Soutenance mémoire
Contamination des sédiments
INTRODUCTION
Énoncé de la problématique
À l’échelle mondiale, de nombreux types de polluants sont relâchés dans le milieu marin et s’ accumulent en grande quantité dans les sédiments. Il a été démontré, depuis le début des années 1990, que plusieurs de ces substances polluantes perturbent de façon importante l’activité du système endocrinien de nombreuses espèces marines (Depledge- et Billinghurst, 1999). Ces perturbateurs endocriniens (EDC: Endocrine disrupting chemicals) altèrent la synthèse, la sécrétion, le transport, la liaison, l’action ou l’élimination des hormones naturelles (Buranatrevedh et Roy, 2001), ce qui peut modifier le développement, la croissance et la reproduction des animaux qui y sont exposés (Jobling et al., 2003), ainsi que le fonctionnement de plusieurs types de cellules et de tissus (Canesi et al., 2005). Les perturbateurs endocriniens sont toutefois principalement considérés comme des substances ayant des effets marqués sur le système reproducteur des animaux, incluant les humains (Hosokawa et al., 2003). Deux des principaux groupes d’EDC sont les antiestrogènes, qui réduisent l’activité des estrogènes, et les proestrogènes, qui possèdent une activité oestrogénique (Pellerin et al. , 2003). Ces derniers sont toutefois généralement de 103 à 106 fois moins efficaces que le 17Boestradiol (Canesi et al. , 2004b). Quant aux composés antiestrogéniques, leur action pourrait affecter de façon critique certains processus impliqués dans la reproduction ou le développement (Meerts et al., 2001). La structure et les propriétés chimiques des EDC sont extrêmement variables.
2 L’un des antiestrogènes les plus présents dans le milieu marin est le tributylétain (TBT), un biocide utilisé universellement dans les peintures antisalissures des navires (Spooner et al. , 1991; De Mora et al., 1995; Morcillo et Porte, 1997; Saint-Louis, 1999). Malgré la réglementation de 1989 restreignant son usage aux navires de plus de 25 mètres de longueur, ce contaminant demeure très présent dans les eaux marines canadiennes (Chau et al. , 1997), en particulier dans les zones où la circulation maritime est intense (chantiers navals, marinas, ports, etc.) (Dowson et al., 1993). La libération du TBT dans les écosystèmes aquatiques se poursuit en raison de son utilisation dans les peintures antisalissures des navires de grande taille, du retrait de ces peintures des bateaux de plaisance et de l’utilisation du TBT pour la préservation du bois (Fent, 2004). La persistance du TBT peut aussi être liée à sa forte affinité pour la matière particulaire et son accumulation subséquente dans les sédiments (De Mora et al., 1995; Langston et Pope, 1995; Hoch et Schwesig, 2004), ainsi qu’à un faible hydrodynamisme (Langston et Pope, 1995). Plusieurs paramètres environnementaux, tels que le pourcentage et le type d’ argile dans les sédiments marins et la salinité, régissent le processus d’adsorption du TBT (Hoch et al. , 2003; Hoch et Schwesig, 2004). Il semble toutefois que le facteur le plus déterminant soit la quantité de matière organique dans la phase sédimentaire solide (Langston et Pope, 1995; Fent, 2004), autant sous forme de matière organique particulaire (POM: Particulate organic matter) que de matière organique adsorbée sur les particules minérales (AOM: Adsorbed organic matter) (Hoch et Schwesig, 2004). La formation de complexes entre le TBT et les ligands carboxylates et phénolates de la matière organique .
3 joue alors un rôle dominant dans le processus d’adsorption (Fent, 2004). Le pH est également un déterminant important du degré d’ adsorption du TBT, puisqu’il affecte la chimie aquatique de ce contaminant et les propriétés de surface des argiles présentes dans les sédiments (Hoch et Schwesig, 2004). L’ adsorption du TBT est maximale entre les pH 6 et 7; elle est alors principalement régie par les interactions électrostatiques entre les molécules de TBT (chargées positivement) et les surfaces argileuses, dont la charge négative est élevée (Ho ch et al., 2003 ; Hoch et Schwesig, 2004). L’ adsorption du TBT diminue à pH > 7 (celui de l’eau de mer est d’ environ 8), puisque ce contaminant est alors principalement présent sous forme d’hydroxyde neutre (TBTOH) (Hoch et al. , 2003; Hoch et Schwesig, 2004). Dans ces conditions, le caractère hydrophobe du TBT, moins efficace que l’interaction électrostatique, est la principale force motrice de son adsorption par les sédiments (Hoch et al., 2003 ; Hoch et Schwesig, 2004). L’ adsorption du TBT sur les particules solides est un processus rapide, mais réversible (Langston et Pope, 1995; Fent, 2004; Hoch et Schwesig, 2004). Conséquemment, les sédiments constituent non seulement un puits pour le TBT, mais aussi une source de contamination renouvelée (Langston et Pope, 1995; Hoch et Schwesig, 2004), par la remise en suspension de ce polluant dans la colonne d’ eau (Hwang et al., 1999; Fent, 2004). La désorption (remise en suspension) du TBT peut survenir à l’occasion de tempêtes ou d’opérations de dragage (Fent, 2004). Les micro-organismes aquatiques présents dans la colonne d’ eau et les sédiments contribuent à dégrader le TBT et ses congénères chimiques, par déalkylations successives (Harino et al., 1997; Alzieu, 1998). Le TBT peut également être dégradé par photolyse due aux rayons UV (Alzieu, 1998).
