Indicateurs représentatifs des pollutions

Le Ministère de l’Equipement des Transports et du Logement exerce des missions d’équipement et d’aménagement du territoire telles que le développement du réseau routier et autoroutier, la collecte et le traitement des eaux usées, et des déchets solides. Ces équipements génèrent, par les activités qu’ils permettent (transports, assainissement, …), des impacts sur l’Environnement, qui se traduisent en particulier par l’émission de polluants (pollution organique, métaux, COV, HAPs, pesticides, PCB et dioxines, etc.), dans l’air, dans les sols et dans les eaux superficielles et souterraines. Si la modernisation du pays dans les années 50 a pu, dans un premier temps, faire passer au second plan les préoccupations liées à la protection de l’environnement et de la santé humaine, l’anthropisation croissante de notre environnement, la montée de la conscience écologique (pour l’épanouissement de laquelle il reste encore beaucoup à faire…), et le développement des connaissances ont abouti à la mise en place à partir des années 70 de lois et réglementations (loi sur la protection de la nature, lois sur l’eau, l’air et les déchets, etc.) visant à fournir un cadre pour la régulation des activités susceptibles d’entraîner des perturbations sur les milieux et les populations. Aujourd’hui, avec la prise de conscience de la portée locale mais aussi globale de nos activités (effet de serre, changement climatique), la nécessité de choix compatibles avec un développement durable apparaît évidente, même si elle n’est pas toujours mise en pratique. Dans cette logique, le Laboratoire des Sciences de l’Environnement (L.S.E.) mène depuis 1990 des activités de recherche sur l’évaluation de l’impact des polluants, en se concentrant sur les sols et les milieux aquatiques (eaux douces superficielles et souterraines). Quinze ans après, la lutte contre la pollution des eaux, pourtant identifiée comme de la plus haute importance depuis plusieurs décennies, est encore malheureusement d’une actualité urgente, ce qui confère aux recherches du L.S.E. toute leur légitimité. En effet, l’état écologique des eaux françaises au sens de la Directive Cadre sur l’Eau étant déjà de piètre qualité, l’évaluation des risques pour les écosystèmes, liés en particulier aux pratiques en plein développement de valorisation des déchets (mâchefers d’incinération d’ordures ménagères, sédiments de dragage, boues de bassins de récupération des eaux de chaussées…) comme matériaux de génie civil, est un maillon essentiel d’une politique de prévention des pollutions. L’évaluation de l’impact des polluants sur les écosystèmes correspondants nécessite des investigations à trois niveaux :

  • la caractérisation sur le plan quantitatif et qualitatif de la pollution émise,
  • l’étude du devenir des polluants dans l’environnement,
  • la caractérisation de la réponse des écosystèmes à l’aide de bioindicateurs et biomarqueurs spécifiques.

La conception d’un essai en microcosmes doit répondre à de nombreux objectifs et contraintes. Le microcosme doit en premier lieu offrir, en l’absence de toxiques, des conditions propices au développement des organismes introduits. Cela repose sur un choix judicieux des compartiments abiotiques tels que sédiment et eau surnageante, mais aussi de certaines conditions de fonctionnement (température, oxygénation, renouvellement de l’eau, alimentation des organismes), et, enfin, des espèces introduites, de leur densité et des interactions prévisibles entre elles et avec leur milieu. Le devenir et les effets des polluants introduits dans un milieu aquatique dépendent par ailleurs de la nature (texture, structure, composition) du sédiment présent et de la composition physico-chimique de l’eau surnageante, partiellement influencée par le sédiment mais aussi par l’action des organismes vivants. Le choix de ces facteurs abiotiques et biotiques doit donc tenir compte de la nature des polluants étudiés. Cependant, dans la mesure où, comme dans les essais monospécifiques, un certain degré de standardisation est recherché, de façon à valider un protocole, permettre des comparaisons d’un essai à l’autre, enrichir une base de données et acquérir de l’expérience, il semble indispensable de fixer un certain nombre de conditions autour desquelles seules de légères variations seront autorisées.

Les biomarqueurs sont définis comme « toute altération moléculaire, biochimique, histologique, ou physiologique chez des organismes susceptibles d’être utilisés pour estimer soit l’exposition à des contaminants présents dans leur milieu de vie, soit les effets induits par la pollution ». En révélant une perturbation biologique moléculaire, cellulaire ou physiologique de caractère généralement réversible, les biomarqueurs sont susceptibles d’agir en tant que « signaux d’alarme » indiquant la présence dans le milieu des xénobiotiques d’origine anthropique susceptibles d’exercer à plus ou moins long terme des effets toxiques aux niveaux écologiques supérieurs. Cependant, dans les milieux naturels, la réponse des biomarqueurs est associée d’une part aux stress induits par les activités humaines, mais aussi à ceux d’origine naturelle. C’est la raison pour laquelle Roche (1998) souligne la nécessité d’intégration de l’évaluation des indicateurs biologiques au sein d’hypothétiques populations « témoins » dans les études in situ. Dans une étude de terrain, comme celle rapportée dans ce mémoire, la limite posée par l’absence de témoins a été réduite en intégrant la mesure du taux d’imprégnation par les micropolluants organochlorés chez différents organismes aquatiques à une analyse individuelle d’un grand nombre de paramètres biologiques, notamment des paramètres biométriques et biochimiques. Pour assurer sa signification écotoxicologique, un biomarqueur mesuré au niveau individuel doit permettre de décrire, d’expliquer et, éventuellement, de prédire les effets des activités anthropiques sur les populations et les communautés évoluant dans leur environnement naturel. Qu’ils interviennent dans le maintien de l’homéostasie ou qu’ils traduisent des perturbations fonctionnelles, le rôle principal des biomarqueurs dans les études de biomonitoring mesurés chez les individus est de fournir des marqueurs précoces de dysfonctionnement ultérieurs aux niveaux supérieurs de l’organisation biologique.

L’utilité des biomarqueurs en tant qu’indicateurs de la qualité du milieu et de signaux d’alarme d’une perturbation d’origine anthropique. Si l’on considère que l’écosystème représente la somme de ces composantes, l’impact d’une perturbation à un bas niveau d’organisation biologique peut prédire l’effet aux niveaux supérieurs. L’analyse des biomarqueurs biochimiques et biométriques dans différents maillons de réseau trophique a montré l’incohérence du principe d’un biomarqueur universel et la complexité d’interprétation des résultats en indiquant les lacunes des études centrées sur les relations cause-effet isolées. C’est la raison pour laquelle un paramètre biologique synthétique des capacités métaboliques de l’organisme représenterait un atout considérable dans la validation des biomarqueurs.

Indicateurs microbiologiques

Le devenir de microorganismes pathogènes (flux de bactéries/flux de gènes de résistances et/ou de virulence) dans les eaux de surfaces est aujourd’hui une problématique majeure de santé publique. L’analyse de la composante microbiologique dans des matières érodées le long du continuum sol/ eaux de ruissellement/aquifères / eaux estuariennes et côtières est complexe et mal connue. L’impact anthropique sur le bassin versant, les caractéristiques des sols et l’hydrologie sont déterminants sur la qualité microbiologique des eaux. L’évaluation du risque sanitaire en terme de flux de microorganismes pathogènes, y compris sous leurs formes viables mais non cultivables, est étendue à la problématique de l’antibiorésistance bactérienne. Cette thématique s’inscrit dans une démarche multidisciplinaire où les données microbiologiques resituées dans leur contexte environnemental (hydrogéologie, hydrosédimentologie, pluviométrie, caractéristiques des bassins versants) doivent permettre de modéliser la dynamique des pathogènes bactériens dans ces milieux.

La présence de microorganismes pathogènes d’origine fécale dans les eaux de surface pose d’importants problèmes sanitaires quand ces eaux sont utilisées pour la production d’eau potable, pour l’activité nautique ou l’irrigation. Les maladies infectieuses causées par ces bactéries sont traitées depuis de nombreuses années grâce à l’emploi d’antibiotiques. Cependant, l’usage croissant et massif d’antibiotiques a induit une certaine résistance des bactéries envers ces substances. En effet, les antibiotiques sont utilisés en médecine humaine mais également intensivement en médecine vétérinaire et ont aussi été utilisés comme compléments alimentaires dans l’élevage. On rencontre couramment des bactéries résistantes aux antibiotiques dans les milieux où ceux-ci sont utilisés mais également dans divers environnements naturels comme le milieu aquatique. La présence de bactéries pathogènes antibiorésistantes entraîne un risque sanitaire accru si les infections qu’ils causent ne peuvent pas être traitées par des antibiotiques. Ce travail s’est donc intéressé à la présence de bactéries fécales résistantes aux antibiotiques dans les eaux du bassin de la Seine. Pour cela, des souches d’Escherichia coli et d’entérocoques intestinaux ont été isolées d’échantillons de rivières du bassin, et leur résistance à divers antibiotiques a été testée. L’utilisation de ces deux groupes de bactéries comme indicateurs de contamination fécale est en effet recommandée dans diverses directives européennes de qualité des eaux. L’hypothèse faite ici est que la présence de souches antibiorésistantes de ces organismes témoigne de la probabilité que des pathogènes antibiorésistants de même origine soient aussi présents. Par ailleurs, différents milieux aquatiques, dont l’origine de la contamination fécale est connue ou du moins fortement présumée, ont aussi été échantillonnés afin de déterminer la source principale des bactéries fécales antibiorésistantes trouvées dans les rivières : eaux usées domestiques (contamination fécale d’origine humaine), eaux usées hospitalières (origine humaine mais provenant d’une population massivement traitée aux antibiotiques), eaux de surfaces sous l’influence du lessivage de terres agricoles (contamination provenant d’animaux d’élevage) et enfin ruisseaux forestiers (contamination provenant d’animaux sauvages non traités aux antibiotiques).

