Soutenance mémoire
Depuis le début du siècle, l‟environnement a été soumis à la pression croissante des activités industrielles et humaines dont les effets se sont fait rapidement sentir, le recours aux pesticides pour usage agricole en Algérie est devenu indispensable pour atteindre les niveaux de production maximaux et satisfaire une demande de plus en plus accrue des consommateurs en produits alimentaires (zaouani, 2010). Cependant les pesticides peuvent être très nocifs, ils peuvent endommager l‟environnement et s‟accumuler dans les écosystèmes ; comme ils possèdent le potentiel de causer toute une gamme d‟effets toxiques envers la santé humaine, dépendamment de la dose appliquée, parmi lesquels le cancer, les dysfonctions des systèmes reproductifs, des systèmes endocriniens et immunitaires, les malformations congénitales, l‟atteinte aiguë et chronique du système nerveux et l‟endommagement des poumons (Jawich, 2010,Veillerette,2005). L‟évaluation du risque des produits phytosanitaire peut adéquatement rendre compte des dangers de ces produits pour l‟humain et pour l‟environnement .De plus l‟arrivé sur le marché des pesticides, les dispositifs actuels d‟évaluation de la toxicité de ces produits demeurent parsemés d‟incertitudes. L‟absence de certitude scientifique absolue ne doit pas servir de prétexte pour remettre à plus tard l‟adoption de mesures effectives visant à prévenir la dégradation de l‟environnement (Laurin, 2007).
Classifications des produits phytosanitaires
Les pesticides peuvent être classés en fonction de la nature de l‟espèce à combattre mais aussi en fonction de la nature chimique de la principale substance active qui les compose (Fournier, 1988). Le premier système de classification repose sur le type de parasites à contrôler.il existe principalement trois grandes familles de produits phytosanitaires selon la nature des cibles visées : les herbicides, les fongicides et les insecticides,à celles-ci s‟ajoutent des produits divers tels que les acaricides (contre les acariens),les nématicides (contre les nématodes),les rodenticides (contre les rongeurs) , les taupicides (contre les taupes),les molluscides(contre les limaces et les escargots),les corvicides et les corvifuges (contre les oiseaux ravageurs de culture et surtout les corbeaux) et enfin les répulsifs (ACTA,2005).
Le deuxième système repose sur la nature chimique de la substance active majoritaire qui compose les produits phytosanitaires , les pricipaux groupes chimiques comprennent les organochlorés, les organophosphorés, les carbamates, les pyréthrinoides, les triazines et les urées substituées. (Merhi, 2008 ; UIPP, 2009). Les systèmes de classifications sont universels, néanmoins l‟Organisation Mondiale de la Santé (OMS, 2005) a classé les produits phytosanitaires en fonction de la toxicité orale et de la toxicité cutanée des matières actives de ces derniers .cette classification comprend cinq niveaux allant d‟extrêmement dangereux au sans risque.
Devenir des produits phytosanitaires dans l’environnement
L‟utilisation importante des produits phytosanitaires en agriculture à engendré la contamination de l‟environnement .A la suite de leur application, ces molécules sont susceptibles de quitter leurs sites d‟application et sont alors considérées comme micropollunats organiques à l‟origine de la pollution de tous les compartiments environnementaux (Shrack et Coquil, 2009). Du fait de leur toxicité et de leur potentiel de bioaccumulation, ces molécules présentent un risque pour l‟environnement en général (Wendt-Rasch et al., 2004 ; Capkin et al., 2006). D‟un autre coté de nombreuses études ont montré la présence de produits phytosanitaires ou de leurs résidus dans l‟atmosphère aussi bien en milieu rural, qu‟en milieu urbain (Terfaya et al., 2009 ; Trevisan 1993 ; Chevreuil et Garmouma, 1993 ; Sanusi, 1996), ces composés peuvent être soumis au transport atmosphérique. La diffusion est possible sur de grandes distances comme en témoigne la détection de pesticides organochlorés dans les précipitations en Antarctique (Bidlemn et al., 1993).Le sol et les ressources en eau sont aussi concernés par cette pollution. Les pesticides peuvent aussi être transportés par ruissellement et contaminer ainsi les eaux de surface et les nappes phréatiques, Actuellement la contamination des eaux par les pesticides est préoccupante et généralisée. (Grange et al., 2008).
