Une approche d’évaluation basée sur les risques pour les mélanges chimiques provenant des effluents des usines de traitement des eaux usées
https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S016041202200160X?via%3Dihub
La sensibilisation à la présence d’un grand nombre de contaminants émergents (CE) dans les eaux de surface et les eaux usées, ainsi que la performance des techniques permettant de les analyser par chromatographie liquide, spectrométrie de masse à haute résolution (LC-HRMS), a rapidement augmenté. au cours de la dernière décennie. Plus de 200 000 produits chimiques sont répertoriés dans l’inventaire de classification et d’étiquetage (C&L) des substances nouvelles et existantes dans l’UE. Lorsqu’ils sont rejetés dans l’environnement, cela entraîne des mélanges complexes de contaminants dans les eaux usées et de surface européennes, nécessitant une approche holistique de la surveillance, de l’évaluation et de la gestion de la qualité de l’eau pour répondre aux ambitions du cadre européen sur l’eau. Directive (DCE). Alors que la surveillance environnementale s’est longtemps concentrée sur les polluants organiques persistants non polaires, les deux dernières décennies de recherche ont vu une attention croissante accordée au grand nombre de polluants organiques polaires. Une attention particulière a été accordée aux produits pharmaceutiques et aux produits de soins personnels considérés comme particulièrement pertinents et des enquêtes européennes ont été lancées pour détecter les composés polaires, s’adressant généralement à 30 à 50 cibles, notamment les agents chélateurs synthétiques , les tensioactifs. , dispersants, biocides et inhibiteurs de corrosion , produits de soins personnels, produits pharmaceutiques et pesticides. Depuis lors, le nombre de produits chimiques détectés dans le cycle de l’eau n’a cessé d’augmenter, avec 125 produits chimiques sur 156 contaminants organiques polaires détectés dans les effluents des usines de traitement des eaux usées (STEP) en 2013. Récemment, une méthode de dépistage à grande échelle de plus de 2 000 EC dans des échantillons d’eaux usées a été développée, qui a permis de détecter 280 des 2 248 composés analysés dans les effluents des STEP du bassin versant du Danube, ainsi que 315 des 2 316 composés analysés dans un seul effluent de STEP d’Athènes, en Grèce.
Le nombre croissant de produits chimiques détectés dans les échantillons d’eaux de surface et d’eaux usées a également renforcé la nécessité de mieux caractériser ces produits chimiques en termes de groupes d’utilisation, de fréquence de détection, de plages de concentrations détectées et de devenir dans l’environnement, et de hiérarchiser les composés en fonction de toxicité, dangers, devenir et risques. Les polluants de l’eau ont été évalués et hiérarchisés selon différents critères dont la fréquence d’apparition, les concentrations mesurées dans l’environnement, la persistance, le potentiel de bioaccumulation et les risques toxiques. Ces dernières ont été exprimées sur la base des quotients de risque (QR) des concentrations environnementales mesurées (MEC) ou prédites (PEC) et des concentrations prédites sans effet (PNEC) ou des normes de qualité environnementale (EQS), quantification de la pression toxique pour les assemblages d’espèces basée sur sur les distributions de sensibilité des espèces (SSD) et la modélisation des mélanges, ou unités toxiques (UT) pour certains éléments de qualité biologique (BQE) de la DCE, tels que les algues , crustacés et poissons. Au sein du réseau NORMAN pour les contaminants émergents, une approche de priorisation basée sur la fréquence et l’étendue spatiale des dépassements des PNEC par les MEC a été développée et continuellement avancée.
L’évaluation des risques des produits chimiques et des mélanges basée sur les QR applique des ratios de MEC et une mesure du pouvoir toxique des composés individuels, représentés par un PNEC ou une NQE juridiquement contraignante au titre de la DCE, cette dernière étant utilisée de préférence si elle est disponible. Les PNEC sont dérivées pour un compartiment ou un récepteur spécifique à risque en utilisant la concentration avec effet la plus faible convenue (CL 50 aiguës ou, de préférence, NOEC chroniques). Les valeurs NQE sont dérivées pour chaque produit chimique comme un seuil global destiné à protéger tous les récepteurs (c’est-à-dire la vie aquatique, les prédateurs via un empoisonnement secondaire et la santé humaine via la consommation de produits de la pêche et d’eau potable) en prenant en compte toutes les voies d’exposition ( par exemple l’eau, les sédiments et le biote). Plusieurs types différents de récepteurs et normes de qualité (QS) associées sont pris en compte et la plus basse de ces valeurs est définie comme l’EQS globale. La disponibilité des données pour dériver un PNEC ou un EQS peut varier. La DCE définit deux types de NQE : la NQE moyenne annuelle (AA-EQS) utilisée ici, qui est dérivée des données de toxicité chronique, et la NQE à concentration maximale acceptable (MAC-EQS), qui est dérivée des données de toxicité aiguë. Un facteur d’évaluation (FA) spécifique au composé inférieur à 5 pour les données de mésocosme et de SSD, entre 10 et 100 en cas de données chroniques et 1 000 en cas de données aiguës, peut être appliqué pour tenir compte de l’incertitude associée à la quantité de données, intra et variation interlaboratoire, variance biologique et taxons non testés, extrapolation à court terme vers long terme, ainsi que extrapolation du laboratoire au terrain. L’approche basée sur le QR a un lien évident avec les cadres réglementaires, tels que la DCE. À condition que tous les produits chimiques trouvés dans un échantillon soient pris en compte, les QR inférieurs à 1 impliquent que le « site d’échantillonnage » peut être considéré comme « suffisamment protégé », avec un degré élevé de certitude que la santé humaine ou la vie aquatique ne sont affectées par aucun des mélanges détectés. Composants. La sommation RQ est appliquée comme approche pragmatique pour les évaluations des risques des mélanges, bien qu’elle pose un problème d’interprétation logique potentiel, si les risques du mélange qui en résultent sont basés sur les valeurs de toxicité de différentes espèces avec des AF différents.
Les approches multi-espèces basées sur le mélange cible de SSD impactent a priori l’ensemble de la communauté aquatique . La base des DSE repose sur plusieurs valeurs NOEC ou CE x pour autant d’espèces que possible, qui permettent de calculer une mesure statistique de la pression toxique de composés uniques, de groupes de composés ou de mélanges entiers envers des assemblages d’espèces, qui sont exprimées sous la forme (multi-substances). ) fractions d’espèces potentiellement affectées, (ms)PAF. Cependant, cela ne prend pas en compte les interactions entre espèces (par exemple, interactions prédateurs-proies, déplacement d’espèces de niche). Pour chaque composé, une unité de danger (HU) peut être calculée comme étape intermédiaire, basée sur le rapport des CEM et des concentrations pour lesquelles une fraction spécifique de l’espèce est affectée (généralement la concentration de danger pour 5 % des espèces, appelée HC5). Dans ce cas, les AF ne sont pas appliqués. Compte tenu des données disponibles, l’approche HU peut être utilisée pour discriminer les impacts chroniques (HU ch basés sur une CE x s de 0 à 20 % ou NOEC) des risques aigus (HU ch ac basé sur une CE x s de 30 à 70 %), en utilisant respectivement des collections de données de tests chroniques ou aiguës. La somme de HU et un dépassement de 1 pourraient être utilisés comme indication de la probabilité que le mélange puisse avoir un impact sur la communauté d’espèces locale exposée à l’échantillon.
L’approche TU spécifique au BQE est basée sur le concept d’addition de concentration (AC), et est calculée comme le quotient des MEC et d’une concentration avec effet mesurée ou prédite respective ( EC) pour les algues, les crustacés et les poissons, etc. De manière analogue aux HU et contrairement aux RQ, aucun AF spécifique au composé n’est appliqué au rapport. L’utilisation d’effets aigus rend cependant plus difficile la définition d’un seuil à partir duquel les effets ne sont plus acceptables, qui peut varier de BQE à BQE. De plus, les effets taxonomiques spécifiques peuvent être négligés si une seule espèce testée standard par BQE est utilisée. Cette approche est souvent utilisée pour les évaluations de risques spécifiques à un groupe, afin d’identifier les composés provoquant une déficience observée ou prévue dans la communauté aquatique. Suivant le modèle CA appliqué par Backhaus et Faust (2012) , la sommation TU est utilisée pour l’évaluation des risques de mélange pour différents groupes d’organismes d’intérêt, tels que les BQE pris en compte dans la classification de l’état écologique et des impacts dans le cadre de la DCE. En corrélant la perte d’espèces sensibles parmi les communautés d’algues, d’invertébrés et de poissons, comme l’indique par exemple l’indice des espèces en péril (SPEAR) pour les invertébrés , les niveaux seuils de risque de toxicité aiguë (0,1 pour tous BQE) et des risques chroniques (0,02 pour les algues, 0,001 pour les crustacés et 0,01 pour les poissons) sont appliqués, qui ne doivent pas être dépassés.
Les trois approches sont fréquemment appliquées et ont fourni un aperçu des risques individuels et mixtes ; ils ont contribué à prioriser les produits chimiques contribuant de manière majeure à ces mesures de risque, comme le démontrent les études citées ci-dessus. Cependant, il reste souvent peu clair pourquoi une approche spécifique a été choisie et comment les résultats se comparent à d’autres approches et donc, quelle est la solidité de la hiérarchisation des produits chimiques et des mélanges environnementaux. Les évaluations comparatives utilisant différentes approches, basées sur des mélanges réels, font largement défaut.
Ainsi, les objectifs de l’étude actuelle sont (1) d’étendre les connaissances sur les produits chimiques présents dans les effluents des STEP à travers l’Europe, sur la base du dépistage cible LC-HRMS de 499 EC dans 56 effluents des STEP, et de caractériser les produits chimiques détectés concernant les informations critiques pertinentes pour l’évaluation des risques. et la gestion, y compris la fréquence d’apparition, les plages de concentrations, les groupes d’utilisation, la persistance et les modes d’action, (2) pour identifier et prioriser les composés préoccupants impliquant la métrique RQ basée sur PNEC, la métrique HU basée sur SSD et la TU spécifique au BQE métrique, et (3) évaluer les risques de mélange des effluents de la STEP et l’effet positif potentiel de l’application de traitements avancés des eaux usées par ozonation ou charbon actif (AC) sur l’apparition de composés et les risques estimés associés.
