Soutenance mémoire
Méthylmercure
Le mercure est un élément chimique naturellement présent dans l’environnement. Il est utilisé dans de nombreuses activités humaines : combustion des énergies fossiles, fabrication de batterie, peinture, industrie chimique, amalgames dentaires, etc. Les sources d’exposition sont donc à la fois environnementales (écorce terrestre) et anthropogéniques. Le méthylmercure est une forme organique du mercure. La microflore bactérienne marine transforme le mercure métallique en méthylmercure, augmentant sa biodisponibilité et favorisant sa bioaccumulation le long de la chaîne trophique. Selon l’OMS, 99% du méthylmercure absorbé quotidiennement est d’origine alimentaire (WHO, 1990). Plus particulièrement les poissons, en particulier les poissons prédateurs car en bout de chaîne alimentaire, constituent le principal contributeur à l’exposition de l’homme (DGS, 1992, Decloitre, 1992, WHO, 2004, ANSES, en cours). Dans les produits de la mer, le mercure est principalement retrouvé sous forme de méthylmercure (JECFA, 2004). Dans le cadre de ce travail, on ne s’intéressera donc qu’aux effets du méthylmercure, et non du mercure inorganique.
Toxicité du méthylmercure
Le méthylmercure, absorbé au niveau du tractus digestif, est transformé en un complexe méthylmercure-cystéine (CH3HgS(Cys)), un analogue structural de la méthionine. Il passe ainsi dans la circulation et traverse la barrière hémato-encéphalique. Le cerveau et le système nerveux central constituent les cibles privilégiées du méthylmercure. Chez l’animal, les effets toxiques observés après une exposition à des doses élevées de méthylmercure (0,2 à 10 mg/kg poids corporel) sont des altérations visuelles, auditives et motrices, ainsi que des troubles de la sensibilité. Chez l’homme adulte, des effets ont été observés notamment en Amazonie chez des orpailleurs exposés via les amalgames de l’or avec du mercure : altération des fonctions visuelles, somato-sensorielles et motrices, de la mémoire, l’attention, la faculté d’apprentissage et la dextérité manuelle. Si la neurotoxicité peut se manifester chez l’adulte, le cerveau en développement du fœtus est plus sensible à l’exposition car le méthylmercure passe également la barrière placentaire. Chez l’enfant exposé in-utero, une exposition prolongée au méthylmercure induit des dysfonctionnements moteurs et sensoriels, et un important retard mental, comme l’ont montré l’accident de Minamata, au Japon, dans les années 50 (Harada, 1978, Harada et al., 1999) et d’autres études plus récentes (Grandjean et al., 1999, Oken et al., 2005). Néanmoins toutes les études ne concordent pas, du fait notamment de l’utilisation de marqueurs d’exposition différents, d’imprécisions dans la mesure de ces marqueurs (Grandjean and Budtz Jorgensen, 2007), et de la non prise en compte de certaines variables de confusion sur les effets . Les mécanismes d’action neurotoxique du méthylmercure (Annexe 1) passeraient notamment par une limitation des transferts de neurotransmetteurs, altérant les fonctions neurocérébrales (Allen et al., 2001, Shanker et al., 2001, Shanker and Aschner, 2003) et promouvant la peroxydation et les dysfonctionnements neuronaux dépendant d’espèces réactives de l’oxygène (ROS) (Aschner and Syversen, 2005). Outre son effet neurotoxique, le méthylmercure serait associé à une réduction des effets protecteurs des omégas 3 (Acide docosapentaénoïque (DPA) et Acide docosahexaénoïque (DHA)) sanguins sur la santé cardiovasculaire (Virtanen et al., 2005, Mozaffarian and Rimm, 2006) et a aussi été proposé comme facteur de risque de maladies cardiovasculaires, notamment d’infarctus du myocarde et de cardiopathie ischémique (Guallar et al., 2002, Stern, 2005) bien que toutes les études ne concordent pas (Hallgren et al., 2001, Yoshizawa et al., 2002). Plusieurs mécanismes ont été proposés pour expliquer cette association, notamment l’inhibition par le méthylmercure des systèmes antioxydants endogènes et la production de radicaux libres (NRC, 2000), induisant une augmentation des lipoprotéines de faible densité (LDL) oxydés (Andersen and Andersen, 1993, Salonen et al., 2000) qui contribuent au processus d’athérosclérose (Stocker and Keaney, 2004). Par ailleurs, le mercure réduirait les transferts ioniques et provoquerait des changements dans les fonctions plaquettaires, notamment l’agrégation plaquettaire induite par l’adenosine diphosphate (Kumar and Bhattacharya, 2000, Kumar et al., 2001, Kumar et al., 2002) et une hypercoagulation (Wierzbicki et al., 2002). En perturbant le fonctionnement cellulaire et les réponses inflammatoires, l’exposition au méthylmercure déclenche une réponse apoptotique de la cellule, dose-dépendante et croissante avec la durée d’exposition (InSug et al., 1997). Enfin, le méthylmercure inhiberait la formation et la migration des cellules endothéliales, de façon dose-dépendante, favorisant l’hypertension et l’artériosclérose (Kishimoto et al., 1995).