L’étude de la résistance de souches d’Escherichia coli et d’entérocoques intestinaux aux antibiotiques dans les rivières a confirmé le fait que l’utilisation d’antibiotiques tant en médecine humaine qu’en médecine vétérinaire provoque l’émergence puis la dissémination de bactéries fécales antibiorésistantes. La présence dans les rivières de souches antibiorésistantes de ces deux indicateurs fécaux montre que d’autres bactéries d’origine fécale antibiorésistantes, possiblement pathogènes, y sont potentiellement présentes. Un risque sanitaire est donc présent étant donné que les possibilités de traitement des infections causées par ces microorganismes s’en trouvent amoindries. L’étude de l’antibiorésistance a montré que les quatre types de milieux caractérisés par des origines différentes des bactéries fécales peuvent être classés par taux de résistance décroissant : eaux usées hospitalières, eaux usées domestiques, rejets agricoles et enfin ruisseaux forestiers. À ce sujet, les échantillons de rivière montrent en moyenne des niveaux similaires aux rejets domestiques, malgré des variations notables des taux de résistance d’un échantillon à l’autre. Les antibiotiques auxquelles les souches issues de ces milieux résistent sont aussi très variables selon les milieux. L’analyse des souches, tous échantillons confondus, a permis de faire le lien entre consommation d’antibiotiques et taux de résistances. Bon nombre de souches multirésistantes ont également été recensées dans les divers milieux étudiés. Cette étude préliminaire a mis en évidence la présence dans les rivières du bassin de la Seine de bactéries fécales résistantes aux antibiotiques ce qui peut poser un problème sanitaire sérieux quand Programme PIREN-Seine : Bactéries fécales antibiorésistantes en Seine. Il s’agit donc clairement d’une problématique émergeante à prendre en compte à l’avenir dans les travaux du PIREN.

Selon : Occurrence et origines des bactéries fécales antibiorésistantes (E. coli et entérocoques) dans le bassin de la Seine Julien Passerat et Pierre Servais Écologie des Systèmes Aquatiques, Université Libre de Bruxelles

La majorité des microorganismes pathogènes susceptibles de se trouver dans l’eau provient de déjections humaines ou animales. Comme il est économiquement ou techniquement impossible de faire l’analyse de tous les pathogènes, on utilise plutôt des indicateurs microbiologiques dont la plupart sont sans danger : les coliformes totaux et fécaux, les entérocoques, les salmonelles et les E.coli Les analyses microbiologiques effectuées concernent la mesure des germes  témoins de contamination fécale. Leur présence dans l’eau témoigne de la contamination fécale des zones de baignade et de l’environnement. Ils constituent ainsi un indicateur du niveau de pollution par des eaux usées et traduisent la forte probabilité de présence de germes pathogènes. Plus ces germes sont présents en quantité importante, plus le risque sanitaire augmente. En cas de contamination anormale des eaux, une enquête est réalisée par la DDASS (Direction Départementale des Affaires Sanitaire et Sociale) en collaboration avec les communes concernées.

Dans certaines circonstances, par exemple en cas de dépassement des valeurs limites de qualité de ces paramètres ou en cas de pollution par des rejets d’eaux usées, la recherche d’autres germes peut être réalisée notamment.

La directive européenne de 2006 modifie les indicateurs de suivi de la qualité microbiologique de l’eau. En voici les principales modifications: coliformes totaux (indicateurs peu fiables): recherche abandonnée ; Streptocoques fécaux: recherche renforcée ; Salmonelles (non obligatoire dans la directive): recherche supprimée ;  Entérovirus: les modalités de recherche se révèlent très coûteuses.

Les coliformes totaux (CT) constituent un groupe hétérogène de bactéries d’origine fécale et environnementale. Ce groupe est présenté par les germes suivants : Enterobacter, Serratia, Yersinia, Rahnella,  et Buttiauxella. En effet, la plupart des espèces peuvent se trouver naturellement dans le sol et la végétation. Leur présence dans l’eau n’indique généralement pas une contamination fécale ni un risque sanitaire, mais plutôt une dégradation de la qualité bactérienne de l’eau. Cette dégradation peut être attribuée entre autres à une infiltration d’eau de surface dans le puits. L’analyse des coliformes totaux permet donc d’obtenir des informations par exemple sur la vulnérabilité possible d’un puits à la pollution de surface.

Les coliformes fécaux (CF) indiquent généralement une pollution récente de l’endroit où ils sont décelés, car ils ne se multiplient pas dans le milieu marin. Leur principal problème est leur temps de survie relativement court dans l’eau de mer, ce qui peut exiger l’utilisation d’indicateurs supplémentaires. Ce groupe englobe 5 genres : Escherichia, Klebsiella, Enterobacter, Citrobacter et Livinia.

Les Escherichia Coli font partie du groupe des coliformes fécaux et de la famille des Enterobacteriaceae. C’est une espèce très abondante dans la flore intestinale humaine et animale, et c’est aussi la seule qui soit strictement d’origine fécale. Les bactéries E.coli sont considérées comme le meilleur indicateur de contamination fécale. De tous ces coliformes, Escherichia coli est l’indicateur spécifique d’une origine fécale et traduit une contamination récente. Chez l’homme, il y a  4 types d’E.coli qui sont à l’origine de maladies gastro-intestinales :

  • E.coli enteropathogène (EPEC)  est associé à des diarrhées infantiles
  • E.coli enterotoxinogène (ECET ou Escherichia coli entérohémorrhagiae du stéréotype O157:H7) cause une maladie gastro-intestinale chez les adultes ainsi que chez les enfants et produit des toxines thermostables et thermolabiles
  • E.coli enteroinvasive (EIEC) cause des diarrhées similaires à celles causées par Schigella
  • E.coli verotoxinogène (ETEC) est toxique pour les cultures cellulaires.

Les entérocoques  sont moins abondants dans la flore intestinale des humains et des animaux que les bactéries E. coli, et certaines espèces ne sont pas d’origine fécale. Il y a 5 espèces reconnues parmi les streptocoques fécaux (SF) : S.bovis, S.equinus, S.avium, S.faecalis et S.faeciumde la famille des Streptococcaceae.

La détection de bactéries entérocoques dans l’eau peut indiquer une contamination fécale ou une infiltration d’eau de surface. Il est cependant prudent de considérer la présence de bactéries entérocoques comme un indicateur d’une contamination fécale. Alors que la présence d’entérocoques est plutôt associée à une contamination ancienne des eaux. Ce groupe bactérien est souvent utilisé comme témoin supplémentaire de contamination fécale du milieu aquatique. Les entérocoques ne sont pas pathogènes pour l’homme mais leur présence en grand nombre pourrait indiquer la présence de bactéries pathogènes. Il est possible de connaître l’origine de la contamination fécale par l’utilisation du rapport CF/SF. Ce ratio est valable seulement quand la contamination est récente car les SF persistent longuement que les CF dans l’eau de mer. Le tableau suivant présente l’origine de la pollution fécale selon le rapport CF/SF.

Ratio CF/SFSource de Contamination
R<0.7Principalement ou entièrement d’origine  animale
0.7<R<1Mixte à prédominance animale
1<R<2Origine incertaine
2<R<4Mixte à prédominance humaine
R>4Source exclusivement humaine

Source: Borrego et Romero (1982).

Les Clostridium perfringens, font partie de la famille des Bacillaceae. Ces bactéries vont produire des nécrotoxines, provoquant ainsi l’entérite nécrosante. La toxine majeure la plus fréquente est la toxine alpha, essentiellement produite par Clostridium perfringens type A. Cette toxine est impliquée dans de très nombreux cas de gangrène chez l’homme et les animaux. Seule ou en association avec d’autres toxines, elle cause également des mortalités brutales chez les porcs et les ruminants. Plusieurs espèces de clostridies telluriques et fécales peuvent lorsqu’elles sont introduites dans des tissus où elles trouvent les conditions d’anaérobiose nécessaires à leur développement, déclencher la gangrène gazeuse.

Les quelques 150 espèces de bacilles sporulés anaérobies appartenant au genre Clostridium sont des germes saprophytes telluriques intervenant dans la putréfaction des déchets organiques. Ils peuvent aussi se trouver en commensaux de la flore intestinale, surtout chez les herbivores, mais également chez l’homme. On trouve aussi des Clostridium de l’espèce botulinum. Il existe sept types de toxines botuliques qui interviennent le plus fréquemment dans les intoxications provoquées par la consommation des poissons et de fruits de mer en conserve, car les spores de C. botulinum sont largement répandues dans les eaux salées. De même les Bacillus cereus (B.anthracis) sont recherchés dans l’agroalimentaire et peuvent se retrouver dans les eaux usées (AGROCAMPUS Rennes – 14/01/09).

Les bactéries chimiolithotrophes sulfo-oxydantes trouvent leur place au sein du tapis microbien au niveau de l’interface entre la zone oxique, délimitée par les cyanobactéries, et la zone anoxique inférieure riche en sulfure. Ces microorganismes ont la capacité d’oxyder le sulfure et d’autres composés inorganiques soufrés, en sulfate à l’issue d’une réaction de sulfatoréduction. Ce sulfure est utilisé à la fois comme source d’énergie et donneur d’électrons pour réduire le dioxyde de carbone en carbone organique. L’oxygène et le nitrate sont les accepteurs terminaux d’électrons de cette oxydation. Parmi ces microorganismes sulfo-oxydants, le genre Beggiatoa est particulièrement présent dans les tapis microbiens. Ces bactéries montrent une bonne adaptation au rythme nycthéméral. En effet, elles ont la propriété de suivre les fluctuations de l’interface oxygène-sulfure par des déplacements verticaux. De plus, elles peuvent entrer en compétition avec les bactéries photosynthétiques sulfo-oxydantes, selon la localisation de cette interface par rapport à la surface du tapis. Dans les tapis microbiens où l’oxygène, produit par une forte activité photosynthétique, pénètre au-delà de la zone irradiée, le développement de ces bactéries chimiolithotrophes est favorisé. Au contraire, lorsque l’interface oxygène-sulfure se situe au niveau de la zone irradiée, les bactéries sulfureuses sont alors les organismes sulfo-oxydants dominants.

