selon : Résumé du programme d’études Eau et Santé AESN 2003-2006 J.Duchemin -09 2005- EAU ET SANTE : QUELS ENJEUX EN SEINE NORMANDIE ?
On connaît bien les vertus de l’eau, indispensable à notre santé et de mieux en mieux les dangers qu’entraîne pour cette même santé et celle de notre environnement la dégradation de qualité de cette eau par les activités humaines. Nos pays développés ont par bonheur maîtrisé les risques épidémiques massifs et aigus liés aux pénuries d’eau ou à sa contamination par les matières fécales. Les cyanoses des nourrissons liées aux nitrates des puits ont presque disparu en Europe de l’Ouest. Les problèmes de santé liés à l’eau sont devenus plus insidieux et chroniques, ressentis sur le long terme, « maladies de civilisation » souvent liées à nos comportements de consommateurs « modernes » et à l’intensification de nos moyens de production. Pour le Bassin Seine Normandie, les points suivants apparaissent spécifiquement importants :
-Multiplication des micropolluants organiques (pesticides, PCBS, plastifiants, cosmétiques et détergents, produits pharmaceutiques et vétérinaires…), avec effets « cocktails » à long terme comme cancer, immunodépression, perturbation endocrinienne, allergies… Les nappes souterraines, notamment sédimentaires, châteaux d’eau potable pour les 17 millions d’habitants de notre bassin dans les décennies à venir, sont sous influence d’une agriculture intensive (le Bassin produit 67 % des betteraves et 45 % du blé tendre français, mais aussi 23 % du lait, et la vigne y couvre 36 000 ha) ; l’estuaire et la Baie de Seine, riches en poissons plats et fruits de mer, sont le réceptacle hydrique des activités de 30 % de la population française et de 40% de l’industrie nationale.
– Consommation croissante de coquillages filtreurs, concentrateurs de virus, micropolluants ou toxines algales, elles-mêmes exacerbées par l’eutrophisation liée à l’agriculture intensive et au phosphore des lessives. La côte normande représente 1/3 de la production de moules et 1/3 de la production d’huîtres françaises, l’enjeu sanitaire et économique est donc important.
– Explosion des loisirs nautiques en mer, rivières et plans d’eau, et du tourisme littoral, qui dépasse 11 millions de visiteurs/an en Normandie. La pêche à pied (moules, palourdes, coques) y regroupe à chaque grande marée des dizaines de milliers d’amateurs. Le sud et l’ouest du Bassin voient par ailleurs se développer en eau douce (réserves d’eau potable et eaux de baignade) des cyanobactéries toxiques (algues bleues).
Usages de l’eau favorisant des bactéries particulières (légionelles des tours aéro-réfrigérantes industrielles ou des réseaux d’eau chaude) transitant entre l’ eau et l’ air dans le tissu urbain. Excès d’usages d’antibiotiques et antiseptiques favorisant les germes multirésistants, en milieu hospitalier comme en traitement ambulatoire, en usage ménager ou zootechnique (par ex. sur les piscicultures, nombreuses sur les rivières du Bassin).
– Fragilisation de certains groupes (séropositifs, immunodéprimés…)
EAU et SANTE : QUELLES MISSIONS pour L’AGENCE ? QUELLE LEGITIMITE ?
Satisfaire les exigences d’alimentation en eau potable et de préservation de la santé publique est le premier objectif affiché dans l’article 1 er de la loi sur l’eau de 1964, qui donne mission aux Agences de bassin de faciliter toutes actions (études, recherches, ouvrages) d’intérêt commun en vue de répondre à ces objectifs.
Le 5 ème programme d’études inter-agences (1997-2001) regroupait dans son axe 5 « eau et santé » des recherches appliquées sur l’ensemble de ces thèmes ainsi que sur les réseaux de distribution d’eau potable (biofilms, plomb…).
La Directive Cadre sur l’Eau (DCE) de décembre 2000, dont les Agences s’avèrent des organes essentiels de mise en œuvre sur leur bassin, met la qualité de la ressource en eau potable dans ses préoccupations prioritaires, rappelle que les « normes de qualité environnementale » à respecter dans l’eau, les sédiments ou le biote sont celles qui « protègent la santé humaine et l’environnement » ; elle place en premier dans les zones « protégées » les ressources d’eau potable, zones de pêche et aquaculture, et les « eaux de plaisance », et met l’accent dans son art. 16 sur ces substances « dangereuses prioritaires », à la fois rémanentes et toxiques pour l’homme et l’environnement, dont il faut évaluer les risques et maîtriser la dissémination dans les écosystèmes et la chaîne alimentaire, avec l’homme et les mammifères marins comme maillon final. Il apparaît également légitime que l’Agence favorise l’information et l’éducation des usagers quant aux risques sanitaires liés à l’eau et à leur prévention, dans ses efforts de communication, et qu’elle apporte son expérience, son expertise et ses réflexions dans l’élaboration des directives filles de la DCE (ex. eaux souterraines) ou de la nouvelle directive baignades.
UN PROGRAMME D’ACTIONS POUR 2003-2006.
Des diverses questions précédemment soulevées, souvent inter-agissantes, peut être déduit un ensemble d’actions formant l’ossature d’un programme cohérent où études fondamentales et appliquées, synthèses et actions de prévention et communication se relaient et s’alimentent mutuellement. 8 types d’actions sont présentées ci-après :
A/ « Contaminants chimiques des aliments – la part de l’eau »
Il s’agit d’apporter au consommateur des informations objectives (base d’une bonne « gouvernance » et participation éclairée du citoyen aux choix en matière d’eau) permettant de hiérarchiser et relativiser les risques et redonner confiance dans l’eau du robinet, en montrant notamment qu’elle est l’aliment le mieux surveillé et le plus propre (niveau des normes, et surtout comparaison des apports journaliers en micropolluants liés aux légumes, produits de la mer, viandes et produits laitiers, autres boissons…, voire à l’inhalation et au contact direct pour certains polluants.
Évaluer par la même occasion les apports globaux liés aux produits de la mer, de plus en plus consommés. Dans le même temps une prise de conscience de la part des industriels d’une nécessaire modération dans la production et l’usage des produits chimiques (cosmétiques, phytosanitaires, pharmaceutiques, détergents, solvants…) apparaît indispensable, dans la ligne de la politique de la DCE vis-à-vis des substances prioritaires et dangereuses, et de la procédure européenne REACH.
B/ « Perturbateurs endocriniens »-Approche globale
Contamination/biomarqueurs (utilisation de modèles animaux ou de cultures cellulaires pour anticiper les effets à long terme)/exposition animale et humaine. Application aux PCBs/dioxines, phtalates, à certains pesticides.
C/ « Eaux souterraines, pesticides et perturbateurs endocriniens »
Les eaux souterraines représentent 20 fois le volume de nos eaux douces de surface, et 60 % de l’eau potable distribuée en France. Outre le problème récurrent des nitrates, connaître leur contamination en micropolluants organiques (principalement pesticides, produits pharmaceutiques et vétérinaires détergents et autres perturbateurs endocriniens), et son évolution, est donc une nécessité majeure de santé et de développement durable, pour réduire ensuite l’impact des pratiques (agriculture, jardinage, activités industrielles…) ou installations historiques (anciennes décharges…) qui en sont les principales sources.
D/ « Évaluation risques viraux et parasitaires hydriques »
Étude contamination eaux de surface ou karstiques en Giardia et Cryptosporidium – Corrélation avec germes indicateurs, détermination d’origine agricole ou urbaine par marqueurs ADN. Étude contamination coquillages (moules) de Seine-Maritime utilisés en eau potable, essais détection/dénombrement des parasites par PCR, comparaison autres méthodes.
E/ « Qualité eaux de baignade et loisirs nautiques » (microbiologie – eutrophisation)
Inventaire des zones de loisirs nautiques du Bassin et de leur niveau de risque sanitaire, établissement profils de vulnérabilité microbiologique (nouvelle Directive), corrélation germes témoins/virus, coût réhabilitation zones de baignade. Incidence des cyanobactéries (algues bleues) dans les eaux douces du Bassin, et risques associés en eau potable et loisirs nautiques-Guide de reconnaissance, protocoles de suivi des algues et toxines associées.
F/ « L’Hôpital et l’eau » (soutien action pilote DRASS Basse Normandie)
Hôpitaux : des usages sensibles de l’eau, des besoins et rejets spécifiques, mais aussi des dangers particuliers ? (antibiorésistance, germes spécifiques, toxiques pharmaceutiques, rejets de produits anti- légionelles…). Un « livret eau » pour un bon diagnostic de la ressource en eau à l’entrée, des traitements sur réseaux intérieurs, et une gestion optimale des réseaux d’assainissement et effluents liquides toxiques.
G/ « Boues de stations d’épuration » valorisation agricole. Intérêt agronomique/risques
Nécessité d’expérimentations et communication de grande ampleur vers agriculteurs, distributeurs et public pour lever les malentendus, en particulier sur l’intérêt agronomique, la qualité microbiologique, chimique et radiologique (comparée aux divers apports volontaires et dépôts atmosphériques sur sols agricoles), la traçabilité, la réduction de volume et un conditionnement adapté aux usages.
H/ « Qualité microbiologique et réutilisation des eaux usées et pluviales »
Vertus sanitaires des traitements extensifs (épandage, filtres à sable ou roseaux, lagunage) des eaux usées, et possibilités de réutilisation, notamment en zone littorale avec déficit estival. Efficacité et dangers de la désinfection chimique ou par UV des eaux usées. Suivi d’expériences de récupération des eaux de pluies, risques sanitaires associés aux divers usages et modes de stockage. Les actions proposées sont évolutives et échelonnées dans le temps, il s’agit d’un plan glissant sur 4 ans, selon les priorités et les moyens.
potables, de la ressource au robinet, des eaux de loisirs et des eaux conchylicoles.
Allier toxicologie humaine et écotoxicologie aquatique, tant dans les suivis d’exposition aux polluants, d’imprégnation des milieux et aliments, que dans l’usage de bioessais et biomarqueurs d’effets sur la santé humaine et animale.
A la lecture du Plan National Santé Environnement (notamment son action prioritaire relative aux « risques émergents » liés à l’eau et au rôle des agences), et celle du Plan National de Recherche sur les Perturbateurs Endocriniens, récemment parus (juillet 2004 pour le PNSE, 2005 pour le PNRPE), il se confirme que les orientations de notre programme « eau et santé » s’inscrivent parfaitement dans la dynamique du premier, et s’accordent fort bien avec celles du second.
Selon Xénobiotiques—Division et méthodes de détection : un examen, Sara M. Vliet 2021
La détermination des xénobiotiques dans les échantillons environnementaux est difficile car les composés sont souvent présents à de faibles niveaux de concentration difficiles à détecter, et il en existe une variété dans différents types d’échantillons. Des méthodes d’extraction et d’analyse appropriées pour la séparation et la détermination des mélanges de xénobiotiques et de dérivés sont importantes, et elles doivent être rapides, précises et à des coûts acceptables. Les étapes courantes de manipulation des échantillons dans la plupart des méthodes analytiques comprennent le prétraitement des échantillons, l’extraction des analyses de la matrice, la purification des extraits pour éliminer les interférences et les concentrations pour atteindre la sensibilité souhaitée. Ces dernières années, des progrès indéniables ont été réalisés dans le développement de techniques de préparation d’échantillons pour l’analyse, telles que l’extraction rapide, facile, bon marché, efficace, robuste et sûre (QuEChERS), l’extraction en phase solide (SPE), la microextraction en phase solide (SPME). ), l’extraction par sorption par barre d’agitation (SBSE), la microextraction en phase liquide à fibres creuses (HFLPME), la microextraction liquide-liquide dispersive (DLLME) ou l’extraction solide-liquide par ultrasons focalisée (FUSLE), et autres. La méthode QuEChERS est utilisée dans l’analyse de pesticides multi-résidus, dans l’analyse d’antibiotiques, d’hormones, de mycotoxines, d’hydrocarbures aromatiques polycycliques et de polluants organiques persistants, tels que les dioxines et les biphényles polychlorés dans les matrices alimentaires et environnementales. QuEChERS est généralement associé à une analyse par chromatographie en phase gazeuse-spectrométrie de masse (GC-MS) ou chromatographie liquide-spectrométrie de masse (LC-MS), qui leur confèrent une sélectivité, une sensibilité et une spécificité élevées [ 35 ] . La SPE implique des techniques de préparation de contaminants organiques à partir de matrices environnementales. Il est utilisé pour l’analyse des pesticides, des carbamates, des bisphénols, des esters d’acide phtalate et des produits pharmaceutiques. Le SPME permet l’échantillonnage et la préparation des échantillons simultanément et est utilisé pour l’analyse des pesticides, des hydrocarbures aromatiques polycycliques, des phénols, des amines et des bisphénols polychlorés dans les échantillons alimentaires et environnementaux [ 37 ] . SBSE est utilisé dans l’analyse environnementale, l’analyse alimentaire et l’analyse des sciences de la vie et biomédicale. Dans les analyses environnementales et alimentaires, il est utilisé pour la détermination des pesticides, des hydrocarbures aromatiques polycycliques, des phénols, des produits pharmaceutiques, des alkylphénols, des chlorophénols, du bisphénol A, des mycotoxines et des fongicides. Le HFLPME avec une membrane poreuse à fibres creuses est utilisé pour l’analyse de traces de métaux lourds, tels que le plomb ou l’arsenic, les produits pharmaceutiques et d’autres composés organiques dans les échantillons environnementaux, cliniques et biologiques, les produits pétroliers, les produits pharmaceutiques et les aliments. Il est compatible avec la plupart des instruments d’analyse pour la chromatographie, l’électrophorèse, la spectrométrie moléculaire et atomique et l’électrochimie. Le DLLME est appliqué pour les composés organiques, tels que les esters de phtalate ou les parabènes, et les ions métalliques, tels que le cadmium, le sélénium et le plomb, principalement à partir d’échantillons d’eau. L’utilisation principale est dans l’analyse des pesticides dans la matrice de l’eau, et des phénols, tels que les chlorophénols et les phénols perturbateurs endocriniens, et des produits pharmaceutiques. FUSLE peut être utilisé pour déterminer les composés inorganiques, organométalliques et organiques, tels que les hydrocarbures aromatiques polycycliques, les biphényles polychlorés, les esters de phtalate et les nonylphénols à partir d’échantillons environnementaux. Il peut également être utilisé pour le dosage de composés perturbateurs endocriniens (bisphénol A et alkylphénols) dans les boues d’épuration. L’analyse des xénobiotiques comprend des techniques d’analyse très sensibles et sélectives, telles que les méthodes chromatographiques – chromatographie liquide à haute performance (HPLC), chromatographie liquide à ultra haute performance (UPLC), chromatographie en phase gazeuse (GC) et techniques de chromatographie multidimensionnelle, souvent couplées à la détection moderne techniques (spectrométrie de masse à haute résolution— HRMS). L’analyse chromatographique des xénobiotiques est utilisée pour la séparation et la détermination de composés ayant des structures chimiques similaires dans l’air, le sol, les eaux de surface, les boues, les matrices du sol, les aliments et les produits alimentaires, et dans les soins de santé humaine et vétérinaire. Les méthodes GC nécessitent des composés volatils ou semi-volatils, tels que le toluène, le xylène et l’acétaldéhyde. La HPLC est utilisée pour la détermination des phénols et des hydrocarbures aromatiques polycycliques, tels que l’acénaphtène, le fluorène, le pyrène, le chrysène et le fluoranthène dans l’eau et le sol, et les biphényles polychlorés. L’UPLC réduit le temps d’analyse et est utilisé pour la détection de produits pharmaceutiques, de mycotoxines et de pesticides. HPLC et UPLC sont fréquemment appliqués avec MS ou/et MS/MS. La chromatographie multidimensionnelle améliore la résolution et le pouvoir de séparation. Avec HRMS, un nombre illimité de xénobiotiques peuvent être analysés simultanément car des données complètes sont collectées, plutôt que des transitions ioniques présélectionnées correspondant à des composés spécifiques. Une autre méthode appropriée est le dosage immuno-enzymatique (ELISA), qui offre une nouvelle approche pour la détection de composés pharmaceutiques dans les eaux de surface. ELISA convient à l’analyse quantitative de produits chimiques tels que le bisphénol A, le phtalate de diéthylhexyle, le phtalate de dibutyle, l’alkylphénol, l’éthoxylate d’alkylphénol et les chlorophénols, les pesticides, les carbamates, les organochlorés et les composés organophosphorés. Il permet l’analyse simultanée d’un grand nombre d’échantillons. Les capteurs sont d’excellents outils pour la détection et la surveillance des xénobiotiques et sont composés de nanomatériaux, d’éléments de reconnaissance et d’un moyen de transduction du signal pour la détection de l’analyte. Ils détectent les polluants environnementaux, tels que les pesticides, les métaux lourds, les hydrocarbures aromatiques polycycliques, les toxines et autres contaminants émergents, notamment les additifs pour essence, les produits pharmaceutiques, les hormones, les produits de soins personnels, les perturbateurs endocriniens, les composés organométalliques, les sous-produits de désinfection, les plastifiants, les composés perfluorés et les tensioactifs. Ils sont faciles à utiliser, portables, durables et économiques. Certains pesticides qui peuvent être détectés à l’aide de biocapteurs sont le paraoxon, l’acétamipride, l’atrazine et le fénitrothion. Ils peuvent également détecter des métaux, tels que le mercure, le plomb, le chrome, les toxines et les perturbateurs endocriniens. La détection de polluants persistants et de métaux lourds dans des échantillons aqueux peut être réalisée avec des capteurs et des biocapteurs, tels qu’un nanobiocapteur à pointe AFM avec acétyl-CoA carboxylase, un immunocapteur basé sur une électrode imprimée en carbone modifié, un capteur électrochimique basé sur des nanofibres polymères électrofilées de polyamide 6 (PA6)/polypyrrole (PPy) modifié en surface avec deux formes de graphène, un biocapteur avec des souches d’algues à double encapsulation Chlorella vulgaris et Pseudokirchneriella subcapitata billes d’alginate/gel de silice, un biocapteur contenant desEscherichia coli. Ils peuvent convertir l’information sur la présence du polluant en un signal mesurable ; s’il s’agit d’un biocapteur, l’élément utilisé pour détecter l’analyte est biologique.