Potentiel de biodégradation et de bioaccumulation
Le potentiel de biodégradation et de bioaccumulation a été évalué sur la base d’un système de notation de cinq catégories, respectivement pour la demi-vie prévue et le facteur de bioconcentration (FBC) . La catégorie 1 (rouge) représente la priorité la plus élevée, tandis que les nombres croissants (du jaune au vert) indiquent une priorité inférieure. Les deux paramètres ont été extraits du CompTox Chemical Dashboard et s’appuient sur les modèles OPERA. De plus, la biodégradation a également été décrite par les « taux d’élimination » en % (influent vs effluent, traitement conventionnel des eaux usées) à partir d’une étude de synthèse sur le devenir des micropolluants organiques.
Évaluation des risques environnementaux
Le risque environnemental d’un produit chimique est considéré comme présent si la mesure du risque dépasse un seuil d’effet pour une espèce ou un assemblage d’espèces. Les mesures de risque ont été systématiquement calculées comme le quotient de l’exposition (concentration environnementale mesurée, MEC) et du danger (indicateur de puissance toxique). Les risques sont d’autant plus élevés que le degré de dépassement augmente.
Dans le cadre de cette étude, trois mesures de risque ont été appliquées, avec une interprétation finale différente : (1) la mesure RQ appliquant les valeurs réglementaires EQS et PNEC , en considérant souvent les paramètres d’une seule espèce à partir de l’un des trois niveaux trophiques , (2) la La métrique HU basée sur le SSD, utilisant les données de toxicité chronique pour dériver statistiquement une mesure des impacts sur les assemblages d’espèces, et (3) la métrique TU, basée sur les données de toxicité aiguë pour trois BQE différents (c’est-à-dire les impacts sur les algues, les crustacés et les poissons). Toutes les valeurs de toxicité des composés détectés sont répertoriées dans les informations complémentaires et sont également disponibles sur PANGEA.
Composés détectés et groupes d’utilisation
Tous les composés analysés et détectés sont résumés respectivement dans le tableau S5 (ensemble de données A) et le tableau S6 (ensemble de données B). De plus, tous les résultats sont disponibles sur PANGEA . Dans la section suivante sur les résultats, l’ensemble de données B a été utilisé par défaut pour tous les chiffres, où les concentrations inférieures à la MDL ont été fixées à MDL/2.
Dans l’ensemble de 56 échantillons d’effluents de STEP européens, 366 des 499 composés cibles analysés ont été détectés dans au moins un échantillon (Fig. S1, à gauche). Dans la plupart des effluents, entre 200 et 250 composés ont été détectés (Fig. S1, à droite) ; 107 composés sont présents presque partout avec une fréquence de détection d’au moins 90 %, tandis que 53 composés ont été détectés dans moins de 10 % des échantillons et 18 composés n’ont été détectés qu’une seule fois. Les composés ont été attribués à leurs groupes d’utilisation spécifiques sur la base des informations disponibles dans les bases de données et dans la littérature. La liste des composés cibles détectés comprend une variété de produits pharmaceutiques et de pesticides, mais également des tensioactifs, des additifs alimentaires, pour plastiques et caoutchoucs, des substances per- et polyfluoroalkyles (PFAS), des filtres UV et des inhibiteurs de corrosion, résumés dans un groupe appelé « autres ». Au total, 111 produits pharmaceutiques, 96 pesticides et 98 autres composés parents ont été détectés, complétés respectivement par 12, 39 et 10 produits de transformation (TP) . Au sein des trois catégories de groupes d’utilisation (produits pharmaceutiques, pesticides et autres), les fractions de composés détectés par rapport aux composés analysés étaient respectivement de 79 %, 69 % et 73 %, et donc assez similaires
Généralement, un composé peut être utilisé à de nombreuses fins. Pour éviter des entrées multiples complexes, les composés ont été classés en fonction de l’utilisation la plus connue ou du principal domaine d’application. Les pesticides ont en outre été classés en fonction de leur enregistrement en tant que produits phytopharmaceutiques (PPP, approuvés conformément au règlement (CE) 1107/2009), biocides (non approuvés en tant que PPP mais utilisés comme biocides) et pesticides existants (aucune approbation actuelle/approbation expirée). . Cependant, les dispositions légales ne sont pas toujours claires, car certaines substances font l’objet d’exemptions au niveau national pour certains domaines d’application. Le diazinon , par exemple, est interdit comme biocide dans l’UE depuis 2011 (directive 98/8/CE), mais il peut toujours être utilisé à des fins vétérinaires. Comme l’a montré un contrôle des déclarations de contenu en produits d’origine animale, il est effectivement utilisé à cette fin, c’est pourquoi il reste dans la catégorie des biocides.
STEP avec traitement avancé par ozonation ou AC
Dans l’ensemble des 56 échantillons d’effluents de STEP, quatre échantillons ont subi un traitement avancé par ozonation (3) ou AC (1), ce qui a entraîné des concentrations mesurées plus faibles. Pour chaque échantillon d’ozonation, un échantillon supplémentaire en amont du traitement avancé a été prélevé. Pour AC, aucun échantillon supplémentaire n’a été prélevé. Dans les six échantillons liés à l’ozonation, un total de 262 composés ont été détectés (Fig. S3, à gauche). Pour 39 % (103/262) des composés détectés, une réduction de concentration d’au moins la moitié a été observée (Fig. S3, à droite). Si l’on considère le fait que certains composés étaient présents et réduits seulement dans deux ou une STEP, ce rapport augmente respectivement à 64% (167/262) et 89% (233/262). Des exemples de composés présentant des réductions très élevées (moins de 5 % restants) et des concentrations moyennes initiales élevées sont : phénazone, N-acétyl-4-aminoantipyrine, clarithromycine, carbamazépine, diclofénac, benzophénone-4, triméthoprime, N-formyl-4-aminoantipyrine. , et l’azithromycine. L’effet de l’ozonation sur les composés hautement et faiblement concentrés était plutôt similaire, comme le montre la deuxième carte thermique sur les concentrations de composés réduites de plus de 50 % dans les trois échantillons
Conclusions
Grâce à une analyse de cibles chimiques à grande échelle pour 56 effluents de STEP européennes, un total de 366 produits chimiques provenant de différents groupes d’utilisation ont pu être détectés dans au moins un effluent. Ces produits chimiques comprennent de nombreux composés que l’on trouve presque partout dans les effluents des STEP et dans les eaux de surface. Cependant, dans 27 % des effluents, de fortes concentrations de composés spécifiques au site, provenant par exemple d’émissions industrielles, ont été détectées, ce qui indique la nécessité d’impliquer des informations locales sur les utilisations commerciales et les processus industriels spécifiques afin d’éviter de négliger ces produits chimiques. En utilisant trois mesures de risque différentes (RQ, HU et TU), 299 de ces 366 composés ont contribué aux risques du mélange en dépassant les seuils d’effets chroniques, soulignant la nécessité d’une analyse et d’une évaluation plus complètes des risques du mélange, plutôt que de se concentrer sur un composé individuel. risques seulement. Les différentes mesures de risque ont leurs forces et leurs faiblesses individuelles, le QR étant le plus protecteur, utilisant les effets prévus et les AF pour prendre en compte l’incertitude, en intégrant de nombreux paramètres toxiques. Environ 60 % des composants préoccupants du mélange ont été priorisés uniquement par RQ, généralement sur la base d’un AF élevé. Les mesures d’évaluation TU et HU étaient moins protectrices, mais fournissent probablement un lien plus étroit avec les impacts sur les BQE individuels (TU) ou sur l’ensemble de la communauté aquatique (HU) et ont tendance à donner la priorité aux produits chimiques à forte toxicité connue. Bien qu’ils donnent en partie la priorité à différents produits chimiques, les risques liés aux mélanges d’effluents déterminés avec le RQ et l’HU étaient bien corrélés, ce qui indique la robustesse des deux approches. Des précautions doivent être prises si des produits chimiques individuels présentant une incertitude élevée et donc un AF élevé déterminent le QR, ce qui peut entraîner de fortes valeurs aberrantes. L’approche TU permet une évaluation spécifique au BQE qui n’est pas nécessairement en accord avec les HU et RQ, qui s’adressent à l’ensemble de la communauté. Les produits chimiques consensuels très préoccupants, identifiés dans cette étude, comprennent 32 produits chimiques dominés par les pesticides et les biocides, ce qui indique la très grande importance de ces composés également dans les milieux municipaux et pas seulement dans l’agriculture. Une prise en compte appropriée des risques liés aux effluents et autres sources de contamination contenant des perturbateurs endocriniens , des substances immunotoxiques et neurotoxiques pour les poissons nécessiterait la prise en compte des effets sublétaux sur la reproduction et la condition physique, allant au-delà de la toxicité aiguë.
Bien que toutes les mesures de risque permettent une évaluation appropriée des risques liés aux mélanges basés sur les composants impliquant un grand nombre de produits chimiques, des améliorations supplémentaires sont possibles et nécessaires. Ils comprennent une nouvelle augmentation du nombre de produits chimiques pris en compte, impliquant à la fois un contrôle étendu des cibles et des non-cibles, ainsi que des limites de détection améliorées en dessous des seuils d’effet pour tous les produits chimiques contribuant potentiellement aux risques. Associées à des méthodes d’imputation avancées allant au-delà de l’utilisation de MDL/2 ou zéro pour les non-détections, des MDL améliorées amélioreront le réalisme environnemental des faibles risques de mélange. Une source majeure d’incertitude est le manque de données mesurées sur la toxicité de nombreux composés fréquemment détectés et une incertitude élevée si la toxicité est prédite par les QSAR de référence ou d’autres outils in silico. Des efforts considérables sont nécessaires pour combler ces lacunes, en donnant la priorité aux produits chimiques pour tester leurs effets et en améliorant les QSAR à des fins de dépistage. Alors que dans le présent document, une dilution par défaut de 1/10 a été supposée pour obtenir une vue d’ensemble des risques liés aux effluents des STEP, l’évaluation et la priorisation des différentes STEP déclenchant des mesures de gestion doivent prendre en compte la dilution réelle. Indépendamment du facteur de dilution et de la mesure de risque utilisée, la présente étude fournit des indications claires selon lesquelles l’ozonation et le traitement au charbon actif sont capables de minimiser les risques toxiques sur la base de produits chimiques cibles connus, généralement en dessous des seuils de risque. En raison de la formation de TP potentiellement nocifs qui peuvent ne pas être détectés par le dépistage cible et du manque de données de toxicité fiables, ces résultats devraient être confirmés par des méthodes basées sur les effets.