Toxicité de l’arsenic
L’arsenic est un élément naturellement présent dans l’environnement. Il a également des origines anthropiques : rejets des incinérateurs et des industries, produits phytosanitaires, alliages pour la fabrication de cellules photovoltaïques ou de diodes, etc. L’alimentation est la voie d’exposition principale à l’arsenic, les produits de la mer constituant le vecteur majoritaire chez les adultes comme les enfants (Leblanc et al., 2005). L’arsenic est absorbé au niveau gastro-intestinal, le taux d’absorption dépend fortement de la matrice et des espèces arséniées présentes, organiques ou inorganiques. L’arsenic total et l’arsenic inorganique sont largement excrétés principalement dans les urines. Les espèces organiques et les arsénosucres sont très peu métabolisés. En revanche l’arsenic inorganique subit de nombreuses transformations chez l’homme pour qui la principale voie métabolique de détoxification est la méthylation. L’arsenic pentavalent ou arsenate (AsV) est d’abord réduit en arsenic trivalent ou arsenite (AsIII), en présence de glutathion ou d’un autre thiol. L’arsenite est lui-même méthylé, principalement dans le foie. Les métabolites organiques finaux sont les acides monométhylarsonique (MMA) et diméthylarsinique (DMA), moins réactifs que l’arsenic inorganique et principalement éliminés dans les urines. Au cours de ces réactions, des produits intermédiaires très réactifs sont formés, le MMA(III) et le DMA(III). Il est admis que sous sa forme inorganique, l’arsenic est plus toxique que sous sa forme organique. Peu d’études ont été menées à ce jour sur la toxicité de l’arsenic organique. Sa forme principale, l’arsenobétaine, n’est pas considérée préoccupante (EFSA, 2009a). Les arsénosucres et arsénolipides sont quant à eux métabolisés en dimethylarsinate (Schmeisser et al., 2006, Raml et al., 2009), mais il n’existe pas de données toxicologiques sur ces espèces. Une exposition aiguë à l’arsenic inorganique entraîne vomissements, douleurs abdominales et diarrhées, ainsi que des irritations respiratoires chez l’homme comme chez l’animal, une neuropathie périphérique et des effets cardiovasculaires et hématopoïétiques (WHO, 2010). Chez l’animal, une exposition chronique à l’arsenic inorganique provoque des troubles gastroin testinaux, respiratoires, et des troubles des fonctions de reproduction, immunologique et du système nerveux (WHO, 2010). Les études expérimentales de cancérogenèse chez l’animal sont encore controversées. Néanmoins, en 2009, l’International Agency for research on cancer (IARC) a classé l’arsenic inorganique et ses composés comme cancérogènes pour l’homme (groupe 1). Ils causeraient notamment des cancers de la peau, du poumon et de la vessie, et avec un niveau de preuve plus faible, du rein, du foie et de la prostate (Straif et al., 2009, WHO, 2010). Une exposition prolongée à l’arsenic inorganique serait également associée de façon dosedépendante à l’apparition de problèmes de peau comme l’hyperkératose et des modifications de pigmentation (Wu et al., 1989, Chen et al., 1992). Plus récemment l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA) a répertorié des effets similaires suite à des ingestions d’eau contenant moins de 100 µg/L d’arsenic inorganique (EFSA, 2009a). D’autres effets ont également été rapportés, notamment sur le développement fœtal (avortement spontané, naissances prématurées, mortalité infantile accrue, etc.), des effets cardiovasculaires et une neurotoxicité périphérique et centrale (WHO, 2010). Bien que le rôle de l’arsenic et les mécanismes d’action de la phase d’initiation du processus cancéreux ne soient pas encore clairement identifiés, le stress oxydant pourrait être impliqué. Les espèces arséniées provoqueraient une libération de ferretine (et donc de fer) stimulant la production d’espèces réactives dérivées de l’oxygène (Ahmad et al., 2000, NRC, 2001). Chez l’animal, une ingestion prolongée d’eau arséniée entraînerait une réduction des niveaux de glutathion hépatique total, ainsi qu’une réduction des concentrations et activités enzymatiques, notamment de la catalase hépatique, de la glutathion S-transférase et de la glutathion réductase. La production de malondialdéhyde serait ainsi augmentée, traduisant une augmentation de la peroxydation lipidique (Santra et al., 2000).