Les xénobiotiques dans les eaux usées sont un problème majeur, comme mentionné précédemment. Il existe plusieurs méthodes adaptées à l’élimination des xénobiotiques, telles que la biotransformation, la dégradation, l’adsorption, les processus d’oxydation avancés, les zones humides artificielles et les processus membranaires. La biotransformation ou la bioconversion est un processus de conversion de composés d’une forme à une autre, qui est facilement excrété. Elle se décompose en trois phases : fonctionnalisation, conjugaison et élimination. La biotransformation est presque toujours catalysée par des enzymes. Un exemple de biotransformation sur le paracétamol comprend trois voies de métabolisme – le sulfate, la conjugaison de l’acide glucuronique et la conjugaison avec le glutathion. La dernière voie implique une réaction catalysée par le cytochrome P450, produisant un métabolite réactif, qui peut être détoxifié par conjugaison avec du glutathion puis métabolisé en un conjugué de cystéine, qui est acétylé et excrété sous forme de N-conjugué acétylcystéine ou acide mercapturique. Le bromobenzène est une hépatotoxine et est métaboliquement activé par oxydation, catalysée par le cytochrome P450. Le 3,4-époxyde intermédiaire peut être détoxifié par conjugaison avec du glutathion, donnant un conjugué d’acide mercapturique, qui est excrété dans l’urine. Une autre voie catalysée par P450 donne naissance au 2,3-époxyde. La troisième voie de détoxification est le métabolisme en dihydrodiol médié par l’époxyde hydrolase. Certaines des voies métaboliques du bromobenzène. Le méthanol est toxique, principalement en raison du métabolisme en acide formique dans une réaction en deux étapes, avec le formaldéhyde comme premier métabolite. La première étape est catalysée par l’alcool déshydrogénase ou la catalase, et la seconde par l’aldéhyde déshydrogénase ou la formaldéhyde déshydrogénase. Les techniques de dégradation sont classées en bioremédiation (remédiation microbienne avec des bactéries, des champignons et des algues, et phytoremédiation) et photoremédiation. Dans la photoremédiation, les rayons UV, IR et visibles du soleil sont utilisés pour dégrader les composés xénobiotiques, tels que les pesticides, les métaux lourds et les colorants, qui ont la capacité d’adsorber les photons. En raison du développement de polymères photodégradables, la photoremédiation peut être utilisée pour la dégradation du plastique. Les avancées pour dégrader le colorant rouge Congo comprennent la dégradation photocatalytique à l’aide de ZnO / UV-A. Les films photodégradés sont utilisés pour évaluer la biodégradation à l’aide de micro-organismes, tels que Aspergillus niger et Penicillium funiculosum pour la dégradation des plastiques naturels et synthétiques. La sertraline est un médicament présent dans les eaux de surface et sa principale voie de transformation est la phototransformation. Il est dégradé dominé par la photolyse directe et les espèces réactives accélèrent encore le rite de dégradation du composé. La bioremédiation utilise des micro-organismes ou des plantes (et/ou leurs métabolites) pour réduire la concentration d’un polluant (métaux, minéraux, azote, soufre, etc.) dans l’environnement sous des facteurs environnementaux spécifiques (température, pH). La bioremédiation peut être réalisée de deux manières : in situ (approche directe sur le site de pollution) et ex situ (sur un lieu désigné). Il existe environ 50 souches microbiennes qui ont été isolées et qui ont la capacité de dégrader les xénobiotiques. De plus, avec l’utilisation d’OGM dans la bioremédiation, certaines limites de cette méthode peuvent être surmontées. La phytoremédiation utilise des plantes vivantes, telles que Carex pendula , Elodea canadensis , Juncus articulates ou Vallisneria spiralis pour l’assainissement des boues, du sol, des eaux souterraines et des sédiments. Les enzymes, telles que les oxydoréductases et les hydrolases-monooxygénases, dioxygénases, peroxydases et laccases, sont importantes pour la dégradation des composés xénobiotiques (métaux lourds, composés aromatiques, dérivés du pétrole, colorants, substances œstrogéniques, phénols, polyamines, etc.). Ils sont plus avantageux par rapport aux micro-organismes eux-mêmes en raison d’un meilleur contrôle du processus, d’une action plus rapide et d’un traitement plus efficace. Les bactéries, telles que Pseudomonas, Gordonia , Bacillus , Moraxella , Micrococcus , Escherichia , Sphingobium , Pandoraea , Rhodococcus, peuvent être utilisées pour la dégradation des hydrocarbures pétroliers ( Bacillus subtilis , Pseudomonas putida , P. aeruginosa , Micrococcus sp.), le pesticide glyphosate ( P . putida , Acinetobacter faecalis ), tétrachlorvinphos ( Vibrio metschnikovii , Proteus vulgaris ), atrazine (Enterobacter spp., Bacillus spp.) et les organochlorés (Actinomycètes). Pour éliminer le PCP (pentachlorophénol) de l’eau contaminée, des bioréacteurs avec de l’alginate immobilisé avec de la mousse de polyuréthane immobilisée PCP dégradant les cellules de Flavobacterium ont été utilisés. Les membres du genre Alicycliphilus sont des bactéries environnementales, qui ont la capacité d’utiliser l’oxygène, le nitrate et le chlorate comme accepteurs d’électrons. Cela leur permet de dégrader les xénobiotiques dans des conditions oxiques ou anoxiques. Ils peuvent biodégrader l’acétone, le cyclohexanol, la N-méthylpyrrolidone, le benzène, le toluène, les vernis polyuréthanes, le triclosan et les antibiotiques. Biodégradation de l’acétone avec Alicycliphilussp. est réalisée par carboxylation de l’acétone en acétoacétate, catalysée par l’acétone carboxylase, activation en acétoacétyl-CoA et clivage en deux molécules d’acétyl-CoA. Le traitement au charbon actif élimine les composés par adsorption physique sur un lit de charbon actif (CA), qui doit être remplacé/régénéré après un certain temps. C’est l’une des technologies les plus utilisées, et elle peut éliminer jusqu’à 90% des xénobiotiques. Cependant, la climatisation coûte cher et il est nécessaire d’identifier des matériaux adsorbants alternatifs pour une élimination abordable et efficace des xénobiotiques. Les processus d’oxydation avancés, tels que Fenton, le processus de photolyse ou l’ozonisation, ont une grande efficacité dans le traitement des composés organiques. Ils utilisent des radicaux hydroxyle ou sulfate forts comme principaux oxydants qui peuvent facilement décomposer les polluants et les éliminer. Parfois, la substance cible ne se dégrade pas complètement et les sous-produits peuvent présenter une toxicité plus élevée que le composé d’origine, de sorte que l’évaluation de la toxicité des sous-produits est nécessaire. Les méthodes de filtration, telles que la nanofiltration et l’osmose inverse, utilisent des membranes avec différentes tailles de pores comme barrières physiques pour éliminer les composés de l’effluent des eaux usées, avec plusieurs mécanismes, tels que l’exclusion stérique, l’adsorption, la diffusion et les interactions électrostatiques. La filtration sur membrane pour l’élimination des xénobiotiques est un processus physique et ne produit pas de sous-produits indésirables. Les mécanismes d’élimination pour chaque processus sont déterminés par les caractéristiques des xénobiotiques, le type de membrane, la matrice de l’eau et la chimie de la solution, et les paramètres de fonctionnement. Les zones humides artificielles (CW) peuvent être définies comme des structures conçues constituées de lits gorgés d’eau plantés de végétation émergente et/ou submergée. Ils simulent des zones humides naturelles et incluent des processus physiques, chimiques et biologiques. La technologie CW est utilisée dans les produits pharmaceutiques, les pesticides, les colorants, les explosifs, les hormones et l’élimination du PCP, entre autres. La matrice de support est un composant essentiel des CW, dont la sélection rigoureuse peut conduire à des augmentations significatives de l’efficacité de ces systèmes. Ainsi, en raison de son importance, la composition de la matrice de support est un problème primordial dans l’optimisation CW.
Cette revue fournit des informations sur la législation et la classification des xénobiotiques, l’effet des xénobiotiques sur l’environnement, les humains et les animaux, et comment minimiser ces effets. Il donne également un aperçu de la méthode de détection et d’élimination des xénobiotiques. Le devenir environnemental possible des xénobiotiques est également discuté. Les méthodes de détermination des xénobiotiques, telles que QuEChERS, SPE, SPME, SBSE, HFLPME, DLLME et FUSLE, sont répertoriées. De plus, l’analyse des xénobiotiques comprend des techniques très sensibles et sélectives, telles que HPLC, UPLC, GC et des techniques chromatographiques multidimensionnelles, souvent couplées à des techniques de détection modernes (spectrométrie de masse à haute résolution – HRMS). En outre, les méthodes appropriées pour la détection des xénobiotiques comprennent le dosage immuno-enzymatique (ELISA), les capteurs, et les biocapteurs – ce sont d’excellents outils pour la détection et la surveillance des xénobiotiques, ils sont faciles à utiliser, portables, durables et rentables. Les xénobiotiques sont difficiles à dégrader en raison de leurs structures complexes et de leur accumulation/amplification possible dans les organismes vivants. Une dégradation partielle peut entraîner des composés plus nocifs que les molécules parentales. Les méthodes d’élimination des xénobiotiques, telles que la biotransformation, la bioremédiation, la photoremédiation, l’adsorption, les processus d’oxydation avancés, les zones humides artificielles et les processus membranaires, sont mises en évidence. Afin de minimiser les effets négatifs des xénobiotiques et de réduire leur utilisation, des organisations du monde entier ont adopté des directives et des réglementations pour les surveiller. La liste des contaminants et composés nocifs prioritaires est régulièrement mise à jour avec tous les composés détectés,
Les détergents
Les détergents anioniques principalement utilisés dans les lessives et produits de nettoyage ; (alkylbenzènesulfonate de sodium: C18H29SO3Na). Les détergents cationiques (chlorhydrates d’amine, ammoniums quaternaires) principalement utilisés dans les milieux industriels et hospitaliers, en raison de leur propriété désinfectante. Correspondent à des mélanges de plusieurs agents tensioactifs combinés à des substances organiques ou inorganiques, destinées à augmenter les performances de lavage. La molécule du détergent est amphiphile, c’est-à-dire dotée d’une tête polaire, hydrophile (ou lipophobe), avec un radical OH, attirant l’eau, et d’une longue chaîne hydrocarbonée, apolaire et hydrophobe (ou lipophile), attirant les lipides (huiles et graisses). L’extrémité hydrophile est miscible à l’eau, tandis que l’extrémité lipophile de la molécule est miscible au solvant apolaire. Les molécules du détergent peuvent donc s’insérer à l’interface eau-lipide et détacher les graisses d’une surface. Les groupements polaires peuvent être chargés positivement, négativement ou être neutres. On distingue :
Les détergents ampholytes, s’ionisant négativement (anions) ou positivement (cations), selon les conditions du milieu.
Les détergents non-ioniques (hydroxyles) utilisés dans l’industrie en raison d’une moindre agressivité et d’un faible pouvoir moussant.
La nocivité des détergents a été mise en évidence involontairement lors de la marée noire produite en 1967 sur les côtes de Bretagne et de Cornouailles anglaises, lors de l’échouage du pétrolier Torrey Canyon. Des détergents ont été utilisés d’une façon massive pour nettoyer les côtes, et certains organismes benthiques ont été touchés au point de disparaître complètement : mollusques, crustacés, algues rouges et vertes…
Par ailleurs, les CMEO (Concentration Minimale à Effet Observée) ont été déterminées pour quelques espèces de bivalves et de crustacés marins (0,05 à 3 mg/l). Elles concernent principalement le développement des œufs et des larves. De plus, différentes phases comportementales de la morue ont été observées en présence de concentrations croissantes en LAS (AlkylbenzèneSulfonates Linéaires) : comportement normal, activité natatoire et respiration perturbées, immobilisation. Les deux dernières sont irréversibles et entraînent la mort. Pour une concentration de 0,5 mg/l, toutes les phases sont observées. Les agents tensioactifs peuvent avoir un effet toxique indirect sur la vie du poisson en potentialisant l’activité d’autres produits pollueurs présents dans le milieu récepteur. De plus les détergents ont un impact sur l’homme. En effet, ces produits favorisent l’absorption intestinale des substances étrangères susceptibles de présenter une toxicité ; ils ont aussi la capacité d’entraîner une potentialisation des effets cancérigènes d’autres substances. (Source : IFREMER environnement)
Pour les produits détergents, le décret n 87-1055 du 24 décembre 1987 impose leur biodégradabilité à 90 % au moins. Leur coût est malheureusement beaucoup trop onéreux.
Réunion publique présidée par K-H. Florenz à Bruxelles à permis d’obtenir la proposition de règlement du parlement européen et du conseil relatif aux détergents. (Bruxelles, le 4/9/2002)
Le texte même du règlement qui prévoit une meilleure mesure de la biodégradabilité des tensio-actifs (surfactants), dite biodégradabilité finale, est tout à fait acceptable. Les définitions et l’obligation de procéder à des tests de biodégradabilité finale représentent même un progrès par rapport aux anciens textes. Malheureusement ces avancées sont totalement remises en cause par les annexes qui définissent les modalités de mesure de cette biodégradabilité finale. Nous avons l’impression, sinon la certitude, que les personnes qui ont rédigé ce texte ont cherché à fourvoyer les parlementaires en leur donnant l’illusion d’une amélioration notable de la réglementation, alors qu’en pratique ce texte ne servira à rien, vidé de sa substance par des annexes qui remettent tout en question.
Tout d’abord le niveau de biodégradabilité finale de 60% en 28 jours n’est pas acceptable. Même si les 60% du produit dégradé le sont en gaz carbonique, en eau et en biomasse, sous quelle forme se trouvent les 40% qui restent ? Peut-on parler d’avancée technologique par rapport au niveau de 80% de biodégradabilité primaire en 21 jours qui était la règle auparavant ? On peut en déduire que dans les conditions naturelles actuelles, une majorité des cycles aromatiques restera intacte, cela correspond à une dissémination annuelle d’hydrocarbures aromatiques dans l’environnement, équivalant à plusieurs marées noires, d’autant plus dangereuses qu’elles sont invisibles. Il apparaît clairement que les fabricants de détergents veulent se laisser toutes les chances de maintenir sur le marché des substances peu dégradables. Que veut le législateur ? Une mesure de biodégradabilité ou une réelle biodégradabilité ? Ce nouveau règlement se doit d’apporter un progrès quant à la protection de l’environnement et non un toilettage de façade. Ce règlement ne doit donc pas être un alibi. La biodégradabilité doit être mesurée sur le produit complet et non sur les seuls composants isolés. Comme dans toute situation à risque, le principe de précaution doit prévaloir. Il faut penser à l’avenir de notre agriculture, à la qualité de l’eau que nous buvons et à notre qualité de vie tout simplement.