Les bactéries phototrophes anoxygéniques (pourpres ou vertes) se développent en surface de la zone anoxique des tapis microbiens, où pénètrent encore les radiations lumineuses nécessaires à leur métabolisme photosynthétique. Utilisant les mêmes sources d’énergie et d’électrons, les bactéries vertes et pourpres se trouvent souvent en compétition. Cependant, les bactéries pourpres utilisent des longueurs d’ondes différentes de celles des bactéries vertes en raison des différences de leurs contenus pigmentaires. Grâce à la présence des bactériochlorophylles c, d et e, les bactéries vertes peuvent capter les photons à des longueurs d’ondes différentes de celles utilisées par les bactéries pourpres. Ainsi, on peut observer au sein d’un tapis microbien une stratification verticale des ces bactéries phototrophes anoxygéniques, les bactéries pourpres se localisant au-dessus des bactéries vertes. Ces microorganismes réalisent une photosynthèse anaérobie dite anoxygénique, sans dégagement d’oxygène. Contrairement aux cyanobactéries elles sont incapables de réaliser la photolyse de l’eau, par manque du photosystème II. Elles utilisent comme donneur d’électron les produits terminaux de la dégradation de la matière organique des producteurs primaires et certains composés issus de la fermentation et de la respiration anaérobie. Parmi les producteurs primaires, les cyanobactéries fournissent de l’hydrogène, du sulfure, et des carbonates. Ces bactéries phototrophes sont considérées comme des producteurs primaires « secondaires » selon Pfennig (1975).

Les bactéries sulfato-réductrices se localisent dans les zones anoxiques des sédiments. La respiration aérobie des bactéries hétérotrophes du tapis appauvrit le sédiment en oxygène conduisant à l’anoxie du tapis microbien en profondeur. Cette zone est également enrichie en matière organique, composés simples provenant des processus de dégradation aérobies et anaérobies, et en sulfate issu de l’oxydation des sulfures par les bactéries phototrophes anoxygéniques. Les bactéries sulfato-réductrices s’y développent aisément en utilisant les composés organiques simples comme donneurs d’électrons et sources de carbone, et le sulfate comme accepteur terminal d’électrons. Cette respiration dissimilatrice du sulfate entraîne la production de sulfure et la formation d’un gradient associé. La sulfatoréduction est un processus important de minéralisation de la matière organique au sein d’environnements anoxiques, tels que les écosystèmes hypersalés et marins.

Les microorganismes hétérotrophes aérobies présents à la limite de la zone oxique / anoxique participent à l’appauvrissement en oxygène du sédiment. Les bactéries fermentatives jouent également un rôle important au niveau fonctionnel, puisqu’elles réalisent. Les étapes préliminaires de la dégradation de la matière organique et fournissent des substrats aux bactéries sulfato-réductrices. Les bactéries nitrifiantes (bactéries aérobies oxydant l’azote), dénitrifiantes (bactéries aéro anaérobies facultatives pouvant utiliser des formes oxydées de l’azote comme accepteur final d’électrons) et méthanogènes (bactéries anaérobies productrices de méthane) sont présentes au sein des tapis microbiens mais en moindre abondance.

Jusqu’à présent, les analyses classiques ne permettaient pas de distinguer l’origine animale ou humaine d’une pollution fécale. Des techniques d’indentification de l’origine de la contamination fécale sont désormais en cours d’élaboration afin de distinguer les contaminations humaines des contaminations animales et de différencier les espèces animales entre elles. Au laboratoire EMP/MIC, Brest de l’IFREMER, deux méthodes sont en cours de développement ou de validation. La première technique consiste à rechercher par amplification génétique des marqueurs spécifiques de l’ensemble des bactéries anaérobies majoritaire  de la flore intestinale.

Les Bactériophages F ARN de génogroupe 2 et 3 sont des indicateurs de contamination humaine et les Bactériophages de génogroupe 1 et 4, indicateur de contamination animale. Le projet est axé sur le suivi de l’origine de la pollution fécale dans les eaux de surface. Une loi normalisées, ces méthodes seront utilisées pour caractériser les eaux de surface à la pollution fécale de connaître l’origine. Les objectifs scientifiques du projet sont:
1. Comparer les différentes méthodes pour le suivi de l’origine de la pollution fécale  dans les eaux de surface.
2. Etudier la faisabilité de ces méthodes au sein de la dimension européenne.
3. Caractériser les eaux de surface avec de la pollution fécale d’origines différentes en utilisant des méthodes standardisées et établies.
4. Développer de nouvelles méthodes microbiologiques et identifier la source de la pollution fécale.
5. Mettre en œuvre les nouvelles méthodes et les comparer avec celles disponibles dans le but d’améliorer les techniques de mesure de la pollution fécale (magasine du conseil régional de Bretagne inf’O 3D).

Habituellement, nous effectuons des dénombrements de la flore aérobie revivifiable à 22°C et à 37°C sur les eaux. Ces deux températures d’incubation « permettraient » de déterminer des germes différents : à 22°C, les bactéries telluriques seraient favorisées et on dénombrerait des germes comme les Pseudomonas, par exemple.
A 37 °C, les bactéries favorisées seraient plutôt des bactéries pathogènes…
Les résultats de ces deux paramètres permettraient de distinguer l’origine et le type de contamination. Mais attention l’interprétation est délicate…

Indicateurs biotiques

La directive 2000/60/CE établit un nouveau cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau. Elle fixe des objectifs de bon état écologique des milieux aquatiques. Elle impose une optimisation et une planification des actions de restauration avec des échéances précises, 2020. Pour les institutions françaises de gestion de l’eau, dont les agences, il s’agit de passer d’une obligation de moyens consacrés à des équipements à une obligation de résultats mesurés par des indicateurs biologiques peu utilisés pour la décision aujourd’hui. Établir un bilan de santé d’organismes ou d’écosystèmes c’est réaliser une expertise pour apprécier un état de fonctionnement harmonieux et régulier des organismes ou des associations entre communautés qui vivent dans des conditions physico-chimiques diversifiées, à l’image des milieux marins. En d’autres termes, les bilans de santé sont un moyen d’apprécier les anomalies qui afférent ou pourraient affecter, en persistant, les fonctions vitales des organismes et des écosystèmes (IFREMER).

L’Indice Biologique Global Normalisé

La qualité biologique des cours d’eau est déterminée en fonction de la valeur de l’Indice Biologique Global Normalisé (IBGN). L’IBGN est calculé sur la base de l’identification des invertébrés aquatiques prélevés au niveau de chaque station hydro biologique (insectes, mollusques, crustacés, vers…). La présence ou non de certaines espèces et leur abondance dépend de la qualité de l’eau, de l’état du lit et des berges, et du régime des eaux. Elle détermine par conséquent la capacité du milieu à satisfaire leurs besoins vitaux.

La petite faune qui vit sur le fond des cours d’eau est relativement peu mobile. Elle ingère et intègre les éléments du milieu aquatique. Une analyse de la distribution des espèces permet d’apprécier la qualité biologique de l’eau. En effet, toute pollution s’accompagne d’une modification de la composition de la communauté du cours d’eau. On observe une raréfaction, voire l’élimination de certaines espèces au profit d’autres qui prolifèrent.  Cet échantillonnage de la macrofaune benthique permet de définir l’indice biotique.  Coté de 0 à 25, l’indice biotique permet d’établir une échelle approximative de pollution qui peut judicieusement  compléter le diagnostic physicochimique. En se servant des  Clés dichotomiques on peut identifier  ces spécimens pour calculer l’indice biotique.

Qualité de l’eauIndice biotique
Très bonne>22
Bonne17 à 22
Moyenne11 à 16
Polluée<11

Soucieuses d’améliorer leur connaissance de la qualité biologique des cours d’eau, les six Agences de l’Eau et le Cemagref ont engagé en 1994 une collaboration en vue de développer un Indice Biologique Diatomées ou IBD à l’usage des gestionnaires et applicable à l’ensemble du réseau hydrographique français, et du Réseau National de Bassin en particulier, conformément à la norme AFNOR homologuée T90-354 (500 euros).

