Etude bibliographique sur les pesticides

Avant l’utilisation des produits phytosanitaires, les systèmes de culture étaient conçus pour assurer le meilleur compromis entre le risque phytosanitaire et le potentiel de production de la culture. Cependant, les pertes en rendement des productions agricoles dues aux maladies, aux ravageurs et aux mauvaises herbes pouvaient atteindre des proportions importantes (Oerke et Dehne, 1997).

Après la seconde guerre mondiale, les pesticides ont permis le développement de l’agriculture et ont contribué à l’augmentation des rendements et à la régulation de la production agricole. L’utilisation des produits phytosanitaires a également limité ou éradiqué un certain nombre de maladies parasitaires très meurtrières. Cependant, aujourd’hui, les pesticides sont soupçonnés de présenter un risque pour la santé de l’homme et pour son environnement. Ils sont en effet fréquemment mis en cause dans la dégradation de la qualité des eaux douces souterraines et des eaux côtières, dans la réduction de la biodiversité terrestre constatée dans les zones agricoles et dans les milieux « naturels » contaminés ou bien encore dans des cas de surmortalité des abeilles et de baisse de production des ruches. Par ailleurs, de nombreuses études épidémiologiques suggèrent une corrélation entre l’utilisation professionnelle des pesticides et l’apparition de certaines pathologies dans les populations concernées. Des effets cancérigènes, neurotoxiques ou de type perturbation endocrinienne des pesticides ont été mis en évidence chez l’animal. La question des risques pour l’homme est donc posée tant au niveau professionnel qu’à celui du consommateur.

Le marché mondial des pesticides est globalement stable depuis quelques années et représente actuellement 40,475 milliards de dollars. L’Europe est le plus gros consommateur (avec 31,7% du marché) devant l’Asie (23,1%), les Amériques (Sud : 20,8% ; Nord : 20,6%) et l’Afrique (3,8%). Au niveau des cibles des produits, ce sont les herbicides qui sont le plus utilisés mondialement (46,9%) devant les fongicides (25,9%), les insecticides (24,1%) et les divers (rodenticides, molluscicides…) (UIPP, 2009). Dans les pays sous-développés, même les produits très toxiques, dont l’usage a été interdit dans les pays riches, sont encore largement utilisés, et avec beaucoup moins de précautions. Selon un communiqué de presse de la FAO (1er février 2001), environ 30% des pesticides commercialisés dans les pays en voie de développement ne sont pas conformes aux standards de qualité internationaux, car ils contiennent beaucoup d’impuretés très toxiques.

Etude bibliographique sur les pesticides

Définition

Le terme « pesticides » est une appellation générique couvrant toutes les substances (molécules) ou produits (formulations) qui éliminent les organismes nuisibles, qu’ils soient utilisés dans le secteur agricole ou dans d’autres applications. La substance ou le microorganisme qui détruit ou empêche les organismes nuisibles de s’installer sur les végétaux, parties de végétaux ou produits végétaux est dénommée substance active (anciennement dénommée matière active), à laquelle sont associés dans la préparation un certain nombre de «formulants» (mouillants, solvants, anti-mousses, …) qui la rendent utilisable par l’agriculteur (ACTA, 2005).

Classification

Les pesticides disponibles aujourd’hui sur le marché sont caractérisés par une telle variété de structure chimique, de groupes fonctionnels et d’activité que leur classification est complexe. D’une manière générale, ils 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. L’index de l’ACTA qui référence les principaux produits autorisés et commercialisés mentionnait 489 substances actives en 2005 et 2600 préparations commerciales (liste arrêtée en Juillet 2004). De plus, les variétés et les quantités utilisées diffèrent selon les pays où ils sont utilisés. Néanmoins, les systèmes de classification sont universels.

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 molluscicides (contre les limaces et les escargots essentiellement), les corvicides et les corvifuges (contre les oiseaux ravageurs de culture et surtout les corbeaux) et enfin les répulsifs. Le deuxième système de classification tient compte de la nature chimique de la substance active majoritaire qui compose les produits phytosanitaires. Les principaux groupes chimiques comprennent les organochlorés, les organophosphorés, les carbamates, les pyréthrinoïdes, les triazines et les urées substituées.

Problèmes de pollution diffuse et de contamination

L’utilisation des produits phytosanitaires a permis d’augmenter considérablement les rendements agricoles en réduisant les pertes dues aux ravageurs des cultures, mais cela n’a pas été sans contrepartie. Dans les années 70, des premiers travaux ont montré que les produits phytosanitaires peuvent aussi être transférés vers les eaux de surface et les eaux de profondeur (Schiavon and Jacquin, 1973). Ceci enclenche une prise de conscience des pouvoirs publics dans le monde. En 1972, les organochlorés sont interdits d’utilisation aux Etats-Unis et en Europe et une réglementation concernant spécifiquement les produits phytosanitaires est mise en place dans les années 80.