Données d’exposition alimentaire chez l’homme
En Europe, l’apport quotidien d’arsenic total chez l’adulte avait été estimé en 2004 à 125 µg (Commission Européenne, 2004), soit 12,5 µg/kg pc/sem pour un adulte de 70 kg. L’EFSA a récemment réévalué cet apport à 0,45-4,31 µg/kg pc/j, soit 3,15-30,2 µg/kg pc/sem (EFSA, 2009a). Plus précisément en France, l’apport a été évalué à 0,78 µg/kg pc/j chez les adultes, soit 5,4 µg/kg pc/sem (ANSES, en cours), ce qui correspond à la fourchette basse de l’exposition évaluée par l’EFSA. La moitié de cet apport (0,37 µg/kg pc/j) provient de la consommation de produits de la mer. Si les formes organiques (arsenobétaine, arsénocholine, acides monométhylarsonique et diméthylarsinique) prédominent dans les produits de la mer, les formes inorganiques sont majoritaires dans les céréales, les viandes, les produits laitiers, l’eau et les boissons. Plus précisément, l’OMS estime que l’arsenic inorganique représente 75% de l’arsenic total dans les viandes et les produits laitiers, 65% dans les volailles et les céréales, 10% dans les fruits et 5% dans les légumes (WHOIPCS, 2001). Dans l’eau et les autres boissons, il est considéré que 100% de l’arsenic est sous forme inorganique (US EPA, 2001b). Enfin dans les produits de la mer, 0,4 à 5,3% de l’arsenic seraient sous forme inorganique et le reste serait principalement de l’arsenobétaine (Schoof et al., 1999, Velez and Montoro, 2001, Borak and Hosgood, 2007). La consommation de produits de la mer apporte donc de l’arsenic en grande quantité : 90% dans le régime américain par exemple (Adams et al., 1994), ou 62% dans le régime français (Leblanc et al., 2005). Néanmoins, la contribution de ces produits dans l’apport quotidien d’arsenic inorganique est relativement basse. Du fait de la difficulté d’analyse des différentes espèces chimiques de l’arsenic, peu d’études ont estimé l’apport alimentaire d’arsenic inorganique, ou seulement à partir d’un nombre limité d’aliments (Nakamura et al., 2008, Baeyens et al., 2008). Quelques études l’ont évalué en s’appuyant sur des hypothèses de part d’arsenic inorganique dans la concentration d’arsenic total. Ainsi, une étude a estimé l’apport d’arsenic inorganique au Canada entre 8,3 et 14 µg/j, et aux Etats-Unis entre 4,8 et 12,7 µg/j (Yost et al., 1998). Partant du postulat que l’arsenic inorganique représente 10% de l’arsenic total dans les produits de la mer, et 100% dans les autres aliments, une étude américaine a estimé cet apport à 5,36-12,54 µg/j, mais avec une très faible contribution de l’eau de boisson (Tao and Bolger, 1999). Plus récemment, l’EFSA a utilisé des hypothèses de spéciation pour les produits de la mer s’appuyant sur nos travaux (Etude 2, chapitre 4.3) et pour les autres produits différents scenarios, à 50, 70 et 100% d’arsenic inorganique (EFSA, 2009a). L’apport moyen d’arsenic inorganique a été estimé à 0,21-0,61 µg/kg pc/j, soit 14,7-42,7 µg/j pour un adulte de 70 kg. Pour la population française adulte, l’exposition moyenne à l’arsenic inorganique a été estimée lors de la seconde étude de l’alimentation totale à 0,24-0,28 µg/kg pc/j1 (hypothèses basse et haute) (ANSES, en cours). La contribution des produits de la mer à cette exposition n’est que de 1,5-1,7%. Tenant compte de la BMDL0,5 de 3,0 µg/kg pc/j du JECFA (voir paragraphe 2.1.1.2), la marge d’exposition calculée à partir de l’exposition moyenne est donc de 11-13. Au 95e percentile d’exposition, la marge d’exposition est de 2-3. Selon le rapport de l’EFSA, une faible marge d’exposition représente une forte préoccupation de santé publique et ne permettent pas d’exclure un risque sanitaire pour certains groupes de population (EFSA, 2009a, EFSA/WHO, 2005). Les faibles marges d’exposition pour l’arsenic inorganique traduisent donc une nécessaire gestion du risque afin de réduire les expositions.
