Soutenance mémoire
Les principales sources de pollution marine
D’après le Commissariat général au développement durable Service de l’observation et des statistiques 2011, 80% des pollutions marines proviennent de la terre par les flux de polluants rejetés à la mer par les fleuves et les cours d’eau, le drainage des territoires littoraux, les rejets directs dans la mer ou encore l’air. Ces rejets regroupent les rejets des stations d’épuration et les rejets industriels dont la liste continue de se prolonger avec le développement industriel. Pourtant, et malgré l’intérêt accordé à l’étude de ces composés, seulement moins de 5% des composés chimiques industriels disposent de données sur leur toxicité aquatique, leur bioaccumulation et de leur temps de demi-vie (Strempel et al. 2012). Les rejets d’hydrocarbures et d’autres composés chimiques liés aux activités en mer contribuent à la hauteur d’environ 20% à la pollution marine. Il peut s’agir de rejets volontaires liés au fonctionnement des navires ou accidentels. Outre leurs effets immédiats sur les oiseaux et les mammifères marins, comme on a pu l’observer lors de la marée noire en Lousiane en 2010 ayant laissé échapper 4,4 millions de barils de pétrole brut, ils peuvent avoir des conséquences écotoxicologiques très graves.
Les polluants
Il peut s’agir de polluants physiques (radiations), biologiques (virus, bactéries et parasites pathogènes) ou chimiques. Ces derniers peuvent être classés selon leur origine, leur nature ou encore leur impact sur l’environnement. Nous retenons la classification adoptée par le commissariat général du développement durable dans le bilan de présence des micropolluants dans les milieux aquatiques continentaux pour la période 2007-2009. On distingue principalement :
• Les hydrocarbures : carburants, huiles lubrifiantes, peintures…
• Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) : ils sont le résultat de combustion, peuvent être d’origine anthropique (incinération des déchets) ou naturelle (feu de forêt, éruptions volcaniques…)
• Les polychlorobiphényles (PCB) : très répandus dans les installations électriques, les lubrifiants de pompes et les peintures. Ils ont été interdits depuis 1987, mais ils sont très persistants dans l’environnement.
• Les polybromodiphényléthers (PBDE) : regroupent 209 composés chimiques différents. Ils ont été largement utilisés dans la fabrication de plastique et textile, mais depuis qu’ils ont été reconnus comme perturbateurs endocriniens leur utilisation est réduite.
• Les organométalliques : sont des composés synthétiques, ex : le tributylétain TBT.
• Les composés organiques halogénés volatils (COHV) : principalement d’origine anthropique. Leur utilisation est répandue dans le dégraissage métallique et le nettoyage des textiles. Ex : le dichlorométhane, le trichloroéthylène…
• Le benzène et ses dérivés : il s’agit de composés organiques volatils (COV), ils sont utilisés dans la fabrication des caoutchoucs, colle, pesticides, essence automobile…
• Les dioxines et fluranes : sont des polluants organiques persistants (POP) produits suite à l’incinération de déchets ou d’éruption volcanique.
• Lefluor et les cyanures : utilisés comme insecticides et raticides. Bien qu’ils puissent se trouver naturellement dans l’eau, leur origine reste essentiellement anthropique.
• Les composés phénoliques : largement utilisés dans la fabrication du plastique, de PVC, de peinture, de papier et de pâte à papier, etc… Ex : le bisphénol A, les nonylphénols reconnus comme PE.
• Les phtalates : sont utilisés dans la fabrication du plastique, les peintures, les cosmétiques. Sont aussi considérés comme des PE.
• Les pesticides : ex : atrazine, atrazine-déséthyl, chlordécone…
• Les métaux lourds : le caractère perturbateur endocrinien a été démontré pour plusieurs métaux lourds (voir paragraphe 4. Cas des métaux lourds en tant que PE). On retrouve la même classification dans le « Bilan de présence des micropolluants dans les eaux littorales » (Ministère de l’écologie, du développement durable, des transports et du logement 2011). Ce bilan est réalisé sur la base des données collectées dans le cadre des réseaux de surveillance de la contamination chimique opérés par l’Ifremer et des programmes de surveillance liés à la mise en oeuvre de la Directive Cadre Eau (DCE) par les différentes agences de l’eau. Ce rapport souligne l’importance de contamination dans un site par rapport au reste du litoral en donnant les concentrations des divers micropolluants en fonction des différentes zones géographiques. Il indique également les dépassements de normes de qualité environnementales utilisées dans le cadre de la Directive Cadre Eau (Ministère de l’écologie, du développement durable, des transports et du logement 2011). Les écosystèmes sont le plus souvent exposés à un mélange de plusieurs composés en même temps. Certains de ces polluants sont plus dangereux quand ils sont associés à d’autres même si leurs concentrations individuelles sont considérées non nocives. Cependant l’étude de mélange de plusieurs composés est souvent limitée pour des raisons pratiques et continue à être un défi pour les scientifiques (EU 2012; Sarigiannis et Hansen 2012).