Récepteurs nucléaires-xénobiotiques, les liaisons dangereuses
L’une des principales cibles des xénobiotiques sont les récepteurs nucléaires d’hormones. Ces protéines, au nombre de 48 chez l’homme, constituent une famille importante de facteurs de transcription ligand-dépendants, jouant un rôle essentiel dans le développement, ainsi que dans tous les aspects métaboliques et physiologiques chez les métazoaires. Sous l’effet de la liaison d’un ligand (comme une hormone, une vitamine, un métabolite, etc.), ces récepteurs vont agir au niveau des régions promotrices de leurs gènes cibles en recrutant des corégulateurs de la transcription [7]. Les récepteurs nucléaires régulent ainsi l’expression génique en réponse à un signal hormonal et ce d’une manière finement contrôlée dans le temps et dans l’espace. Comme leur nom l’indique, les perturbateurs endocriniens vont dérégler ce processus de signalisation en mimant l’action des hormones, pouvant ainsi provoquer des troubles métaboliques et physiologiques importants. Il s’agit d’un mimétisme moléculaire, certains xénobiotiques étant capables de se lier aux récepteurs nucléaires en lieu et place des ligands naturels via des mécanismes qui commencent à être décryptés.
L’effet cocktail
Dans leur très grande majorité, les études visant à évaluer la toxicité des xénobiotiques sont menées sur les composés pris isolément. Cependant, nous sommes quotidiennement exposés à des mélanges de molécules différentes qui peuvent agir de façon additive, antagoniste ou synergique. Autrement dit, une substance exogène qui aurait peu ou pas d’activité hormonale verrait ses effets potentialisés par la présence d’une ou plusieurs autres substances. Cet « effet cocktail » est depuis longtemps fortement suspecté dans le domaine de la perturbation endocrinienne mais les mécanismes moléculaires qui le sous-tendent demeuraient jusqu’à présent obscurs. Les travaux récents menés sur le récepteur nucléaire pregnane X receptor (PXR)1 ont permis de mettre en évidence un des mécanismes possibles pour l’action synergique des xénobiotiques, à savoir la liaison concomitante de plusieurs molécules différentes au sein de la poche de liaison d’un même récepteur nucléaire, corrélée à une activation accrue du récepteur.
Comment les xénobiotiques peuvent-ils s’associer pour être plus toxiques ?
Cette étude combine de façon originale des approches complémentaires de biologie cellulaire, de biologie structurale et de caractérisations biophysiques en solution. Dans un premier temps, un criblage croisé de 40 substances (médicaments, pesticides, produits chimiques industriels, etc. ; soit 780 combinaisons à deux partenaires) testant l’activité transcriptionnelle du récepteur PXR, révèle une action plus qu’additive du couple éthinylestradiol (EE2)/ trans-nonachlore (TNC). Le premier composé, l’EE2, est l’œstrogène de synthèse le plus utilisé au monde et l’un des deux composés actifs des pilules contraceptives combinées ; le second, le TNC, est un composant du chlordane, un pesticide organochloré persistant, connu pour être l’un des douze polluants majeurs à l’échelle mondiale. Les mesures d’activité des composés, seuls ou en mélange, dans différentes lignées cellulaires et cultures d’hépatocytes primaires humains, montrent, en effet, une action synergique des deux molécules sur la stimulation de l’activité transcriptionnelle de PXR et l’expression du cytochrome P450 3A4, un gène endogène cible de ce récepteur, essentiel pour la métabolisation de substances endogènes et exogènes. Ces expériences indiquent que le mélange binaire est capable d’induire une réponse biologique significative à des doses auxquelles les deux composés sont individuellement inactifs.
Conclusion
Ces résultats novateurs constituent une preuve de concept qui ouvre la voie à un large champ d’études. Il existe en effet dans notre environnement plus de 150 000 composés dont l’action combinée pourrait avoir des effets inattendus sur la santé humaine au regard de leur innocuité reconnue ou supposée en tant que substances isolées. Les approches intégratives telles que celles utilisées dans l’article présenté ici permettent de mieux comprendre les mécanismes moléculaires mis en jeu dans la perturbation endocrinienne et, en particulier, dans les effets de mélange, mais également de développer des outils bio-informatiques de prédiction de l’activité hormonale potentielle des xénobiotiques. Ainsi, ces résultats auront le potentiel d’influer sur les méthodes d’évaluation des risques des xénobiotiques mais également d’orienter le développement de composés chimiques plus sûrs.
L’étude réalisée sur PXR met également en évidence un mécanisme possible d’interaction médicamenteuse. De nombreux médicaments tels que la rifampicine (un antibiotique), l’hyperforine (un antidépresseur), la carbamazépine (un antiépileptique) ou encore l’éthinylestradiol, l’estradiol et la mifépristone (des stéroïdes) sont des activateurs de faible affinité du récepteur PXR. L’activation synergique de PXR par des combinaisons de médicaments, avec comme conséquence l’activation des gènes impliqués dans la détoxication de l’organisme (métabolisme, conjugaison, efflux), pourrait diminuer, voire annuler, l’efficacité du ou des traitements administrés, ou encore perturber l’homéostasie des hormones endogènes. Ainsi, l’évaluation de l’action de molécules thérapeutiques en mélange sur l’activité du récepteur PXR pourrait permettre d’expliquer certaines interactions médicamenteuses connues mais également d’en révéler de nouvelles.
EFFET COCKTAIL
L’effet cocktail représente actuellement l’une des difficultés principales pour la communauté scientifique, dans son travail sur l’étude de la dangerosité des pesticides.
Lorsqu’un laboratoire mène une étude sur une substance donnée, elle ne considère que celle-ci et ne travaille que sur ses propres impacts sur la santé. Seulement, en pratique les agriculteurs notamment ne sont pas exposés qu’à une, mais bien à une multitude de substances dans leur vie quotidienne. Ainsi, même s’il n’est exposé qu’à des quantités inoffensives de chacune de ces substances, leur combinaison peut s’avérer très dangereuse pour un individu : c’est l’effet cocktail.
Les industriels sont les premiers à utiliser les effets cocktails lorsqu’ils établissent les dosages des pesticides qu’ils souhaitent commercialiser. En effet, à une substance principale, nommée principe actif, s’ajoutent une multitude d’adjuvants dont le rôle est d’augmenter les effets de la substance active, voire d’apporter de nouvelles propriétés chimiques au mélange. Actuellement, ces effets cumulés ne sont que très peu pris en compte dans les études concernant la toxicité des pesticides.
Un exemple est donné par l’INSERM dans son étude Pesticides : Effets sur la santé, parue en 2013, qui illustre ici l’effet synergique :
«Key et coll. (2007) étudient la toxicité d’un mélange de trois pesticides, un herbicide et deux insecticides (atrazine, fipronil et imidaclopride) sur la larve de crevette d’herbier. Lorsqu’ils sont administrés isolément, le fipronil est le plus toxique et l’atrazine ne l’est pas du tout. En combinaison binaire avec l’atrazine, la toxicité de chacun des pesticides n’évolue pas. De même, on n’observe pas de toxicité plus qu’additive avec le mélange fipronil et imidaclopride. Mais lorsque l’atrazine est combinée aux deux autres insecticides (fipronil et imidaclopride), le mélange présente une toxicité supérieure à la toxicité additive de ces deux insecticides. »
La difficulté majeure que l’effet cocktail pose à la science apparaît bien d’ailleurs dans cette même étude :
« Bien que cette problématique soit d’importance majeure, le nombre considérable de xénobiotiques [Se dit d’une molécule étrangère à un organisme vivant (additif alimentaire, par exemple) et considérée comme toxique, source : Larousse] environnementaux, ajouté à leurs effets combinés, rend impossible toute évaluation toxicologique réglementaire des mélanges. Compte tenu de ce déficit de données expérimentales, il est nécessaire de modéliser leurs impacts pharmaco-toxicologiques potentiels à partir des données disponibles sur les substances testées isolément. »
Ohri Yamada, qui travaille à l’ANSES à la Direction d’Evaluation des Risques, en arrive aux mêmes conclusions. A l’Agence, les scientifiques s’intéressent aux doses de pesticides auxquelles vont être exposés les agriculteurs. Ensuite, des études en laboratoires permettent de déterminer la dose létale que l’on associe à chaque produit, en effectuant des tests sur des animaux par exemple. En comparant les deux valeurs, on peut alors conclure quant au risque de dommage sur la santé de l’agriculteur.
Dans ce cas-là, bien évidemment l’étude se fait substance par substance, en d’autres termes, l’effet cocktail n’est pas pris en compte à l’ANSES.
Selon M. Yamada, il y a en effet trop de combinaisons possibles : toutes ne peuvent pas être testées. Cependant, l’EFSA commence à prendre en compte cet effet cocktail en regroupant les substances qui ont des modes d’actions similaires, mais les applications ne sont pas encore effectives.
Toute la difficulté de l’appréciation de l’effet cocktail est là : il y a trop de combinaisons possibles, trop de substances diverses et variées – pas seulement des pesticides d’ailleurs – à prendre en compte, ce qui rend une étude globale impossible.