Données d’exposition alimentaire chez l’homme
L’exposition alimentaire moyenne au cadmium en France, en population générale adulte, a été estimée en 2010 à 0,16 µg/kg pc/j (ANSES, en cours), soit 1,12 µg/kg pc/sem, ce qui est en-dessous de la nouvelle VTR de l’EFSA. Le 95 epercentile s’élève 0,27 µg/kg pc/j, soit 1,89 µg/kg pc/sem, ce qui est au-dessus de la DHTP. Dans l’ensemble des pays européens (16 pays pour lesquels des données sont disponibles), la médiane des expositions moyennes au cadmium est de 2,27 µg/kg pc/sem [1,89- 2,96] pour un adulte de 60 kg (EFSA, 2009b). Il faut néanmoins noter que la VTR de l’EFSA de 2,5 µg/kg pc/sem est très protectrice au regard de l’effet biologique précoce pour une exposition de 50 ans au moins, et non de la survenue d’un effet sanitaire. Le facteur 2 observé entre l’exposition estimée en France et les valeurs présentées dans le rapport européen s’explique par les très faibles limites analytiques dans l’étude de l’alimentation totale française (limite de détection (limit of detection, LOD) de 0,0008 mg/kg contre des limites de l’ordre de 0,05 mg/kg). Ces limites très basses ont permis une estimation plus fine de l’exposition réelle, là où pour des limites plus hautes, l’exposition est certainement surestimée par des hypothèses de traitement de la censure (données censurées remplacées par ½ LOD).
Dioxines, furanes et polychlorobiphényles dioxin-like
Les PCDD/F sont des composés dont les structures moléculaires et propriétés physico-chimiques sont proches. Ils comptent 210 congénères : 75 PCDD et 135 PCDF. Ils sont formés lors de processus thermiques tels que les feux de forêt ou l’incinération des déchets, et au cours de processus industriels (métallurgie, traitement des pâtes à papier, etc). La réduction des émissions atmosphériques et la mise aux normes européennes ont divisé par 10 les émissions de PCDD/F en France depuis 1990. Du fait de leur stabilité et de leur forte lipophilie, PCDD/F et PCB-DL s’accumulent dans la chaîne alimentaire. Aussi, plus de 90% de l’exposition totale est d’origine alimentaire. Les produits de la mer contribuent fortement à cette exposition (seconds contributeurs derrière les produits laitiers, et devant les viandes), avec une plus forte contribution à l’exposition aux PCB-DL. Parmi les poissons, les plus gras apparaissent comme étant les plus contaminés, en particulier l’anguille et les sardines. Plusieurs études ont également mis en évidence une moindre contamination des poissons sauvages par les dioxines et/ou les PCB, comparativement aux poissons d’aquaculture (Hites et al., 2004, Lo Turco et al., 2007, Cirillo et al., 2009), et l’alimentation de ces derniers semblerait être le facteur déterminant de cette contamination. L’étude de Hites et al a également montré que les poissons de mer consommés en Europe étaient plus contaminés que les poissons d’Amérique du nord ou du sud. Le métabolisme des espèces ainsi que leur période de croissance et la durée de d’élevage sont des facteurs importants quant à la contamination des poissons d’aquaculture (Vizzini et al.). La toxicité des dioxines repose sur leur capacité à se fixer au récepteur Ah (Aryl hydrocarbon), induisant des modifications de traduction de l’acide ribonucléique de certaines enzymes. Les PCB-DL ont un mode d’action proche et se fixent aussi sur le récepteur Ah. La 2,3,7,8-tétrachlorodibenzo-pdioxine (2,3,7,8-TCDD), ou dioxine de Seveso, a été la plus largement étudiée. Cette molécule sert de base au calcul des facteurs d’équivalence toxique (TEF) pour les autres congénères, permettant d’apprécier la toxicité de l’ensemble de ces molécules dans une même unité, les équivalents toxiques (TEQ). Une fois ingérés, les dioxines et PCB-DL franchissent la paroi gastro-intestinale et sont transportés dans l’organisme par les protéines sériques. Du fait de leur caractère lipophile, ils s’accumulent majoritairement dans le foie et le tissu adipeux. Chez l’homme, une partie est excrétée par voie fécale, mais l’’élimination est lente. La demi-vie des dioxines et des PCB-DL, variable selon les congénères, est de l’ordre de 5,5 à 11 ans (en moyenne 7,6 ans). Ainsi la charge