Les perturbateurs endocriniens
Les PE sont des substances d’origine chimique ou naturelle susceptibles d’interférer avec le fonctionnement normal du système endocrinien. Ces dernières décennies, l’augmentation de la fréquence de certains troubles hormonaux et de maladies comme les malformations génitales, l’infertilité, certains cancers hormono-dépendants chez l’homme ont directement été liés à une exposition à des PE. Il en est de même pour une multitude de changements et d’anomalies observés au niveau de la faune (féminisation de poissons, phénomène d’imposex chez les poissons et gastéropodes marins, malformations génitales chez les cervidés, l’hermaphrodisme chez certains amphibiens…) (Roche 2011). Les écosystèmes marins sont la cible d’une large gamme de polluants provenant des effluents des eaux usées, des déchets industriels, de l’agrochimie, des pesticides, etc… Beaucoup de ces substances chimiques sont soupçonnées ou connues pour être capables d’interférer avec lesystème endocrinien des organismes aquatiques et peuvent induire une altération du métabolisme hormonal et des processus cellulaires régulés par les hormones (Porte et al. 2006; Scholz et Mayer 2008). Les PE ont, au début, été définis comme étant « des agents exogènes qui interfèrent avec la production, la diffusion, le transport, le métabolisme, la fixation, l’action ou l’élimination des hormones naturelles dans le corps chargé de la maintenance de l’homéostasie et de la régulation du processus de développement » (Kavlock et al. 1996). En 2002, l’OMS définit les PE comme « des substances chimiques d’origine naturelle ou artificielle étrangères à l’organisme qui peuvent interférer avec le fonctionnement du système endocrinien et induire ainsi des effets délétères sur cet organisme ou sur ses descendants. » (OMS 2002). La plupart des PE sont décrits comme des agents susceptibles de modifier le fonctionnement de l’axe hypothalamo-hypophyso-thyroïdien et/ou gonadique induisant des troubles de la reproduction ou du développement (USEPA 1998). Ils peuvent avoir de graves répercussions sur les populations de poissons, puisque les hormones contrôlent la plupart des processus physiologiques liésà la croissance et au développement, à la réponse au stress et à la reproduction. En effet, les poissons peuvent être affectés par les médicaments et les hormones utilisés dans les traitements thérapeutiques chez l’homme. Certains produits pharmaceutiques sont conçus pour être très actifs sur le plan hormonal afin d’accomplir leur fonction thérapeutique. Des effets similaires à ceux recherchés chez l’homme peuvent survenir chez les poissons exposés aux effluents des industries pharmaceutiques et aux eaux usées pouvant contenir des niveaux élevés d’œstrogènes humains (pouvant dépasser les 40 ng/L) (Routledge et al. 1998). Ce type de xénobiotiques, est connu pour pouvoir affecter le développement des gamètes et leur viabilité soit par leur cytotoxicité directe soit par la modification de l’environnement hormonal qu’ils peuvent engendrer au cours du développement des gamètes. Ils peuvent également affecter la différenciation sexuelledes gonades, le moment de la maturation sexuelle, l’indice gonadosomatique ainsi que la morphologie de l’appareil reproducteur (Milnes et al. 2006). Les poissons sont parmi les principaux organismes concernés par les PE (Kime 1999). Non seulement ils sont directement exposés à une très grande variété de PE, mais ils présentent aussi une labilité de la détermination sexuelle qui a été démontrée dans plusieurs études. Celle-ci peut être perturbée, voire inversée par l’exposition aux hormones exogènes à des stades critiques du développement (Francis 1992; Delvin et Nagahama 2002). Même si l’affinité de la liaison entre la plupart des PEet les récepteurs d’œstrogènes et d’androgènes (ER/AR) est faible par rapport à l’affinité de ces récepteurs aux hormones stéroïdes endogènes, l’exposition, même à de faibles concentrations aux xénœstrogènes et/ou xénoandrogènes est capable de perturber le déroulement normal des processus de développement et de reproduction. Ceci a déjà été observé suite à l’exposition de poissons à des PE continuellement détectés dans le milieu même à de faibles concentrations. Parmi ces PE, figure l’éthinylœstradiol (EE2) utilisé dans les pilules contraceptives. L’EE2 se trouve dans l’eau des stations de traitement à des concentrations de l’ordre du ng/L (4,5 ng/L) dans les effluents des stations de traitement des eaux en Suède recevant principalement les eaux usées domestiques). Ces concentrations ont provoqué chez des truites arc-en-ciel juvéniles placées dans des cages en aval de la station d’épuration une synthèse anormale de vitellogénine (Larsson et al. 1999). En France, les niveaux de concentration de l’EE2 sont également de l’ordre du ng dans les eaux de surfaces. L’EE2 est retrouvé à des concentrations de l’ordre de quelques ng (2,7- 4,5) dans les effluants des stations d’épuration (Achères, Valenton, Colombes, Every) (Besse et Garric, 2007).