Jean-Charles Bocquet, ancien directeur de l’UIPP, nous confiait quant à lui ses doutes quant au véritable danger que représente l’effet cocktail : est-ce un si grand risque pour les populations d’agriculteurs ? Dans notre entretien avec lui, il nous décrit en effet les méthodes de travail de l’ANSES, quand l’agence s’est intéressée à l’effet cocktail :
« Sur la base de toutes les études de résidus qui sont faites tous les ans au niveau européen, il y a un monitoring qui est fait sur 70 000 à 80 000 échantillons de fruits et de légumes. On retrouve des traces de résidus, et sur la base de ces traces retrouvées, l’ANSES a fait des études parce qu’on retrouve parfois 10, 12 traces de résidus différents sur des pommes ou d’autres productions légumières. Et c’est sur la base de ces données que l’ANSES a revérifié s’il y avait ou pas un effet sur la santé. Et, en fait, ses conclusions c’est qu’il n’y a pas de panique par rapport aux effets potentiels « cocktail » parce que les marges de sécurité qui sont prises, pour chacune des molécules sont tellement grandes, que en fait, même quand on remélange plusieurs produits avec un même type de mode d’actions, pour l’instant, il n’y pas d’effet.»
Ce cas particulier représente-t-il bien l’ensemble des conséquences que peut avoir l’effet cocktail sur la santé ?
Dans son rapport, l’INSERM conclut que « la population générale comme la population professionnelle est exposée en permanence à des « cocktails » de xénobiotiques, comme des mélanges de pesticides tant à partir des denrées alimentaires qu’à travers l’environnement général et professionnel où des molécules, même interdites, sont encore présentes. Les effets d’une exposition à un mélange de pesticides restent extrêmement difficiles à mettre en évidence d’autant que viennent s’ajouter les effets d’autres produits chimiques de nature extrêmement variée. […] Malgré de nombreuses études relatives à l’impact des mélanges de pesticides, il existe encore trop peu de données concernant les interactions possibles entre les composants d’un mélange. La multiplicité des interactions lors d’une exposition à un mélange de substances rend compte de la difficulté d’une évaluation toxicologique réglementaire des mélanges. Ces interactions peuvent en outre être influencées par de nombreux autres paramètres comme l’imprégnation à d’autres molécules (tabac, alcool, médicaments…) ou l’état physiopathologique de l’individu (diabète, insuffisance rénale…).»
Marc Mortureux, ancien directeur général de l’ANSES, va dans le même sens dans l’article de l’AFP « Pesticides : des risques à long terme encore mal évalués », publié en avril 2014 : il reconnaît en effet que pour une même substance active, il peut y avoir «300 préparations commerciales différentes», et «il n’y a pas de façon systématique d’essais de toxicité chronique, de long terme, sur chacune des formulations».
Sommes-nous alors dans une impasse ? Comment répondre alors au problème de l’effet cocktail ? Les dernières lignes du rapport concernant cet effet laissent entrevoir des possibilités de développement :
«La complexité des interactions des pesticides au sein d’un mélange avec différentes cibles aux niveaux cellulaire et moléculaire (transporteurs de xénobiotiques, cytochromes P450, différentes voies de signalisation…) justifie d’approfondir les recherches en utilisant des modèles expérimentaux mimant l’exposition des professionnels et en parallèle de rechercher des modèles théoriques pouvant rendre compte d’un mécanisme d’action similaire ou au contraire distinct. Comme le proposent Soto et Sonnenschein dans une revue récente (Soto et Sonnenschein, 2010), il sera important d’associer plusieurs approches comme la modélisation mathématique, les simulations et les approches expérimentales pour améliorer les connaissances dans ce domaine.»
La question de l’effet cocktail peut à ce jour être résumée par le positionnement de Ohri Yamada, et de l’ANSES : l’effet cocktail est un phénomène connu, mais pour le comprendre et le maîtriser pleinement il manque encore au monde scientifique un développement technique nécessaire.
Finalement, le problème de l’effet cocktail ou de la question des faibles doses rend impossible une décision scientifique tranchée, ce qui relance le débat entre les pro-pesticides : les entreprises phytosanitaires qui mettent en valeur l’efficacité de leurs produits, et les anti-pesticides, notamment les associations de victimes.
Perturbateurs endocriniens : échos du congrès d’endocrinologie de 2012 https://lnkd.in/ed8J2y28
L’augmentation de la prévalence de certaines maladies, le développement des nouvelles technologies et l’industrialisation ont soulevé la possibilité de l’implication de facteurs environnementaux, de produits industriels, de facteurs nutritionnels, d’infections, de médicaments… Ils ont donc des effets potentiellement délétères sur le développement, la croissance, le métabolisme, la reproduction, les systèmes nerveux, immunitaire et cardiovasculaire. Ils constituent donc un véritable enjeu de santé publique. Leur longue demi-vie peut expliquer les effets retardés et leur caractère souvent lipophile peut favoriser la transmission materno-fœtale. Les données épidémiologiques sont difficiles à interpréter en raison des différences interindividuelles de sensibilité aux perturbateurs endocriniens et d’action non linéaire/non monotone (par opposition à effet dose toxique), des multiples interactions entre agents environnementaux (effets additifs et/ou synergiques et/ou antagonistes), du rôle des la fenêtre d’exposition, la latence et la possibilité d’effets transgénérationnels.
C’est dans ce contexte général que s’intègre notre étude. Associée à une enquête de biosurveillance qui a pour ambition d’évaluer les menaces pesant sur des écosystèmes, elle a comme objectifs la détermination du degré de contamination des réseaux trophiques aquatiques par des polluants organiques persistants d’origine agricole et industrielle et d’en apprécier la dynamique au sein de ces réseaux. Dans le milieu naturel, les POPs sont introduits de manière chronique par les activités humaines qui s’exercent à sa périphérie. Ces xénobiotiques présentent généralement une grande persistance et une importante rémanence. À ces objectifs principaux s’ajoutent la validation in situ de biomarqueurs, en relation avec l’emplacement trophique et la structure du réseau, et la détection d’organismes « sentinelles » ou bioindicateurs propres aux écosystèmes aquatiques. Il s’agit donc, d’une démarche pluridisciplinaire rassemblant des problématiques environnementales, chimiques, biologiques, écologiques, la biogéochimie et écotoxicologiques, focalisées sur la caractérisation de l’état sanitaire des écosystèmes aquatiques.
Les considérations sur les modalités de la structuration des interactions alimentaires entre les organismes portent, en effet, sur les mécanismes de contrôle du fonctionnement des écosystèmes, à travers la régulation des populations par les réseaux trophiques. D’une manière générale, les populations peuvent être régulées à la base et au sommet des chaînes alimentaires. Autrement dit, les chaînes alimentaires sont contrôlées par la disponibilité des ressources, régulées par les caractéristiques physico-chimiques du milieu, depuis les producteurs jusqu’aux prédateurs mais également dans le sens contraire, par la prédation exercée par les niveaux supérieurs sur les niveaux trophiques inférieurs. Dans un écosystème, ces deux types de contrôle par les réseaux trophiques coexistent et se complémentent, mais dépendent de l’échelle spatiale considérée et des paramètres de forçage tels que les nouveaux polluant. Des recherches, encore peu nombreuses, conduites dans des milieux naturels ont mis en évidence des possibles modalités d’interaction entre le contrôle bottom-up et top-down dans différents écosystèmes. Ces recherches, couplées à des études récentes de modèles trophiques amènent à la même conclusion générale: le fonctionnement de chaque écosystème est unique dans la façon dont ces deux types de contrôle interagissent sous l’effet de conditions environnementales spécifiques à chaque milieu naturel. C’est la raison pour laquelle les études des interactions alimentaires entre les organismes, de la structure et de la dynamique des réseaux trophiques in situ dans différents biotopes naturels revêtent une importance capitale dans la compréhension du fonctionnement des écosystèmes globaux. La détérioration des milieux naturels, la modification de la composition des peuplements et la contamination par des xénobiotiques persistants sont, à l’heure actuelle, les répercussions les plus préoccupantes parmi les nombreuses activités humaines ayant un effet sur la structure et la dynamique des réseaux trophiques. Puisque les espèces diffèrent dans leurs modes d’utilisation des ressources, dans leurs effets sur l’environnement et dans leurs interactions avec les autres espèces, les changements de la composition spécifique, lorsqu’ils sont d’origine humaine, ont un impact beaucoup plus prononcé que s’ils étaient naturels. Ils sont responsables de modifications dans la nature et l’intensité des nombreux processus écologiques. En fait, nombreux sont les exemples de l’effet de l’introduction d’espèces ou de l’élimination d’espèces autochtones sur la structure et la dynamique des réseaux trophiques aquatiques. La présence ubiquiste dans la biosphère de substances chimiques introduites et dispersées par l’homme, représente certainement une des principales causes de la modification générale des écosystèmes aquatiques et l’un des aspects les plus inquiétants de la crise globale qui affecte notre environnement.
Le processus physico-chimique rencontré dans tous les cas est la diffusion entre les compartiments sédimentaires et aquatiques. Les phénomènes advectifs (dans les sédiments et dans l’eau) et convectifs (dans l’eau) interfèrent aussi dans ces échanges. Par ailleurs, les processus de transformations chimiques et microbiologiques sont responsables du recyclage des éléments entre l’eau et le sédiment. Il existe ainsi un couplage étroit entre la régénération des nutriments au niveau du sédiment par le benthos et la production primaire de la colonne d’eau. L’activité des organismes, lorsqu’ils sont présents semble ainsi prépondérante. Les activités autotrophe et hétérotrophe des organismes contribuent à l’oxydation du carbone organique. Elles induisent en outre des modifications dans les gradients de pH, Redox et dans la composition ionique des différentes phases.
