus (cadavres) Poids en matière organique sèche(c) Poids brut ( t ) Eckinocaràùuœ cordatum 20. 10 6 4 260 Cardium edule 16. 10 6 5 70 Maatra aorallina 14. I0 6 4 5.0 Fharus legumen 5.10 6 10 100 Ensis siliqua 1.I0 6 2,5 25 Lutrazria lutraria 0,1.106 0,3 10 Donax vittatus 1.10 6 0,04 0,6 Tellina fabula 0,03. I0 6 0,001 0,0! Tellina tenuis 0,02. 10 6 0,001 0,01 ' SOMME 57,15. 10 6 25,366 515,62 A cette mortalité initiale, brutale, s'est ajoutée une importante mortalité ultérieure plus discrète. L'observation des phénomènes dans leur ensemble géographique ne nous a pas. permis de cerner cette mortalité durant les premiers mois. Deux campagnes trimestrielles, avec seulement 10 stations régulièrement suivies à St-Efflam. ont pu être effectuées. Ce n'est qu'en janvier 1979, dans le cadre d'un contrat avec la NOOA, que nous avons pu mettre en place un réseau d'observations mensuelles mais qui ne couvrait l'ensemble de la plage qu'en 6 mois. Les peuplements des plages de la Grande Grève (St-Michel et St-Efflam) et de Locque- meau ont été étudiés qualitativement depuis un siècle par les chercheurs et les étudiants de la station biologique de Roscoff. Des états de références quantitatifs, établis sous forme de canes d'iso biomasses, de 1965 à 1968 (C. Chassé, 1972), donnaient, pour la plage de St-Efflam. des points de comparaison utiles à la fois pour le suivi des principales espèces et pour l'impact des hydrocarbures déjà évalué lors du naufrage du Torrey Canyon. en 1967. 452 m 5M U4 h- u*\ SE «; ^ os fiC ^ ca r'5B: 53 es *— 1 — :■" CO «M -<■ CO 01 .Q <• w Z a. f 64. et gLuittamàonrUayioL [notlzA n.zÂpzctÀ.\)zmznt ?, S) Ne : Hqjlulq. cjaacuuiIua uVl : UA.oth.oz. bSlZ.V4.C0A.wU kn. : AA2.yu.coZa. maJujia. Ow : OwzyuM. ^nà^onmÂji T£ : TzJULLyuj. £znuÂJ> T<5 : TzZUna. fabula. Vo : Voyiclx vÂJÙtaXuA Opk : AcAocruda bKajchÂjxta. EnbÂJi znAÂJi et EntxlA AÂLLqua. Mclc&ul coajlLLùicl VkouwA Zzgumzn LUJJIOJÛJJL IuXajvuji Les espèces étudiées réagissent de manière différente comme en témoigne la courbe de l'évolution des biomasses et le tableau Notons qu'il s'agit là de l'évolution moyenne de 10 stations. Des déplacements des zones de peuplements visibles sur les cartes n'ont pas pu être pris en compte dans le tableau. Les cartes B à présentent les courbes d'isovaleurs en cal/m des biomasses des principales espèces de la macrofaune endogée. Les facteurs de conversion sont : 1 cal = 1 g de matière organique fraîche = 0,2 g de matière organ i que sèche. Les populations de quelques espèces n'ont apparemment pas été touchées , elles paraissent même s'étendre : par exemple, les deux polychetes errantes Mzphty* kombzAgli (Cartes B) et Slgclion ma.tkj.lda.2. (Carte C) ce dernier ayant tendance à coloniser maintenant le haut de la pi are . 455 Le crabe PttUgonZcku* litlpu, {cartes 0) dont les noyaux se décalent vers l'Ouest de la grève où ils s'étendent en densité et le bivalve Tilllna tmuU (carte E), qui après une très forte progression jusqu'en 1980, voit ses effectifs amorcer une diminution sur les noyaux Est et Ouest mais avec le maintien du noyau central fi xe . D'autres espèces par contre ont beaucoup régressé après la catastrophe . En opposition à Tzlllna tznuU , UUUna iahuZa (cartes F) qui occupait en 1968 tout le niveau de basse mer, continue à régresser dans les très bas niveaux où elle disparaît actuellement à