Classement des PE
On classe les PE en quatre catégories (Scholz et Mayer 2008):
a) Les composés œstrogéniques :Une large gamme de composés d’origine anthropique et de structures très variées a été reconnue pour avoir des effets œstrogéniques (Jobling et al. 1995). Ces composés, d’origine exogène, miment l’action des œstrogènes par leur liaison aux ER et par l’activation de l’expression de certains gènes en réponse à cette fixation. Les effets observés peuvent également être dûs à l’élévation des taux d’œstrogènes plasmatiques libres résultant de la liaison compétitive des composés œstrogéniques aux protéines liant les stéroïdes sexuels (SBP) (Tollefsen 2002). Parmi ces composés, on peut citer le 17ɑ-éthinylœstradiol, le 17β-œstradiol, le bisphénol A, le 4-aminobenzoate, le benzophénone, le diéthylbestrol, le 4-nonylphénol…. D’autres composés comme l’atrazine, le benzo(a)pyrène, le butyl-benzyl-phtalate, le propylparabène sont classés comme des composés œstrogéniques potentielscar leur mécanisme d’action reste mal connu (Scholz et Mayer 2008). En milieu marin, il s’agit de produits chimiques synthétiques mais il peut aussi s’agir de phytoœstrogènes provenant naturellement des plantes et des champignons.
b) Les composés anti-œstrogéniques :Ils regroupent des composés tels que l’Equol (4′,7-isoflavandiol), la génistéine, le tamoxifène, etc…Ils ont une faible ou aucune activité œstrogénique mais ils sont capables de se fixer sur les ER et d’avoir une liaison compétitive avec les œstrogènes (Scholz et Mayer 2008). Autre que la fixation aux ER, certains composés utilisés en clinique (le fadrozole) et certains pesticides (comme le tributylétain) agissent en inhibant l’expression du gène et l’activité protéique de l’aromatase qui catalyse la dernière étape de la synthèse des œstrogènes. Il en résulte une diminution des taux plasmatiques du E2 et par la suite une réduction de la synthèse de la vitellogénine chez les femelles (Scholz et Mayer 2008). D’autres inhibiteurs de l’aromatase tel que le prochloraze (un fongicide) inhibent la synthèse des androgènes et se lient également aux récepteurs d’androgènes (AR). Les inhibiteurs de l’aromatase peuvent également être classés avec les composés androgéniques du fait de l’effet masculinisant qu’ils peuvent induire (Kwon et al. 2000; Cheshenko et al. 2008).
c) Les composés androgéniques :Désignent les composés qui se lient directement sur les AR ou encore les composés qui peuvent provoquer une inhibition de la synthèse de l’œstradiol et une accumulation des androgènes endogènes. Dans cette classe on trouve donc les inhibiteurs de l’aromatase décrits dans le paragraphe précédent (Scholz et Mayer 2008). Ils possèdent un effet masculinisant. Plusieurs pesticides comme le linuron (herbicide), le fénitrothion (insecticide), le vinclozoline et le prochloraze (des fongicides) ont été identifiés comme composés androgéniques (Makynen et al. 2000; Katsiadaki et al. 2006; Vinggaard et al. 2006).