Dans ces conditions, et afin de respecter l’esprit du projet de directive, il serait nécessaire d’augmenter le seuil de biodégradabilité à 70%, afin qu’il y ait dans ce cas obligation de vérifier la toxicité éventuelle des résidus aromatiques. Ces produits favorisent la solubilisation voire la pénétration digestive dans l’organisme de certains toxiques tels que les HAP. La plupart des AlkylPhénol retrouvés dans l’environnement sont des sous-produits de la biodégradation des APEOs. De par leur très vaste champ d’application et l’absence de traitement adapté dans les stations d’épuration, ces composés sont très fréquents dans l’environnement. En raison de leur utilisation principale en tant que détergents, les APEOs sont immédiatement déversés dans les milieux aquatiques via les effluents des stations d’épuration. En effet, on estime que 65 % des alkylphénols et dérivés entrant dans les stations d’épuration sont rejetés dans l’environnement. De même, certains travaux de recherche publiés révèlent leur présence dans des milieux récepteurs tels que l’air, l’eau, les sédiments et le sol. L’intensité et la diversité de leur utilisation suscitent des questionnements quant à leur devenir et leur impact au sein des écosystèmes.
Ces composés sont connus pour leur toxicité très élevée vis-à-vis de la faune aquatique et présentent également une activité œstrogénique à des concentrations de quelques µg/L. Les AP, de par leur structure chimique, peuvent se fixer, par compétition avec l’œstrogène, sur les récepteurs oestrogénique Ceci entraîne notamment une induction de la vitellogenine altérant le métabolisme stéroïdien et la croissance testiculaire. Des travaux récents ont soulevé des préoccupations relevant directement de la santé humaine. Par exemple, Chitra et al. (2002) et Adeoya-Osiguwa et al. (2003) ont décrit des effets sur les fonctions du sperme chez les mammifères, tandis que de récents documents citent également une détérioration de l’ADN dans les lymphocytes humains. De même, des effets directs du NP sur la structure et les fonctions de l’ADN dans la larve de bernacle ont été décrits. Ce mécanisme pourrait être responsable des effets de perturbation hormonale observés dans l’ensemble des organismes vivants. En suite, des nombreuses études ont confirmé qu’ils peuvent imiter les hormones endogènes. De surcroit, les expériences menées in vitro et in vivo ont démontré que l’effet oestrogénique des alkylphénols est de l’ordre de grandeur de 4 à 6 plus faible que celle de l’endogène 17 β-estradiol. De manière générale, le 4-nonylphénol et le 4-tert-octylphénol sont les principaux AP produits et commercialisés sous forme de dérivés. Le NP à lui seul représente plus 80% de la production des AP. Toutefois, le NP et ses dérivés éthoxylés peuvent s’infiltrer dans l’environnement pendant la production, l’utilisation, le stockage, le transport ou lors de déversements accidentels. Mais ils sont principalement rejetés dans l’environnement soit directement, soit indirectement par l’intermédiaire des stations d’épuration. Les éthoxylates de nonylphénols ne sont pas stables dans l’environnement et sont rapidement dégradés en nonylphénols. La biodégradation est le plus important processus influençant le devenir du NP et des NPEOs. Elle se fait en deux phases. Dans la première étape, un retrait progressif des groupes éthoxylés entraîne la formation de produits de biodégradation intermédiaires (NPEO et NPEC à chaîne courte et NP). La seconde étape implique la minéralisation complète de ces composés. Les produits intermédiaires issus de la dégradation sont plus bioréfractaires donc leur biodégradation complète est plus lente. Les taux de biodégradation augmentent avec la température. Ainsi, les travaux révélant la détection et l’effet des Nonylphénols éthoxylés et de ses métabolites dans l’écosystème abondent dans la littérature. Récemment, il a été montré que les produits de la biodégradation du NPEOs présentent non seulement des propriétés de perturbateurs endocriniens, mais également des effets graves impliquant la féminisation et la cancérogenèse d’une variété d’organismes vivants. De même, des dépisteurs d’activité œstrogénique, comme la vitellogénine et les protéines de la zone pellucide, ont été observés chez les poissons exposés au NP. D’autres preuves d’une perturbation endocrinienne, comme des indices de réduction gonadosomatique, des effets histologiques sur la structure testiculaire, des effets sur la smoltification et des cas d’intersexualité, ont aussi été observées. Ainsi, ces effets néfastes sur l’environnement et par conséquent sur les êtres vivants ont poussé les législateurs à réglementer leur utilisation. À la suite de leur inscription comme substance dangereuse prioritaire, les nonylphénols et les éthoxylates de nonylphénols ont fait l’objet d’une interdiction d’emploi et de mise sur le marché pour certains usages (produits de nettoyage domestique, industriels, dans le traitement des textiles, le papier, les pesticides, les usinages des métaux) par l’Union Européenne depuis 2003 (Directive 2003/53/CE). Cette loi existait déjà au Canada et sa mise sur pied est en cours aux Etats Unis. En France, par exemple, cette loi a porté ses fruits ces dernières années avec une réduction d’usage d’environ 50%, mais le véritable problème est que le rejet reste très dispersé dans l’écosystème. Malheureusement l’externalisation ou la délocalisation des industries vers les pays comme la Chine, l’Inde, le Brésil ou autres, n’induit pas le même respect. Très récemment en 2011, l’ONG Greenpeace dénonçait l’emploi des NPEOs par les grandes marques de fabrication des chaussures et vêtements. Le problème vient encore une fois de l’application différente des règles selon les pays. Dans les pays en voie de développement comme le Cameroun par exemple, aucune loi rigoureuse n’existe sur l’emploi du NP. La volonté de supprimer l’emploi des NPEOs ou bien de les substituer par les alcools gras éthoxylés ne semble pas être une solution facilement respectable, car l’efficacité et la diversité des NPEOs dans les domaines employés ne sont pas à démontrer, ceci étant renforcé par son faible coût vis-à-vis de ses homologues alcools. A ce titre, la solution la plus indiquée reste le traitement des rejets contenant ces composés. En réalité les effluents industriels sont le siège d’une variété de polluants, ce qui rend la matrice très complexe et par conséquent le traitement plus compliqué. La matrice réelle contient principalement des ions minéraux (cations et anions) et organiques qui sont des constituants à part entière des eaux de surfaces et une présence possible des contaminants de nature diverse. Ces contaminants sont soient des xénobiotiques organiques ou des métaux lourds. Il existe donc des différentes interactions entre ces composantes de la matrice qui peuvent être préjudiciables pour leur élimination dans les eaux usées. Les métaux lourds peuvent former des complexes avec d’autres éléments du milieu. La présence des uns à proximité des autres est le plus souvent à l’origine de la modification de leur structure. Malheureusement pour les polluants dont nous nous sommes intéressés dans cette étude, leur stabilité est remarquable dans un tel milieu. La persistance de ces organiques entraine des problèmes graves dans la mesure où ils s’accumulent dans les tissus des organismes vivant dans ces milieux et par conséquent dans la chaine alimentaire. Dans tous les cas, c’est l’homme, qui se trouve en bout de chaine, qui court un danger. Face à cette situation, plusieurs solutions sont proposées: le développement des procédés moins consommateurs d’eau, le recyclage, la modernisation des systèmes d’exploitation et la mise au point de technologies pour le traitement des eaux usées. Enfin, en ce qui concerne la dégradation des LAS (AlkylbenzèneSulfonates Linéaires) en milieu marin, très peu de données sont disponibles. Une étude expérimentale destinée à mettre au point une technique de mise en évidence des LAS en milieu littoral a montré que les processus d’altération de ces substances sont assez longs à intervenir en eau de mer. Leur nocivité tient à leur formule chimique et à leurs propriétés tensioactives : altération de l’aération de l’eau, perturbation des échanges au niveau des branchies. La biodégradabilité des détergents n’est pas un critère d’innocuité : certains sous-produits (méthabolites) de dégradation peuvent être très (ou plus) toxiques. En plus des détergents, les lessives contiennent jusqu’à 50 % de polyphosphates qui contribuent à l’eutrophisation des eaux littorales (IFREMER) (Grande encyclopédie alpha de La Mer, volume 8).
Les Hydrocarbures
Pour les huiles usagées et hydrocarbures: le décret du 21 novembre 1979 impose leur ramassage et leur valorisation par des sociétés agrée. Leur rejet est interdit, en conséquence, le déshuilage doit être systématique. Les Hydrocarbures aromatiques sont des poisons violents pour tous les organismes. Parmi eux le benzène, le toluène, le phénol et le styrène présentent des dangers, notamment cancérigènes, mutagènes et tératogènes.Les hydrocarbures parafiniques (lubrifiants…), moins toxiques, perturbent certains comportements (quête de nourriture, fuite devant prédateur, comportement sexuel, migratoire…). Les hydrocarbures oléfiniques, abondants dans les produits raffinés, provoquent des actions comparables à ci-dessus.
Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP) sont des molécules organiques comportant plusieurs anneaux benzéniques. Les HAP sont des composés peu solubles dans l’eau et peu volatils. Les apports en HAP à l’environnement se font principalement par les rejets pétroliers (73,9%) et les retombées atmosphériques (21,7%). Les déchets urbains et industriels (1,9%) et le lessivage des sols (1,26%) représentent une petite part des apports. En ce qui concerne la biosynthèse des organismes vivants, elle est responsable de seulement 1,17% des apports en HAP. Les HAP exogènes sont issus de la migration du pétrole depuis les horizons profonds ou bien d’origine anthropique, comme le versement accidentel du pétrole ou la combustion incomplète de la matière. On retrouve la présence des HAP dans les systèmes de traitement des eaux usées. De part leur nature hydrophobe, ces hydrocarbures sont absorbés dans la matière organique et se retrouvent concentrés dans les boues d’assainissement.
Les HAP possèdent une grande affinité pour les particules solides et sont donc très présents dans les sédiments côtiers. Leur persistance dans l’environnement est limitée car les HAP sont photosensibles. Cependant, plus le poids moléculaire des HAP augmente, plus ils sont persistants dans le milieu et plus ils sont solubles dans les tissus gras des organismes vivants. Chez les vertébrés, le système enzymatique permet d’éliminer ou de dégrader ces hydrocarbures, et de ne pas les accumuler. Chez les moules et les huîtres, par contre, le risque d’accumulation à de fortes concentrations reste élevé. La préoccupation essentielle en ce qui concerne les HAP est liée à leurs propriétés cancérigènes, particulièrement pour le benzopyrène, le benzoanthracène et le benzofluoranthène. Ceci explique que les HAPs figurent dans la liste des substances prioritaires présentant un risque significatif pour l’environnement aquatique (DCE/60/2000).
(IFREMER). La structure polysaccharidique des tapis microbiens joue vraisemblablement un rôle important dans la dégradation des hydrocarbures, permettant leur adsorption et les rendant ainsi accessibles aux différentes communautés bactériennes présentes. Au sein des tapis microbiens, la dégradation des hydrocarbures est probablement réalisée par des groupes bactériens physiologiquement distincts utilisant des accepteurs d’électrons différents. Au niveau de la couche superficielle oxique, les bactéries aérobies réaliseraient les premières étapes de dégradation, tandis que dans la zone intermédiaire inférieure, où l’oxygène est moins disponible, des bactéries micro-aérophiles assureraient l’essentiel de la dégradation. Lorsque la lumière est présente dans ces zones, les bactéries photosynthétiques anoxygéniques également présentes participent à la dégradation des hydrocarbures. Au niveau des zones anoxiques riches en sulfates, les bactéries sulfato-réductrices sont les plus actives. La dégradation de composés aromatiques comme le toluène, le xylène, et le naphtalène par les BSR en culture pure a été mise en évidence.
Selon Laboratoire des Sciences de l’Environnement Ecole Nationale des Travaux Publics de l’Etat, Vaulx-en-Velin : La toxicité des mélanges d’HAPs est rarement étudiée, alors que les sédiments naturels sont tous multi-contaminés. Nous avons abordé ce volet avec l’étude de la toxicité du mélange de trois HAPs (phénanthrène + fluoranthène + benzo(k) fluoranthène), et pu montrer, pour ce cas particulier, des effets synergiques, ce qui contraste avec l’hypothèse d’additivité des effets généralement adoptée. Nous avons également montré que les effets sont plus marqués en sédiments artificiels qu’en sédiments naturels, résultat que nous imputons à une partition entre phase particulaire et phase aqueuse (eau interstitielle) plus favorable, en sédiment artificiel, à la phase aqueuse, principale voie d’exposition des organismes étudiés. Ces différences de partition ne sont pas uniquement dues à la quantité de matière organique des sédiments (teneur en COT, pour lequel les HAPs ont une grande affinité), mais font vraisemblablement intervenir également la qualité de la M.O. Plus largement, le type de sédiment (granulométrie, proportion d’argiles, de sables, de limons, …) influence la toxicité des HAPs. Dans les essais sur les deux sédiments naturels prélevés au Lac d’Aiguebelette (« craie » et « tourbe »), différant à la fois par la granulométrie, la composition, et surtout la quantité de matière organique, nous avons montré une moindre toxicité pour le sédiment « tourbe » mais des coefficients de partage entre fraction dissoute et fraction adsorbée sur le carbone organique (Koc) proches, ce qui nous a amenés à conclure que la quantité de matière organique était le facteur explicatif principal (Clément et al., 2005b). La réponse de l’amphipode Hyallela azteca au pyrène dans les deux types de sédiment peut s’expliquer essentiellement par les teneurs mesurées dans les eaux interstitielles. La toxicité vis-à-vis des organismes benthiques est également influencée par le devenir des HAPs dans le sédiment. Après dopage d’un sédiment, un équilibre de partition des HAPs entre phases solide et liquide se met en place. Une étude menée sur ce point a montré qu’une équilibration de sédiments artificiels pendant 8 jours entraînait une moindre toxicité des HAPs. Au-delà de cette durée, d’autres phénomènes peuvent contribuer à modifier la biodisponibilité des HAPs. En sédiments naturels dopés par un mélange d’HAPs, nous avons mis en évidence sur 30 jours une dégradation des HAPs à l’exception du benzo(k) fluoranthène, HAP plus lourd et probablement plus récalcitrant. Nous attribuons cette dégradation aux bactéries endogènes des sédiments, dont l’activité β-glucosidase mesurée en parallèle a été stimulée. Dans les études sur le pyrène, nous avons pu également observer une diminution significative des teneurs sur 30 jours, diminution qui est cette fois supposée due à une extractabilité décroissante, bien que la biodégradation puisse intervenir en partie. Cette diminution d’extractabilité, appelée également vieillissement du sédiment serait due à la migration des HAPs à l’intérieur des pores des particules, migration qui rendrait leur extraction plus difficile et par la même occasion diminuerait leur biodisponibilité vis-à-vis des microorganismes (biodégradation) et des organismes supérieurs (toxicité). Ainsi, dans le cas d’essais sur sédiments dopés, se pose la question du conditionnement des sédiments pour tenir compte à la fois de l’atteinte d’un équilibre de partage entre les différentes phases, en faisant l’hypothèse qu’un tel équilibre existe, mais aussi de l’influence des phénomènes de biodégradation et de vieillissement sur la biodisponibilité des HAPs, de sorte à reproduire les conditions qui prévalent pour les sédiments naturels contaminés.