corporelle, reflet de l’exposition sur le long terme, atteint un niveau stationnaire au bout d’une dizaine d’années. De plus, toute mobilisation des graisses, notamment au cours de la lactation ou d’un régime amaigrissant, est accompagnée d’une redistribution des dioxines et PCB dans l’organisme, expliquant les teneurs parfois élevées dans le lait maternel. Si les PCDD/F sont cancérogènes pour l’homme (classés en catégorie 1 par l’IARC en 1997), l’effet critique retenu par les comités scientifiques pour évaluer le risque est l’effet sur la fonction de reproduction, et plus particulièrement l’altération de la maturation sexuelle de jeunes rats mâles exposés à la 2,3,7,8-TCDD (WHO, 2002). Ces effets surviennent pour des charges corporelles 20 fois plus faibles que celles induisant les effets cancérogènes (AFSSA, 2006a). Le JECFA a fixé en 2001 une dose mensuelle tolérable provisoire (DMTP) pour l’ensemble des PCDD/F et PCB-DL à 70 pg TEQ-OMS98/kg pc/mois (WHO, 2002).
Retardateurs de flamme bromés
Les retardateurs de flamme bromés (RFB) sont des composés chimiques de synthèse stables, utilisés pour leurs propriétés ignifuges (AFSSA, 2006d). Ils sont incorporés dans les matières plastiques des appareils électriques, des circuits électroniques ou encore dans des matériaux de capitonnage ou certains textiles. Les RFB regroupent les polybromodiphényléthers (PBDE), les polybromobiphényles, l’hexabromocyclododécane et le tétrabromobisphenol A. Du fait de leur large utilisation (au moins jusqu’en 2004 pour certains composés en Europe), leur stabilité et leur lipophilie, on les retrouve dans l’environnement (notamment dans les poussières intérieures) et a fortiori dans la chaine alimentaire. Dans le cadre de ce travail, seules des données sur les PBDE seront traitées. Les PBDE regroupent 209 congénères. Outre l’exposition professionnelle, l’alimentation reste la principale source d’exposition aux PBDE en Europe, avant l’inhalation et l’absorption dermale. Les données sur le métabolisme et la toxicité des PBDE sont parcellaires et incomplètes ; les études menées sont souvent anciennes et de mauvaise qualité (non respect des bonnes pratiques de laboratoire), et portent sur des mélanges de plusieurs congénères. Une exposition aiguë à certains mélanges de PBDE entraine chez le rat un ralentissement de la croissance, mais aussi diarrhée, piloérection, tremblements, rougeurs pré-oculaires et péri-nasales, troubles hépatiques, etc (WHO, 2006b, AFSSA, 2006d). Les quelques études de toxicité subchronique ou chronique (2 semaines et plus) ont montré des effets toxiques principalement sur le foie (hypertrophie, vacuolisation des hépatocytes, nécrose, pigmentation des cellules de Küpffer, adéno-carcinomes), la thyroïde (hypertrophie des cellules folliculaires, adéno-carcinomes) et le rein. Selon l’animal et le mélange de PBDE considéré, les doses sans effet s’échelonnent de 1 à <3200 mg/kg pc/j, la plus faible dose entrainant un effet néfaste étant de 8 mg/kg pc/j. Les effets hépatiques semblent apparaitre pour les plus faibles doses, et la toxicité tendrait à décroître avec l’augmentation du nombre de bromes. Des effets sur la fonction endocrine ont également été rapportés : altérations hormonales ayant des impacts sur les fonctions de reproduction, la maturation sexuelle et le développement de l’embryon et du nouveau-né (AFSSA, 2006d). Certaines études ont également montré un impact des PBDE sur les fonctions immunitaires et le système nerveux. Cependant, aucune VTR n’a pu être fixée à l’heure actuelle. Le mode d’action des PBDE étant proche de celui des PCB-DL (affinité pour le récepteur Ah), il est parfois suggéré de traiter le risque lié aux PBDE et PCB ensemble. Les différentes estimations européennes montrent des expositions chez l’homme de l’ordre de 13 à 213 ng/j, selon les congénères étudiés et les estimations faites pour les données censurées (WHO, 2006b), et 63 à 142 ng/j pour la France (adultes, pour un poids moyen de 65 kg) (AFSSA, 2006d). Les produits de la mer apparaissent comme étant les produits les plus contaminés, mais aussi comme étant les vecteurs majoritaires (21-87%) devant les autres produits animaux.