Devenir des produits phytosanitaires dans l’environnement 

Malgré un souci croissant de protection de l’environnement, lors de l’utilisation des produits phytosanitaires, une certaine quantité de ces substances se retrouve dans l’environnement, principalement dans l’air par dérive sous forme de gouttelettes ou sur le sol (Pimentel, 1995). Ils peuvent alors être soumis à différents processus (Fig. 1) (INERIS, 2005):

➤ la photo-dégradation (Marcheterre et al., 1988);
➤ la dégradation par le phénomène d’hydrolyse aqueuse (Wolfe et al., 1990) ou de biodégradation grâce aux micro-organismes présents dans le sol (Colin, 2000);
➤ la rétention dans le sol jusqu’à la formation de résidus liés (adsorption) (par exemple l’accumulation des fongicides à base de cuivre dans les sols);
➤ le transport vers d’autres compartiments environnementaux par des processus physicochimiques (volatilisation) ou via un vecteur, l’eau par lixiviation ou ruissellement ou les particules de sol (désorption) (Van Der Werf, 1996).

Contamination des eaux
Une des conséquences environnementales majeures de l’agriculture intensive actuelle est la dégradation de la qualité des eaux (Ippolito et al., 2012). Cette dégradation se traduit, pour les eaux de surface comme pour les eaux souterraines, par une pollution liée à la dissémination des produits phytosanitaires, des engrais minéraux azotés et phosphatés ou encore des effluents d’élevage. Les pesticides peuvent facilement pénétrer dans le sol et les sources d’eau.

La contamination par les pesticides est le plus souvent un phénomène irrégulier. Il est à noter que des pics de concentration sont fréquemment observés dans les quelques heures qui suivent les épisodes pluvieux (Schulz, 2001; Neumann et al., 2003) et que la contamination des eaux de surface est d’autant plus élevée que la surface des bassins versants est faible (Schulz, 2004). Par ailleurs, dans certaines régions, une part significative de la contamination des eaux peut parfois provenir du dépôt de substances transportées par voie aérienne (Blanchoud et al., 2002) ou beaucoup plus fréquemment découler d’usages autres qu’agricoles, qu’il s’agisse du désherbage des infrastructures de transport ou industrielles, des parcs et jardins ou bien d’utilisations domestiques (Gerecke et al., 2002; Revitt et al., 2002; Schiff et al., 2002; Blanchoud et al., 2004).

Contamination de l’air

Air extérieur
La présence de pesticides est observée dans toutes les phases atmosphériques en concentrations variables dans le temps (avec parfois un caractère saisonnier, en lien avec les périodes d’application) et dans l’espace (selon la proximité des sources). L’air et l’eau pouvaient être contaminés, de manière locale, mais aussi à distance des lieux de traitement. Cette contamination est chronique. Des composés peu volatils ou interdits ont parfois été observés. Dans le cas spécifique de traitements en serre, des concentrations élevées ont pu être observées juste après l’application et malgré une décroissance, ces concentrations peuvent rester à un niveau significatif pendant plusieurs jours après le traitement (Bouvier et al., 2006).

Air intérieur
Les pesticides peuvent contaminer l’air intérieur non seulement suite à leur application ou leur stockage dans les logements mais également du fait du transport des produits utilisés à l’extérieur (agriculture, jardins, parcs) par l’intermédiaire des chaussures, des vêtements, des animaux domestiques ou par l’air. Il existe très peu de programmes de recherche dans le domaine de la qualité de l’air intérieur (Bouvier et al., 2006).

Contamination des sols

La contamination des sols par différentes substances, dont les pesticides, a été reconnue comme l’une des principales menaces qui pèsent sur les sols (CEC, 2002). Les pesticides dans les sols peuvent provenir des activités agricoles mais également des activités d’entretien des espaces verts et jardins ou de désherbage des réseaux routiers et ferrés. La vitesse d’infiltration des pesticides dans le sol dépend du sol (humidité, taux de matière organique, pH) et du pesticide (Swarcewicz et Gregorczyk  A., 2012). Par ailleurs, il n’existe pas de dispositif équivalent à ceux relatifs à l’eau et à l’air pour la caractérisation de la contamination des sols par les pesticides, que ce soit en France ou dans les autres pays d’Europe. Il est connu que les insecticides organochlorés sont assez persistants dans l’environnement et certains, bien qu’interdits d’usage peuvent rester présents dans le sol pendant plusieurs années (lindane, alpha-HCH). A l’heure actuelle les insecticides utilisés (organophosphorés, pyréthrinoïdes, carbamates et autres) se dégradent rapidement, par contre les herbicides sont assez persistants dans les sols et leurs produits de dégradation sont souvent stables. La pollution chronique par certaines substances minérales persistantes (cuivre dans les fongicides employés en viticulture) (Chaignon et al., 2003) et l’existence éventuelle de « résidus liés » (non extractibles par les méthodes classiques d’analyse) pose la question du risque environnemental à long terme (Barraclough et al., 2005), notamment dans le cas d’une réallocation des terres agricoles à d’autres usages. D’autres sources de contamination des sols proviennent des industries produisant et/ou procédant au stockage des substances phytosanitaires.