Dans l’eau, ce phénomène concerne pour l’essentiel les populations bactériennes ; elle est favorisée à l’interface eau-sédiment par le biais des bactéries fixées sur ces sédiments mais peut également faire intervenir des bactéries en suspension dans le milieu aquatique. Dans ces processus, les composés organiques (tels que les pesticides) sont utilisés comme source de carbone et d’énergie pour le métabolisme. Dans ce cas l’utilisation de ces substrats contribue à la croissance de la population bactérienne. Mais il peut s’agir aussi de co-réactions nécessitant la synergie d’autres micro-organismes, ou la présence d’autres substrats carbonés et/ou d’autres sources d’énergie pour aboutir à la dégradation du pesticide. Dans ce cas, la molécule xénobiotique ne participe pas à la croissance populationnelle. Ces phénomènes ne conduisent pas nécessairement directement à la dégradation complète du composé en CO2 (aérobiose) ou en CH4 (anaérobiose ou fermentation). La biodégradation peut simplement catalyser d’autres réactions physico-chimiques (adsorption, polymérisation, etc.) si les métabolites sont plus réactifs que la molécule d’origine. Ainsi, la biodégradation peut, selon le cas rendre à nouveau disponible un métabolite pour des processus chimiques ou biologiques, mais aussi induire son piégeage (complexation sur les humines, adsorptions non réversibles) et donc la soustraire aux processus biologiques, ou encore faciliter sa fuite vers l’atmosphère.
Le milieu estuarien
Lieux de rencontre entre les eaux continentales et les eaux marines, les estuaires sont définis comme des zones de transition. Les interactions entre les paramètres physicochimiques propres à chacune des masses d’eau engendrent la formation d’écosystèmes complexes et fluctuants. En effet, les marées, ajoutées aux débits ainsi qu’aux courants de circulation, ont pour effet majeur d’homogénéiser les masses d’eaux continentale et marine. Les estuaires comme des environnements dynamiques où les paramètres physico-chimiques ainsi que biologiques présentent une variabilité spatiale et temporelle élevée. En effet, le mélange des deux masses d’eau induit de forts gradients des paramètres environnementaux (tels que la salinité et les matières en suspension) au sein d’un continuum fluvioestuarien. Les estuaires sont également considérés comme des exutoires des bassins versants et a fortiori des réceptacles d’apports amont riches en sels nutritifs et matières organiques. Ils sont donc des zones de transit de matière et sont dès lors des environnements privilégiés pour sa transformation (floculation, adsorption…) et sa dégradation (consommation, activités microbiennes). La diversité des apports en matière organique au sein des estuaires complexifie également la compréhension du fonctionnement de ces systèmes. Elle peut être allochtone, c’est-à-dire produite en dehors du système estuarien (d’origine strictement fluviale ou océanique, anthropique…), ou autochtone, issue d’une production strictement estuarienne (phytoplancton, microphytobenthos, macrophytes…). De la même façon que les paramètres physicochimiques, la contribution de ces sources au pool de matière organique en suspension ou sédimentaire (organique et inorganique) dépend de la localisation au sein du continuum fluvioestuarien et également de la période de l’année. La variabilité de la composition du pool de matière organique est donc variable spatialement et temporellement à une échelle tidale (coefficients, débits), saisonnière (crues et étiages) et interannuelle. Certains estuaires, notamment les estuaires macrotidaux, présentent un phénomène naturel relativement complexe ayant de nombreuses conséquences sur le fonctionnement de l’estuaire. Ce phénomène résulte de la circulation résiduelle engendrée par l’écoulement différentiel des eaux douces et des eaux salées, ainsi que de l’asymétrie de l’onde de marée. En lien avec l’écoulement des eaux douces en surface (moins denses) et des eaux salées en 4 profondeur, l’accumulation élevée de MES est à l’origine de la formation d’une zone de turbidité maximum : le « bouchon vaseux ». Le BV est issu du piégeage de particules fines du fait d’une circulation résiduelle en amont de l’intrusion saline. Il est soumis à des migrations longitudinales et à des cycles de dépôt et de remise en suspension à différentes échelles de temps selon l’intensité des débits fluviaux. C’est donc cette variabilité naturelle rapide des paramètres physico-chimiques qui rend la compréhension et la dynamique d’un estuaire si complexes. L’importance accrue des impacts anthropiques, en particulier durant les vingt dernières années, a par ailleurs amplifié cette complexité. En effet, le développement des activités humaines a fait perdre aux plus grands estuaires certaines de leurs fonctionnalités écologiques (fragmentation des habitats, modification de la biodiversité et de l’hydrodynamique…), allant même jusqu’à menacer leur dynamique. Ne représentant que 6% de la superficie des eaux marines, les écosystèmes côtiers et littoraux concentrent pas moins de 60% de la population mondiale et bientôt 75% aux alentours de 2025. En terme financier, les estuaires participent à 33% de la valeur économique des systèmes marins. En plus d’être hautement productifs, ils possèdent un rôle écologique fondamental au regard de leur importance en tant que zone de nourricerie, de croissance et de couloir migratoire pour un grand nombre d’espèces de poissons et d’oiseaux. Depuis toujours, l’homme associe les écosystèmes côtiers à de très forts enjeux économiques et sociétaux. Les estuaires accueillent des activités industrielles (raffineries, usines) avec en parallèle les infrastructures nécessaires à leur bon fonctionnement (tunnels, ponts…). Les activités portuaires se sont fortement développées à partir du milieu du XIXème siècle, favorisant les échanges économiques mais modifiant de façon importante la morphologie des estuaires. Les estuaires sont également un service majeur lorsque l’on parle d’alimentation avec les activités de pêche, d’aquaculture et d’agriculture. De plus, leur eau est utilisée en tant que ressource de choix pour l’industrie et l’agriculture (refroidissement des centrales nucléaires, irrigation…). Les estuaires ont un rôle majeur aussi en tant que services culturels, patrimoniaux et touristiques. Dans ce contexte actuel de changement global, de nombreux travaux ont mis en avant que les principales évolutions actuelles (hors modifications aigues telles que des pollutions/aménagements ponctuels) sont l’augmentation de la température et le phénomène de « marinisation » (intrusion saline accrue). Ces modifications ont un effet sur les aires de répartition des espèces, sur la phénologie et la diversité des organismes, ainsi que sur leur réactivité, c’est-à- dire leur temps d’adaptation vis-à-vis de ces modifications environnementales Cet ensemble de changements observés à l’échelle des communautés engendre majoritairement un déclin, voire la disparition, de certaines espèces ou, à l’inverse, l’apparition d’autres espèces. Certaines espèces invasives et/ou opportunistes peuvent bénéficier de ces nouvelles conditions et s’installer dans ces systèmes.
Les systèmes estuariens sont caractérisés par de profonds changements dans les propriétés chimiques de l’eau et souvent par de hautes activités biologiques. Ces variations affectent significativement la distribution des éléments et leurs transferts vers la zone côtière adjacente. C’est particulièrement vrai dans le cas des métaux, des nutriments et de la matière organique. A chaque flux de la marée, la résistivité de l’eau diminue avec la concentration en sel qui augmente, ce qui provoque un relargage de métaux des complexes organométalliques. Au reflux de la marée les complexes perdent leurs ions métalliques.
La forme physico-chimique d’un composé détermine sa mobilité, biodisponibilité et toxicité vis à vis des organismes vivants. Dans un sédiment, il existe de nombreux échanges entre les différents compartiments, tel que de la phase particulaire vers la phase dissoute, entraînant ainsi une contamination. Ces échanges sont complexes et influencés par de nombreux facteurs physiques, chimiques et biologiques
Mobilité des métaux : salinité, pH, potentiel redox, carbone organique Les variations de mobilité des métaux se traduisent par le passage de la forme colloïdale et particulaire à la forme dissoute (ionique ou adsorbé) et vice et versa. Ces échanges sont influencés par la salinité, le pH, le potentiel redox et la teneur en carbone organique du sédiment L’augmentation de la salinité entraîne la remobilisation des métaux sédimentaires par compétition des ions magnésium et calcium vis à vis des autres métaux sur les sites de fixation. Ceci a été observé pour le Cd, et le Mg. Pour le Cu et le Pb, les désorptions sont beaucoup plus faibles car ils sont principalement associés à la matière organique. Les métaux libérés (mobiles) présentent une toxicité plus ou moins marquée, car ils vont former des chloro-complexes qui sont moins biodisponibles que les ions libres. Dans les sédiments, le pH dépend de l’activité biologique et de la capacité tampon du système.
La réduction des sulfates (SO4 2-) en sulfure (S2-) entraîne une augmentation du pH alors que la dénitrification (rédustion des nitrates (NO3) en azote (N2)) entraîne sa reduction. Dans ce dernier cas, on observe une dissolution des carbonates et une augmentation de la compétition entre les métaux et les ions hydrogène vis à vis des sites d’adsorption ; ceci se traduit par un relargage de métaux sous la forme hydratée et par suite une augmentation de leur biodisponibilité et de leur toxicité. Le potentiel redox est un des facteurs les plus importants pour la mobilité des métaux. Sa faible augmentation entraîne une oxydation des sulfures et la libération de métaux dans l’eau interstitielle et l’eau surnageante. L’augmentation du potentiel redox peut être due à différents processus :
La modification du taux de sédimentation des particules ou la réduction des sulfates par les bactéries, qui entraînent des variations spatiales et saisonnières de la quantité d’AVS dans les sédiments.
La bioturbation et l’irrigation du sédiment par les organismes benthiques lorsqu’ils se déplacent, mangent, fabriquent leur tube et excrètent.
Une remise en suspension du sédiment lors des tempêtes, les fortes marées ou les activités de dragages. Le carbone organique est également un composant important dans l’adsorption des métaux, aussi bien dans la partie oxygénée du sédiment que dans la partie anoxique lorsque les métaux sont en quantité supérieure aux ions sulfures. Blasco et al. (2000) ont montré que dans l’eau interstitielle les profils de concentration sont différents selon les métaux. Le Cu et le Cr sont enrichis dans l’eau interstitielle de la partie oxique du sédiment car ils sont principalement pris en charge par la matière organique.