Les microorganismes jouent un rôle fondamental dans la dynamique de l’environnement puisqu’ils interviennent dans les cycles biogéochimiques. Par eux transitent les flux de matière et d’énergie. Au sein des microcosmes, comme de tout écosystème, la perturbation des communautés microbiennes peut avoir un impact sur l’ensemble de la chaîne trophique et sur l’équilibre du milieu. En conclusion, les HAPs semblent n’exercer des effets sur le compartiment bactérien, du moins abordé au travers des quelques paramètres suivis dans ces travaux, que pour des concentrations très élevées rarement rencontrées dans l’environnement. En revanche, des possibilités de dégradation du phénanthrène, du fluoranthène et du pyrène ont été mises en évidence. Les critères de toxicité étudiés ne révèlent pas une forte toxicité des HAPs vis-à-vis des organismes benthiques, même sur des expositions de l’ordre du mois. Ceci est généralement dû à une forte adsorption des HAPs sur les matières organiques particulaires et dissoutes des sédiments, qui réduit significativement la biodisponibilité de ces substances et qui va en augmentant avec le temps (vieillissement). C’est en première approche rassurant de constater que les chironomes sont capables de se développer et d’émerger dans des sédiments pourtant erficielles. Etudiant le devenir du fluoranthène en présence du lan, des chironomes et des amphipodes utilisés dans nos essais ? Contribuent-ils à une plus grande exposition des organismes pélagiques ou au contraire à réduire les risques pour ceux-ci ? De telles recherches sont évidemment assez lourdes puisqu’elles nécessitent la multiplication fortement contaminés, et cela est corroboré par les résultats obtenus sur certains sédiments naturels également fortement contaminés en HAPs et en métaux lourds.
Les effets physiologiques attendus en présence de niveaux sublétaux d’hydrocarbures polluants sont d’une ampleur telle qu’ils peuvent causer des dommages écologiques importants à une population à travers une réduction de la fécondité et de la valeur reproductive résiduelle des individus. (https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/0166445X81900126)
Les polluants organiques persistants
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0269749124001131 Une étude sur le devenir et l’écotoxicité des microplastiques biodégradables dans les systèmes aquatiques : les plastiques biodégradables sont-ils vraiment sans danger pour l’environnement
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0269749120360528 Effets potentiels des objets biodégradables à usage unique dans la mer : Acide polylactique (PLA) et ascidies solitaires
Selon : Présence de contaminants organiques halogénés anciens et émergents dans les coquillages marins le long des côtes françaises
Les niveaux de contamination actuels de certains contaminants halogénés hérités, actuellement utilisés et émergents ont été surveillés dans les coquillages marins le long des côtes françaises. Le BDE-47, le BDE-209, le BTBPE, le HBB et l’α-HBCDD ont été détectés dans 100 % des échantillons analysés, tandis que le BB-153, le DBDPE et le PFOS ont été détectés à des fréquences de 97 %, 90 % et 55 %. tendances spatiales et temporelles des concentrations de contaminants organiques sont suivies dans les coquillages le long des côtes françaises depuis 1979. Historiquement, les campagnes de surveillance ont porté sur les contaminants organiques « classiques », dont les PCB, les OCP et les HAP. Cependant, ces dernières années, la liste des composés étudiés s’est étendue aux PCDD/F et les PBDE, ces derniers étant toujours surveillés régulièrement. Bon nombre des contaminants étudiés ont été restreints ou interdits pendant des années et sont donc appelés «contaminants hérités». Par conséquent, des contaminants de remplacement non inclus actuellement dans les programmes de surveillance réglementaires. On s’attend à ce que la production et l’utilisation des contaminants émergents augmentent et constituent une source de préoccupation croissante. Les contaminants sélectionnés pour cette étude comprenaient des contaminants hérités (PBDE, PFC – composés perfluorés), actuellement utilisés (déca-PBDE, HBCDD – hexabromocyclododécanes) et émergents (BTBPE – 1,2-bis(2,4,6-tribromophénoxy)éthane , DBDPE – décabromodiphényléthane, HBB – hexabromobenzène, BB-153–2,2′,4,4′,5,5′-hexabromobiphényl). Compte tenu de leur persistance, de leur bioaccumulation, de leur transport à longue distance et de leur toxicité, certains des composés étudiés dans cet article ont récemment été inclus dans la liste des polluants organiques persistants (POP) établie par la Convention des Nations Unies de Stockholm. Le penta-BDE et l’octa-BDE sont interdits sur le marché européen depuis 2003 (directive 2003/11/CE), tandis que le déca-BDE reste sur la liste des substances chimiques autorisées. Historiquement, le déca-BDE a été utilisé en quantités bien plus importantes que le penta-BDE et l’octa-BDE à l’échelle mondiale. En Europe, des données récentes ont montré que les quantités de déca-BDE vendues chaque année étaient assez stables entre 2008 (5767 tonnes) et 2012 (2500-5000 tonnes), bien qu’une augmentation à 7500-10 000 tonnes ait été signalée en 2011. Le HBCDD est le deuxième retardateur de flamme bromé (RFB) le plus utilisé en Europe, avec des quantités constantes vendues entre 2008 (10 897 tonnes) et 2012 (10 000–12 500 tonnes). Aucun contrôle mondial de la production et de l’utilisation du HBCDD n’a été signalé à ce jour, bien que des réductions volontaires des émissions aient été signalées en Europe. Les autres RFB suivis dans cette étude sont vendus en quantités bien moindres en Europe (c’est-à-dire <1000 tonnes an −1). Le DBDPE a été introduit au début des années 1990 comme alternative au BDE-209. Le BTBPE a été produit pour la première fois dans les années 1970 et est utilisé pour remplacer les octaBDE. Le HBB est toujours produit en Asie, bien qu’utilisé en petites quantités. Le BB-153 a été produit et utilisé principalement dans les années 1960 en Amérique du Nord, où sa production a cessé en 1976 ; il a été interdit en Europe en 1984. En Europe, l’utilisation de SPFO et dérivés est restreinte depuis 2008 (Directive 2006/122/ECOF). Cependant, de nombreux PFC sont encore rejetés dans l’environnement par les activités industrielles et domestiques et par le rejet et la dégradation de leurs précurseurs. A l’inverse, les connaissances sur la présence de RFB émergents dans l’environnement sont encore limitées et doivent être améliorées, bien que les études soient de plus en plus abondantes dans la littérature scientifique. Les données actuelles sur la présence de RFB non PBDE dans les zones côtières françaises font cruellement défaut.
Ces composés ont récemment été identifiés dans l’Arctique, démontrant leur capacité de transport à longue distance. Ils ont été identifiés dans le monde entier dans divers compartiments environnementaux, tels que les boues d’épuration, les poussières intérieures, l’atmosphère, l’eau, les sédiments et le biote, montrant ainsi leur propension à se bioaccumuler et à se bioamplifier dans les organismes de niveau trophique supérieur. Des publications récentes rapportent que, dans l’ensemble, les anciens PBDE sont toujours identifiés à des concentrations plus élevées que les nouveaux RFB non PBDE en Europe. Cette étude apporte de nouvelles données sur la contamination des milieux côtiers marins français par des contaminants organohalogénés sélectionnés. En particulier, il révèle pour la première fois la présence de RFB non PBDE dans les coquillages. Les résultats montrent une contamination généralisée des coquillages marins côtiers par tous les contaminants étudiés, en particulier le BDE-209 et les RFB non PBDE, bien qu’à des niveaux très faibles. Les niveaux de contamination les plus élevés détectés étaient généralement associés aux grandes zones urbaines et/ou industrielles.
Selon : Contaminants organiques hérités et émergents : niveaux et profils chez les poissons prédateurs supérieurs de l’océan Indien occidental en relation avec leur écologie trophique. Les POP sont définis par leurs propriétés persistantes, bioaccumulables et toxiques et leur propension à voyager loin de leurs sources d’émission, conduisant ainsi à une distribution mondiale. Ils sont répertoriés dans le cadre de la Convention de Stockholm des Nations Unies, entrée en vigueur en 2004 et visant à protéger l’homme et l’environnement des produits chimiques. Les POP signalés dans cette étude comprennent les biphényles polychlorés (PCB), les pesticides organochlorés (OCP) (à savoir, le dichlorodiphényl-trichloroéthane -DDT et ses isomères, l’hexachlorobenzène -HCB, les hexachlorocyclohexanes -HCH, le mirex, la dieldrine, l’aldrine et les endosulfans) et le sulfonate de perfluorooctane ( SPFO). Bien que ces POP aient été progressivement éliminés dans de nombreux pays, en particulier dans l’hémisphère Nord leur utilisation est encore signalée dans les pays en développement tels que l’Asie, l’Afrique et l’Amérique du Sud et les émissions secondaires persistent, soulignant la nécessité d’étudier plus avant leur présence dans le milieu marin. Ce qui suscite globalement des inquiétudes quant à leur impact sur les écosystèmes marins. Depuis plusieurs années, les POP présents dans les poissons prédateurs supérieurs sont utilisés comme traceurs intégrés dans le temps de la contamination de l’environnement marin. Cependant, à ce jour, très peu d’études ont porté sur la contamination de ses écosystèmes par des polluants organiques. Les résultats de cette étude soulignent la contamination généralisée de diverses espèces de poissons prédateurs supérieurs de l’OIO par les anciens POP et les contaminants organiques préoccupants, bien qu’à de faibles niveaux par rapport aux océans du monde entier, ne représentant aucun risque pour la santé humaine en référence aux réglementations actuelles. Les DDT et les PFAS ont été identifiés comme les familles prédominantes de contaminants organiques étudiés dans les SWO et les thons, respectivement.
Selon Eco dynamique des composés poly et perfluoroalkylés dans les écosystèmes aquatiques Gabriel Munoz Université de Bordeaux, 2015. En 1962, Silent Spring (« Printemps Silencieux ») lance une mise en garde contre l’introduction irraisonnée de substances chimiques toujours plus nombreuses dans l’environnement, dénonçant l’exemple du DDT (dichloro-diphényl-trichloroéthane) et autres pesticides de synthèse dont les effets néfastes ne se limitent pas aux seules espèces nuisibles (ex : insectes ravageurs) mais affectent l’ensemble de la chaîne alimentaire – « Nous pulvérisons les ormes, et aux printemps suivants nul merle ne chante, non qu’ils aient été touchés directement, mais parce que le poison a fait son chemin, pas à pas, de la feuille de l’orme au ver, puis du ver au merle. » Introduisant les notions de persistance, de bioaccumulation et de bioamplification dans un style accessible au grand public, Silent Spring contribue à l’essor du mouvement environnementaliste de la deuxième moitié du XXe siècle. L’ouvrage a également une influence sur les politiques menées par les pouvoirs publics au cours des années suivantes : lors d’une audition devant le Congrès, Rachel Carson suggère la création d’une commission d’enquête sur les pesticides, esquissant ce qui deviendra en 1970 l’Agence Américaine de Protection de l’Environnement (US EPA). Silent Spring, ainsi que le fort retentissement médiatique du cas de la rivière Cuyahoga aux Etats-Unis, dont on rapporte qu’elle prit feu en 1969 à cause de la pollution par les hydrocarbures, ont ouvert la voie à l’adoption du Clean Water Act (« Loi sur l’eau propre ») par les Etats-Unis en 1972. A partir des années 1970, les études de suivi environnemental se focalisent sur les métaux lourds et les polluants organiques persistants (POPs) tels que les pesticides organochlorés (OCP), les polychlorobiphényles (PCB), et les éthers de biphényles polybromés (PBDE). La mise en évidence de leurs propriétés de persistance, de bioaccumulation et de toxicité entraîne l’arrêt progressif de leur production puis leur interdiction, avec des délais variables selon les pays. Par exemple, si l’usage de la chlordécone est interdit dès 1977 aux Etats-Unis, l’arrêt des épandages aux Antilles Françaises ne sera effectif qu’à partir de 1993. Pour d’autres POPs tels que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ou les dioxines et furanes (PCDD et PCDF), le contrôle des émissions est plus difficile à mettre en œuvre puisque ces composés sont essentiellement des sous-produits de combustion. En 2001, douze substances organochlorées particulièrement nocives sont listées par le programme environnemental des Nations Unies (UNEP) dans le cadre de la Convention de Stockholm sur les POPs.
Après la Seconde Guerre mondiale, les scientifiques ont commencé à reconnaitre que certains polluants chimiques étaient capables de persister dans l’environnement, migrer dans l’air, l’eau, le sol et les sédiments et s’accumuler à des niveaux pouvant être nuisibles pour la faune et la santé humaine ; ces polluants chimiques sont appelés polluants organiques persistants. Les POP regroupent deux types de composés : les composés chimiques produits intentionnellement comme les pesticides et les produits à usage industriel ; et les composés produits de manière non intentionnelle durant la combustion à l’air libre des déchets, de la biomasse, de l’incinération des déchets, ou encore durant les processus industriels.
Certaines de ces substances se sont révélées préoccupantes en raison de leur toxicité, de leur persistance dans l’environnement, de leur transport à longue distance mais aussi de leur potentiel à se bioaccumuler. Ces polluants sont les polluants organiques persistants (POP). Dès les années 1940, la toxicité du DDT (dichlorodiphényltrichloroéthane) pour les mammifères, les poissons, etc. est reportée dans différents articles et des PCB (polychlorobiphényles) sont retrouvés dans l’environnement dès les années 1966 (Jensen, 1966). Le constat de la pollution et des effets toxiques engendrés par les POP a conduit un certain nombre d’Etats à élaborer un instrument juridique commun pour tenter de diminuer, voire de supprimer, l’émission de ces substances. Un premier pas fut la convention sur la pollution atmosphérique transfrontalière à longue distance, adoptée à Genève le 13 novembre 1979 et entrée en vigueur en 1983. Une seconde étape a été l’adoption du Protocole d’Aarhus en 1998, sous l’égide de la Commission économique des Nations Unies pour l’Europe. Ce document a établi une liste de seize substances choisies en fonction de critères de risque, dont huit ont été bannies (comme l’aldrine, le chlordane, etc.). Une élimination ou restriction était prévue pour cinq substances à une échéance plus lointaine (comme le DDT (dichlorodiphényltrichloroéthane), l’hexachlorocyclohexane (HCH), les polychlorobiphényles (PCB)). Ce protocole oblige également les Etats signataires à réduire leurs émissions de dioxines, furanes, hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et hexachlorobenzène (HCB). Enfin, après un long processus politico-diplomatique, la convention de Stockholm sur les POP a été signée en 2001 et est entrée en vigueur en 2004. Cette convention visait initialement à la réduction et/ou suppression de douze composés chimiques (tels que les PCB, des pesticides organochlorés (OCP) comme le lindane, le DDT ou l’HCB, etc.) cette liste est maintenant plus étendue avec par exemple l’introduction d’autres retardateurs de flammes bromés comme les PBDE (polybromodiphényléthers) et l’HBCD (hexabromocyclododécane). Malgré les interdictions et restrictions de production et d’utilisation de ces POP, ces derniers sont toujours préoccupants et présents de façon ubiquiste, comme en témoignent de nombreuses publications récentes sur la présence de PCB, PBDE, OCP dans le biote les sédiments, ou encore chez l’Homme. Les POP regroupent un ensemble de substances organiques qui possèdent 4 propriétés. En effet ces composés sont persistants, résistants à la dégradation physico-chimique et biologique ; bioaccumulables voire bioamplifiables, les substances s’accumulent le long de la chaîne trophique ; iii) toxiques, l’exposition à ces substances est susceptible de provoquer des effets nuisibles tels que la détérioration du système immunitaire, l’altération de la reproduction et le développement de propriétés cancérigènes, les POP peuvent également provoquer des troubles métaboliques comme le diabète ou l’obésité mobiles sur de grandes distances. En raison de leurs propriétés, ces composés sont ubiquistes. Leur présence a été rapportée dans les milieux aquatiques, l’air, les sols, les sédiments, les organismes vivants, mais aussi dans des régions éloignées des sources majeures d’émission tel que l’Arctique. Etant donné leur impact planétaire, deux textes internationaux dont les objectifs sont de contrôler, réduire ou éliminer les émissions de polluants organiques persistants dans l’environnement ont été promulgués (INERIS et Service national d’assistance réglementaire REACH). Il s’agit du protocole d’Aarhus signé en juin 1998 dans le cadre de la convention de Genève sur la pollution transfrontalière longue distance sous l’égide de la Commission économique des Nations unies pour l’Europe. Ainsi que de la Convention de Stockholm signée en mai 2001 dans le cadre du Programme des Nations unies pour l’environnement. En 2001, la convention de Stockholm publiait donc une liste de composés communément appelés les « 12 vilains », cette liste n’a cessé d’évoluer et de nombreux composés ont d’ores et déjà été ajoutés. Ces composés sont répartis en trois annexes : l’annexe A où les Parties doivent prendre des mesures pour éliminer la production et l’utilisation des produits chimiques énumérés ; l’annexe B où les Parties doivent prendre des mesures pour restreindre la production et l’utilisation des produits chimiques énumérés et l’annexe C où les Parties doivent prendre des mesures pour réduire les rejets involontaires de produits chimiques dans le but de continuer à minimiser et, si possible, d’éliminer de façon définitive ces produits (Convention de Stockholm) Produits chimiques listés dans les différentes annexes de la Convention de Stockholm (septembre 2017).