Résidus et indices toxicologiques
Selon le Codex Alimentarius (FAO/OMS, 1994), un résidu de pesticide est toute substance (Dérivé, métabolite, impureté…) présente dans les aliments, les produits agricoles ou les aliments pour animaux par suite de l‟utilisation d‟un pesticide. Les résidus de pesticides sont le souci permanent de la communauté scientifique et des organisations de santé publique à travers le monde. La surveillance des résidus de pesticide est un outil clé pour assurer la conformité avec la réglementation et contrôler le respect des Bonnes Pratiques Agricoles (Picó et al, 2004). Résidu toxique signifie évidemment tout résidu pouvant avoir une importance sur le plan toxicologique dans la marge des doses résiduelles ; il n‟y a pas de composé toxique mais plutôt des doses toxiques (Abhauer, 1991). Pour cela, nombreuses méthodes hautement sophistiquées ont été mises au point pour détecter, identifier et mesurer les multirésidus contaminant des matrices de différentes natures (Juhasz et Naidu, 2001 ; Young et al., 2001 ; Fussel et al., 2002 ; Cliff et al., 2003 ; Baril et al., 2005).
Toxicité et génotoxicité des pesticides
En dépit de leur sélectivité et mode d‟action spécifique, les pesticides exercent leur nocivité envers les organismes involontairement exposés, suite à la contamination de l‟environnement et de la chaîne alimentaire. Ils sont cytotoxiques, neurotoxiques, embryotoxiques, mutagènes, tératogènes ou carcinogènes (Fishbein, 1977).Ils exercent leur action toxique par génotoxicité directe, ils peuvent donc subir une activation métabolique et former des intermédiaires électrophiles capables d‟interagir avec les acides nucléiques ; ou par d‟autres moyens indirects tel que le stress oxydatif, l‟inhibition de la communication intercellulaire, la formation de récepteurs activés ou autres (Rakitsky et al., 2000 ; Suwalsky et al., 2000 ; Lin et al., 2002 ; Hurst et Sheahan, 2003). En plus, les effets produits par la combinaison de plusieurs matières actives sont supérieurs aux effets individuels additionnés à cause de l‟interaction entre les molécules simultanément présentes.
Prenant l‟exemple du penconazole qui stimule la toxicité des organophosphorés (OP) envers les mammifères, ceci résulterait d‟une induction du cytochrome P450 responsable de la réaction d‟activation des OPs en leur métabolite toxique l‟oxon (Levine et Oris, 1999). Pareillement, le propiconazole augmente l‟action toxique du parathion en activant la formation du paraoxon ; la toxicité des pesticides organophosphorés envers des organismes non ciblés serait donc induite par une exposition antérieure au propiconazole (Levine et Oris, 1999). Aussi, le mélange diméthoate, azinphos-méthyle, diazinon, pyrimiphos-méthyle, et bénomyl exerce une toxicité très élevée par rapport aux substances testées individuellement sur des cellules humaines, les concentrations habituellement trouvées sur les fruits (0,4 à 100 ppm) entraînent une inhibition de l‟acétylcholine estérase et de la synthèse protéique, et l‟effet du mélange ne peut pas être estimé à partir des tests réalisés séparément pour chaque matière active (Marinovich et al., 1996).