Table des matières

Introduction générale
CHAPITRE I : Synthèse bibliographique
1ère PARTIE : Etude bibliographique sur les pesticides
1. Définition
2. Classification
3. Problèmes de pollution diffuse et de contamination
4. Devenir des produits phytosanitaires dans l’environnement
4.1. Contamination des eaux
4.2. Contamination de l’air
4.3. Contamination des sols
5. Les possibles modes d’expositions de l’homme aux pesticides
6. Mesure de l’exposition
7. Exposition professionnelle
8. Exposition non professionnelle
9. Exposition à des mélanges de pesticides
2ème PARTIE : Classification des insecticides et choix des insecticides étudiés
1. Les différentes familles
2. Les insecticides étudiés
2.1. Le thiaméthoxam
2.1.1. Propriétés physicochimiques
2.1.2. Effets toxicologiques
2.1.3. Métabolisme
2.2. La téfluthrine
2.2.1. Propriétés physicochimiques
2.2.2. Effets toxicologiques
2.2.3. Métabolisme
3ème PARTIE : Choix du modèle biologique : l’escargot terrestre Helix aspersa
CHAPITRE II : Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures sur le comportement et les paramètres morphophysiologiques de Helix aspersa
1. Objectifs et principe de l’étude
2. Matériel et méthodes
2.1. Matériel biologique
2.2. Choix des insecticides
2.2.1. Le thiaméthoxam
2.2.2. La téfluthrine
2.2.3. Les mixtures
2.3. Conduite de l’essai
2.3.1. Protocole d’intoxication des escargots
2.3.2. Dissection de l’escargot pour le prélèvement des organes
2.3.3. Effets comportementaux
2.3.4. Biomarqueurs physiologiques
2.4. Analyse statistique
3. Résultats
3.1. Estimation du taux d’alimentation
3.2. Effets sur le comportement
3.3. Effets sur les paramètres morphométriques
3.3.1. La mortalité
3.3.2. Evolution du poids frais des escargots
3.3.3. Le poids frais moyen des escargots
3.3.4. Le poids frais moyen de l’hépatopancréas
3.3.5. Le poids frais moyen de la coquille
4. Discussion
4.1. Mortalité
4.2. Réponses comportementales
4.3. Réponses physiologiques
5. Conclusion
CHAPITRE III : Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures sur la composition en métabolites de l’hépatopancréas et les indicateurs du stress oxydant de Helix aspersa
1. Objectifs et principe de l’étude
2. Matériel et méthodes
2.1. Préparation des échantillons
2.2. Extraction et dosage des métabolites
2.3. Dosages des indicateurs du stress oxydant
2.3.1. Dosage de l’activité acétylcholinestérase (AChE)
2.3.2. Dosage de l’activité glutathion S-transférase (GST)
2.3.3. Dosage de l’activité catalase (CAT)
2.3.4. Dosage du glutathion (GSH)
2.4. Analyse statistique
3. Résultats
3.1. Effet du pH
3.2. Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures sur la composition biochimique de l’hépatopancréas
3.2.1. Effets sur le taux des protéines
3.2.2. Effets sur le taux des glucides
3.2.3. Effets sur le taux des lipides
3.3. Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures sur les indicateurs du stress oxydant
3.3.1. Effets sur l’activité acétylcholinestérase (AChE)
3.3.2. Effets sur l’activité de la glutathion S-transférase (GST)
3.3.3. Effets sur l’activité catalase (CAT)
3.3.4. Effets sur le taux de glutathion (GSH)
4. Discussion
5. Conclusion
CHAPITRE IV : Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures sur l’hépatopancréas de Helix aspersa : Etude histopathologique
1. Objectifs et principe de l’étude
2. Matériel et méthodes
2.1. Préparation des échantillons
2.2. Microscopie optique
2.2.1. Fixation
2.2.2. Inclusion
2.2.3. Coupe
2.2.4. Coloration
2.2.5. Montage
2.2.6. Observation
3. Résultats
3.1. Effets du thiaméthoxam
3.2. Effets de la téfluthrine
3.3. Effets des mixtures de thiaméthoxam et de téfluthrine
4. Discussion
5. Conclusion
CHAPITRE V : Effets du thiaméthoxam, de la téfluthrine et de leurs mixtures vis-à-vis des escargots juvéniles Helix aspersa : Détermination des effets sur la croissance pondérale par contamination de la nourriture
1. Objectifs et principe de l’étude
2. Matériel et méthodes
2.1. Reproduction, ponte, incubation et éclosion
2.2. Animaux
2.3. Schéma expérimental
2.4. Estimation de la croissance et de la mortalité
2.5. Analyses statistiques
3. Résultats
3.1. La mortalité
3.2. Evolution de la croissance pondérale et du diamètre
4. Discussion
5. Conclusion
Conclusion générale

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