La mise en modèle de l’IBGN

A partir des années 2000, la pertinence d’une référence commune pour l’ensemble des Invertébrés des cours d’eau français sera remise en cause. En reprenant les listes d’inventaires ayant servi à estimer l’IBGN depuis 30 ans sur le territoire national et en effectuant un nouveau traitement statistique incluant de nouvelles variables explicatives (climat, géologie, rang du cours d’eau, …) les auteurs vont proposer de distinguer de nouveaux types par hydro écorégions. Il ne s’agit plus de distinguer alors des rivières jeunes de rivières plus anciennes, mais de distinguer des rivières de rang 1 du Massif Armoricain, des rivières de rang 4 de Tables Calcaires, etc… Ces auteurs vont pouvoir établir l’équivalence entre une situation non perturbée pour un type donné et la présence et l’abondance d’Invertébrés présents sur ce type. Ils vont ensuite essayer d’établir des corrélations entre l’occupation du sol et le degré de perturbation. En fonction de la qualité des corrélations établies le modèle sera plus ou moins prédictif et pourra fonctionner pour préconiser des opérations de restauration.  L’ensemble des travaux de la division « qualité des eaux » a consisté à mettre en lumière, c’est-à-dire avec des mots et des chiffres, l’existence de cours d’eau ayant une grande diversité biologique explicable par des variables abiotiques (température, pente, distance aux sources). Ces cours d’eau ont été pris comme référence de milieux non perturbés pour pouvoir adopter une posture critique vis-à-vis des autres et demander des objectifs de qualité optimaux pour toutes les rivières. Alors qu’il était prévu dans la loi de 1964 que des objectifs de qualité seraient fixés par décret sur tous les cours d’eau, un seul décret sera pris effectivement sur la Vire (en 1977) qui permettra de répartir les « droits à polluer » mais ce décret sera le seul de ce type.  « L’objet de la circulaire du 17 mars 1978 fut d’assouplir le cadre de fixation de ces objectifs de qualité en le réorientant vers l’élaboration de cartes départementales et en ne réservant la procédure par décrets qu’aux opérations « délicates et complexes ». A l’inverse, la grille de qualité mise au point au niveau national n’a pas été modifiée. Les premières discussions pour faire évoluer cet outil n’ont pas abouti. Les groupes de travail réunis dans ce but dans les années soixante dix et au début des années quatre vingt n’ont pas pu se mettre d’accord sur des évolutions qui auraient été pourtant nécessaires. Le caractère « multi-usages » de la grille avait du mal à s’imposer face à l’approche par normes d’usages qui, parallèlement, faisait l’objet de directives promulguées au niveau européen (prise d’eau potable en rivière, baignade, directive piscicole). (…) Certains pouvant voir dans les niveaux d’objectifs de qualité autres que bons l’acceptation de l’existence de milieux « sacrifiés », le collège des biologistes et hydrobiologistes des services régionaux du ministère de l’agriculture n’a par ailleurs pas vraiment adhéré à l’approche « multi-usages », préférant mettre en avant une approche purement biologique essentiellement basée sur les indices biotiques. » Ac16 La grille de qualité de 1971 est un tableau définissant cinq classes de qualité multi-usages institutionnalisation de la gestion écologique des rivières en France.

Classe de qualitéTrès bonneBonnePassableMédiocreHors classe  
Qualité générale1A1B234
Oxygène dissous en mg/l>= 7  5 à 73 à 5  3 à 1.5>1.5  
Oxygène dissous en % de saturation  >= 90 70 à 90 50 à 70 50 à 20>20
DBO5 en mg/l d’O2<= 33 à 55 à 1010 à 25> 25  
DC0 en mg/l d’O2<= 2020 à 2525 à 4040 à 80> 80  
NH4+ en mg/l<= 0,10,1 à 0,50,5 à 22 à 8> 8
IBGN17 à 2013 à 169 à 125 à 80 à 4  

Grille de qualité de 1971. Le paramètre le plus déclassant impose la classe de qualité. Cette grille permet une mesure unique de la qualité de toutes les rivières et a permis de dresser des cartes de qualité des cours d’eau depuis 1971 avec un code de couleur (bleu, vert, jaune, orange, rouge). Cependant ces codes et les différents seuils ont parfois évolué au cours du temps et selon les bassins. Dans les années 1990, un effort d’harmonisation (Agences de l’Eau 1999) a été conduit en conservant la logique multi-usage et en déclinant les normes européennes d’usages dans un système français d’évaluation de la qualité de l’eau (SEQ eau) qui norme tous les paramètres sur une échelle de 0 à 100 avec cinq classes de couleur correspondant à différents seuils d’usages. La qualité globale est donnée par le paramètre le plus déclassant. On peut ainsi conclure que l’indice biotique et l’IBGN ont joué le rôle pour lequel ils avaient été conçus : empêcher l’institutionnalisation d’objectifs de qualité peu ambitieux. Ces objectifs sont restés flous et le sont encore aujourd’hui. Des cartes d’objectifs ont été établies par département mais elles ne sont pas opposables aux tiers. La fixation des autorisations de rejets se fait en référence à de multiples documents qui ne sont pas tous en cohérence. Il est difficile de dire si la fixation d’objectifs plus institutionnalisés aurait conduit à un état différent des rivières. Il est possible que les rapports de force au niveau national aient été globalement plus défavorables aux biologistes que certaines négociations locales. Les entretiens donnent plusieurs exemples de petites rivières où les indices biologiques ont servi d’arguments pour une exigence plus forte en matière de qualité. Il apparaît aussi clairement, dès 1964 avec l’influence du Cebedeau, mais plus de façon plus juridique à partir de 1975, que le niveau européen est stratégique en matière de réglementation sur l’eau. La réflexion de la division « qualité des eaux » sur les indices de pollution puis sur les indices biogènes lui permet de participer aux groupes de travail qui se retrouveront dans la préparation de la directive cadre. (Cemagref)

Les espèces sentinelles

Selon le magasine en ligne Mer & Littoral Surveillance de la qualité des milieux et eaux de baignade bio surveillance (notions… Etude de cas : le programme « Moniqua »). L’utilisation d’organismes marins, phanérogames et mollusques notamment, comme bio indicateurs de contamination est maintenant particulièrement utilisée. Parmi ceux-ci, les moules et les posidonies sont bien connues pour concentrer les polluants stables, dont les métaux-traces, et peuvent être ainsi considérées comme des espèces indicatrices de la contamination des eaux en éléments chimiques. L’utilisation de ces organismes « sentinelles » pour surveiller la qualité du milieu aquatique est connue, pour les moules, depuis le début des années 1970.  En France, plusieurs réseaux gérés par l’Ifremer : ROC (ex RNO) en particulier s’appuient également sur ce bio intégrateur. Plus récemment, de nouveaux réseaux, basés sur l’utilisation des phanérogames marines se mettent en place aux Etats-Unis, en Australie, au Brésil, en Tanzanie, au Vietnam, aux Philippines et en Méditerranée.

Le concept d’espèce sentinelle est utilisé dans le cadre du ROC où les moules et les huîtres utilisées sont les espèces sentinelles. En effet, immergées dans des casiers le long du littoral, elles ont comme propriété d’accumuler les contaminants chimiques en étant peu affectées par ces derniers. L’analyse chimique des polluants dans la chair, ou de molécules (biomarqueurs) intervenant dans le phénomène de résistance, de réaction et de métabolisation devient beaucoup plus facile. Les perturbations engendrées par les polluants vont affecter successivement les entités biologiques de plus en plus organisées et complexes. Une idée répandue est qu’en surveillant une espèce très sensible à certaines pollutions, on peut très vite être alerté d’une pollution éventuelle avant qu’elle ne cause de dégâts à des niveaux biologiques organisés élevés. Plus les mesures prises de réduction des flux polluants sont tardives (par exemple lorsqu’on observe des modifications de l’écosystème globalement), plus le temps de remédiassions sera long voire impossible, aboutissant pour l’écosystème à la pérennisation de stades dégénérés (phénomène d’hystérésis écologique). D’où l’intérêt d’utiliser des biomarqueur sur des espèces réagissant vite ou fortement à une pollution nouvelle ou chronique.

 Des tests ex situ ont d’abord été mis en place en particulier grâce à la célèbre Daphnie dont on peut dire qu’elle ne prévoyait que fort peu les différents effets de pollutions sur les entités biologiques. Car d’une part, elle ne mesurait que l’impact au niveau populationnel, et d’autre part il se peut que les daphnies soient naturellement résistantes à différentes conditions du milieu dont l’arrivée de polluants est une instance. En outre cette méthode test ne prend pas en compte l’effet du biotope, des biocénoses, des conditions écologiques physiques et chimiques (T°, salinité, potentiel d’oxydoréduction, présence de molécules à effet antagoniste ou synergique) et de leurs interactions mutuelles face à l’arrivée d’une pollution.

Le chironome et l’amphipode

Nous avons privilégié l’utilisation de deux espèces benthiques communément employées en écotoxicologie : le chironome Chironomus riparius et l’amphipode Hyalella azteca. De par leur contact plus ou moins étroit avec les sédiments, ces organismes sont très souvent utilisés pour évaluer la toxicité des sédiments contaminés ainsi que la biodisponibilité dans le compartiment sédiment de contaminants issus de la colonne d’eau. On trouvera dans Bonnet (2000) un rapport détaillé de l’écologie de ces espèces et des conditions des essais où elles sont utilisées. H. azteca est une espèce plus fréquente en milieu lentique qu’en milieu lotique, donc adaptée à nos conditions d’essais. Par ailleurs, c’est une espèce épibenthique qui refléterait assez peu selon Wang et al. (2004) la toxicité des sédiments in situ. Ces auteurs ont récemment reconsidéré l’idée dominante qui fait de H.azteca un amphipode passant une grande partie de son cycle de vie dans le sédiment et donc une espèce idéale pour les tests sur sédiments, et à ce titre très souvent associée à Chironomus sp. Selon leur analyse, il n’existe pas d’observations prouvées d’un comportement d’enfouissement dominant, et il semblerait que ce soient les conditions des tests sur sédiments (notamment éclairage souvent continu, absence d’ombrage pour cet organisme négativement phototactique, absence de support végétal, couche sédimentaire oxique plus épaisse du fait de l’aération continue de l’eau donc plus favorable à l’enfouissement) qui forcent ou incitent les amphipodes à s’enfouir. H.azteca est par ailleurs en conditions naturelles un brouteur épibenthique et surtout épiphytique, ce qui signifie qu’il trouve l’essentiel de sa nourriture dans les algues à la surface du sédiment et des macrophytes plutôt que dans le matériel détritique du sédiment. Des mesures de bioaccumulation par H.azteca exposé au cadmium lors d’expériences sur des lacs entiers ont clairement montré que cet amphipode était principalement contaminé via la colonne d’eau. D’autres références citées par les mêmes auteurs montrent que H. azteca in situ répond aux contaminants de l’eau surnageante plutôt qu’à ceux du sédiment et de l’eau interstitielle. (Wang et al. 2004)

Mise en évidence d’une activité toxique

Les bioessais, à l’aide du test embryo-larvaire chez les bivalves marins définissent la qualité biologique d’une eau de mer à partir des perturbations rencontrées au niveau de l’embryogenèse. De la même façon, à l’aide des bioessais pratiqués dans ce travail, nous parlerons de la qualité biologique des sédiments en fonction des effets produits par ces derniers sur le modèle biologique retenu.