Au chapitre des effets toxiques pouvant être occasionnés par les PFAS, on notera notamment l’hépatotoxicité, l’immunotoxicité et ainsi que des altérations du développement. Les PFAS peuvent générer des interférences dans la communication intercellulaire par jonction lacunaire (« GJIC : gap junctional intercellular communication »), procédé qui intervient au niveau de l’espace de quelques nanomètres séparant les membranes plasmatiques de cellules adjacentes et qui est important pour les échanges intercellulaires (ex : ions, molécules), leur différentiation, et le maintien de l’homéostasie des tissus. Par exemple, ont étudié l’influence de composés perfluoroalkylés sur la communication intercellulaire par jonction lacunaire pour des lignées cellulaires épithéliales de foie de rat et de dauphin. Pour le PFOS, le FOSA et le PFHxA, une inhibition rapide (mais réversible) de la communication intercellulaire a été observée, tandis que le perfluorobutane sulfonate (PFBS) n’a pas montré d’effet significatif sur cette dernière, du moins dans la gamme de concentrations testées. Parmi les autres mécanismes d’action toxique envisagés, figurent l’altération de la dynamique bioénergétique des mitochondries, ainsi que l’interaction avec des récepteurs nucléaires tels que ceux activés par les proliférateurs de peroxysomes (« PPAR = peroxisome proliferatoractivated receptor »). Certains acides perfluoroalkylés (PFAA) tels que le PFOS, le PFOA, le PFNA et le PFDA ont été identifiés comme des agonistes des PPAR d’isotype α, qui sont notamment exprimés au niveau du foie (métabolisme des lipides), et peuvent ainsi provoquer une augmentation de l’oxydation des acides gras, se traduisant par une accumulation de lipides dans les tissus hépatiques. Récemment, Wolf et al. (2012) ont observé que le potentiel d’activation des PPARα par les PFAA augmentait en fonction de la longueur de la chaîne perfluoroalkyle pour les PFAA de courte à moyenne longueur de chaîne, le plus fort activateur de peroxysome étant le PFNA (tests in vitro chez la souris et chez l’homme). Ces résultats suggèrent également que les PFAA à longue chaîne sont comparativement des agonistes moins puissants des PPARα par rapport aux PFAA de moyenne longueur de chaîne. La CL50 du PFOS (à 96h), concentration létale entraînant la mortalité de 50 % des individus d’une population d’organismes aquatiques au bout de quatre jours d’exposition, a été estimée à ~ 60 mg L-1 chez la moule d’eau douce Unio complanatus, ~ 15 mg L chez le dactylère du Cap Xenopus laeviszseé (crapaud d’Afrique du Sud), ~ 22 mg L-1 chez la truite arc-en-ciel Oncorhynchus mykiss, et ~ 5 mg L-1 chez le vairon à grosse tête Pimephales promelas (synthèse de données toxicologiques de l’OCDE, 2002). La DL50 du PFOS, dose létale entraînant la mortalité de 50 % des individus d’une population exposée, a été estimée à ~ 250 mg kg-1 chez le rat (OCDE, 2002). Olsen et Andersen (1983) ont évaluée une DL50 similaire pour le PFOA chez le rat (~ 190 mg kg-1), alors que celle estimée pour le PFDA était sensiblement plus faible (~ 40 mg kg-1), traduisant une plus grande toxicité aigüe de ce dernier. Ces estimations placent les PFAA à moyenne et longue chaîne dans la fourchette des contaminants modérément toxiques selon la classification de Lauwerys et al. (2007) L’exposition subchronique d’individus adultes au PFOS ou au PFOA peut entraîner une perte de poids significative et un phénomène d’hépatomégalie (augmentation du volume du foie) (Lau et al., 2007). A noter que l’hépatomégalie a également été mise en évidence pour des PFAA à chaîne courte tels que le PFBA ou le PFBS lors d’études de toxicité subchronique chez le rat (Lau et al., 2007). Des effets de type perturbation endocrinienne ont été mis en évidence in vivo (ex : retard de maturation sexuelle). Lau et al. (2003) ont exposé des rates gestantes à des concentrations croissantes de PFOS afin d’évaluer l’influence de ces traitements sur la survie des nouveau-nés. Dans cette étude, 100 % des ratons dont les mères ont été exposées à > 10 mg kg-1 de PFOS meurent quelques heures après la naissance, et 95 % des ratons dont les mères ont été exposées à 5 mg kg-1 meurent au cours du premier jour de vie post-natale. Chez les ratons dont les mères ont été exposées à 2 mg kg-1, les auteurs ont noté un retard de croissance (ex : plus faible prise de poids que dans le cas des contrôles), y compris après le sevrage. Chez les oiseaux, des corrélations entre teneurs de PFAA et perturbation du système endocrinien ont été observées. Les facteurs de bioconcentration du PFOS (BCF, déterminé comme Ku/Kd, où Ku est la constante cinétique d’accumulation et Kd la constante cinétique d’élimination) ont été évalués chez des organismes aquatiques en conditions contrôlées. Drottar et al. (2001) ont exposé des crapets arlequins (Lepomis macrochirus) pendant 62 jours à C0 = 0,086 mg L-1 de PFOS et ont estimé des BCFPFOS de l’ordre de ~ 1900 pour les tissus comestibles (filet), ~ 4300 pour les tissus non-comestibles (nageoires, tête, viscères), et ~ 3600 pour l’organisme entier. Ces valeurs sont proches du seuil de BCF = 5000 fixé par l’Union Européenne pour les substances hautement bioaccumulables. A noter que l’exposition conduite par les auteurs à 10 x C0 n’a pas été prolongée au-delà de 35 jours, en raison d’une mortalité excessive. Martin et al. (2003b) ont déterminé des BCFPFOS chez la truite arc-en-ciel (O. mykiss) de l’ordre de 1100 dans l’organisme entier, 4300 dans le sang, et 5400 dans le foie. Giesy et al. (2010) notent que les constantes d’élimination chez la truite arc-en-ciel (Kd ~ 0,05) suggèrent une élimination plus rapide du PFOS par rapport à certains contaminants organochlorés tels que les PCB, mais beaucoup plus lente que d’autres tensioactifs.
Conséquence de l’accélération stupéfiante de la démographie depuis les années 1960 – en moyenne, un milliard d’êtres humains supplémentaires tous les douze ans – et de l’évolution des modes de vie (ex : consommation accrue de produits manufacturés, intensification des pratiques agricoles), la dissémination d’une quantité croissante de polluants xénobiotiques dans l’environnement, dont le devenir et l’impact n’ont souvent été révélés qu’après plusieurs décennies de commercialisation. Depuis la prise de conscience qu’a suscitée la publication en 1962 du Printemps Silencieux (« Silent Spring ») par Rachel Carson, l’attention de la communauté scientifique et des pouvoirs publics s’est notamment portée sur plusieurs familles de composés organohalogénés rémanents, désormais présents à l’échelle planétaire, et qui sont susceptibles de présenter un risque écotoxicologique et sanitaire en raison de leur potentiel de bioaccumulation et de toxicité. Les tensioactifs poly- et perfluoroalkylés (PFAS) font partie de ces micropolluants organohalogénés dont la surveillance n’est que relativement récente. Bien que produits industriellement depuis les années 1950–1960, il faudra attendre les années 2000 pour voir la multiplication des études environnementales sur les PFAS, dans le sillage des travaux de Giesy et Kannan (2001) mettant en lumière la prédominance du perfluorooctane sulfonate (PFOS) au sein des biocœnoses. Les PFAS sont des contaminants ubiquistes des environnements aquatiques, y compris en zone arctique et Antarctique. Bien que la production de PFOS ait été progressivement abandonnée en Amérique du Nord et en Europe à partir des années 2000, il est notoire et manifeste que ce composé persistera encore pendant plusieurs décennies dans l’environnement.
L’avènement de méthodes analytiques suffisamment sensibles et compatibles avec l’analyse des composés polaires, notamment par chromatographie liquide couplée à la spectrométrie de masse, permet au cours des vingt dernières années l’identification de nouvelles familles de contaminants dans les matrices environnementales. L’expression contaminants « émergents » souvent employée à leur égard est toutefois sujette à beaucoup de controverses puisque ces substances nouvellement identifiées peuvent être présentes dans le milieu depuis des décennies ; il est donc préférable d’utiliser le terme de « contaminants d’intérêt émergent » pour les désigner. Ces substances sont des xénobiotiques, pouvant exercer une action délétère sur les organismes même à de très faibles concentrations, et sont disséminées dans les écosystèmes aquatiques notamment par les effluents des STEP qui n’ont pas été conçues à l’origine pour assurer leur élimination. Pour preuve, le phénomène de féminisation des organismes dulçaquicoles observé en aval de rejets de STEP, dû à l’action de xénoœstrogènes. Outre les perturbateurs endocriniens, la famille des polluants organiques d’intérêt émergent inclut les composés pharmaceutiques et de soin personnel, les filtres UV, de nouveaux pesticides et leurs métabolites, de nouveaux retardateurs de flamme halogénés, et les composés poly- et perfluoroalkylés (PFAS).
Les rapports sur les impacts sur l’environnement et la santé humaine des substances per- et polyfluoroalkyles (PFAS) ont considérablement augmenté dans la littérature évaluée par des pairs. Les objectifs de la présente revue sont d’évaluer l’état de la science concernant les effets toxicologiques des PFAS et de développer des stratégies pour faire progresser les connaissances sur les effets sur la santé de cette grande famille de produits chimiques. Actuellement, une grande partie des données de toxicité disponibles pour les PFAS concernent une poignée de produits chimiques, principalement des PFAS hérités tels que l’acide perfluorooctanoïque et le sulfonate de perfluorooctane. Des études épidémiologiques ont révélé des associations entre l’exposition à des PFAS spécifiques et divers effets sur la santé, notamment une altération des fonctions immunitaire et thyroïdienne, une maladie du foie, une dérégulation des lipides et de l’insuline, une maladie rénale, des effets indésirables sur la reproduction et le développement et le cancer. Il existe une concordance avec les données expérimentales sur les animaux pour bon nombre de ces effets. Cependant, les informations sur les modes d’action et les voies de résultats indésirables doivent être élargies, et les différences profondes dans les propriétés toxicocinétiques des PFAS doivent être prises en compte pour comprendre les différences de réponses entre les sexes et entre les espèces et les stades de la vie. Avec de nombreux effets sur la santé notés pour un nombre relativement restreint d’exemples de composés et des centaines d’autres PFAS dans le commerce manquant de données sur la toxicité, des approches plus contemporaines et à haut débit telles que la lecture croisée, la dynamique moléculaire et la modélisation des protéines sont proposées pour accélérer le développement d’informations sur la toxicité. sur les PFAS émergents et anciens, individuellement et sous forme de mélanges. En outre, un degré de précaution approprié, compte tenu de ce que l’on sait déjà des exemples de PFAS notés, peut être nécessaire pour protéger la santé humaine. les informations sur les modes d’action et les voies de résultats indésirables doivent être élargies, et les différences profondes dans les propriétés toxicocinétiques des PFAS doivent être prises en compte pour comprendre les différences de réponses entre les sexes et entre les espèces et les stades de la vie. 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Découvertes récentes de retardateurs de flamme halogénés (HFR) dans l’environnement allemand et polaire
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0269749119327836
Les retardateurs de flamme (FR) ont été largement utilisés à l’échelle mondiale au cours des dernières décennies, en grande partie comme additifs pour réduire l’inflammabilité des matériaux et pour se conformer aux normes et réglementations en matière de sécurité incendie. L’utilisation croissante d’additifs ignifuges dans les bâtiments, les transports, l’électronique et les produits de consommation, ainsi que les demandes toujours croissantes en matière de sécurité incendie, ont conduit à la commercialisation d’une grande variété de FR à des volumes élevés au cours des dernières décennies (Visakh et Arao, 2015).
Du point de vue de la gestion des produits chimiques, les FR peuvent être classés en composés réglementés , émergents et nouveaux (EFSA, 2012). L’utilisation de nombreux retardateurs de flamme halogénés (HFR) fait l’objet d’un examen scientifique et réglementaire depuis des décennies en raison de leur résistance à la dégradation environnementale, de leurs propriétés toxiques et bioaccumulables ainsi que de leur potentiel de transport à longue distance vers des régions éloignées (Chen et Hale, 2010 ; Darnerud, 2003 ; de Wit, 2002 ; Law et al., 2006). Plusieurs retardateurs de flamme bromés (RFB) ont été réglementés au cours de la dernière décennie : les principaux composants commerciaux de l’octabromodiphényléther (octaBDE) et du pentabromodiphényléther (pentaBDE), du décabromodiphényléther (décaBDE), de l’hexabromobiphényle (HBB) et de l’hexabromocyclododécane (HBCD), tous de ils sont inclus dans l’Annexe A de la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants (PNUE, 2009 ; PNUE, 2013 ; PNUE, 2017). L’octaBDE et le pentaBDE ainsi que l’HBCD sont répertoriés comme substances prioritaires dans le cadre de la directive-cadre sur l’eau de l’UE (2000/60/CE), ce qui oblige les pays de l’UE à surveiller ces composés dans le biote aquatique à l’échelle de l’UE. Certains de ces RFB n’ont pas été complètement éliminés à l’échelle mondiale. Par exemple, Shi et al. (2018) ont indiqué que le décaBDE et le HBCD sont toujours produits en Chine. Les efforts de réglementation ont conduit les producteurs, les utilisateurs et les régulateurs de RF à rechercher des alternatives. Bien que les autres données sur les produits soient rares, plusieurs de ces composés alternatifs ont déjà été observés dans les écosystèmes et les matrices humaines (cit in Bu et al., 2019), les marquant comme substances émergentes . Les FR sont considérés comme des substances émergentes , lorsqu’ils ont été identifiés dans des matériaux et/ou des biens ainsi que dans la faune sauvage, les aliments ou l’homme. En revanche, de nouveaux FR ont été identifiés uniquement dans les matériaux et/ou les biens, mais pas dans la faune sauvage, les aliments ou les humains (EFSA, 2012). Harju et coll. (2009) ont estimé qu’environ 100 000 tonnes par an de 21 RFB émergents et nouveaux sont produites dans le monde. En 2017, Dechlorane Plus, un FR émergent et une alternative proposée au décaBDE, a été identifié comme une substance extrêmement préoccupante car il répond aux critères de l’article 57(e) du règlement REACH (2000/60/CE) en tant que substance très préoccupante. persistant et très bioaccumulable (vPvB).