Acides gras polyinsaturés à longue chaîne de la famille des omégas 3
Les lipides apportés par l’alimentation ont un rôle énergétique (1 g de lipides = 9 kcal), sont le principal constituant de la membrane cellulaire, et interviennent dans les communications intra et intercellulaires. Les denrées d’origine animale constituent la principale source (hors supplémentation) d’AGPI-LC n-3, en particulier d’acide éicosapentaénoïque (EPA), d’acide docosapentaenoïque (DPA), et d’acide docosahexaénoïque (DHA). En effet, si le précurseur des omégas 3, l’acide alpha-linolénique est apporté principalement par les huiles végétales, la conversion de ce précurseur en dérivés à longues chaînes est très faible chez l’homme (moins de 5%). La viande, les œufs et le poisson contribuent donc fortement à l’apport d’acides gras essentiels EPA, DPA et DHA. Plus particulièrement les produits de la mer contribuent à l’apport en EPA et de DHA à hauteur de 50% et 70% respectivement dans la population australienne (Howe et al., 2006), 87% et 80% dans une population féminine belge (Sioen et al., 2006), et 72% et 65% dans la population de l’étude SU.VI.MAX (Astorg et al., 2004). Cependant il convient de souligner que la composition lipidique du poisson, de façon générale, est dépendante de nombreux facteurs incluant la taille et la période de reproduction, mais aussi la saison et l’alimentation du poisson, elle-même dépendante de la région d’origine pour les poissons sauvages (Özyurt et al., 2005, Murase and Saito, 1996). Par ailleurs les poissons sauvages présenteraient des concentrations en AGPI-LC n-3 significativement inférieures à celles des poissons d’élevage, sans doute du fait d’une alimentation contrôlée. Enfin le mode de préparation est également important ; la cuisson par exemple, en particulier la friture plate, réduirait de façon significative les concentrations en AGPI n-3 et le ratio n-3/n-6 (Bhouri et al., 2010).
