Soutenance mémoire
A l’origine de toute forme de vie, l’eau douce, est un patrimoine universel dont la préservation et la protection passent par l’amélioration continue des pratiques de gestion de cette ressource. Au niveau de l’Union européenne, la directive cadre sur l’eau (DCE) définit les exigences de la politique communautaire dans le domaine de l’eau. Elle impose aux états membres plusieurs objectifs en matière de préservation, et de restauration de l’état écologique et chimique des milieux aquatiques (souterrains et de surface). Dans la perspective d’arriver fin 2015, à un bon état chimique des masses d’eau, la DCE, établit la liste des normes de qualité environnementales (NQE) à respecter pour 41 substances dites « prioritaires », (incluant les hydrocarbures, les métaux, les pesticides, et autres familles de polluants), dont le rejet doit être progressivement réduit. Parmi les 41 substances prioritaires, figurent 20 substances dites « prioritaires dangereuses » dont le rejet dans les milieux aquatiques doit être totalement supprimé, 20 ans après leur identification sur liste. Concernant l’atteinte du bon état écologique et chimique pour plus d’un tiers de ces masses d’eau, la France s’est fixé l’objectif ambitieux de ne pas demander de dérogation au delà de 2015 ; à cette fin, le processus de mise en œuvre de la DCE dans ce pays européen, se fait à travers un cycle de gestion basé sur deux étapes primordiales :
– la première étape vise l’évaluation de l’état des masses d’eau (état des lieux), sur les plans, écologique (impact des activités humaines sur le fonctionnement des systèmes aquatiques), et chimique (concentrations adéquates avec les NQE établies pour les substances prioritaires).
– la deuxième étape s’intéresse à la détermination des mesures à prendre au niveau de chaque bassin hydrographique pour améliorer la qualité des masses d’eau non-conformes.
Les composés organostanniques
Les butylétains sont parmi les composés organiques de l’étain, comprenant le TBT et ses produits de dégradations le DBT et le MBT .
Ils sont caractérisés par une liaison covalente entre 1 à 4 atomes de carbone et un atome d’étain conformément à la formule suivante :
RpSn-X4-p
tel que R = C4H9, et X est un anion (e.g ion halogénure, oxyde ou hydroxyde, nitrate, acétate…etc) ou un groupement lié de manière covalente à un hétéroatome (De Carvalho Oliveira et Santelli, 2010; Gianguzza et al., 2012; Hoch., 2001).
Propriétés physico-chimiques des butylétains
La liaison entre l’étain et le carbone est faiblement polaire et stable jusqu’à une température de 200°C, ce qui confère à ce composé une certaine stabilité thermique dans l’environnement. La nature du composé X lié à la molécule influence de façon notable les caractéristiques physicochimiques de la molécule notamment la solubilité dans l’eau et les solvants non polaires et la pression de vapeur saturante. L’activité biologique des butylétains dépend du degré d’alkylation/arylation sur l’atome d’étain (Antizar-Ladislao, 2008), cette activité décroît dans l’ordre suivant : (tri) R3SnX> (di) R2SnX2> (mono) RSnX3.
Solubilité
Selon la base de données TOXNET de la librairie nationale américaine de médecine relative aux caractéristiques des réactifs chimiques et des médicaments, la solubilité des butylétains dépend de leur degré de substitution, ainsi que de la nature de l’anion (Hoch, 2001).
Hydrophobicité
Le coefficient de répartition octanol / eau, noté Kow permet d’évaluer le caractère hydrophobe ou hydrophile d’un composé chimique, en étudiant sa répartition entre un solvant organique apolaire (l’octanol) et l’eau distillée. Les valeurs de Log Kow pour les butylétains, d’après la base de données TOXNET .