Mobilité des HAP : granulométrie et carbone organique Les HAP, faiblement solubles dans l’eau, s’associent très facilement aux particules ainsi qu’à la matière organique. Cependant, des échanges existent entre la phase particulaire et la phase dissoute ; ils sont influencés par la teneur en matière organique (exprimée en teneur de carbone organique, CO) et la granulométrie des sédiments. La mobilité et la disponibilité des HAP dépendent également de la source qui les a générés. Les HAP pétroliers, présents sous forme d’émulsion avec l’eau sont plus facilement disponibles en comparaison des HAP d’origine pyrolitique fortement adsorbés sur et dans les particules. Le passage des composés organiques de la phase particulaire à la phase dissoute est principalement géré par le caractère hydrophobe de ces molécules, ainsi que par la quantité et la qualité de la matière organique. Plus un composé est hydrophobe, plus il est fortement adsorbé sur les particules. De la même façon plus la teneur en matière organique est élevée, moins les HAP sont mobiles et leur coefficient Kp diminue. Plusieurs phénomènes tels que l’activité bactérienne, qui utilise la matière organique comme source d’énergie, peuvent entraîner la libération d’HAP sous forme dissoute. La quantité de colloïdes dans l’eau interstitielle joue également un rôle important dans la mobilité des composés organiques. Brownawell et Farrington (1986) ont montré que la concentration en PCB dans l’eau interstitielle est corrélée à la teneur en colloïdes. De la même façon Landrum et al. (1987) ont observé des teneurs en BaP dans l’eau interstitielle supérieures à son seuil et solubilité, ceci grâce à la présence de matière organique sous forme colloïdale. La granulométrie du sédiment joue également un rôle important dans la distribution des HAP. Les HAP de poids moléculaire élevé (peu hydrosolubles) sont préférentiellement associés aux particules fines en comparaison aux composés plus hydrosolubles ; leur mobilité et leur biodisponibilité diminuent donc lorsque la fraction de particules fines d’un sédiment augmente. Chapitre
La remise en suspension des sédiments, par des phénomènes naturels (marée, tempêtes), ou par des activités humaines (dragage) se traduit par un apport en particules sédimentaires et en eau interstitielle ce qui peut entraîner le relargage de contaminants (totaux et/ou dissous) dans la colonne d’eau et en détériorer la qualité. La remise en suspension d’un sédiment provoque principalement l’oxygénation des sulfures, et le passage des métaux sous forme dissoute. Néanmoins Van Den Berg et al. (2001) ont montré lors d’une étude en milieu naturel, que le rejet de boues de dragages entraîne une augmentation de la teneur totale en métaux dans la colonne d’eau, résultant de l’augmentation de la turbidité ; par contre, les teneurs en métaux sous la forme dissoute ne sont pas modifiées. Des observations similaires ont été faites par Zhuang et al. (1994) et Slotten et Reuter (1995). Ces phénomènes résultent de l’action de deux processus simultanés : la faible vitesse d’oxygénation des sulfures métalliques et la formation de nouveaux sites d’adsorption comme les hydroxydes de fer. Ces études qui n’ont concerné que quelques métaux (fer et manganèse en particulier) ne permettent pas de conclure de façon définitive sur les effets des rejets de boues de dragage ou de la remise en suspension d’un sédiment sur la qualité biologique de la colonne d’eau. Ainsi, la remobilisation maximale du Cd n’est observée qu’un mois après les rejets. De la même façon, Wirth et al. (1996) ont montré une contamination de l’eau en As après des rejets de boues de dragage. Cependant, ces études concernent uniquement la remise en suspension de sédiments anoxiques, en ce qui concerne les sédiments oxiques, régulièrement remis en suspension lors des marées (milieux côtiers et estuariens), la remobilisation des métaux est différente. La remobilisation des contaminants organiques (HAP en particulier) par la remise en suspension des sédiments est d’autant plus faible que leur caractère hydrophobe et leur affinité pour la matière organique est élevée. Le temps de contact entre le composé et le sédiment joue aussi un rôle important sur leur relargage. Les HAP résultant d’une contamination ancienne (temps de contact important avec les particules) sont plus fortement fixés, incrustés dans les particules et plus difficiles à désorber. Ces résultats montrent la difficulté à définir un équilibre entre les composés et les particules, lors de la fabrication de sédiments artificiels.
« Selon Application d’un cadre pour l’évaluation de la toxicité des groupes et des mélanges de SPFA : un examen plus approfondi des approches dose-additivité, 2021 10.1093/toxsci/kfaa123 »
L’approche conventionnelle des évaluations des risques pour la santé humaine des produits chimiques dans l’environnement implique des évaluations individuelles des produits chimiques. Pour les évaluations des risques cumulatifs impliquant une coexposition à des mélanges chimiques, des hypothèses souvent simplificatrices sont faites concernant l’additivité de la dose, l’additivité de la réponse et les interactions (par exemple, synergie ou antagonisme). Dans de rares cas, des évaluations complètes de plusieurs sources de données étayent les estimations quantitatives des risques cumulatifs pour de larges classes chimiques telles que les hydrocarbures pétroliers totaux, les biphényles polychlorés, les organophosphates et les composés de type dioxine. Une variété de méthodes d’évaluation des risques et de cadres décisionnels liés aux mélanges ont été développés (examinés dans le Comité scientifique de l’Autorité européenne de sécurité des aliments et al. , 2019. Avant d’utiliser les méthodes d’évaluation des risques des mélanges, notamment : (1) Quand est-il approprié de généraliser et de supposer une additivité de la dose ou de la réponse ? ; (2) Quelles informations sont nécessaires pour déterminer que 2 composants chimiques ou plus du mélange partagent un mode d’action (MoA) commun ou ont des courbes dose-réponse de forme similaire ? ; (3) Quelles preuves sont nécessaires pour estimer la toxicité du mélange si les données de l’étude de toxicité du mélange complet font défaut ? ; et (4) Comment traiter la fraction de produits chimiques non identifiés pouvant être présents dans un mélange ? Bon nombre des méthodes courantes d’évaluation des risques des mélanges chimiques impliquent des inférences sur les réponses à des doses relativement faibles, en utilisant des informations dose-réponse provenant d’études avec des composants uniques souvent administrés à des doses supérieures aux niveaux pertinents pour l’environnement. Des informations plus complètes sur les réponses à faible dose sont nécessaires pour affiner les approches quantitatives et utiliser plus pleinement les données des études sur les composants chimiques. En effet, les données soit sur le mélange exact concerné, soit sur un mélange entier « suffisamment similaire » sont souvent des lacunes critiques dans les données (EPA, 2000 ). Avec des méthodes analytiques améliorées et un nombre croissant de produits chimiques utilisés dans des applications commerciales, des méthodes sont nécessaires pour traiter la fraction d’un mélange qui est composée de produits chimiques pour lesquels il manque des données sur la toxicité, ou la fraction du mélange composée de produits chimiques encore non identifiés qui peuvent contribuer en partie à une toxicité constatée. C’est le cas des substances per- et polyfluoroalkyles non polymères (PFAS).
À ce jour, Santé Canada et l’Institut national de la santé publique et de l’environnement des Pays-Bas (RIVM) semblent être les seuls organismes de réglementation à avoir explicitement appliqué certains aspects d’un cadre d’évaluation des risques des mélanges aux SPFA. Santé Canada a modelé son cadre sur les directives sur les mélanges de l’Organisation mondiale de la santé/Programme international sur la sécurité des produits chimiques. Il a déterminé qu’une approche HI dose-additive pour l’APFO et le SPFO dans l’eau potable est appropriée pour la protection de la santé humaine. Cette conclusion était fondée sur la probabilité d’une coexposition et sur une détermination de la similarité toxicologique. En résumé, les approches réglementaires pour traiter les risques associés à l’exposition à un mélange de PFAS sont incohérentes. Des approches scientifiques sont nécessaires, y compris l’utilisation de méthodes établies d’évaluation des risques des mélanges et des évaluations complètes des données disponibles sur les études sur les PFAS individuels et les mélanges entiers de PFAS.
Ecotoxicologie
L’écotoxicologie est la discipline qui évalue les effets des perturbations physiques et chimiques sur les êtres vivants, les voies de transfert des contaminants et leur action sur l’environnement. Elle regroupe des études physico-chimiques, permettant de décrire le milieu étudié et de définir son niveau de contamination, ainsi que des études biologiques afin de déterminer la qualité du milieu. L’écotoxicologie peut intervenir à différents niveaux d’organisation biologique : moléculaire, subcellulaire et cellulaire, tissulaire, de l’organisme, de la population et de l’écosystème.
Selon le livre : Eco toxicologie. Théorie et applications 1997 par V.E &T.L Forbes et J.L Rivière agronome à l’INRA.
L’écotoxicologie se heurte à une très grande complexité liée à l’extrême diversité des constituants de l’écosphère, aux variations spatiotemporelles des facteurs écologiques, à la diversité quantitative des contaminants et aux innombrables mécanismes d’adaptations mis en œuvre par les organismes.
La terre est couverte de sédiments marins sur environ 70% de sa surface et la plupart des polluants, à moins d’être rapidement dégradés, aboutissent dans l’environnement benthique. Le devenir ultime de ces polluants est déterminé par leurs effets et leurs interactions avec la faune et les autres éléments vivants. Les études des effets des invertébrés sur les propriétés physicochimiques des sédiments et des sols datent d’une centaine d’années, depuis les travaux de Charles Darwin (1896). Il semble donc surprenant que la littérature éco toxicologique soit aussi pauvre en ce qui concerne les effets des métazoaires sur le devenir et la dégradation des polluants. A de rares exceptions près, les seules approches de la chimie de polluants dans les sols et les sédiments sont la fiole de laboratoire et les suspensions de sédiments. Même dans ces situations simplifiées, les études du devenir et des effets se sont déroulées parallèlement, sans liens réciproques, sans tenir compte de la manière dont le milieu, dans lequel le benthos vit et échange de la matière et de l’énergie, développe des caractéristiques physicochimiques qui vont finalement déterminer le devenir des polluants. Les organismes sédimentaires exercent indirectement un certain degré de contrôle sur la toxicité des polluants, car l’évolution physicochimique d’un dépôt sédimentaire est fortement modulée par la présence d’éléments vivants. Les interactions entre éléments vivants, sédiments et polluants sont modulées par l’activité des organismes sédimentaires : la construction de galeries augmente les surfaces, donc les échanges entre les milieux oxygénés et anoxiques et les échanges par diffusion dans la colonne d’eau. Les éléments vivants ont une grande influence sur l’intensité et la localisation de réactions d’oxydoréductions, et augmentent l’hétérogénéité biogéochimique globale.