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Table des matières
1 Introduction générale
2 Synthèse bibliographique
2.1 Risques liés à la consommation de produits de la mer
2.1.1 Eléments traces et métaux lourds
2.1.1.1 Méthylmercure
2.1.1.2 Arsenic
2.1.1.3 Cadmium
2.1.1.4 Organoétains
2.1.2 Polluants organiques persistants
2.1.2.1 Dioxines, furanes et polychlorobiphényles dioxin-like
2.1.2.2 Polychlorobiphényles
2.1.2.3 Retardateurs de flamme bromés
2.2 Bénéfices liés à la consommation de produits de la mer
2.2.1 Protéines
2.2.2 Acides gras polyinsaturés à longue chaîne de la famille des omégas 3
2.2.2.1 Bénéfices du poisson et des AGPI-LC n-3
2.2.2.2 Biomarqueurs d’apports et d’effets
2.2.2.3 Apports recommandés en AGPI-LC n-3
2.2.2.4 Apports en AGPI-LC n-3 en France
2.2.3 Vitamines
2.2.3.1 Vitamine D
2.2.3.2 Vitamine E
2.2.3.3 Vitamine A
2.2.3.4 Vitamine B6
2.2.3.5 Vitamine B12
2.2.4 Oligoéléments
2.2.4.1 Sélénium
2.2.4.2 Iode
2.2.4.3 Zinc
2.2.4.4 Fer
2.3 Consommations de produits de la mer
2.3.1 Recommandations en France et à l’étranger
2.3.2 Consommations de produits de la pêche en France
2.3.2.1 En population générale
2.3.2.2 Chez les forts consommateurs
2.4 Analyses risque/bénéfice
2.4.1 Définitions et contexte historique
2.4.2 Méthodologies d’analyse du risque et du bénéfice
2.4.2.1 Risques liés aux contaminants
2.4.2.2 Risques ou bénéfices nutritionnels
2.4.2.3 Risques liés aux contaminants et bénéfices nutritionnels
2.4.3 Quelles solutions ?
3 Hypothèses de travail, objectifs et méthode
4 Etudes
4.1 Etude 1. Evaluation de l’exposition au méthylmercure à partir de données d’exposition alimentaire et des biomarqueurs d’exposition
4.1.1 Matériel et méthode
4.1.2 Résultats
4.2 Etude 1, Analyses complémentaires. Risques liés à l’exposition au méthylmercure
4.2.1 Contexte et objectif
4.2.2 Matériel et méthode
4.2.3 Résultats
4.3 Etude 2. Evaluation de l’exposition alimentaire à l’arsenic et biomarqueurs d’exposition
4.3.1 Matériel et méthode
4.3.2 Résultats
4.4 Etude 3. Une approche de type « splines cubiques restreints » afin de décrire l’association entre consommation de poissons très gras et concentration en EPA+DHA des hématies
4.4.1 Matériel et méthode
4.4.2 Résultats
4.5 Etude 4. Consommations alimentaires et apports nutritionnels chez des consommateurs réguliers de produits de la mer au regard des recommandations nutritionnelles
4.5.1 Matériel et méthode
4.5.2 Résultats
4.6 Etude 5. Analyse risque/bénéfice de la consommation de produits de la mer
4.6.1 Matériel et méthode
4.6.2 Résultats
5 Synthèse des principaux résultats
6 Discussion générale
6.1 Risques liés à la consommation de produits de la mer
6.1.1 Risques liés à l’exposition au méthylmercure
6.1.1.1 Exposition au méthylmercure évaluée par le questionnaire de fréquence
6.1.1.2 Exposition au méthylmercure calculée par le modèle pharmacocinétique
6.1.1.3 Evaluation du risque lié à l’exposition au méthylmercure
6.1.2 Risques liés à l’exposition à l’arsenic
6.1.2.1 Exposition à l’arsenic calculée par le questionnaire de fréquence via le régime complet
6.1.2.2 Exposition à l’arsenic évaluée par les biomarqueurs
6.1.2.3 Evaluation du risque lié à l’exposition à l’arsenic
6.2 Bénéfices lies à la consommation de produits de la mer
6.2.1 Bénéfices lies à l’apport d’acides gras polyinsaturés oméga 3 à longue chaine
6.2.1.1 Modélisation de la relation entre consommation de poisson et teneur en EPA et DHA des hématies
6.2.1.2 Autres facteurs susceptibles d’impacter sur les AGPI-LC n-3 des hématies
6.2.2 Bénéfices lies aux autres nutriments
6.2.2.1 Apports et besoins nutritionnels des forts consommateurs de produits de la mer
6.2.2.2 Apports nutritionnels et limites de sécurité
6.3 Analyse risque-bénéfice de la consommation de produits de la mer
6.3.1 Méthodologie développée
6.3.2 Définition des clusters
6.3.3 Consommation optimale de produits de la mer définie par le modèle
6.3.4 Avantages et limites du modèle
6.3.4.1 Avantages du modèle
6.3.4.2 Limites du modèle
6.3.4.3 Perspectives en termes d’amélioration du modèle
6.3.5 Interprétation de la consommation optimale en termes de recommandations
7 Conclusion générale
8 Références bibliographiques
9 Annexes
9.1 Annexe 1. Synthèse des principaux mécanismes d’action du méthylmercure et des acides gras polyinsaturés oméga 3 à longue chaine
9.2 Annexe 2. L’approche benchmark dose
9.3 Annexe 3. Comparaison de la part dans la consommation de produits de la mer, pour les espèces communes à l’étude Calipso et l’étude INCA2
9.4 Annexe 4. Application des équations de Ginsberg et Toal (2009) à la consommation optimale de produits de la mer
9.5 Annexe 5. Publications scientifiques
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