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Table des matières
Introduction Générale
Généralités
1 Classifications des produits phytosanitaires
2 Devenir des produits phytosanitaires dans l’environnement
3 Résidus et indices toxicologiques
4 Toxicité et génotoxicité des pesticides
5 Caractéristiques du Proclaim
6 Caractéristiques chimiques de l’Emamectine benzoate (Proclaim)
6.1 Mode d‟action de l‟Emamectine benzoate (Proclaim)
6.2 Pharmacocinétique de l‟Emamectine benzoate (Proclaim)
6.3 Toxicologie de l‟Emamectine benzoate
6.4 Comportement dans l‟environnement
7 Objectifs de l’étude
Chapitre 1 : Physiologie et Biométrie
Introduction
2 Objectif du travail
2.1 Choix de Paramecium sp. comme modèle biologique
2.2 Choix d‟Helix aspersa . comme modèle biologique
3 Matériel et Méthodes
3.1 Matériel biologique
3.1.1 Apports de l‟approche multi-espèces
3.1.2 Morphologie d‟Helix aspesa
3.1.3 Anatomie d‟Helix aspersa
3.1.4 L’espèce en milieu naturel
3.1.5 Rythme d’activité
3.1.6 Estivation et hibernation
3.1.7 Croissance
3.1.8 Reproduction
3.1.9 La biodiversité microbienne
3.1.10 Les protistes (protozoaires)
3.1.11 Taxinomie
3.1.12 Rappels sur la Paramécie (Paramecium sp.)
3.1.13 Déplacement de la paramécie
3.1.14 Reproduction
3.1.15 Alimentation
3.1.16 Respiration
3.2 Matériel chimique
4 Méthodes
4.1 Conditions d‟élevage des escargots avant traitement à l‟EMB
4.2 Traitement des animaux
4.3 Sacrifice des animaux
4.4 Préparation de culture de paramécies
4.5 Traitement des paramécies
4.6 Cinétique de croissance cellulaire
4.7 Calcul du pourcentage de réponse
5 Résultats
5.1 Effets de l‟Emamectine benzoate sur l‟évolution de certains paramètres physiologiques
5.1.1 Poids de l‟escargot
5.1.2. Le poids de la coquille
5.1.3 Effets de l‟Emamectine benzoate sur le poids de l‟hépatopancréas
5.1.4 Effets de l‟Emamectine benzoate sur le poids de l‟organe de Bojanus (Rein)
5.1.6 Effets de l‟Emamectine benzoate sur le pourcentage de réponse des paramécies
6 Discussion
Chapitre 2 : Enzymologie et Polarographie
Introduction
1 Les biomarqueurs d’exposition
2 Les biomarqueurs d’effet
3 Les biomarqueurs de susceptibilité
4 Choix du biomarqueur
5 Les indicateurs de stress oxydatif
6 Les indicateurs de stress oxydatif chez les mollusques et leur utilisation comme
biomarqueurs de pollution
7 Objectif du travail
8 Matériel et méthodes
8.1 Helix aspersa
8.2 Paramecium sp
9 Méthodes
9.1 Dosage des Protéines
9.2 Dosage du glutathion (GSH)
9.3 Dosage du malondialdéhyde (MDA)
9.4 Mesure de l‟activité Catalase (CAT)
9.5 Mesure de l’activité GST (glutathion S-transférase)
9.6 Etude polarographique
9.7 Analyse statistiques des résultats
10 Résultats
Cas des paramécies
10.1 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le taux des protéines totales
10.2 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le taux de GSH et l‟activité GST
10.3 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le MDA
10.4 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur l‟activité Catalase
10.5 Effets de l‟Emamectine benzoate sur le métabolisme respiratoire des paramécies
Cas des escargots
10.6 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le taux de protéines
10.7 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur l‟activité Catalase
10.8 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le taux du glutathion et sur l‟activité GST
10.9 Effets des concentrations croissantes d‟EMB sur le taux de MDA
11 Discussion
Chapitre 3 : Neurotoxicité
Introduction
1 Les cholinestérases
1.1 Les cholinestérases chez les mollusques
2.2 Les Cholinestérases chez les protistes
2 Objectif
3 Matériel et Méthodes
3.1 Matériel biologique
3.1.1 Helix aspersa
3.1.2 Paramecium sp
3.2 Méthodes
3.2.1 Mesure de l‟activité Acétylcholine Estérase (AChE) chez les deux espèces étudiées
4 Résultats
4.1 Effets de l‟Emamectine benzoate sur l‟activité acétylcholinestérase chez Helix apsersa
4.2 Effets de l‟Emamectine benzoate sur l‟activité acétylcholinestérase chez paramecium sp
5 Discussion
Conclusion Générale