4 La biodisponibilité du TBT augmente lorsqu’il est présent sous la forme TBTOH, de loin la plus abondante dans les conditions normales de pH et de salinité du milieu marin (Alzi eu, 1998; Fent, 2004). Des facteurs de bioaccumulation élevés ont été mesurés chez plusieurs espèces marines, dont Mytilus edulis (Short et Sharp, 1989; Zuolian et Jensen, 1989; Alzieu, 1998). Les propriétés lipophiles du TBT et le faible métabolisme des bivalves expliqueraient la forte bioaccumulation de ce contaminant par ces mollusques (Solé, 2000). Dans les zones fortement contaminées, les concentrations de TBT (et autres organoétains) peuvent être suffisamment élevées pour provoquer une toxicité aiguë ou chronique chez les organismes aquatiques et benthiques (Chau et al., 1997). Elles sont également susceptibles d’altérer la croissance et la reproduction des mollusques (Alzi eu, 1998). Ces derniers sont les invertébrés marins les plus sensibles aux effets du tributylétain (Lee, 1991; Alzieu, 1998; Morcillo et Porte, 2000; MiCié et al. , 2001), comme en témoignent les nombreux cas d’imposexe (masculinisation), associés à une forte augmentation de testostérone, répertoriés chez Nucella lapillus (Saint-Louis, 1999) et plusieurs autres espèces de gastéropodes (Spooner et al., 1991; Hwang et al. , 1999). Il n’ existe toutefois pas toujours de relation directe entre les concentrations de TBT dans les sédiments et celles dans les mollusques, ainsi que l’ont montré Chau et al. (1997). Le tribut yi étain altérerait aussi fortement le métabolisme des stéroïdes chez les mollusques bivalves. Ce polluant agirait sur la testostérone en empêchant la sulfoconjugaison (Ronis et Mason, 1996; Ohk.imoto et al., 2005) ou en inhibant l’aromatase (Heidrich et al. , 2001 ; McAllister et Kime, 2003 ; Janer et al., 2005). Cette enzyme, dépendante de l’activité du cytochrome P450 (Gagné et Blaise, 1998), catalyse la transformation de la testostérone en oestradiol (Heidrich et al. , 2001 ; Pellerin et al. , 5 2003). Ronis et Mason (1996) ont montré que, chez la littorine (Littorea littorea), le TBT inhibait fortement, in vivo, la sulfoconjugaison et l’ excrétion de la testostérone et de ses métabolites de phase l (l’ androstènedione, la dihydroandrostènedione (DHA), la dihydrotestostérone (DHT) et les DHT-diols). Cela provoquait une accumulation d’ androgènes actifs dans les tissus des littorines étudiées (Ronis et Mason, 1996). Une inhibition de 30 à 40 % de l’ activité de l’ aromatase a également été observée au cours de cette étude (Ronis et Mason, 1996). Le TBT perturberait l’activité de la NADH cytochrome réductase, une enzyme fournissant des électrons au cytochrome P450, chez la mye (Morcillo et Porte, 1997). Par ricochet, cette altération du fonctionnement du cytochrome P450 affecterait le métabolisme des stéroïdes, tels que la progestérone, la testostérone et le 17B-oestradiol (Spooner et al., 1991). Par ailleurs, le TBT affecterait le système immunitaire des bivalves (Bouchard et al. , 1999; Gagné et al. , 2003). En effet, une diminution de la phagocytose des hémocytes de Mya arenaria, Mytilus edulis et Tapes philippinarum a été observée à la suite de l’ exposition de ces bivalves à des concentrations relativement faibles de TBT (Bouchard et al. , 1999; Gagné et al. , 2003). Il serait également susceptible de causer une fragmentation de l’ADN dans les hémocytes des bivalves, ce qui entraînerait l’apoptose de ces cellules (Micié et al. , 2001).
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Table des matières
INTRODUCTION
1.1 Énoncé de la problématique
1.2 Présentation des espèces
l.3 Objectifs
1.4 Hypothèses
2 MATÉRIEL ET MÉTHODES
2.1 Site d’échantillonnage
2.2 Contamination des sédiments
2.3 Dispositif expérimental
2.4 Transfert des bivalves dans des sédiments non contaminés
2.5 Dissections et mesures pondérales
2.6 Détermination du sexe et du stade de maturation sexuelle
2.7 Dosage des réserves énergétiques
2.7.1 Dosage du glycogène
2.7.2 Dosage des protéines
2.8 Extraction et dosage des stéroïdes
2.9 Analyse granulométrique des sédiments
2.10 Mesure des concentrations de contaminants dans les sédiments
2.10.1 Analyse des sédiments
2.10.2 Analyse des contaminants dans les organismes
2.11 Mesures immunologiques
2.11.1 Mesure de la phagocytose des hémocytes
2.11 .2 Mesure de l’apoptose des hémocytes
2.12 Calcul des indices de condition
2.13 Analyses statistiques
3 RÉSULTATS
3.1 Concentrations de contaminants dans les sédiments et les bivalves
3.2 Maturation sexuelle
3.3 Concentrations de stéroïdes
3.4 Rapport testostérone/oestradiol
3.5 Réserves énergétiques
3.5.1 Glycogène
3.5.2 Protéines
3.6 Paramètres immunitaires
3.7 Indices de condition
3.8 Mortalité dans les aquariums
4 DISCUSSION
5 CONCLUSIONS
6 RÉFÉRENCES
7 FIGURES
8 TABLEAUX
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