Les espèces benthiques sont exposées directement aux contaminants adsorbés sur la phase particulaire, mais aussi à ceux qui sont dissous dans l’eau interstitielle et dans l’eau à l’interface eau-sédiment. De nombreux bioessais, plus ou moins standardisés, permettent d’évaluer les effets des sédiments marins contaminés vis à vis des organismes benthiques. Ils utilisent principalement des amphipodes, des polychètes, des copépodes et des bivalves. Toutefois, ces tests sont relativement longs (entre 10 et 28 jours), utilisant souvent la survie comme réponse biologique, ils sont donc peu sensibles. Par ailleurs, le nombre d’individus utilisés par répliquat est peu important (10 à 20), posant des problèmes de représentativité. De plus, certaines espèces utilisées sont sensibles aux caractéristiques physiques des sédiments telles que la granulométrie et la teneur en matière organique et il est alors difficile de discerner les véritables effets dus aux contaminants.

 Des tests plus rapides, Microtox ont aussi été développés, mais à l’heure actuelle, ils sont généralement utilisés sur des extraits sédimentaires et non sur le sédiment lui même.

Pour ce qui concerne les organismes pélagiques, ils sont contaminés par le relargage de contaminants sédimentaires dans la colonne d’eau et par la voie trophique (de nombreuses espèces se nourrissent d’organismes benthiques). Ainsi le passage de xénobiotiques du sédiment vers la colonne d’eau se fait par diffusion, mais surtout lors de la remise en suspension des sédiments, par des phénomènes naturels (marée, tempêtes, bioturbation et par l’activité humaine comme les opérations de dragage. Cet impact des sédiments contaminés sur les organismes pélagiques a été à ce jour, moins abordé que celui sur les organismes benthiques. Pourtant, ces deux types d’organismes doivent être pris en compte au même titre si on veut réellement protéger l’environnement marin.

Les bioessais reflètent la toxicité de fraction biodisponible des contaminants, mais ne permettent pas d’identifier les composés responsables des effets biologiques observés. Cette biodisponibilité des contaminants dépend de nombreux facteurs physiques, chimiques, biologiques. Elle peut dans une certaine mesure être mesurée par l’accumulation des contaminants par les organismes tests. On parle alors de bioaccumulation.

D’autres outils, les biomarqueurs, sont utilisables pour étudier la biodisponibilité des contaminants. La notion de biomarqueur a été définie par Lagadic et al. (1997) comme étant « un changement observable et/ou mesurable au niveau moléculaire, biochimique, cellulaire, physiologique ou comportemental qui révèle l’exposition présente ou passée d’un individu à au moins une substance chimique à caractère polluant ». L’utilisation de biomarqueurs a pour but de mettre en évidence de façon précoce une pollution. Ils peuvent être classés en fonction de la spécificité relative de leur réponse à un type de contamination (Ex : les métallothionéines qui ont une certaine spécificité par rapport à une contamination métallique) ou selon le type de réponse ; on différencie alors les biomarqueurs de défense (Ex : inductions enzymatiques) ou de dommage (Ex : adduits à l’ADN). A l’heure actuelle, les études de bioaccumulation et l’utilisation de biomarqueurs ont une signification écologique limitée ; peu de relations ont pu être mises en évidence entre les teneurs en contaminants accumulés et les réponses de biomarqueurs chez les organismes avec les effets observés au niveau de la population.

Biomarqueurs biologiques : les paramètres biométriques tissulaire

 Les paramètres et indices biométriques des animaux aquatiques sont des données faciles à collecter qui ne sont pas influencées par les conditions de capture des organismes et de prélèvement des échantillons tissulaires. Le poids et la taille permettent la détermination approximative de la classe d’âge de l’organisme. La relation taille-poids, évaluée à l’aide de 1’indice relatif de condition, donne une idée de l’état sanitaire de l’animal. II correspond au rapport du poids réel sur le poids théorique de l’individu, lequel est obtenu à partir d’une population de référence. La constitution tissulaire en lipides (neutres et phopholipides), au delà de simple aspect énergétique et structurel, représente un des éléments clés des phénomènes de bioaccumulation et de bioamplification des polluants organiques apolaires et de l’adaptation physiologiques des organismes aquatiques aux facteurs physiques du milieu contaminé. Il semble, néanmoins, que ce type de biomarqueurs biologiques ne soit pas tellement sensible à la seule présence des xénobiotiques dans le milieu en étant affectés par d’autres facteurs non liés à la contamination (la saison, les maladies, le cycle vital), ils sont très utiles comme premiers signaux d’exposition et effets d’une anomalie environnementale.

Les essais de toxicité permettent de détecter la présence d’éléments toxiques dans l’eau par l’étude de la mortalité, des modifications de croissance ou de comportement d’un matériel biologique donné. Dans le calcul des redevances sur la pollution toxique, les agences de l’eau retiennent entre autres le paramètre des matières inhibitrices. Ce paramètre représente la charge de substances toxiques présente dans l’effluent. La mesure de ce flux de toxicité est déterminée à partir d’un test de toxicité aiguë : « le test daphnie » à savoir la Daphnia magna, petit crustacé d’eau douce extrêmement mobile, dont l’immobilisation est un signe incontestable de la toxicité du milieu. Le principe du test consiste à déterminer la concentration qui, dans les conditions standards, inhibe la locomotion de 50 % des individus d’une population de daphnies jeunes de 24 ou 48 h. Ces concentrations sont dénommées respectivement CE – 24 h et CE 50 – 48 h (Concentration Efficace sur 24 ou 48 h). Les matières inhibitrices sont exprimées en équitox définis comme suit : un effluent contient un équitox par m3 si, dans les conditions de l’essai, il provoque en 24 h l’immobilisation de 50 % de la population des daphnies. Le test daphnie est appliqué selon la norme NF EN ISO 6341.

D’autres tests pour le contrôle de la toxicité aiguë se sont développés par ailleurs. Le test « Microtox », basé sur l’utilisation de bactéries luminescentes Vibri fischeri, repose sur la détermination de la diminution de la lumière émise par ces bactéries sous l’action de divers toxiques contenus dans les eaux résiduaires. La toxicité d’un échantillon est exprimée par sa CE 50, concentration efficace qui, dans des conditions standards d’expérimentation, entraîne une diminution de 50 % de la lumière émise par les bactéries. Ce test est appliqué selon la norme NF EN ISO 11348. Pour compléter cette mesure de toxicité aiguë, il existe des tests de toxicité chronique sur végétaux aquatiques. Le « test algue » mesure l’inhibition de la croissance d’algues d’eau douce avec des algues vertes unicellulaires (norme NF EN ISO 8692), ou d’algues marines avec Skeletonema constatum et Phaeodactylum tricornutum (norme ISO 10253).

Enfin, les biomarqueurs sont des indicateurs complémentaires de la toxicité. Ils traduisent une (des) perturbation(s) notoire(s) du métabolisme. Le principe est de mesurer des molécules biochimiques induites (en général, des molécules de détoxication) ou inhibées dans l’organisme en présence de toxiques. Ainsi, on estime la réaction des organismes aquatiques à l’échelle de la cellule, avant que les effets toxiques ne soient létaux ou sublétaux. Parmi les biomarqueurs très utilisés, on peut noter :

  • La mesure de l’inhibition de l’activité acétylcholinestérase : l’acétylcholinestérase est une enzyme qui détruit l’acétylcholine, un médiateur chimique assurant la transmission de l’influx nerveux. Son activité est inhibée lorsqu’un organisme est exposé en particulier à des pesticides de type organophosphorés ou carbamates qui ont des propriétés neurotoxiques.
  • La mesure de l’induction du cytochrome P450 : les cytochromes P450 sont une famille d’enzymes qui existent dans tous organismes vivants. Pour les individus vertébrés, ils sont particulièrement abondants dans le foie où ils métabolisent la plupart des molécules organiques toxiques et les éliminent. L’exposition d’un organisme à des micropolluants organiques, notamment les POP (HAP, PCB, dioxines et furannes) induit la production de ces enzymes (méthode standard US EPA 4425).