Toxicité
Les butylétains perturbent la production énergétique cellulaire. Ils inhibent à doses très faibles (inférieures à 1µM) la phosphorylation oxydative dans une très grande variété de cellules et découplent la photo phosphorylation dans les chloroplastes. Ils endommagent les membranes plasmiques et inhibent les pompes ioniques. Il semble que le point de départ de ces actions soit dû à une altération de l’homéostasie calcique intracellulaire, notamment une augmentation du calcium cytosolique. Ce mécanisme est également à l’origine de l’induction de l’apoptose des thymocytes ce qui explique les propriétés immunotoxiques du TBT. Les protéines intracellulaires sont également dégradées par suite de leur interaction entre l’organoétain et leurs acides aminés constitutifs notamment la cystéine et l’histidine (Anger, 2001; Chiavarini et al., 2003; Liu et al., 2006).
La toxicité du TBT, à des concentrations très faibles, envers les insectes, les champignons, les poissons, les mollusques, et les mammifères, explique son utilisation comme bactéricide et fongicide. Il peut être cytotoxique et génotoxique pour les organismes aquatiques à l’âge adulte ou embryonnaire (Hagger et al., 2005). Le TBT est responsable de troubles de croissance, de difficultés de reproductions, et de l’apparition d’imposex (masculinisation des femelles) chez certains organismes marins. Selon certaints auteurs, l’activité biologique des triorganoétains vient du fait que ces composés sont capables de se lier sur certaines protéines ; les sites exacts sur lesquels ces liaisons se font, ne sont pas encore déterminés (De Carvalho Oliveira et Santelli, 2010). Dès les années 70, le TBT a été reconnu en tant que perturbateur du système endocrinien pour les mollusques et les gastropodes (Cooney, 1988; Laughlin et al., 1986; Müller et al., 1989; Piver et al., 1973).Le phénomène d’imposex a été reporté pour la première fois pour Nucella lapillus au Royaume-Uni (Antizar-Ladislao, 2008; Thomaidis et al., 2007) causant ainsi la stérilisation et la mort des organismes infectés (De Carvalho Oliveira et Santelli, 2010). D’autres auteurs ont pu établir une corrélation positive entre les concentrations de TBT et l’apparition d’organes sexuels masculins chez des gastropodes femelles (imposex) (Alzieu, 1998, 2000; Chiavarini et al., 2003; Liu et al., 2006). Le TBT agit comme inhibiteur de l’aromatase qui est une enzyme responsable de la biosynthèse des œstrogènes à partir des stéroïdes (Figure 2) qui sont composés de 4 cycles comme la testostérone.
L’aromatase transforme le cycle situé le plus à gauche (noté A) du stéroïde en cycle aromatique (d’où le nom d’aromatase), par le biais d’une oxydation et de la perte d’un groupement méthyle, ce qui augmente le taux de testostérone chez l’organisme en question et fait apparaitre les organes sexuels masculins (Oehlmann et al., 2007; WHO, 1999, 2006; Verslycke et al., 2003). Le DBT est considéré comme étant hautement neurotoxique et immunotoxique (Bernat and Długoński, 2009) mais reste moins toxique que le TBT. Sa toxicité résulte du fait qu’il peut bloquer l’adsorption de l’oxygène sur la mitochondrie. Il peut aussi se combiner avec des coenzymes qui portent des dithiols voisins causant ainsi l’arrêt de l’oxydation des α-céto acides qui sont utilisés comme source d’énergie, et dans la synthèse des acides gras, chez les mammifères. Le MBT n’a pas de toxicité évidente sur les mammifères ( De Carvalho Oliveira et al., 2010). Kannan et al., 1999 ont mesuré des concentrations moyennes en MBT, DBT, TBT dans le sang humain de l’ordre respectivement de 15.4±5.2, 6.08±3.33, et 10.5±16.7 ng.L-1. Ces concentrations mesurées dans 32 échantillons de sang humain collectés au Michigan aux Etats-Unis, pourraient avoir une mauvaise incidence sur les paramètres hématologiques et induire un transport de ces composés vers les tissus, et notamment le foie. Dans cet organe, Takahashi et al.ont mesuré des concentrations importantes en butylétains, comprises entre 59 et 96 ng(Sn).g-1 (Takahashi et al., 1999), alors que Nielsen et Strand, dans un lot de 18 foies humains ont mesuré des concentrations comprises entre 0.8 et 28.3 ng(Sn).g-1 en DBT et MBT respectivement (Nielsen et Strand, 2002). La présence de thymocytes humains qui jouent un rôle primordial dans le système immunitaire a été diminuée de 50% après une exposition in vitro de 24h à une concentration en DBT de 500 ng.mL – 1 Le MBT et le DBT, a des concentrations de 5µmole/L et 200nmole/L respectivement, affectent après 24h d’exposition in vitro les lymphocytes qui représentent la première ligne de défense contre les tumeurs et les virus (Kannan et al., 1999).