Les propriétés chimiques intrinsèques, les variables environnementales et les facteurs biologiques qui jouent sur la toxicité, la dégradation et l’accumulation des substances sont maintenant bien mieux connus. Cependant, beaucoup de choses restent à expliquer, particulièrement en ce qui concerne les effets à des niveaux supérieurs d’organisation biologique. En absence de connaissances théoriques plus précises sur l’interaction des effets biologiques à divers niveaux d’organisation, nous n’arriverons pas à donner un sens, même aux données les plus normalisées et mieux harmonisées. Il n’y a pas de réponses simples aux difficiles problèmes culturels, scientifiques, politiques et économiques auxquels nous devons faire face.
Selon Olivier GEFFARD, Toxicité potentielle des sédiments contaminés : évaluation de la biodisponibilité des contaminants sédimentaires.
Dans le milieu aquatique, une grande partie des composés d’origine anthropique ou naturelle s’adsorbent sur les particules en suspension, puis s’accumulent au niveau des sédiments. Ainsi, les dépôts sédimentaires, à l’interface des zones océaniques et continentales, constituent de véritables filtres et réservoirs pour les contaminants connus ou non et forment d’importantes sources de contamination. Les zones côtières sont des biotopes où de nombreuses espèces animales se reproduisent et méritent donc à ce titre d’être protégées. On s’aperçoit aujourd’hui que les perturbations environnementales ont aussi des répercussions sur la santé publique. Ainsi les autorités américaines estiment que 10 % des sédiments présents dans leur lacs, rivières et baies sont suffisamment contaminés par des composés toxiques pour avoir des effets néfastes sur les organismes aquatiques, mais également sur la population humaine consommatrice des ressources aquatiques présentes dans ces milieux. Il est devenu indispensable d’évaluer la qualité de ces milieux aquatiques et plus particulièrement celle de la phase sédimentaire. Le sédiment, compartiment important de l’écosystème aquatique, sert d’habitat et de source de nourriture pour de nombreuses espèces écologiquement et économiquement importantes. Les dépôts sédimentaires marins et littoraux qui font l’objet de la présente étude, se forment à l’interface des zones continentales et océaniques. Ils constituent un filtre pour les polluants et deviennent ainsi les réservoirs ultimes pour de nombreux composés chimiques connus ou inconnus. Ils contiennent donc des xénobiotiques persistants qui peuvent avoir des effets létaux immédiats ou à long terme.
Les analyses chimiques permettent de déterminer et de connaître le niveau de contamination d’un sédiment, mais donnent peu d’informations sur sa « qualité biologique ». Pour mieux appréhender cette dernière, il est plus approprié d’utiliser les réponses d’organismes vivants : les bioessais.
Santé publique et fluor
Selon Exposition chronique au fluorure et risque de trouble du spectre autistique par Anna Strucnecka 2019 : L’augmentation continue des troubles du spectre autistique (TSA) répandus au cours des dernières décennies est à l’origine d’une augmentation des problèmes de santé publique et socio-économiques. Un consensus suggère l’implication de facteurs génétiques et environnementaux dans l’étiopathogenèse des TSA. Le fluorure (F) est rarement reconnu parmi les facteurs de risque environnementaux des TSA, car les effets neurotoxiques du F ne sont généralement pas acceptés. Notre revue vise à fournir des preuves de la neurotoxicité du F. Nous évaluons le risque d’exposition chronique au F dans l’étiopathologie des TSA et étudions le rôle du dysfonctionnement métabolique et mitochondrial, du stress oxydatif et de l’inflammation, de l’immunoexcitotoxicité et de la diminution des niveaux de mélatonine. Ces symptômes ont été observés à la fois après une exposition chronique au F et dans les TSA. De plus, nous montrons que F dans des interactions synergiques avec le cation métallique libre de l’aluminium (Al3+) peut renforcer les symptômes pathologiques des TSA. Ce renforcement a lieu à des concentrations plusieurs fois plus faibles que lorsqu’il agit seul. Une prévalence élevée de TSA a été signalée dans les pays où l’eau est fluorée ainsi que dans les zones d’endémie de fluorose. Nous suggérons de concentrer la prévention des TSA sur la réduction des charges en F et Al 3+ de la vie quotidienne. La neurotoxicité du F a été démontrée dans de nombreuses études de laboratoire sur des cellules et des animaux, ainsi que dans des études épidémiologiques humaines. Nous présentons des preuves que F induit un dysfonctionnement mitochondrial, un stress oxydatif, une inflammation et une immunoexcitotoxicité. Il existe un lien entre un effet connu de F sur la synthèse de mélatonine dans la glande pinéale et la découverte que la synthèse de mélatonine est significativement réduite dans les TSA. De plus, la compréhension des voies induites par le F dans l’étiopathologie des TSA peut conduire à de nouveaux traitements. Tous ces symptômes induits par le F pourraient évoquer plusieurs perturbations du développement cérébral, altérer la neurotransmission et les régulations hormonales, des déficits dans les interactions sociales et induire des intérêts et des comportements répétitifs et stéréotypés entraînant des TSA.
À l’heure actuelle, il existe une divergence entre la pratique de santé publique de fluoration de l’eau, qui est considérée comme précieuse et sûre pour réduire les caries dentaires, et les preuves scientifiques actuelles, qui indiquent que F est une neurotoxine perturbant le développement prénatal et postnatal du cerveau, érodant l’intelligence , et comportement. La neurotoxicité potentielle associée à l’exposition au F, qui a généré une controverse sur la fluoration de l’eau communautaire, reste incertaine. F n’est pas un nutriment essentiel car aucune fonction physiologique ne peut être définie pour laquelle F est nécessaire. La présence de traces d’Al 3+ potentialise fortement les effets neurotoxiques du F. AlF 4 − peut déclencher les symptômes pathologiques des TSA à des concentrations plusieurs fois inférieures à celles du F agissant seul. En synergie avec Al 3+ toute concentration de F pourrait être dangereuse pour le cerveau en développement. Notre revue suggère que la réduction de l’exposition au F dans la vie quotidienne pourrait être un moyen efficace de prévenir prochainement une épidémie de TSA. Le suivi de la prévalence des TSA chez les enfants nés après le retrait du F de l’eau potable fournira des informations pertinentes pour notre hypothèse.
Effets transcriptionnels et cellulaires du paracétamol chez l’huître Crassostrea gigas
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S014765131730372X
Les produits pharmaceutiques et de soins personnels (PPCP) constituent des menaces potentielles pour les organismes aquatiques et sont considérés comme des contaminants émergents en raison de leur large répartition et de leur activité biologique (Winker et al., 2008, Parolini et al., 2013). Les produits pharmaceutiques peuvent facilement atteindre les stations d’épuration où, en fonction de leurs propriétés chimiques et du processus de traitement, ils sont éliminés pendant le traitement ou persistent à des niveaux pouvant atteindre une concentration allant de ng L −1 à µg L −1 dans les systèmes d’eau douce et d’eau de mer ( Gaw et al., 2014, Bebianno et Gonzalez-Rey, 2015, Fabbri et Franzellitti, 2014).
L’acétaminophène ou paracétamol (PAR) (N-(4-hydroxyphényl)acétamide) est un anti-inflammatoire non stéroïdien (AINS) doté de propriétés analgésiques et antipyrétiques utilisé par les humains pour réduire la fièvre et la douleur. Le PAR est considéré comme sans danger pour la consommation humaine et est vendu sans prescription médicale, étant l’un des produits pharmaceutiques les plus consommés au monde (Solé et al., 2010). Des doses élevées de PAR induisent une hépatotoxicité chez l’homme (Blazer et Wu, 2009, Larson et al., 2005, Mitka et al., 2014). En raison de son utilisation répandue, le PAR est fréquemment détecté dans plusieurs systèmes d’eau (Solé et al., 2010, Antunes et al., 2013, Gonzalez-Rey et al., 2015). Dans les effluents d’eaux usées urbaines, les niveaux de PAR variaient entre 48 et 75 µg ·L −1 (Gros et al., 2006, Han et al., 2006). Aux États-Unis, le PAR a été détecté dans 17 % des 142 échantillons d’eau dont les concentrations variaient de 0,11 à 10 µg L −1 (Heberer, 2002, Kolpin et al., 2002), tandis qu’au Royaume-Uni, des niveaux supérieurs à 65 µg L − 1 a été détecté dans la rivière Tyne (Roberts et Thomas, 2006). Dans le milieu marin, des niveaux de PAR allant de 13 à 48 ng L −1 ont été détectés dans les mers Baltique et Égée tandis que des niveaux de 3 µg L −1 ont été détectés sur le front de mer de Tessalonique, en Grèce (Nödler et al., 2014) mais des niveaux plus élevés (200 µg L −1 ) ont été détectés dans la mer Méditerranée (Togola et Budzinski, 2008). De plus, une concentration environnementale prévue (CEE) de 16,5 µg L −1 a été calculée ainsi qu’une concentration prévisible sans effet (PNEC) de 9,2 µg L −1 pour les eaux coréennes (Kim et al., 2007) et une PEC de 65 µg L −1. L −1 a été créé dans l’Union européenne (Stuer-Lauridsen et al., 2000). Le quotient de risque dans les deux cas était > 1 (1,8 et 7,1 respectivement), ce qui suscite des inquiétudes quant à l’exposition des organismes aquatiques. Mytilus edulis en cage sur la côte belge pendant six mois a montré des concentrations de PAR dans les tissus allant de 2,5 à 115 ng g −1 poids sec (Wille et al., 2011), tandis que chez Mytilus galloprovincialis exposé au PAR (0,5 µg L −1 et 25 µg L −1 pendant 14 jours) ou d’une zone côtière non polluée de la mer Adriatique, les niveaux étaient inférieurs à 1 ng/g (Mezzelani et al., 2016a, Mezzelani et al., 2016b), ce qui suggère une certaine controverse quant à l’accumulation de ce composé dans les organismes marins. Par conséquent, cela met en évidence la nécessité d’évaluer ses effets biologiques aux niveaux cellulaire et moléculaire chez les organismes aquatiques importants sur le plan écologique et économique non ciblés.