Malgré l’augmentation des activités de recherche au cours des dernières années, il existe encore des lacunes dans les connaissances sur les FR émergents dans l’environnement, en particulier en ce qui concerne la bioaccumulation ou les tendances temporelles, mais également la distribution entre les écosystèmes. Cette étude se concentre sur les FR émergents chlorés et bromés afin de combler ces lacunes en matière de données sur la présence de ces FR dans les écosystèmes côtiers, d’eau douce et terrestres représentés par plusieurs spécimens/matrices environnementales de la Banque allemande de spécimens environnementaux (ESB). De plus, les PBDE sont inclus dans cette étude comme référence pour les FR émergents et moins bien caractérisés en termes de persistance et de présence de bioaccumulation dans l’environnement. L’ESB allemand collecte et archive des échantillons environnementaux représentatifs pour documenter et évaluer la qualité de l’environnement. Il peut être utilisé pour étudier la pollution des écosystèmes, par exemple pour surveiller les impacts des efforts de régulation, pour évaluer la pertinence de composés émergents pour certains écosystèmes ou pour identifier les besoins présents et futurs en matière de surveillance ou de réglementation environnementale. L’objectif de cette étude était de caractériser la distribution, les niveaux actuels et les tendances temporelles de l’ensemble des 43 HFR en Allemagne. Des enquêtes similaires avec des échantillons d’ESB allemands ont été réalisées pour d’autres groupes de produits chimiques, par exemple pour les substances perfluoroalkylées (Falk et al., 2019), les rodenticides (Kotthoff et al., 2018) ou les stabilisants UV benzotriazole (Wick et al., 2016). . Concernant les FR, cette étude devrait contribuer à répondre aux questions suivantes : Quels RHF frappent dans quelles matrices environnementales ? Les retardateurs de flamme chlorés et bromés non réglementés remplacent-ils les retardateurs de flamme bromés réglementés, par exemple le PBDE ? Existe-t-il une répartition spatiale distincte en Allemagne ? Outre les PBDE, existe-t-il des HFR présentant une (bio)accumulation ou une bioamplification évidente ? Existe-t-il des preuves d’un transport à longue distance ? Existe-t-il des tendances temporelles globales ? Par conséquent, nous avons étudié le 43 HFR dans les matières particulaires en suspension (MPS) fluviales, les poissons d’eau douce et marins, les moules d’eau douce et marines, les œufs de goélands argentés, les feuilles et pousses d’arbres, les sols, les vers de terre et les cerfs de différents sites. De plus, des échantillons de poissons des régions polaires ont été ajoutés à l’ensemble d’échantillons pour permettre une comparaison avec la charge de FR dans les zones éloignées ainsi que pour évaluer les indications possibles d’un transport à longue distance. Il est important de noter que cet article vise un aperçu général des données générées par le projet ESB afin de mettre en évidence l’image globale des niveaux actuels, des relations et des tendances possibles à travers les différents spécimens, matrices et écosystèmes analysés avant d’effectuer des études détaillées. analyse approfondie des données, qui devrait être présentée dans des articles à venir.
Les effluents hospitaliers
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0304389416303867?via%3Dihub
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0043135412000346
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0304389407011028
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0022169402001658
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0048969715301868
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0960852413011516
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0048969713015465
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0048969717302334
L’usage intensif des antibiotiques en médecine humaine et vétérinaire présente deux conséquences en matière d’impact environnemental : la présence de résidus de molécules actives et la pression de sélection de bactéries antibiorésistantes. Ces deux phénomènes sont associés mais ne présentent pas les mêmes interrogations en matière de risque sanitaire et de mesures de gestion de la qualité des eaux. Les résidus d’antibiotiques doivent, comme les autres micropolluants organiques indésirables, pouvoir être éliminés dans les filières de potabilisation, mais il importe également d’évaluer leur impact sur la biomasse active des filières d’assainissement ou sur l’écologie microbienne des sols. Une action préventive est indispensable pour réduire les quantités utilisées et les émissions dans l’environnement. Les bactéries antibiorésistantes existent naturellement dans de nombreuses ressources en eau, même dans des zones géographiques sans véritable pression d’usage d’antibiotiques. D’autres sont diffusées à partir des zones de sélection prioritaires telles que les élevages ou les établissements de soins. Il importe de développer la connaissance sur leur devenir au sein des boues activées et sur leur capacité à transmettre la résistance aux biomasses des eaux. Les désinfections réalisées dans les usines de potabilisation constituent des étapes de protection pour l’eau potable. L’analyse globale et complexe du risque doit être faite en intégrant les diverses expositions (contact, aérosols, eau, aliments) notamment pour réduire le nombre d’infections nosocomiales.
Il existe une forte demande sociétale pour que soit amélioré le niveau de connaissance et que soit mieux diffusée l’information sur les problématiques des résidus d’antibiotiques, sur leur trop forte consommation et sur les problèmes liés à l’antibiorésistance. Les enquêtes menées auprès des consommateurs européens révèlent que 40 % seulement des Européens savent que les antibiotiques sont inefficaces contre les virus. En médecine humaine, 60 % environ des antibiotiques sont prescrits pour des infections de l’appareil respiratoire supérieur même si, dans leur grande majorité, celles-ci sont provoquées par des virus. En 2003, les traitements antibiotiques mondiaux ont représenté un chiffre d’affaire de 30,8 milliards de dollars soit 6,6 % du marché pharmaceutique. Près de la moitié des antibiotiques consommés dans le monde sont utilisés pour soigner des animaux malades, comme accélérateurs de croissance pour le bétail, et pour détruire divers agents pathogènes dans les aliments. Les tonnages utilisés en Europe représentaient environ 10 500 tonnes en Europe en 1997, dont 57 % à usage humain. Ces dernières années, des campagnes d’information et de formation incitent à la limitation de ces composés et, en France, entre l’hiver 2001-2002 et 2003-2004, Guillemot et Bernede montrent une baisse de la consommation d’antibiotiques en données corrigées. Cette baisse de prescription en médecine humaine s’observe sur presque toutes les familles d’antibiotiques sauf les quinolones en augmentation de 5,7 % sur la même période. Guillemot et al. [3] confirment les chiffres de cette diminution pour les consommations en ville entre 1997 et 2002 mais observent une augmentation sur la même période à l’hôpital. Un autre exemple nous vient du Canada où, de 1990 à 1995, le nombre d’ordonnances d’antibiotiques a augmenté de façon constante, pour atteindre 27,3 millions par an. Fin 1999, ce chiffre avait chuté de près de 2 millions, pour atteindre 25,5 millions. Le nombre d’ordonnances d’amoxicilline, en première intention est passé de 7,2 millions en 1995 à 5,9 millions en 1999. Mais le nombre d’ordonnances d’antibiotiques de seconde intention a augmenté de 22,8 % par rapport à 1998.Dans le domaine vétérinaire, les ventes d’antibiotiques représentaient en 2004 aux Etats-Unis environ 1,3 milliard de dollars avec des prévisions à 1,56 milliard de dollars en 2010. Plus de 45 % des antibiotiques vendus pour usage vétérinaire en Grande-Bretagne sont des tétracyclines, et 20 % le triméthoprime et les sulphonamides. La France est le plus grand marché européen pour ces usages d’antibiotiques avec 252 millions d’euros en 2004, dont 170 millions d’euros en produits injectables et oraux et 46 millions d’euros par voie intramammaire. En 2000, en France 1 391 tonnes d’antibiotiques ont été utilisées en usage vétérinaire, traduisant une augmentation de 5 % entre 1999 et 2000. Les tétracyclines, sulfamides, bêtalactamines représentent 76 % des ventes et 87 % sont administrés par voie orale [4]. Malheureusement, comme pour beaucoup de molécules sur le marché, les données des tonnages commercialisés lorsqu’elles sont recensées, ne sont pas publiques. Il existe donc deux préoccupations majeures dans ce domaine, qui doivent donner lieu à une évaluation scientifique et rigoureuse des risques dans les eaux, dans l’alimentation et dans l’environnement :
- la présence de traces d’antibiotiques et de leurs métabolites ;
- la présence de bactéries antibiorésistantes.
L’eau n’est pas la source unique contaminée et il ne faut pas focaliser sur les risques liés à l’une ou l’autre des sources d’exposition (eau, aliments, air) mais analyser ces problèmes dans leur globalité.
- Présence de traces d’antibiotiques dans les eaux
L’eau étant le réceptacle final de bon nombre de nos déchets, la forte consommation d’antibiotiques dans les pays industrialisés, en médecine humaine et vétérinaire, et les rejets d’assainissement conduisent inévitablement à ce que des traces de ces molécules se retrouvent dans nos effluents liquides. Il n’existe pas de norme de qualité d’eau concernant ces produits mais les calculs de concentration prévisible dans l’environnement (PEC, Predicted environmental concentration) pour les dossiers d’autorisation de mise sur le marché (AMM) tentent d’évaluer dans les cas les plus pessimistes, les concentrations prévisibles dans les eaux de surface.
Les concentrations retrouvées dans les eaux usées se trouvent dans une gamme du nanogramme par litre au microgramme par litre. Dans les rivières, la gamme des concentrations varie de quelques nanogrammes à quelques dizaines de nanogrammes par litre. Kolpin et al ont pu détecter des traces d’antibiotiques dans 50 % des eaux de 139 sites répartis sur le territoire américain.
En Suisse ou en Allemagne, les données confirment cet état de fait et les gammes de concentrations déjà citées. Ainsi il convient d’évaluer les risques d’impact sur la flore bactérienne des eaux de la somme des diverses molécules présentes. Dans les effluents d’élevages industriels, Carlson et al trouvent des concentrations pouvant aller jusqu’à plusieurs milligrammes de tétracyclines par gramme de lisier de porcs ou de moutons. De manière strictement identique à toutes les autres molécules chimiques, l’évaluation des risques doit porter sur leurs effets toxiques ou allergisants lorsqu’elles se trouvent à l’état de traces au sein des mélanges complexes de polluants dans les eaux d’égouts et les eaux superficielles et vérifier qu’elles ne peuvent franchir les étapes de potabilisation.
En complément, les antibiotiques peuvent induire des effets liés à leurs cibles d’actions spécifiques, c’est-à-dire influencer les biomasses bactériennes de l’environnement que ce soit dans les sols, les eaux superficielles, les stations d’assainissement ou les réseaux de distribution d’eau potable. Dans ce cas, des perturbations peuvent se produire au sein des cycles épurateurs naturels et des dysfonctionnements apparaître au sein des systèmes d’assainissement.
- Présence de bactéries antibiorésistantes
L’antibiorésistance provient de l’absence de cible de l’antibiotique sur une bactérie, de la sélection ou de l’acquisition de compétences de résistance portées par des fragments de matériel génétique. La résistance aux antibiotiques est un phénomène naturel chez les bactéries face aux antibiotiques qui sont initialement des molécules produites par d’autres micro-organismes.
Le vrai problème de l’antibiorésistance concerne le malade dont l’infection ne peut être traitée correctement parce que la bactérie responsable de la contamination est résistante à plusieurs antibiotiques. Il est donc indispensable de prendre en compte toute la chaîne de la problématique pour étudier au mieux les moyens de prévention. Il faut connaître les compétences de protection du malade lui-même (immunité, intégrité physique…) ainsi que l’origine de la souche de bactérie résistante (air, eau, matériel médical, alimentation, transport par le malade lui-même…) et les conditions de sa contamination (douche, bain, contacts cutanéo-muqueux…). Il faut donc se garder de simplifier la situation en accusant l’eau d’être à l’origine de tous les problèmes et procéder à un examen rigoureux des cas. Concernant une éventuelle transmission par l’eau potable, il faut que la souche bactérienne pathogène ou opportuniste ayant développé ou acquis la compétence de résistance ait la capacité de survivre et/ou se multiplier dans cet environnement, n’ait pas pour une raison inconnue été éliminée par les filières de traitement, puis ait pu infecter le sujet sensible avec une dose infectieuse suffisante. Il faut ensuite que ces bactéries survivent à leur transit dans la voie digestive pour présenter alors une capacité à coloniser le tube digestif au détriment des autres espèces de flore de barrière et finalement être en capacité de développer la maladie. Concernant les infections cutanées, le passage vers le sang est plus aisé en cas de plaie par contact avec une eau souillée.
Pour ce qui est de l’assainissement, les effluents liquides contenant nécessairement des bactéries résistantes éliminées dans les égouts vont subir les étapes de traitement au même titre que les autres avant d’aboutir dans les eaux superficielles. La question est posée de la compétence de transfert de matériel génétique entre les espèces au sein des biomasses des boues activées ou des biofilms.
Le développement de l’antibiorésistance est un phénomène planétaire grave qui est lié à l’augmentation de la quantité d’antibiotiques utilisés dans le monde aussi bien en médecine humaine que vétérinaire, ce qui signifie que les sites de pression de sélection sont les établissements de soin et les élevages intensifs, mais cela n’est pas exclusif.
Albrich et al montrent une corrélation positive dans les pays industrialisés entre la quantité d’antibiotiques utilisés par habitant et le pourcentage de souches de Streptococcus pneumoniae résistantes à la pénicilline (r = 0,75 ; p < 0,001) et aux macrolides (r = 0,88 ; p < 0,001). La France apparaît en tête des pays particulièrement concernés par rapport à ses voisins européens.
Selon les Center of Disease Control (CDC) américains, 5 à 10 % des patients admis à l’hôpital aux États-Unis développent une infection nosocomiale. Des souches de Staphylococcus aureus résistantes à la méthicilline sont endémiques à l’hôpital et ont été observées dans les vestiaires suite à des infections observées chez des joueurs de football américain en Californie, Indiana et Pennsylvanie. En 2002, ont été constatés les premiers patients présentant des diabètes, maladies cardio-vasculaires ou insuffisance rénale et développant une infection à S. aureus totalement résistante à la vancomycine. La prévalence aux entérocoques résistants à la vancomycine, inexistante avant 1989, est devenue fréquente aux États-Unis en milieu hospitalier et il est constaté un triplement des septicémies entre 1979 et 2000.
N’oublions pas le cas de la tuberculose à l’origine de près de 1,5 million de morts/an et pour laquelle il existe une émergence rapide de souches multirésistantes. Dans les pays développés, jusqu’à 60 % des infections nosocomiales seraient dues à des bactéries résistantes (entérocoque résistant à la vancomycine (ERV), S. aureus résistant à la méthicilline (SARM).
Les études publiées sur la recherche de bactéries antibiorésistantes dans les eaux de surface douces ou salées, souterraines, potables, usées, embouteillées, montrent que dans chaque type d’eau il est décelé, selon les protocoles employés, les espèces bactériennes recherchées et la gamme d’antibiotiques utilisée, des présences de résistance. Le phénomène est observé que ce soit dans des zones géographiques à forte densité urbaine ou dans des zones beaucoup moins peuplées, dans des pays développés ou des pays en développement. Il n’est pas possible de donner un descriptif suffisant de toutes les observations mais les quelques exemples suivants montrent cette diversité.
Dans des eaux usées d’élevage, Koenraad et al observent 30 % de Campylobacter multirésistants. Dans la Moselle, Schwartzbrod et al, dès 1983, constatent 0,6 à 6 % des Salmonella isolées résistantes à divers antibiotiques. À Bagdad, en eau de rivière, Al-Ghazali et al. [10] isolent 92 % d’Escherichia coli résistants à l’ampicilline. Également en eau de rivière, en Chine, Lee et al isolent 18 à 55 % d’E. coli résistants à divers antibiotiques. En Inde, en étudiant un fleuve depuis 5 000 m à 300 m d’altitude sur une longueur de 250 km, Baghel et al trouvent de 20 à 60 % des coliformes résistants à divers antibiotiques sans que ne se détecte une logique amont-aval.
L’eau de mer n’est pas épargnée puisqu’aux Canaries, Junco et al isolent 42 % des Enterobacter faecalis résistants à la tétracycline et, à Malaga, Morinigo et al trouvent 50-60 % des Salmonella résistantes à au moins un antibiotique.
Dans les eaux souterraines en Virginie (États-Unis), Mac Keon et al identifient 60 % des coliformes comme étant multirésistants.
Enfin, dans des eaux potables, dès 1978, Leclerc et al montrent dans le Pas-de-Calais que 100 % des Aeromonas hydrophila et 88 % des Klebsiella pneumoniae résistent à l’ampicilline. En Grèce, 87 % des isolats de Pappetropoulou et al sont résistants à deux ou plus de deux antibiotiques.
Enfin, en Italie, l’étude de Massa et al sur des eaux embouteillées montre 50 % des Acinetobacter résistantes à l’acide nalidixique, 40 % des Pseudomonas à l’ampicilline comme 50 % des Flavobacterium.
Bien entendu, les données publiées sont très disparates selon les protocoles employés et n’oublions pas que certaines bactéries sont naturellement résistantes. Toutefois, il faut donc considérer qu’il est très difficile de faire un état descriptif objectif de la situation concernant la contamination entre les phénomènes naturels et les évolutions liées à la démographie, aux progrès en matière de traitement des eaux, et au développement de l’usage des antibiotiques.
La synthèse nécessite de faire des états descriptifs en utilisant un protocole strictement identique dans des zones géographiques caractéristiques, urbanisées ou non, utilisant de fortes quantités d’antibiotiques ou non, disposant de systèmes d’assainissement collectifs ou individuels. Un tel observatoire doit également être assuré dans le temps pour conclure sur les dynamiques du phénomène.