Enzymes de biotransformation et de défense antioxydative

 De nombreux moyens de défense ont évolué chez les organismes vivants afin de pourvoir la protection contre de multiples stress environnementaux auxquels ils sont constamment soumis. Au niveau cellulaire, dans le cas d’un stress induit par la présence des xénobiotiques, cette défense s’organise par le biais de réactions enzymatiques (Parant, 1998). Les variations des activités enzymatiques impliquées dans la défense contre les xénobiotiques, constituent l’une des réponses biologiques actuellement utilisée comme biomarqueurs dans les études de biosurveillance. Parmi les réponses les plus étudiées figurent celles des activités enzymatiques de biotransformation et la défense antioxydante. Les systèmes enzymatiques de biotransformation Les organismes aquatiques métabolisent les xénobiotiques organiques à l’aide de différents systèmes enzymatiques regroupés en deux catégories principales: les enzymes de phase I, II et III.  Les enzymes de phase I, ou phase de fonctionnarisation, ont pour rôle essentiel d’ajouter un groupe fonctionnel au xénobiotique par des réactions d’oxydation, de réduction ou d’hydrolyse, d’introduire dans la molécule cible un groupe polaire hydroxyl-(OH), carboxyl- (COOH) ou amino- (NH2). Cette phase regroupe essentiellement les oxydases à fonctions multiples (MFO) associées au cytochrome P450 (CYP) qui catalysent l’oxydation des xénobiotiques à structure plane, de façon spécifique pour l’éthoxyrésorufineO-dééthylase (EROD) et la benzo(a)pyrène monooxygénase (B(a)PMO) ou non-spécifique pour la 7-éthoxycoumarine-O-dééthylase (ECOD). Leur induction par des xénobiotiques comme les PCBs et les pesticides OCs a été très largement étudiée, aussi bien chez les vertébrés que les invertébrés. Dans la phase II ou phase de conjugaison, le xénobiotique est rendu plus hydrosoluble grâce à la liaison d’une substance hydrophile endogène avec un groupe polaire de la molécule. Elle a lieu soit à la suite de la phase I, soit directement sur les molécules à groupements polaires. Les métabolites issus de la phase II peuvent être éliminés ou subir de nouvelles réactions de biotransformation. Les enzymes qui interviennent dans la phase II sont essentiellement des enzymes de conjugaison, comme les gluthation transférases (GST) et l’uridine diphosphateglucuronyl transférase (UDPGT), les suphotransférases (ST) et les époxydes hydrolases (EH). Les enzymes de la phase III, comme la protéine MRP, étudiée chez les mammifères, expulsent hors de la cellule un xénobiotique modifié par les premières deux phases de biotransformation selon un mécanisme ATP dépendant. Le résultat des réactions de biotransformation va déterminer à la fois l’excrétion (ou la bioaccumulation) et la toxicité secondaire du composé. Nous avons centré notre attention sur l’une des classes principales des enzymes de la phase II – les GST. Essentiellement situées dans la phase cytosolique du foie et des glandes digestives, elles conjuguent les molécules électrophiles avec le groupe -SH du glutathion réduit pour former un dérivé mercapturique généralement moins toxique que la molécule mère. Les isoformes des GST (α, µ, π, θ), largement distribuées dans le règne animal, agissent spécifiquement sur de nombreux substrats en offrant aux cellules, outre une fonction essentielle dans le transport intracellulaire, une protection contre les effets nocifs de nombreuses substances. Toutefois, leur utilité en tant que biomarqueurs est souvent remise en cause. Bien que, d’une manière générale, les GST jouent un rôle principal dans les mécanismes de neutralisation des organochlorés xénobiotiques chez les organismes aquatiques, les études citées par Van der Oost (2003) et Solé (2000) montrent la variabilité des réponses souvent contradictoires ou non significatives, de l’activité des GST des poissons et mollusques bivalves après l’exposition aux composés OCs dans les milieux naturels. De plus, leur utilité en tant que biomarqueurs peut être limitée par le fait que les réponses semblent être masquées par des facteurs autres que la contamination : la saison; l’âge et le sexe ; les facteurs abiotiques. Les études récentes, cependant, indiquent une nouvelle voie d’utilisation des GST dans les études de biosurveillance : les différents isomères de la GST semblent être des indicateurs plus sensibles et plus spécifiques des effets d’exposition aux xénobiotiques particulières (PCB non planaires) Les enzymes de biotransformation sont parmi les premières à répondre à la présence d’un xénobiotique dans un organisme vivant (Figure 3.2). Bien que le résultat de ces réactions soit généralement bénéfique pour l’organisme, la métabolisation de certains composés aboutit parfois à une augmentation de la toxicité des produits (bioactivation) via la formation d’intermédiaires plus réactifs comme les époxydes, les diols ou de molécules électrophiles, comme les radicaux libres. Ces derniers sont à l’origine du phénomène du stress oxydant. b) Les systèmes enzymatiques de défense antioxydative Le stress antioxydant est provoqué par les oxyradicaux libres (l’anion superoxyde O2 0, le radical perhydroxyle HO2 0 , le radical hydroxyle OH0 et le singulet d’oxygène O0 ) libérés lors des réactions d’oxydation et d’oxygénation. En milieu aérobie, les oxyradicaux sont continuellement produits dans les systèmes biologiques au cours des processus métaboliques endogènes (réactions d’oxydo-réduction associées à la production d’énergie lors de la respiration cellulaire, de la synthèse des prostaglandines et de l’activité phagocytaire). En même temps, la formation des espèces réactives de l’oxygène est consécutive à la métabolisation de substances exogènes dont la structure est proche de celle de composés endogènes et à l’auto-oxydation de métabolites réduits. Ces dérivés très actifs réagissent avec un grand nombre de substrats et leurs effets nocifs s’exercent sur l’ensemble de constituants cellulaires: désactivation enzymatique par l’oxydation de groupements thiols, peroxydation des lipides membranaires, l’altération des acides nucléiques (adduits à l’ADN, cancérogenèse) et finalement la mort cellulaire. La défense contre les formes actives de l’oxygène est assurée par les systèmes antioxydants enzymatiques incluant les superoxydes dismutases (SOD), les peroxydases dont la glutathion peroxydase (GPx) et les catalases (CAT) et par les composés non enzymatiques y compris les niveaux de vitamines C et E, du β carotène et des caroténoïdes, en général, et de l’acide urique et du glutathion. Les superoxydes dismutases sont des métalloenzymes caractérisées par la nature du métal présent au niveau du site actif, ou par leur poids moléculaire et par leur localisation cellulaire. On décrit trois isoenzymes: Cu-ZnSOD cytosoliques (PM = 32 600), MnSOD mitochondriale (PM= 40 000) et FeSOD (PM= 39 000) absente chez les eucaryotes (Roche, 1998). Les SOD catalysent la dismutation de l’anion superoxyde en peroxyde d’hydrogène (H2O2) dont les effets oxydants sont inhibés par sa transformation immédiate en radical hydroxyle (OH°) à l’aide de deux classes principales de peroxydases, la catalase et la gluthation peroxydase. Le rôle de la catalase est essentiel dans l’élimination de l’H2O2 des cellules. Située dans les peroxysomes de la plupart des cellules et naturellement impliquée dans le métabolisme des acides gras, elle catalyse la transformation de l’ H2O2 en eau et oxygène moléculaire (O2) mais elle est également capable d’en catalyser la dismutation. Alors que la catalase utilise une molécule d’H2O2 comme cofacteur dans la réduction d’une autre molécule d’H2O2, la glutathion peroxydase (GPx) utilise le glutathion réduit comme intermédiaire. En effet, le métabolisme de l’H2O2 catalysé par les GPx implique l’oxydation du glutathion réduit en forme oxydée. En conséquence, en plus de son rôle dans la protection antioxydante son intérêt tient à fonction dans le cycle de régénération du glutathion. Ce sont surtout les GPx sélénium-dépendantes (SeGPx) et les GST de classe α qui interviennent dans ces réactions. Différents auteurs ont étudié l’efficacité des systèmes antioxydants pour contrer les effets oxydants des composés organochlorés chez les poissons et les mollusques bivalves. Les activités de ces systèmes peuvent être induites ou inhibées à la suite de l’exposition des organismes aux polluants chimiques et, en conséquence, peuvent être étudiées en tant que biomarqueurs biochimiques. Cependant, la plupart des études centrées sur la validation in situ des biomarqueurs cités ci-dessus signalent la variabilité des réponses et l’inadéquation avec les données des études en laboratoire Robillard et al. (2003) ont montré l’influence des variables environnementales (l’oxygène dissous, le pH et la température) sur les processus oxydatifs dans les écosystèmes aquatiques. De plus, les différences dans l’efficacité des défenses antioxydatives sont largement influencées par la biologie et la physiologie des espèces examinées affectant leur comportement dans des conditions de stress environnementaux. C’est la raison pour laquelle le choix d’espèces sentinelles présente l’étape principale dans la construction des plans de biosurveillance des milieux naturels.

Ethoxyrésorufine-o-deethylase.

L’éco toxicologie marine est maintenant en mesure de proposer un premier élément de réponse à l’évaluation de l’effet des polluants par le développement d’indicateurs biologiques ou bio indicateurs.

Depuis 1987 le RNO (Réseau National d’Observation) a initié un travail de recherche et de développement de bio indicateur adapté à la surveillance des effets biologiques en milieu marin. Cette première phase, consistant surtout en des études de faisabilité et de mise au point méthodologique, a conduit à proposer un premier marqueur biologique : l’enzyme de détoxification EROD (ethoxyrésorufine-o-deethylase). L’induction de l’EROD, dépendante des mono-oxygénases à cytochrome P450, est relativement spécifique et révélatrice d’une exposition à certains polluants organiques tels que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les polychlorobiphényles (PCB) et les dioxines. Le niveau d’activité de cette enzyme donne une information sur l’état d’exposition d’un organisme et plus globalement sur les modifications de l’évolution des écosystèmes dues aux activités humaines. (IFREMER)MOCO

 Son activité serait directement liée à l’utilisation de réserves lipidiques contaminées. Cette enzyme est l’oxygénase la plus sensible au contaminant. La plupart des auteurs trouvent des corrélations significatives entre l’induction de l’EROD, les pollutions chimiques et industrielles ou agricoles particulièrement celles engendrées par les composés HAP, PCB et les dioxines. La variation de l’activité de cette enzyme dépend aussi des paramètres abiotiques et biotiques notamment la température, l’habitat (pélagique, benthique), la situation géographique, l’âge, le sexe, le stade de maturation des gonades et le tissu étudié.