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Table des matières
Introduction générale
Partie1-Etude Bibliographique : Les composés organostanniques dans l’environnement : de leur utilisation à leur détection dans les stations d’épuration
Chapitre I : Les composés organostanniques
I.1 Propriétés physico-chimiques des butylétains
I.2 Toxicité
I.3 Usages et réglementation des butylétains
I.4 Analyse chimique des organoétains
I.5 Distribution des butylétains dans l’environnement aquatique continental
Chapitre II : Devenir des butylétains dans l’environnement
II.1 Bioaccumulation
II.2 Sorption – désorption
II.3 Interactions physicochimiques avec le matériel particulaire
II.4 Dégradation
Chapitre III : La présence des butylétains dans les systèmes de traitement
III.1 Les butylétains dans les stations d’épuration conventionnelles
III.2 Les butylétains dans les stations de traitement des eaux par lagunage
Conclusion
Partie 2-Etude expérimentale
Section A : Les butylétains dans deux systèmes de traitement des eaux usées par lagunage naturel
Introduction
Chapitre I : Matériel et méthodes
I.1 Les sites d’étude
I.2 Les campagnes de prélèvement
I.3 Les protocoles de prélèvement et mesures in situ
I.4 La préparation et la conservation des échantillons
I.5 La détermination des concentrations en butylétains par le couplage GC-ICP-MS
I.6 Le traitement statistique des données
Chapitre II : Pollution des eaux résiduaires de la commune rurale de Montbazin par les butylétains et efficacité du traitement par lagunage
II.1 Présentation des résultats
II.2 Bilan entrée-sortie
II.3 Comportement des butylétains au cours du traitement
Chapitre III : Présence et transfert des butylétains dans la station de lagunage de Gigean
III.1 Introduction
III.2 Synthèse des principaux résultats
III.3 Conclusions majeures
Chapitre IV Comparaison entre les niveaux de concentrations en butylétains dans les stations d’épuration des communes de Gigean et de Montbazin
IV.1 Points communs et différences entre les deux STEP
IV.2 Evolution des butylétains dans la colonne d’eau au cours du traitement par les STEP de GG et MBZ
IV.3 Les butylétains dans les boues au cours du traitement
IV.4 Comparaison avec la bibliographie
IV.5 Conclusion
Conclusion
Partie 2-Etude expérimentale
Section B : Comportement des butylétains au cours du traitement
Introduction
Chapitre I : Sorption / désorption des butylétains au cours du traitement par lagunage
I.1 Isothermes expérimentales de sorption du TBT sur les boues de la STEP de Gigean
I.2 Mécanismes de sorption / désorption et désalkylation du tributylétain
I.3 Conclusion
Chapitre II Applicabilité de l’échantillonnage passif pour le suivi des butylétains dans l’environnement
II.1 Introduction
II.2 Protocoles expérimentaux
II.3 Résultats et discussion
II.4 Bilan
Conclusion
Conclusion générale et perspectives
Références bibliographiques