Test. L'ophiure AcA.ocnA.da bn.cickla.ta. (cartes G) est de moins en moins présente. On assiste à une diminution du nombre des noyaux plus étalés vers 1 'Ouest. Les polychetes sédentaires ktiinlco la, majilna (cartes H) et • Omnia. tiuîioJtmU (carte I) ont régressé après la marée noire, mais à partir de 1980 ; les deux espèces se développent à nouveau sur le coté Est de TEstran, bien que pour Owznla on constate une légère diminution en 1981. Le bivalve, Vonax. yïttatu* prépondérant en 1968, a probablement bien diminué avant 1978 puis à complètement disparu après V "AM0C0CADIZ". Après une timide réapparition en 1980, le noyau central prend de l'importance , s'étend vers le bas de la plage et le noyau de l'Est se consolide (carte J). En 1979 on trouve les Amphipodes BatkypoxUa (carte K) et Wiotkot (Carte L) en petite quantité juste au Nord-Ouest de la Plage, ils ont beaucoup régressé après la marée noire en 1980, ils n'ont pas récupéré en biomasse mais se sont étendus. En 1981 une légère regression pour BathypoA.Ua pourrait être attribué à une mortalité estivale tandis qu'Unothoz se déplace vers le centre et non l'Ouest de la plage. Les cartes M représentent des espèces non cartoaraphiées auparavant il semblerait qu'elles aient pris de l'importance depuis 1968 : mais à partir.de 1980, HagUona papUUcoinU zt Glyczia convoluta voient leurs effectifs diminuer fortement surtout à 1 'Est de la plage. 456 En 1980, on a pu cartographi er Ca.Kdlu.rn ndulz ut HzKlne. zln.Kdtu.lin. qui avaient disparu après la marée noire (carte N). Ils sont actuellement en régression. SplopkMtà bombyx apparu en 1980 s'étend vers le centre et le bas de la plage (cartes 0) Par contre les trois autres espèces apparues en 1980 PcLKCLdonzl* oKmata, Etzonz ilcLva. U £a.pl£oma.*tu.t> (cartes 0) ont beaucoup diminué en 1981. Notons que Ca.pit> z,n&it> zt Ca.Kdiu.rn z.du,Zz. ont du mal à se réimplanter. Des espèces nouvelles pour la localité apparues en 1980 dont certaines seraient significatives d'une pollution résiduelle, commencent à diminuer en 1981. On doit donc considérer que les peuplements présentent encore en fin 1981 surtout dans la partie Est de la plage un déséquilibre écologique profond alors qu'à l'Ouest des signes d'une recouvrance avancée apparaissent. . CQ 3- EVOLUTION GLOBALE Il semble s'amorcer une dérive qualitative générale des peuplements de sables fins bien calibrés très typiques à Vonax. viZZatu*, Te.lli.na fabula, Ecninocaxdium coxdatum et grands Solznidaz. vers des peuplements plus banalisés de sables fins plus eutrophisés qu'envasés à kKz.nA.cola maKJLna. La marée noire n'est sans doute pas seule en cause ("marées vertes") mais elle a accéléré cette évolution régressive des peuplements originels. Les parties hautes et surtout basses de 1 ' estran, pi us que les niveaux médians, sont les plus touchées. Ceci coïncide avec une plus forte accumulation des échouages des nappes dans le haut de la plage et^ dans lamoitié Est, suivie d'une persistance des hydrocarbures dans l'épaisseur du sédiment. Ceci est conforme à ce qui a été observé sur tout le littoral en matière d'accumulation d'hydrocarbures sous l'influence des vents d'Ouest dominants. La forte régression constatée dans le basde la.pl age , confirmée par la nature essentiellement infratidale de la grande masse des cadavres retrouvés dans les échouages, souligne un