L’EROD est un bio marqueur très utilisé pour témoigner la présence de molécules représentant un danger éco toxicologique particulièrement en milieu marin. Une relation entre l’activité EROD d’espèces piscicoles autochtones a été établie avec la dégradation de biocénoses d’invertébrés. Flammarion et al. (1998) ont aussi lié son induction avec la perturbation de certains paramètres de reproduction. Le fait que la variation de l’activité EROD est susceptible de se manifester avant l’apparition de désordre montre qu’il est un bon bio marqueur de la surveillance de la qualité du milieu. Cependant son utilisation nécessite une parfaite connaissance de l’écosystème étudié. Ce qui n’est pas une tâche aisée vu la complexité des rythmes biologiques des espèces et celles des mélanges de polluants. Ces derniers combinent parfois des phénomènes d’induction et d’inhibition de l’activité enzymatique suivant les molécules chimiques présentes (Burgeot et Galgani, 1998). Ces difficultés peuvent gêner l’interprétation des résultats et amène certains auteurs au choix de méthode immunochimique où l’induction de 1’EROD reste mesurable même s’il y a eu une perte au niveau de son activité. L’inconvénient de la méthode immunochimique est qu’elle est relativement onéreuse.

Métallothionéines

Ce sont des protéines soufrées capables de fixer des ions métalliques d’où le nom de métalothionéines. La première métalothionéines a été isolée chez les mammifères par Margoshes et Vallée (1957)

Qu’est ce que la métallothionéine? C’est une protéine avec une forte teneur en cystéine (33%) et on peut notée l’absence d’acide aminée aromatique. Elle est synthétisée au niveau des reins et du foie. Elle présente un rôle de :

  • régulation homéostasique du Zn et du Cu dans les cellules totipotentes.
  • Impliqué dans le contrôle de la différenciation cellulaire.
  • De neutralisation et la destruction de radicaux libre.
  • Cette protéine représente notre première ligne de défense contre les métaux lourds (telle que Cd Pb Hg Ag Al).

 Elle est présente dans la bouche, l’estomac et surtout dans l’intestin. Quand elle est présente en quantité suffisante dans l’intestin, les métaux lourds se lient à cette protéine en les échangeant contre des ions de Zn. En effet, les enzymes qui métabolisent la caséine et le gluten ont besoin du zinc pour leur fonctionnement. C’est pourquoi une carence en métallothionéine entraînera de facto une carence de l’enzyme permettant de décomposer la caséine et le gluten. Si la métallothionéine ne fonctionne pas, à cause d’un manque de zinc, le Cd Pb Hg Ag Al finit dans le sang et dans le cerveau.

Elles ont été classées selon les séquences de cystéine avec les autres acides aminés. Ce qui a permis de les regrouper en 3 classes:

  • Classe 1: métalothionéines des vertébrés et métalothionéines possédant une structure proche de ces dernières bien qu’isolées chez d’autres groupes taxonomiques,
  • Classe 11: métalothionéines dont la structure ne ressemble pas à celles des métalothionéines mammaliennes,
  • Classe III: métalothionéines non protéiniques.

Contrairement à d’autres métaux tels que le fer, le cuivre ou le zinc indispensable au bon fonctionnement de cellules vivantes, le Pb et Al n’intervient dans aucun processus physiologique de notre organisme. En l’absence de rôle biologique, aucun récepteur naturel spécifique du Pb et Al n’a été identifié à ce jour. Les organismes vivants ont toutefois développé des mécanismes de défense contre la contamination par les métaux toxiques qui sont essentiellement passifs et non spécifiques. Ainsi, les végétaux sécrètent des phytochélatines, polypeptides dont la structure primaire est constituée d’un enchaînement de résidus gamma-glutamate, cystéine et glycine, bien que d’autres acides aminées aient été identifiés à la place de la glycine. Cependant, le rôle exact de ces phytochélatines dans les mécanismes d’hyper accumulation du plomb par certaines plantes telles que la légumineuse Sesbania drummondii (60 g de Pb par kg de matière sèche racinaire) ou celles du genre Thlaspi, Pelargonium, Agrostis, Phaseolus… croissant sur des sols pollués, n’est pas certain. L’hyper accumulation se traduit par des dépôts de granules riches en pyromorphite (Pb5(PO4)3Cl) au niveau de la membrane cytoplasmique et des vacuoles.

Dans le règne animal, la réponse aux surcharges repose sur la biosynthèse de métalothionéines, constitués d’une soixantaine d’acides aminées, riches en résidus soufrés cystéine qui favorisent l’élimination des métaux toxiques. Les informations structurales des métalothionéines de type I rencontrées chez les mammifères, indiquent que seuls les atomes de soufre des résidus cystéine entrent dans le schéma de coordination tétraédrique des sept cations métalliques divalents incorporés. Ces peptides peuvent se lier à plusieurs ions pontés entre eux par les atomes de soufre formant ainsi deux agrégats métalliques distincts.

Les variations des teneurs en MTs des tissus sont liées à l’influence de stress. En milieu naturel cependant, ces variations sont corrélées à la présence dans l’environnement de métalloïdes. Les MTs de par leur fortes indicibilités se présentent donc comme d’éventuels biomarqueurs d’exposition aux métaux lourds.

Cytochrome P450, Action et Effet

Ce sont des enzymes de biotransformation du réticulum endoplasmique lisse. Elles catalysent l’oxydation au niveau de la phase I du métabolisme. En ce qui concerne certains polluants, les activités d’oxydation du cytochrome P450 conduisent normalement à une élimination plus facile des métabolites alors que pour d’autres toxiques les biotransformations aboutissent à des métabolites réactifs parfois plus toxiques que les molécules mères. Il intervient aussi dans le métabolisme de composés endogènes (hormones, vitamines, acide gras, acides biliaires…). Le cytochrome P450 ou CYP est une super famille d’enzymes qui a été classée par  degré de similitude entre les acides aminés. Conventionnellement la famille est désignée par un chiffre arabe et la sous-famille par une lettre majuscule. Il a été trop peu étudié chez les vertébrés particulièrement au niveau du foie qui est un organe spécialisé dans le métabolisme des xénobiotiques bien que des études récentes ont démontré l’existence du cytochrome F450 au niveau de tous les tissus. Parmi les polluants inducteurs du cytochrome P450, nous avons les PCB (polychlorobiphényle), les HAP (hydrocarbures aromatiques polycycliques) et les dioxines. L’induction de ce bio marqueur peut attester la capacité d’adaptation à court terme des organismes aux fluctuations chimiques du milieu car elle conduit à une métabolisation facilitant l’élimination des polluants. Elle peut être aussi mise en relation avec des processus toxicologiques notamment l’activation de certains métabolites et l’altération du métabolisme de molécules endogènes. Andersson et Förlin (1992) ont suggéré l’œstradiol comme inhibiteur du CYP. Le tributylétain peut provoquer la dégradation de ces enzymes. Il est maintenant reconnu que  l’augmentation du niveau du cytochrome P450 chez les poissons peut être utilisée comme indicateur de contamination du milieu ou comme indicateur précoce de l’altération de la biologie des organismes exposés à des polluants chimiques. Les inducteurs du CYP pourraient moduler l’expression des gènes oestrogéno-dépendants. Cependant le lien entre l’induction de ce biomarqueur et les troubles significatifs de la biologie des organismes, est un champ de recherche encore très ouvert. Ainsi certains auteurs proposent l’utilisation d’immunodosage lorsque la production d’anticorps monoclonaux spécifiques sont dirigées contre le cytochrome P450.

Limite des biomarqueurs

Le but final des essais biologiques est d’évaluer l’impact des micro-polluants, sédimentaires en particulier, de la façon la plus réaliste possible sur le plan environnemental. Or le prélèvement, le stockage et la manipulation des sédiments peuvent modifier la biodisponibilité des contaminants et par conséquent leur toxicité. Ceci représente la principale limite des tests biologiques en laboratoire.

L’une des principales limites des biomarqueurs dans les études de biosurveillance repose sur l’extrapolation des résultats obtenus in vitro aux niveaux supérieurs de l’organisation biologique. Même si il est largement reconnu que les effets sub-organismiques (moléculaires, biochimiques, physiologiques) anticipent ceux des niveaux supérieurs, les relations entre les réponses des biomarqueurs et les effets sur les populations, les communautés et l’écosystème ne sont pas encore bien définies. De plus, les particularités qui permettent aux biomarqueurs d’intégrer une large gamme de facteurs écologiques, toxicologiques et environnementaux, lesquels contrôlent et modifient l’exposition aux xénobiotiques et leurs effets, déterminent leur faculté à être de puissants outils lors des campagnes de biosurveillance. Cependant, ces mêmes particularités compliquent l’interprétation des biomarqueurs en tant que « signaux d’alerte » d’effets 163 biologiquement significatifs de la présence des contaminants dans un écosystème étudié. Ainsi dans les écosystèmes aquatiques naturels, où les conditions expérimentales ne sont pas complètement connues ni contrôlées, de nombreuses variables qui ne sont pas a priori liées à la contamination peuvent interférer avec les réponses des marqueurs biologiques, limitant de ce fait leur utilité dans les études de biosurveillance. Elles concernent l’organisme analysé (le sexe, l’âge, le niveau trophique, l’état nutritionnel, l’activité métabolique, le comportement migratoire, le stade reproductif ou développemental de l’organisme), la population (la densité), les paramètres abiotiques (la saison, la température, l’hétérogénéité de la contamination). Une autre limite concerne d’autres paramètres aléatoires liés aux milieux aquatiques naturels : la validation in situ des biomarqueurs requiert une connaissance des relations dose/réponse, donc la durée et le mode d’exposition, et le type de contamination par des substances particulières. Or, dans les écosystèmes naturels, des substances de sources diverses peuvent stimuler les mêmes biomarqueurs sur des périodes de temps variables. De même, la plupart des réponses biologiques ne sont pas spécifiques d’un xénobiotique particulier et les organismes sont soumis à un ensemble de stress. Il est probable que des processus adaptatifs touchent les organismes vivant pendant de longues périodes en environnement pollué, grâce au renforcement de leurs défenses. Cette éventualité pourrait présenter une limite supplémentaire à l’usage biomarqueurs in situ. En conclusion, l’intérêt potentiel des biomarqueurs dans l’évaluation des risques environnementaux dus à la présence de polluants reste évident, cependant cette approche en milieu naturel doit être combinée aux autres méthodes de biosurveillance, y compris les approches chimiques et biologiques traditionnelles, ainsi que les approches statistiques et mathématiques.