Concernant les réseaux intérieurs et notamment ceux des établissements de soins, les infections nosocomiales pouvant être attribuées à l’eau dépassent la problématique de l’antibiorésistance qui vient se rajouter aux problèmes complexes de l’écologie bactérienne de ces ouvrages. Que ce soit pour Aeromonas hydrophyla, Legionella pneumophila ou Pseudomonas aeruginosa, leur présence dans les réseaux est souvent relativement indépendante de la qualité de l’eau en amont et dépend des conditions de température, de l’entretien des canalisations et ballons d’eau chaude, de la circulation de l’eau ou encore du résiduel de désinfectant. Pour régler les problèmes d’infections liées à l’eau, il est indispensable de savoir mieux gérer cette écologie complexe pour obtenir une eau saine et par conséquence éviter de voir s’y développer des bactéries présentant éventuellement en complément une antibiorésistance.
- Conclusion
La problématique des bactéries résistantes dans les eaux fait l’objet d’une saisine de la Direction générale de la Santé auprès de l’Agence française de sécurité sanitaire de l’environnement et du travail (Afsset) et de l’Agence française de sécurité sanitaire des aliments (Afssa) dont les groupes de travail élaborent un projet de document sur ce sujet.
Les études montrent que les eaux usées et les eaux de surface sont contaminées par des résidus de médicaments parmi lesquels se retrouvent des résidus d’antibiotiques. C’est une situation indésirable mais logique et proportionnelle aux tonnages employés aussi bien en médecine humaine que vétérinaire au même titre que toutes les autres molécules que nous utilisons en grandes quantités. Le risque sanitaire est associé aux effets de ces molécules, y compris d’éventuelles allergies. Ces résidus se trouvent mélangés à de très nombreux autres polluants tels que des plastifiants, des pesticides, des hydrocarbures ou des solvants et c’est une préoccupation globale de l’effet sanitaire de ces mélanges complexes qu’il faut étudier. Plus spécifiquement, il faut mieux appréhender les éventuels effets de ces molécules sur la flore bactérienne environnementale, celles des stations d’épuration et vérifier que les barrières technologiques des usines de potabilisation sont à même de les supprimer sans générer de sous-produits indésirables. La prévention passe par l’information sur les mésusages ou les abus et la réglementation afin de limiter les quantités utilisées au strict nécessaire.
Par ailleurs, la présence de bactéries résistantes à un ou plusieurs antibiotiques est avérée dans pratiquement tous les types d’eaux, sans qu’il soit facile d’évaluer des tendances claires sur l’aggravation du phénomène ou son association avec les usages d’antibiotiques humains et vétérinaires. Il est évident que les effluents en provenance d’hommes ou d’animaux malades et traités aux antibiotiques transportent des bactéries résistantes. C’est ensuite tout le devenir de ces germes qu’il faut appréhender pour décrire avec précision les survies, les abattements, les transferts de gènes et les éventuelles proliférations. Des enquêtes comparant les souches cliniques et environnementales doivent être menées pour pouvoir établir les éventuels liens entre une infection résistante et le réservoir qui peut être l’eau mais également d’autres éléments de l’environnement du malade.
Pour progresser sur ces sujets il faut poursuivre les recherches en travaillant :
– de l’amont à l’aval pour les résidus d’antibiotiques. Dans ce cas il est nécessaire de connaître les quantités employées, les sites d’usages et mesurer les résiduels afin de mieux réaliser une analyse de risque sur les multirésidus ;
– du malade vers son environnement pour les bactéries résistantes, afin d’identifier et de décrire la voie de transmission et les éventuels réservoirs et identifier les écologies microbiennes concernées.
selon Yves Lévi , Université Paris Sud 11, Faculté de pharmacie, 2006
La note d’information n° 43 du 14 juin 1991 non parue au JO (Ministère des Affaires Sociales et de l’Intégration) a fait part de la décision du ministère chargé de la santé de lancer une étude sur les eaux usées des établissements de santé. Suite à cela un groupe de travail a été créé pour connaître et évaluer les effluents hospitaliers et effectuer des mesures de pollution.
Les améliorations des performances des techniques analytiques ces dernières années, et tout particulièrement celles des seuils de détection, permettent aujourd’hui de rendre émergentes des problématiques qui sont peut-être anciennes. Toutefois, étant donné le nombre considérable de substances détectées, il est important de prendre cette problématique en considération. La maîtrise de leur présence, leur transformation, et le devenir des produits pharmaceutiques dans l’environnement posent trois défis importants : le développement et l’optimisation des méthodes d’analyse pour les différents échantillons environnementaux. Environ 150 composés pharmaceutiques ont déjà été détectés dans l’environnement, principalement en milieux aqueux. La gamme de produits pharmaceutiques et de métabolites couverte par les méthodes d’analyse doit être élargie, en particulier pour les échantillons environnementaux avec des matrices plus complexes. La sensibilité des méthodes doit être optimisée afin de permettre l’analyse de ces composés ; le suivi des composés pharmaceutiques lors de leur transformation dans les filières de traitement ; les études de l’évaluation des risques environnementaux doivent être réalisées pour plusieurs composés pharmacologiquement actifs, ainsi que pour leurs métabolites, les produits de dégradation ou les produits de réaction secondaire, et en particulier, pour des mélanges de ces composés, étant donné la présence simultanée de nombreux produits pharmaceutiques dans l’environnement. Une évaluation faite uniquement sur les produits parents serait trop restrictive.
Néanmoins, et malgré toute la bonne volonté des acteurs du « curatif », il semble qu’une voie pertinente de protection de notre environnement aquatique vis-à-vis des molécules pharmaceutiques, comme de bon nombre de micropolluants, passe avant tout par une consommation raisonnée de ces molécules. Les substances pharmaceutiques et leurs métabolites peuvent également être dégradés par des processus biotiques et/ou des processus abiotiques, par exemple, par hydrolyse et par photolyse. Certains métabolites de l’ibuprofène ont déjà été détectés dans l’environnement : l’hydroxy et le carboxy-ibuprofène.
La dégradation de sous-produits est également un sujet de préoccupation, car ils peuvent avoir une toxicité similaire ou supérieure à celle des composés parents. Certaines études de dégradation photochimique en lumière naturelle montrent l’apparition possible de dérivés photochimiques plus toxiques que les composés parents. Le risque potentiel associé à la présence de produits pharmaceutiques à de faibles concentrations dans des milieux aquatiques est actuellement au cœur des débats. Dans le milieu aquatique, sauf pour les hormones stéroïdiennes, aucune étude in situ permettant d’évaluer objectivement le rôle de la présence de médicaments sur des perturbations d’organismes ou de communautés n’est actuellement disponible ; néanmoins, il ne peut être exclu, sur la base des connaissances actuelles, qu’à long terme, la présence continue de molécules pharmaceutiques dans les écosystèmes aquatiques et terrestres ne soit source de danger.
Les composés pharmaceutiques sont déversés de façon continue dans l’environnement et les organismes sont donc exposés à de faibles quantités sur le long terme. Bien que ces substances soient retrouvées dans l’environnement aquatique à des concentrations très faibles, bien au-dessous des doses thérapeutiques utilisées, elles paraissent néanmoins suffisantes pour engendrer des effets adverses globaux ou spécifiques à un niveau cellulaire ou moléculaire (perturbation des mécanismes biochimiques, altération du patrimoine génétique…). Toutefois, l’exposition chronique pourrait affecter une variété d’organismes non cibles à différents stades de développement, et pour lesquels aucune action pharmacologique n’est connue. En outre, les produits pharmaceutiques sont habituellement trouvés dans des mélanges complexes de substances actives avec des entités non biologiques. Les études toxicologiques dans ce domaine doivent, par conséquent, faire face à un certain nombre de difficultés, et le risque potentiel associé à la présence des mélanges de produits pharmaceutiques polluants dans les eaux de surface est le plus souvent inconnu.
La plupart des études toxicologiques visant les organismes aquatiques ont utilisé des œstrogènes et des antibiotiques. Les tests de toxicité aiguë n’ont pas réussi à détecter les effets provoqués par l’action des produits pharmaceutiques à des concentrations retrouvés dans l’environnement. Parallèlement, certains tests ont montré que la toxicité peut être influencée par des effets additifs et/ou de synergie. Cela soulève des questions concernant la capacité qu’ont certains mélanges d’induire des altérations génétiques ou mutagènes. Mimeault a montré que le gemfibrozil (régulateur lipidique) s’accumule dans les poissons rouges générant des perturbations du système endocrinien. De même, les antidépresseurs, sertraline et fluoxétine, et leurs métabolites ont été retrouvés dans des poissons vivant dans des eaux recevant des eaux d’égouts. Les Daphnia sont affectés par des faibles concentrations de la fluoxétine et de l’acide clofibrique. Toutefois, d’autres études réalisées sur d’autres composés signalent de très faibles effets aux concentrations retrouvées dans l’environnement.
Kümmerer suggère que le mécanisme d’action devrait être pris en compte lors des évaluations des effets de médicaments sur les organismes utilisés dans les tests standards. Certains groupes nécessitent une attention particulière : Les antibiotiques et les désinfectants, étant donné leur forte toxicité bactérienne et leur potentiel à favoriser la résistance de souches bactériennes aux antibiotiques. Les résidus d’antibiotiques dans l’environnement sont suspectés d’inciter les résistances dans les souches bactériennes causant une grave menace pour la santé publique, sachant qu’il y a de plus en plus d’infections ne pouvant être traitées par un antidote connu à l’heure actuelle. Cependant, un risque potentiel pour l’environnement ne peut être encore évalué, étant donné le très peu d’informations disponibles sur le lien de causalité entre l’événement de bactéries résistantes et les antibiotiques que se retrouvent dans l’environnement à de très faibles concentrations biotiques.
Les hormones par leur haute efficacité et leur faible seuil d’effet. Spécialement, les hormones, naturelles ou synthétiques, sont connues pour causer des effets néfastes sur la santé dans les organismes aquatiques déjà à de très faibles concentrations de 0,1 à 0,5 ng/L. De plus, des travaux ont montré que les niveaux d’activité œstrogénique mesurés dans les sédiments pouvaient être jusqu’aux 748 fois supérieures à ceux mesurés dans les eaux de surface du même site, confirmant la capacité d’accumulation de ces molécules dans les sédiments.
Les métaux lourds faisant partie des désinfectants, les composés contenant du mercure, les agents cytotoxiques contenant du platine car les métaux lourds ne sont pas biodégradables et sont hautement toxiques à certains stades d’oxydation.
Les chlorophénols, l’hypochlorite de sodium, d’autres désinfectants, les agents de blanchiment et les agents de contraste (rayons X), car ils contribuent à la présence des composés organiques halogénés adsorbables. Ces composés sont généralement non biodégradables et/ou entrent dans la chaîne alimentaire.
Les cytotoxiques et les médicaments immunosuppressifs, étant donné leurs propriétés cancérogènes, mutagéniques ou embryotoxiques. Les agents cytostatiques sont utilisés à des quantités beaucoup plus faibles que beaucoup d’autres médicaments. Du point de vue de leur impact sur l’environnement, les cytostatiques sont un groupe important du fait du risque potentiel qu’ils présentent pour les humains et pour l’environnement. Par exemple, les composés cancérostatiques de platine (CPC) sont très utilisés (et avec succès) dans la lutte contre le cancer. Toutefois, ils sont considérés comme une importante source anthropique de platine dans l’environnement. Bien que ces substances ne représentent qu’une petite fraction de platine par rapport aux émissions de convertisseurs catalytiques de voiture, ils sont beaucoup plus toxicologiques et cancérogènes que le platine d’origine inorganique provenant des catalyseurs. En outre, Webb affirme que le souci potentiel avec les anticancéreux est la possibilité qu’un risque de cancer puisse exister à n’importe quel niveau d’exposition (c’est-à-dire qu’il n’y a aucune dose de seuil au-dessous de laquelle aucun effet cancérogène ne peut se produire).
La Communauté européenne interdit la décharge des produits chimiques et de métabolites ayant des propriétés cancérigènes ou mutagènes potentiel dans le système des eaux usées (directive du Conseil 80/68/EWG, 1991 ; directive du Conseil 76/464/EWG, 2000). Dans les eaux usées d’oncologie dans le traitement des patients, des agents cytostatiques et de nombreux autres produits pharmaceutiques sont présents. Pour les hôpitaux, la réglementation actuelle n’imposant pas de règles concernant le rejet des médicaments autres que les substances radioactives, la détection et l’évaluation des résidus en sortie d’établissement ne sont généralement pas réalisées.
(Claire ALBASI CNRS 5503) Les effluents hospitaliers ont une qualité proche des eaux usées domestiques, mais avec un volume supérieur. Des liquides spécifiques représentant un risque infectieux ou toxique y sont dilués. Les effluents classiques sont éliminés dans le réseau urbain, les rejets spéciaux sont traités séparément. Les effluents générés par l’activité hospitalière peuvent présenter un danger potentiel pour l’homme et son environnement, compte tenu de la nature et de l’importance des substances spécifiques qu’ils contiennent (résidus médicamenteux, réactifs chimiques, antiseptiques, détergents, révélateurs et fixateurs de radiographies…), et en raison de leur évacuation, au même titre que les rejets urbains classiques, vers le réseau d’assainissement communal sans traitement préalable. Les pollutions microbiologiques, toxicologiques et génotoxiques (substances cancérogènes, mutagènes et tératogène), ajoutées à l’importance des volumes d’effluents produits (de l’ordre de 1 m3/jour/lit actif) peuvent nuire au bon fonctionnement des stations de traitements.
L’usage « domestique » d’une eau est défini dans l’article 3 du décret du 29 mars 1993 : il s’agit des prélèvements et rejets destinés exclusivement à satisfaire les besoins des personnes physiques. Dans cette catégorie, on trouve : les rejets des cuisines, les rejets des produits détergents, les rejets des garages et ateliers, ceux de la blanchisserie, de la chaufferie et de la climatisation. Ces rejets spécifiques communs aux différents services de soins sont les produits désinfectants et antiseptiques, les rejets de germes pathogènes, les médicaments et les métaux lourds. En ce qui concerne les désinfectants et les antiseptiques, ils sont utilisés en masse dans un hôpital pour la désinfection des surfaces et celle du matériel médicochirurgical. Les produits les plus utilisés sont principalement des dérivés chlorés et les produits contenant des aldéhydes (glutaraldéhyde : molécule toxique pour l’homme et l’environnement
L’hôpital rejette également des germes pathogènes, issus des personnes malades, qui peuvent se retrouver dans les eaux vannes, en ayant développé une multirésistance aux antibiotiques. L’antibiorésistance des bactéries est un problème de santé publique touchant à la fois la santé animale et la santé humaine. Actuellement il n’y a pas de consensus scientifique concernant l’impact sur l’antibiorésistance des antibiotiques utilisés en élevage. Deux modalités de transfert d’antibiorésistance de l’animal à l’homme sont citées : le transfert direct par les bactéries antibiorésistantes et le transfert indirect par diffusion des gènes de résistance faisant appel à des mécanismes plus complexes. La voie de transfert la plus fréquemment mise en cause dans la littérature reste la chaîne alimentaire. Cependant la quantification du transfert d’antibiorésistance de l’animal à l’homme reste une question en suspens. En effet, les rejets médicamenteux (analgésiques, antibiotiques…) émis après métabolisation par les patients, sont en quantité importante. Certaines bactéries ont été identifiées comme étant plus concentrées dans les eaux hospitalières : Pseudomonas aeruginosa (plus de 10 fois supérieur dans les effluents hospitaliers) et des staphylocoques pathogènes. Les variétés pathogènes de Salmonella sont dangereuses car elles résistent très bien aux antibiotiques, et elles sont plus fréquentes dans les eaux usées urbaines. Les souches hospitalières sont caractérisées par leur résistance aux antibiotiques. Leur survie dans l’environnement est mal connue ; la recherche des parasites n’est actuellement pas pratiquée en France. On peut distinguer deux types de risques provenant des effluents hospitaliers :
– un risque biologique : il concerne le personnel et les hommes dans l’hôpital et l’environnement (risque de contamination du milieu récepteur par des bactéries ou virus et prions pathogènes).
– un risque chimique (ou toxique) qui concerne également la Santé Publique et l’environnement ainsi que la flore biologique de la station d’épuration.