d) Les composés anti-androgéniques :Ce sont les composés qui ne possèdent pas d’activité androgénique et qui inhibent les effets des androgènes en se fixant sur leurs récepteurs spécifiques. La détection de l’effet antiandrogénique de ces composés a longtemps été impossible. En effet, il n’existait pas de marqueurs génétiques connus régulés par les androgènes jusqu’à la détection et le clonage chez l’épinoche à trois épines (Gasterosteus aculeatus) du gène codant pour la spiggin. La spiggin est une protéine sécrétée au niveau des reins sous le contrôle des androgènes. Elle sert depuis de marqueur d’androgénicité (Jolly et al. 2006; Jones et al. 2001; Nagae et al. 2007). Un composé est identifié comme anti-androgénique s’il inhibe l’induction de la spiggin stimulée par les androgènes. Il est également possible d’évaluer indirectement l’effet antiandrogénique des polluants par l’analyse de leurs effets sur l’expression génétique ou la synthèse protéique dela vitellogénine, la LH, la FSH, l’aromatase, les ER ou la testostérone… Le nombre d’études menées dans ce contexte reste réduit mais des composés comme le pesticide vinclozoline et l’anticancéreux flutamide ont été testés et ont montré une activité anti-androgénique (Scholz et Mayer 2008). Chez le vairon tête de boule (Pimephales promelas), le flutamide induit une induction de la VTG et des ER chez les mâles (Filby et al. 2007), ainsi qu’une altération de la fécondité (Jensen et al. 2004) et de la ponte (OECD, 2006). Chez le poisson zèbre (Danio rerio), des anomalies histologiques ont été observées au niveau des cellules interstitielles et des spermatogonies ainsi qu’une baisse du taux de fertilisation, du nombre d’œufs et du sexe ratio (OECD, 2006). Chez l’épinoche (Gasterosteus aculeatus) on observe une réduction de la spiggin chez les femelles co-exposées à la méthyltestostérone (Jolly, 2007). En ce qui concerne le vinclozoline, il altère la différenciation sexuelle et induit une augmentation des taux d’E2 (Makynen et al. 2000), de la LH et de la FSH (Villeneuve et al. 2007) chez le vairon tête de boule. Chez le medaka (Oryzias latipes), il provoque une altération de la structure des gonades (Kiparisis et al. 2003). Chez l’épinoche, on observe une réduction de la spiggin chez les femelles co-exposées à la méthyltestostérone (Jolly, 2007).
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Table des matières
INTRODUCTION GENERALE
I. La mer en danger
1. Le changement de températures
2. La pollution marine
a) Les principales sources de pollution marine
b) Les polluants
3. Etat des ressources piscicoles : surexploitation et pollution
II. L’axe Hypothalamo-Hypophyso-Gonado-Hépatique chez les poissons
III. Les perturbateurs endocriniens
1. Définition et généralités
2. Classement des PE
a) Les composés œstrogéniques
b) Les composés anti-œstrogéniques
c) Les composés androgéniques
d) Les composés anti-androgéniques
3. L’impact des PE
a) L’impact des PE sur le système endocrinien
i. Sur la synthèse hormonale
ii. Sur le foie
b) L’impact des PE sur le développement sexuel des poissons
i. La détermination et la différenciation sexuelles
ii. La maturation sexuelle
c) L’impact des PE sur la production de gamètes et la fertilité
d) L’impact des PE sur l’expression génique
4. Cas des métaux lourds en tant que PE
a) Le cadmium
i. Généralités
ii. Ecotoxicologie
b) Le plomb
i. Généralités
ii. Ecotoxicologie
IV. Modèle animal : Dicentrarchus labrax L.
1. Pourquoi le loup ?
2. Classification et répartition
3. Biologie
4. Reproduction
a) La différenciation sexuelle
b) L’installation de la puberté et maturation
5. Exploitation de la ressource loup
a) Pêche
b) Aquaculture
MATERIEL ET METHODES
I. Zootechnie
1. Installations et aquariums
2. Réception et entretien des poissons
II. Etude de l’effet de la température sur l’expression de ho-1
III. Etude de l’impact des métaux lourds sur l’axe hypothalamo-hypophyso-gonado-hépatique
1. Etudes préliminaires
2. Détermination des concentrations d’intoxication des métaux
3. Intoxication aux métaux
IV. Analyses chimiques
1. Dosage des métaux dans l’eau
2. Dosage des métaux dans le foie
VI. Biologie moléculaire
1. Extraction des ARN totaux
2. Transcription inverse
3. Réaction de polymérisation en chaîne
a) L’hème oxygénase 1
b) L’aromatase a et l’aromatase b
c) La glycoprotéine α, l’homone folliculo-stimulante, sous unité ß et l’hormone lutéinisante, sous unité ß
d) Vitellogénine
e) Métallothionéine
4. Electrophorèse
a) Sur gel d’agarose
b) Electrophorèse capillaire
5. Outils statistiques
a) Etude de l’effet de la Température sur l’expression de ho-1 au niveau des tissus
b) Etude de l’effet du Cd et du Pb sur l’expression des gènes le long de l’axe HHGH
RESULTATS ET DISCUSSION
I. Etude de l’effet de la température sur l’expression de ho-1
1. Dans le foie
2. Dans la rate
3. Dans les reins
4. Dans l’intestin
5. Dans le cœur, le cerveau, le muscle et les branchies
II. Etude de l’effet des métaux lourds sur l’axe hypothalamo-hypophyso gonado-hépatique
1. Impacts physiologiques
a) Mortalité
b) Croissance
2. Bioaccumulation métallique au niveau du foie
3. Indice gonado-somatique
4. Niveau d’expression de gènes représentatifs de l’axe HHGH
a) Dans le cerveau
b) Dans les gonades
c) Dans le foie
5. Effet du Cd et du Pb sur l’expression de ho-1
a) Réponse de ho-1 au Cd
b) Réponse de ho-1 au Pb
CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
PUBLICATIONS
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