Selon Laboratoire des Sciences de l’Environnement Ecole Nationale des Travaux Publics de l’Etat, Vaulx-en-Velin : Nous réaffirmons avec Cairns et al. (1992) la nécessité de développer des protocoles d’essais qui estiment de façon plus précise et plus juste les concentrations en substances toxiques qui font peser un risque sur les écosystèmes, et qui soient capables de produire des informations pouvant être utilisées pour prédire les conséquences possibles in situ. La réponse des écosystèmes naturels n’est pas prédictible à partir des réponses de quelques espèces testées isolément en laboratoire, car le fonctionnement des premiers dépend de processus en œuvre à différents niveaux d’organisation biologique, ceux des individus, des populations, des communautés et de l’écosystème. Les bioessais standards mesurent les réponses de quelques espèces à un toxique mais pas les effets sur les dynamiques des communautés et des écosystèmes. Comme il n’existe probablement pas d’espèce systématiquement plus sensible que les autres, il est préférable d’utiliser plusieurs espèces de différents niveaux taxonomiques et fonctionnels. Mais, même dans le cas des batteries de tests, cela ne permet pas d’évaluer les effets sur les processus supérieurs (biomagnification, compétitions, …) Le plus grand problème des essais monospécifiques est leur très faible réalisme environnemental : absence de compétiteurs, prédateurs, parasites qui peuvent affaiblir l’individu, organisme dépourvus de maladies et non limités en nourriture, conditions qui, dans le milieu naturel, peuvent accroître la sensibilité au stress. L’application de facteurs de sécurité, étant donnée l’incertitude qui pèse sur ces facteurs, peut conduire à surestimer ou sous-estimer le risque, donc à un surcoût environnemental. L’utilisation d’essais en microcosmes apparaît de nature à améliorer les choses, pour peu que l’incertitude autour des résultats ne soit pas trop grande et que ceux-ci puissent être extrapolés aux écosystèmes réels. Les efforts réalisés pour améliorer le réalisme des conditions expérimentales (type de milieu, présence de sédiment…) et exposer simultanément différentes espèces sur une durée suffisamment longue vont a priori dans le sens d’une meilleure prédictibilité des effets qui seraient observés in situ. Force est cependant de reconnaître que l’utilisation en routine des essais en microcosmes est assez peu développée, comme le montre le faible nombre de publications dans ce domaine au regard de l’ensemble des publications en écotoxicologie). Certes de tels essais sont plus longs et plus coûteux que les tests monospécifiques, ce qui explique en partie le rythme de publication moins élevé, mais ils se heurtent surtout aux critiques suivantes : d’une part le manque de sélection des critères de toxicité appropriés et le faible niveau de réalisabilité et de reproductibilité, d’autre part le bénéfice apporté sur le plan du réalisme environnemental et de la prédictibilité, eu égard à l’énergie dépensée dans ce type d’essais. Il n’y a de fait pas de consensus sur les variables d’effet qui permettraient de traduire la réponse globale d’un écosystème à une perturbation écotoxique. Des critères portant sur les paramètres de structure (densités d’organismes, richesse spécifique, abondance des populations et diversité des peuplements …) et de fonctionnement (respiration et production au travers des variations d’oxygène dissous, pH, flux d’éléments, métabolismes de recyclage de la matière organique, etc.) sont naturellement adoptés, mais pas de façon systématique. Ces critères ne sont de toute façon que des indicateurs imparfaits de l’état d’un écosystème, et bien souvent il reste difficile de prendre des décisions à partir de leur connaissance. Si un toxique a un effet sur une espèce-clé, cela peut se répercuter sur le fonctionnement de l’écosystème entier, mais si l’effet conduit à la disparition d’une espèce redondante c’est-à-dire qui a un rôle identique à celui d’autres espèces proches (ex : différentes espèces de cladocères, comme dans notre étude sur les effets des percolats de MIOM en microcosmes 100 L, alors cela peut très bien ne pas être ressenti au niveau supérieur de l’écosystème ou de la communauté. Il n’en demeure pas moins qu’il reste indispensable de développer des connaissances et des compétences s’appuyant sur des approches non réductionnistes, à partir d’évaluations portant sur les écosystèmes naturels (études in situ) et les écosystèmes reconstitués au laboratoire ou à l’extérieur. C’est ce que nous essayons modestement de faire à notre niveau, avec un certain nombre d’avancées mais encore beaucoup de problèmes.

La macrofaune et la méiofaune sont définies par un critère de taille individuelle. La macrofaune correspond habituellement à la faune retenue par un tamis de vide de maille de 1 à 0,5 mm. La méiofaune correspond aux métazoaires et à des protozoaires (foraminifères) dont la taille est comprise entre 40 ou 63 µm et 0,5 ou 1 mm. L’étude de la méiofaune est essentielle car celle-ci a un rôle clé dans le système benthique : elle occupe une place centrale entre communautés microbiennes et compartiments supérieurs (macrofaune et juvéniles de poissons) en termes de ressources alimentaires. Ces deux compartiments sont relativement sédentaires, permettant ainsi de détecter des perturbations locales. Par exemple, pour la méiofaune, le rapport Nématodes / Copépodes indique qu’un accroissement de l’abondance de Nématodes (organismes à stratégie de développement r) par rapport à celle des Copépodes caractérise un environnement pollué. Il existe aussi des rapports entre la composition et la densité de la faune de Rotifères et la nature des eaux définies classiquement en dystrophies, oligotrophes et eutrophes, quoique les limites de cette répartition soient souvent difficiles à définir. Ces rapports ne sont vraisemblablement pas directs mais liés à la distribution écologique de la nourriture des Rotifères. Certaines espèces du genre Bdelloïde sont des espèces indicatrices des eaux polluées par les substances organiques où elles trouvent à profusion leur nourriture bactérienne. L’étude concomitante de l’ensemble des communautés benthiques suggère un lien très fort entre communautés microbiennes, méiobenthiques et macrobenthiques et permet également d’accéder à des perturbations sur différentes échelles de temps. La macrofaune a une durée de vie plus longue que les organismes de la méiofaune, qui sont quant à eux susceptibles de produire plusieurs générations par an (plurivoltinisme) et ainsi refléter des perturbations environnementales et/ou anthropiques sur une échelle de temps beaucoup plus courte. La méiofaune et la macrofaune ont différents rôles écologiques, notamment dans le devenir du carbone organique et des nutriments dans les sédiments.

Le parasite Haplosporidium costale est connu pour infecter et causer la mort de l’huître Crassostrea virginica aux États-Unis. Des décennies après sa première description dans les années 1960, ce parasite a été détecté chez Crassostrea gigas aux États-Unis et en Chine Cependant, il présentait une faible prévalence et aucune mortalité n’y était associée. Plus récemment, en 2019, H. costale a été détecté en France dans un lot d’huîtres mourantes. Ces observations suggèrent une corrélation entre l’origine des huîtres et les souches de H. costale qui pourraient avoir été causées par des importations commerciales entre le Japon, les États-Unis et la France depuis les années 1970. Le protiste Haplosporidium costale (= Minchinia costalis ) appartenant au phylum Haplosporidia (Burreson et Ford, 2004) infecte principalement l’huître orientale Crassostrea virginica . Ce parasite a été signalé pour la première fois comme causant des mortalités élevées chez des C. virginica âgés d’un et deux ans le long de la côte atlantique de la Virginie dans les années 1960. En 1960, les taux de mortalité ont grimpé de 44 % par mois pendant de courtes périodes. On sait peu de choses sur le cycle de vie de H. costalemais la périodicité suggérait que ces événements de mortalité étaient associés à cet organisme. Aucun signe clinique évident permettant de diagnostiquer H. costale n’est signalé.. De plus, la maladie SSO (Seaside Organism) peut progresser si rapidement que la mortalité survient soudainement même si les huîtres infectées semblent en bonne santé. La France est l’un des principaux producteurs européens de C. gigas, avec une production annuelle de plus de 100 000 tonnes (FAO, 2022). C’est également le principal fournisseur d’huîtres pour l’ensemble de l’UE. Des événements de mortalité causés par de nombreux agents pathogènes se sont déjà produits dans les élevages d’huîtres au fil des années, entraînant une perte massive de production (> 50 %). Afin de minimiser l’impact sur les huîtres, une meilleure connaissance des agents pathogènes des huîtres est essentielle. https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0022201122001161

3 réflexions au sujet de « Indicateurs représentatifs des pollutions »

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