Compte tenu du risque environnemental que le PAR pourrait présenter dans les zones côtières, en particulier dans celles directement touchées par des installations de traitement des eaux usées limitées, et du manque de connaissances sur les effets moléculaires du PAR sur les organismes aquatiques, cette étude vise à évaluer les effets cytogénotoxiques, biochimiques et transcription génique. réponses chez Crassostrea gigas exposé à deux concentrations de PAR à trois périodes différentes. L’huître C. gigas a été choisie comme modèle en raison de son importance en tant que source de nourriture, de sa valeur économique et écologique et de sa large répartition géographique. Cette espèce est également considérée comme un bon bioindicateur pour évaluer les réponses biochimiques et moléculaires à des concentrations sublétales de plusieurs composés chimiques et des eaux usées.
Effets moléculaires et phénotypiques d’une exposition précoce à un mélange de pesticides pertinent pour l’environnement chez l’huître creuse du Pacifique, Crassostrea gigas
https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0269749123004748
Les premiers stades de la vie sont cruciaux pour le développement des organismes, en particulier pour ceux qui présentent une fécondation externe, dont les gamètes et les premiers stades sont confrontés à des facteurs de stress environnementaux tels que les xénobiotiques . L’huître du Pacifique, Crassostrea gigas , est considérée comme une espèce modèle en écotoxicologie en raison de ses caractéristiques écologiques (benthique, sessile, filtreuse). Jusqu’à présent, des études ont étudié l’impact des xénobiotiques sur des critères d’évaluation embryotoxiques, génotoxiques et physiologiques, parfois à l’échelle multigénérationnelle, mettant en évidence le rôle des mécanismes épigénétiques dans la transmission des altérations induites par l’exposition à des xénobiotiques uniques. Cependant, à ce jour, on sait peu de choses sur l’impact des cocktails de contaminants imitant l’environnement. Ainsi, nous avons examiné l’impact d’une exposition précoce à un mélange pertinent pour l’environnement sur le cycle biologique des huîtres creuses du Pacifique. Nous avons étudié les altérations transcriptomiques, épigénétiques et physiologiques induites chez des huîtres exposées à 18 pesticides et métaux à des concentrations environnementales (concentration somme nominale : 2,85 μg.L −1 , concentration somme mesurée : 3,74 ± 0,013 μg.L −1 ) au cours du stade embryonnaire-larvaire. (0 à 48 h après la fécondation, hpf). Aucune différence significative dans les anomalies embryonnaires-larvaires à 24 hpf n’a été observée au cours de l’élevage des larves et des naissains ; le comportement de nage des individus exposés était perturbé, alors qu’ils étaient plus longs et plus lourds à des moments précis, et présentaient un taux de métamorphose induit par l’épinéphrine plus faible ainsi qu’un taux de survie plus élevé sur le terrain. De plus, des analyses de séquençage d’ARN d’embryons de gastrula ont révélé l’expression différentielle de gènes liés au développement (par exemple, les orthologues de Hox et les régulateurs du cycle cellulaire) entre les huîtres témoins et exposées. Les analyses de méthylation de l’ADN du génome entier ont démontré une modification significative de la méthylation de l’ADN chez les larves exposées, marquée par une tendance à la déméthylation. Ces résultats suggèrent qu’une exposition précoce à un mélange de pesticides pertinent pour l’environnement induit des effets latents à plusieurs échelles pouvant affecter les traits du cycle biologique de l’huître creuse du Pacifique.
L’utilisation généralisée de contaminants conduit à la présence de mélanges complexes de substances dans les masses d’eau continentales et côtières (Landis et al., 2017 ; Tapie et Budzinski, 2018 ; Cruzeiro et al., 2017), avec une majorité d’herbicides (Aubertot et al., 2005). Pour faire face à la dégradation de la qualité de l’eau, la Directive Cadre sur l’Eau de l’UE a répertorié 45 substances prioritaires (annexe I) à surveiller, parmi lesquelles 20 sont des pesticides (Parlement et Conseil, 2013).
Les pesticides menacent les environnements marins depuis les organismes jusqu’à l’échelle écosystémique (Graymore et al., 2001 ; Cuevas et al., 2018 ; Matozzo et al., 2020 ; Rani et al., 2021) et sont particulièrement nocifs pour les organismes non ciblés comme les mollusques, dont les premiers stades de développement externes constituent des fenêtres critiques de forte susceptibilité aux facteurs de stress environnementaux (Burggren et Mueller, 2015 ; Awoyemi et al., 2019 ; Mai et al., 2012 ; Shi et al., 2011 ; His et al., 1999 ; Blount et al., 2021). Parmi ces espèces, l’huître creuse, Crassostrea gigas (Thunberg, 1873 ; par exemple Magallana gigas), est devenue une espèce bivalve emblématique largement utilisée en écotoxicologie (His et al., 1999 ; Oehlmann et al., 2003 ; Gamain, 2016 ; Ladhar-Chaabouni et Hamza-Chaffai, 2016) en raison de ses caractéristiques biologiques (largement répandue, filtrée, sessile) (Miossec et al., 2009; Goldberg et al., 1978) et de son importance économique en tant qu’espèce d’élevage dans le monde (FAO , 2022).
L’impact des pesticides sur les mollusques bivalves a été largement étudié, depuis les échelles moléculaires jusqu’aux échelles physiologiques et depuis les stades embryonnaires-larvaires jusqu’aux stades de gamétogenèse adulte, ainsi que pour une grande variété d’herbicides tels que l’atrazine (Brain et al., 2021 ; Lee et al., 2017). ), diuron (Akcha et al., 2020 ; Akcha et al., 2016), glyphosate (Matozzo et al., 2020 ; Milan et al., 2018 ; Mottier et al., 2015), isoproturon (Bringer et al., 2021), ou le métolachlore (Mai et al., 2014). L’exposition au diuron pendant la gamétogenèse peut non seulement avoir un impact sur les huîtres exposées (Akcha et al., 2020 ; Akcha et al., 2016 ; Barranger et al., 2014), mais également conduire à des effets multigénérationnels depuis l’échelle moléculaire jusqu’à l’échelle phénotypique (Bachère et al. al., 2017 ; Rondon et al., 2017).
La méthylation de l’ADN est l’un des nombreux mécanismes épigénétiques (Eirin-Lopez et Putnam, 2019). Il est essentiel à la régulation de l’expression des gènes (Gibney et Nolan, 2010) et est impliqué dans la plasticité phénotypique, l’adaptation et l’héritage non génétique (Burton et Greer, 2022). Plusieurs études ont démontré le rôle de la méthylation de l’ADN dans la médiation de la réponse aux changements environnementaux (Eirin-Lopez et Putnam, 2019) et aux produits chimiques environnementaux (Baccarelli et Bollati, 2009 ; Bukowska et al., 2022), faisant des niveaux de 5-méthylcytosine l’un des les marqueurs épigénétiques les plus étudiés en écotoxicologie (Aliberti et Barile, 2014 ; Vandegehuchte et Janssen, 2014 ; Suarez-Ulloa et al., 2015 ; Bressler et al., 2020). Chez l’huître du Pacifique, la méthylation de l’ADN est critique pour le développement précoce (Rivière et al., 2013 ; Rivière et al., 2017) et l’exposition au cuivre entraîne des modifications des profils d’expression et de méthylation des gènes homéotiques (Susarellu et al. , 2018a), soulevant des questions sur l’importance de la perturbation de la méthylation de l’ADN dans la fenêtre de sensibilité du développement pour les déficiences à long terme induites par les polluants (Lite et al., 2022).
En outre, les effets des polluants sont principalement évalués substance par substance, négligeant ainsi les effets combinés de mélanges de contaminants qui sont plus pertinents pour l’environnement (Hernández et al., 2017). Si la compréhension des effets des cocktails de pesticides constitue aujourd’hui l’une des questions les plus importantes en écotoxicologie (Commission européenne, 2020), ils ont jusqu’à présent été peu étudiés chez les invertébrés marins (Evans et Nipper, 2007 ; Geret et al., 2011 ; Dondero et al., 2011 ; Moreau et al., 2014) et les effets latents d’une exposition précoce à des cocktails environnementaux restent inconnus chez l’huître.
Ainsi, cette étude a étudié l’impact d’une exposition précoce à un mélange de pesticides pertinent pour l’environnement sur le cycle biologique de l’huître creuse, en explorant les effets à différents niveaux biologiques. Pour cela, des embryons de C. gigas ont été exposés pendant 48 h à un mélange de 18 pesticides à une concentration environnementale (concentration nominale totale : 2,85 μg.L −1 ), et les effets ont été étudiés d’un point de vue moléculaire (génotoxicité, expression génique et méthylation de l’ADN). ) aux échelles phénotypiques (développement larvaire et comportement de nage, capacité de métamorphose, croissance des naissains).
Cette étude est la première enquête sur les effets à long terme de mélanges de pesticides pertinents pour l’environnement sur l’huître creuse du Pacifique. Il démontre qu’une exposition précoce à un mélange de pesticides respectueux de l’environnement affecte de manière légère mais significative à la fois l’expression de certains gènes homéotiques au cours du développement de l’embryon ainsi que la méthylation de l’ADN à des étapes critiques du développement, pendant et après la fenêtre d’exposition.