La médecine nucléaire est génératrice de déchets radioactifs. La réglementation concernant les conditions d’utilisation et d’élimination des produits radioactifs étant très stricte, les risques sont minimes. En effet, la collecte et le stockage des effluents contaminés doivent être effectués dans des cuves tampons (arrêté du 30 octobre 1981).
Les pesticides
On assiste à une pollution des sols depuis (2 siècles) quelques années, la France utilise environs 78 000 tonnes de pesticides par an avec 309 substances, majoritairement des herbicides, fongicides et insecticides. Soit en 2012 sur l’union européenne 416 substances actives approuvées et 74 en courts d’évaluations. Récemment on observe une diminution de leurs utilisations de 38% par les particuliers, avec l’application de la loi Labbé. La vente de pesticides en France est en forte augmentation de plus de 20% en 2018, ont indiqué mardi 7 janvier plusieurs ministères dans un communiqué commun. Le gouvernement estime que « cette évolution paraît liée à une anticipation des achats en fin d’année 2018 en prévision de l’augmentation de la redevance pour pollution diffuse », assure le communiqué interministériel. Mais pour François Veillerette, directeur de l’association Générations Futures, invité mercredi 8 janvier de franceinfo, cette augmentation est « une preuve que les pratiques ne changent pas ». C’est également « un échec patent » du plan Écophyto voté il y a dix ans. « On est dans une agriculture toujours très intensive, très dépendante des pesticides chimiques de synthèse », poursuit-il sur franceinfo.
Ils sont responsables de problème de santé publique avec l’émergence d’une certaine cause de mortalité en France : selon l’INSERM et le Dr Jean Marie LETORT, démontre les relations entre les pesticides et de nombreuses pathologie humaines comme 8 formes de cancers (lymphomes non hodgkinien, leucémie…), des maladies neurologiques tels que parkinson, différents trouble de la reproduction, hormonaux avec des effets transgénérationnels.
Les autorisations de mis sur le marché se base sur des études de persistance dans l’environnement de substance active, et non sur la toxicité des formulations commerciales incluant les cofactants 1000 fois plus toxiques. Par exemple concernant la fraude scientifique de la non toxicité du glyphosate : qui ce base sur une étude de toxicité sur les daphnies substance active, donc le glyphosate qui est insoluble dans l’eau, alors ne peut pénétrer dans l’organisme et ne peut pas être toxique. Effectivement le glyphosate ne peut pas interagir avec les animaux car il bloc la voie métabolique cible des plantes, notamment la photosynthèse.
Mais quand est-il des formulations commerciales qui incluent aussi :
Des solvants à bases de phtalates (perturbateurs endocriniens) et d’hydrocarbures linéaires. Des métaux comme de l’arséniate de plomb, de l’aluminium, du cuivre…
Des agents tensioactifs comme le PEOA.
Des agents vomitifs.
Ce sont des molécules naturelles resynthétisés, elles sont présentent dans tous les milieux de l’environnement. Leur détection coûte entre 300 et 600 euros par molécules, or leurs métabolites qui sont des produits de dégradations ne sont pas détectables car ils dépendent de chaque milieu récepteur et de leur complexation. Les normes évolues mais selon les rapports d’agences indépendantes ;
Les seuils de concentration règlementaire n’ont pas de rapport avec leurs toxicités.
Les métabolites sont jusqu’à 10 000 fois plus toxiques.
Le nombre d’études spécifiques portant sur ces zones est difficile à établir en raison de la diversité des organismes concernés et par la multiplicité de documents difficilement accessibles (notes administratives internes, rapports à diffusion restreinte, etc.). Parmi les travaux émanant d’organismes scientifiques, JEANTET et coll 1989, étudient l’action d’un rodenticide (utilisé pour l’éradication des ragondins en marais), la bromadiolone, sur les organismes marins, à doses létales et sublétales. Par ailleurs, MARTIN et coll 1989, discutent du piégeage de contaminant en relation avec les phénomènes de biodépositions par les organismes marins. Plus généralement, les modalités d’action des polluants chimiques sur les organismes marins littoraux sont bien connues et décrites. En ce qui concerne l’atrazine, les travaux sur les différents groupes animaux et végétaux révèlent une très grande disparité des réponses. Les végétaux sont les premiers étudiés en raison de l’action herbicide de l’atrazine. De nombreux travaux rendent compte de la toxicité de ce produit pour différents embranchements de microalgues marines. La tendance est aujourd’hui de prendre en compte la variabilité des paramètres composant l’environnement des espèces (température, lumière, etc.). MAYASICH et coll.1986, suivent cette démarche avec des microalgues entrant dans la nourriture de l’huître (N. oculata et P. trichornotum). Ils montrent que la toxicité de l’atrazine, intervenant au-delà de 50 µg/L-1, augmente avec la température (de 15 à 20 °C) et l’intensité lumineuse (0,208 à 1,352 mW.cm-2).
Les données de risque de toxicité compilées par HUBERT et coll.1994, font état d’effets mesurables à partir de 12 µg/L-1 et jusqu’à 1000 µg/L-1 selon les espèces. Des périodes de mesures croissantes mettent en évidence l’effet de doses décroissantes, et permettent de mesurer des effets chez certaines espèces jusqu’à des seuils de l’ordre d’1 µg/L. Toutefois pour la majorité des groupes étudiés, aucun effet mesurable n’apparaît en deçà de 20 µg/L. Ces auteurs considèrent donc qu’une moyenne de 20 µg/L d’atrazine ne cause pas de dommages sérieux et permanents à l’écosystème. Les plantes vasculaires sont aussi l’objet d’investigations, notamment en raison des rôles écologiques importants des prairies sous-marines pour l’hébergement des juvéniles de nombreuses espèces, la stabilisation du substrat, l’oxygénation de la colonne d’eau, etc. L’inhibition de la photosynthèse chez Zostera marina intervient à 650 µg/L d’atrazine dissoute, tandis qu’une reprise de l’activité photosynthétique se produit au-dessous de 75 µg/L. Un travail de synthèse réalisé par KEMP et coll. (1983) sur les causes du déclin des plantes vasculaires immergées révèle que les concentrations en pesticides (majoritairement l’atrazine) n’excèdent pas 2 ng/L. En outre, ils ont pu établir la contribution potentielle de trois facteurs de ce déclin qui sont classés comme suit : nutriment > sédiments > herbicides. En ce qui concerne la faune marine, des mesures de DL50 (96h) sur des copépodes et des larves d’huîtres donnent respectivement 94 µg/L et 30 mg/L d’atrazine. Des anomalies du développement des larves de C. gigas sont enregistrées dès 1 mg/L pour 5% de la population considérée au bout de 24 h d’exposition. La concentration maximum acceptable pour une crevette mysidacée est jugée entre 80 et 190 µg/L par WARDS et BALLANTINES (1985). Parmi les poissons, le mulet est l’objet de travaux poussés. BIAGIANTI (1985) teste l’effet de doses croissantes d’atrazine en milieu saumâtre (15 g/L) et constate une bioaccumulation couplée à la détoxication à 25 µg/L, puis une dégénérescence lipidique à 160 µg/L et une nécrose hépatique à 280 µg/L. La démonstration d’une activité enzymatique de métabolisation de l’atrazine et l’identification de l’isozyme GST est réalisée par EGAAS et coll. (1993), notamment chez le flet et la sole, et permet dorénavant de préciser les mécanismes de détoxication. Enfin, la fixation de l’atrazine sur les sédiments littoraux s’ajoute à celle des sols et des marais intérieurs à travers lesquels ils ont transité. Bien que les sédiments marins présentent le même Koc (coefficient de partage matière organique du sol/eau) que les sols, les colloïdes en suspension dans le milieu estuarien présentent une sorption 10 à 30 fois supérieure. Cela implique que le transport de ces éléments peut s’effectuer à une échelle plus large que ce que l’on suspectait jusqu’à présent. Par ailleurs ces auteurs constatent que les vitesses de dégradation de l’atrazine dans les sédiments déposés sont 2 à 10 fois plus élevées que celles reportées pour les sols.
En ce qui concerne les facteurs favorables à la biodégradation, les populations bactériennes doivent connaître des conditions de croissances appropriées (température, substrat, conditions aérobies ou non, facteurs biotiques). Il apparaît ensuite nécessaire que ces populations subissent une exposition progressive au pesticide pour développer une aptitude à la biodégradation. La biodégradation de l’atrazine est décrite en détail par PATRIA (1995), qui relate les différentes étapes devant aboutir à la minéralisation. Les deux premiers sous-produits, la déséthylatrazine et la désisopropylatrazine sont les principaux métabolites retrouvés dans les sols, les eaux superficielles et souterraines. Le premier serait plus stable que le second, qui se transforme rapidement en didealkylatrazine. La coupure de la liaison C-Cl est la seule voie de détoxification de l’atrazine. Elle permet ensuite le clivage du cycle triazinique par les micro-organismes.
Les micropolluants OCs, comme tous les autres composés persistants et hydrophobes, peuvent être bioaccumulés dans les organismes aquatiques directement à partir de l’eau et des sédiments à travers les branchies et les téguments (bioconcentration), par l’ingestion des particules suspendues et par la consommation d’aliments contaminés (bioamplification). La bioconcentration à partir de l’eau est principalement liée aux processus de respiration et suit les mécanismes de diffusion passive analogues à ceux de l’oxygène. L’accumulation à partir des sédiments et par l’ingestion des particules suspendues dépend de la capacité d’adsorption des contaminants par ses phases environnementales et des processus de compétition entre eux et la biomasse pour les substances organiques et hydrophobiques. La bioamplification est un cas particulier de bioaccumulation due à un transfert par le biais de la chaîne alimentaire, elle a pour résultat que la concentration du contaminant dans un organisme est supérieure à celle de ses aliments. Si les sédiments contaminés rejettent par diffusion lente un polluant dans un écosystème aquatique, il est très probable que la contamination des organismes situés aux niveaux trophiques supérieurs ou 78 des espèces pélagiques passe par les organismes benthiques et par des transports trophiques successifs. De même il a été démontré que les organismes planctoniques absorbaient des quantités importantes de PCBs et certains pesticides OC au moment de leur diffusion dans les milieux aquatiques. Ce sont alors les organismes planctoniques qui deviennent une source de contamination qui se propagera ensuite surtout par un processus de bioamplification. Il a été également suggéré que le taux d’accumulation dans la biomasse de certaines molécules lipophiles était lié à la teneur des tissus en lipides structuraux et donc à la capacité d’incorporation des POPs dans les membranes biologiques leur conféraient une certaine prédisposition à la bioamplification. En effet, la constitution lipidique tissulaire (phospholipides, lipides neutres) des organismes est déterminante d’un point de vue écotoxicologique car elle est susceptible d’affecter le niveau des POPs dans les réseaux trophiques aquatiques.
SYMBIOTOX (2022-2027) : Le microbiome a récemment suscité un intérêt croissant dans la recherche écologique et évolutive et il est de plus en plus admis que les microbes symbiotiques (microbiote) constituent une partie essentielle du phénotype de l’holobiont (hôte + symbiotes), depuis la sensibilité aux agents pathogènes, l’immunité, l’acquisition et le métabolisme des nutriments, l’expansion de l’aire de répartition et la réponse aux environnements stressants. La plasticité du microbiome peut contribuer à l’acclimatation de l’hôte, voire à l’adaptation de la population aux changements environnementaux. En outre, les perturbations des interactions entre l’hôte et le microbiome (dysbiose) peuvent entraîner l’apparition de diverses maladies. Il est donc essentiel de comprendre les facteurs qui peuvent maintenir ou altérer l’intégrité du microbiome.
Les écosystèmes aquatiques sont contaminés par une grande diversité de produits chimiques de nature et d’origine diverses. Leur toxicité pour les organismes aquatiques a fait l’objet de nombreuses études. Les études ont montré que les substances toxiques de l’environnement peuvent nuire directement aux composants de la communauté microbienne associée aux eucaryotes, mais qu’elles peuvent également être modifiées par les microbes pour être plus ou moins toxiques pour l’hôte et/ou le microbiome lui-même. Ce point est renforcé par le fait que certains microbiotes sont souvent situés à l’interface entre l’environnement extérieur et les tissus de l’hôte, comme l’intestin, les branchies ou le mucus de la peau, ce qui les rend particulièrement exposés aux polluants et aux agents pathogènes. Par conséquent, la surveillance des changements dans le microbiome pourrait fournir des biomarqueurs innovants de l’exposition, servir à indiquer la source d’exposition ou le type de produit chimique, et donc être utilisée pour prédire les effets néfastes sur la faune et la santé humaine. Cependant, malgré une littérature croissante sur les animaux aquatiques, la plupart des efforts de recherche sur les impacts des produits chimiques environnementaux sur les microbiomes ont été réalisés sur des modèles humains et d’autres mammifères.
Le projet vise à caractériser la structure et le rôle des communautés microbiennes procaryotes et eucaryotes associées aux bivalves marins et aux microalgues, ainsi que leurs altérations en réponse aux perturbations anthropogéniques de l’environnement. Il développera des interactions fortes entre les unités du centre atlantique de l’Ifremer. L’objectif est de prévoir les conséquences sur la physiologie, l’adaptation et la santé de ces organismes et de leur écosystème. Il générera des données environnementales et écotoxicologiques innovantes pour une meilleure compréhension des écosystèmes côtiers et une meilleure évaluation des risques subséquents pour la santé humaine.
TELOMER (2022-2025) :
TELOMER est coordonné par l’unité de recherche Ifremer CCEM de Nantes (Dr F. Akcha). Il est réalisé grâce à la collaboration du CCEM avec le LPTC-UMR EPOC à Bordeaux et l’UMR Hydrosciences à Montpellier. Le projet débutera en mai 2022 pour une durée de 3 ans. Il a reçu 84000€ d’EC2CO et des fonds pour un contrat de post-doctorat de l’Ifremer.
Ce projet s’inscrit dans la continuité de ceux menés depuis une dizaine d’années sur la toxicité des pesticides chez les organismes marins et en particulier chez les huîtres. Dans le but de poursuivre le développement de biomarqueurs de génotoxicité, il est apparu intéressant d’étudier l’impact de la pollution chimique sur une partie de la structure des chromosomes, les télomères, peu étudiés jusqu’à présent en écotoxicologie. Chez l’homme, la longueur des télomères (TL) a été proposée comme biomarqueur potentiel du vieillissement cellulaire et de l’exposition cumulative au stress, ainsi que comme indicateur pronostique du risque de maladies tardives (Von Zglinicki, 2002). Au cours des dernières décennies, plusieurs études épidémiologiques et toxicologiques ont mis en évidence une perturbation de la dynamique des télomères lors de l’exposition au stress oxydatif ainsi qu’à des agents physiques et chimiques (Barnes et al., 2018, Moller et al. 2018). Récemment, des données prometteuses ont été acquises chez des poissons exposés à une contamination chimique sur le terrain (Akcha et al., 2021, Molbert et al., 2021).
Dans ce contexte, TELOMER vise à étudier par une approche de terrain (baie de Bourgneuf) et une approche expérimentale (dispositifs expérimentaux de l’Ifremer Bouin) l’impact d’une exposition aux pesticides sur les télomères (longueur relative et absolue des télomères, taux d’attrition, activité de la télomérase) chez une espèce marine non ciblée, l’huître du Pacifique (Crassostrea gigas). Les télomères jouent un rôle clé dans le maintien de la stabilité du génome en protégeant la séquence codante des extrémités chromosomiques. Un lien sera étudié avec d’autres dommages/modifications du génome (lésions génotoxiques, niveau de méthylation de l’ADN) et certaines altérations physiologiques (croissance, reproduction, survie). Au cours de l’approche expérimentale, l’analyse de l’endo et du xéno-métabolome permettra une meilleure connaissance de l’impact des pesticides sur le métabolisme de l’huître. Ce projet pourrait aboutir à la proposition d’un nouveau biomarqueur de l’exposition au stress chimique et de la longévité chez l’huître. L’analyse du métabolome de l’huître devrait fournir des informations sur les mécanismes de toxicité des pesticides hydrophiles. Il sera également question de la possibilité d’utiliser cet outil omique pour identifier des marqueurs de l’exposition aux pesticides hydrophiles (xéno-métabolome) qui sont connus pour ne pas être bioaccumulables dans le biote.