autre fait majeur en dehors des hauts de plage directement atteints par les nappes, l'essentiel de la mortalité est à imputer au pétrole dispersé ou dissout au sein de la masse d'eau. Au niveau biomasse totale, on constate une chute importante en 1978 et 1979 par rapport à 1964-1968. Des affaiblissements des noyaux de peuplements de la partie Est par rapport à ceux de la partie Ouest, et du bas par rapport au haut, sont très notables. Cette distribution se maintient en 1980 puis 1981 en s ' appauvri ssant encore. Notons que la progression des AA.znic.olz6 se fait au dépend d'espèces de petite taille plus productives. Il en résulte donc une baisse générale de la fertilité de l'ensemble de la baie par rapport à 1968 de l'ordre de près des deux tiers. Le rétablissement encore très incomplet des peuplements demanderait des études ultérieures. 459 BIBLIOGRAPHIE Beauchamp P, 1914. — Les grèves de RoscoE Le Chevalier etL Paris Chassé CL L'Hardy-Halos M. T, Perrot Y, 1967. — Esquisse d'un bilan des pertes biologiques provoquées par le mazout du Torrey-Canyon sur le littoral du Trégor. Penn ar Bed, 6, 50, pp. 107-112 Chassé CL et colL 1967. — La marée noixe sur la côte Nord du Fâustèrc PennarBea\ 6, 50, pp. 99- 106. Chassé .CL 1972. — Economie sédimentaire et biologique (production des estrans meubles des côtes de la Bretagne). Thèse d'état, Paris VL 1-293. Chassé CL 1978. — Bilan écologique provisoire de l'impact de l'échouage de Y AMOCO CADIZ. Inventaire et évaluation de la mortalité des espèces touchées, Public CNEXO. 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MAI 79 JANV. 80 JANV. 81 TEMPS (mois) 462 EMPLACEMENT DES STATIONS DE PRELEVEMENTS . 1 RUISSEAUX. 2 NAPPES DE RUISSELLEMENT. 463 464 < < 465 m CÙ 466 o o 467 Û Û 468 LU LU 469 ~jflL \ \ \ V^^^ s^ \ "v. 1 -H t HJ 'JS^ U J^ s c N CD \ OJ 3 . S in C a X^ % in •v %j ID *u 3 E ■^i ■ai Q y 3 oo •H l-v Si at Œ3 fa Li. LL 470 o v^^ps^r < 1 2 g^a^3*^.\ * / ^^P5^\^^i li^dW "^ilÉiL { 1 < 1 -* 1 u * ^ /^"^SIJI^L 1 ^ 1 w UK'- • x x 1 * \ 1 1 ill 1 "' ' r \h i i L i 1 1 ' 1 1 ^^"—Hn ^•h'fOinTïi I \PIT\H j 1 1 1 LiiUJ^ j>^ j ' . » Un i\ 1 V V If C ^*- f > « /^ Zf7^\ K , i r J *■ >^ ^ X ?Si i , ■ ^v^--" ^ y*y\S { ///CAi ' s>^ A 'àzmïH /\/S-^6â^^. \ . — v N ^ ^v^ k. x ^^// m v S^s fj/y Jt#Mf&$SîsQ *Sl \ V*^/^*""- - Xt7m/ 4g flffl ^ >yCSjJ^g '// / N w/sSs^iislifls (N ^ És&m i >^ >/ 1 ^ / \ T»^^H E f 5\ / ^^P^^^ 1 ^^ ^» ^^K*^ *~~~*^ * *e^* / ^ 1 u fil a^f^^fcsSnfy HJ u RoHH c o W\ N , / <^^^^^^^ o * 2^^^ v n CD - = ^H^ i ^*^3^^j«^^^K5gj^p^**^vi in C tn n(i i M^ "** OJ 10 /^^^S^i^^^m^^^ £ •~ □ W.'?MHW?ii IW^r^S^^^â^SΧÎVSSsS m t q - ^iaifiP^'^saRSGs o 471 X X 472 7S9^mS9Kff/ < -I u. Br* >^x>\n^ Saw / \ ' vs\ ^ v i/^^jgy^» u. UJ ca w //Ok- v nStV M «#'' •■'''' ,,[ >')lh> { Wat ' ; î y /h , ' - s mwL **&-*^\\ /^wmi * / B^W/i ^/uffl hv **- aL s ^^Jk^) ^ ?^'- fellr f J 3>_- <* S^ JffC wfc,' fesir ? / ^^// <nv h a s JJh, ^-^ v/X* / Sx/ \YVO vUUJlA ll^— ^""'^r N / /Sv^ Vrv ^Cm K*£\ — ^ w ^r/ //\ \ \M»SlflwL r^teE3K. ^ 2^7/ >^I^^X. s N. _^— """■ 1/ i^i^CS^^S^l^^SB 1 cd ï ^>X x *^ / iK OT^(j^jCTE^M 1 IU s ^j^\ V l\ w^^n^^^^^l 1 2 ° *• ^Ë£*W - Il JHÏ&&»^*$ 1° z « " ^IPiSîW ^^4^^^^^^ 473 474 X. ^ 475 c 0) (D « Ul a m <: -a -v 9 m • e o oo ? 0) ■-* 5j fM T 476 F v. 1-4 10 u c ■ ~ a C a m c o OT Q cc 'J ^ 479 o U.S. GOVERNMENT PRINTING OFFICE: 1982— «77-021 / 501 398-534 wm