Les pétoncles : biologie, distribution et exploitation

Les pétoncles sont des mollusques bivalves manns appartenant à la famille des Pectinidae de l’ordre des Ostréidés (Black et al., 1993). Ils sont constitués d’une coquille composée de deux valves retenues par des ligaments non calcifiés renfermant les tissus mous qui représentent environ 40 % du poids total (Morse & Zardus, 1997). Parmi ces tissus, celui qui est sans contredit le plus exploité commercialement est le muscle adducteur. Celui-ci, très riche en protéines et en glycogène, représente jusqu’à 13 % du poids total de l’animal et constitue une source d’alimentation de premier choix dans plusieurs régions du globe (Black et al., 1993). Comme de nombreux autres bivalves, les pétoncles se nourrissent par filtration. Pour ce faire, ils pompent de grandes quantités d’eau par leurs valves, retiennent les cellules planctoniques dans leurs filaments branchiaux pour ensuite les diriger vers leur système digestif après avoir effectué une sélection très fine des particules (Morse & Zardus, 1997; Beninger & Le Pennee, 2006). À l’échelle de la planète, on retrouve environ 400 espèces de pétoncles réparties dans toutes les régions du globe et à des profondeurs pouvant atteindre plus de 7000 m (Brand, 2006). Toutefois, au Québec, deux espèces sont commercialement exploitées: le pétoncle géant (Placopecten magellanicus) et le pétoncle d’Islande (Chlamys islandica) (Giguère & Miller, 1993) (Figure 1).

Le pétoncle géant est un bivalve relativement gros pouvant atteindre une longueur de plus de 200 mm et vivre près de 30 ans. On retrouve ce dernier uniquement dans l’Atlantique Nord-Ouest, de Pistolet Bay (Terre-Neuve) au Nord jusqu’au Cap Hatteras (Caroline du Sud) au Sud, à des profondeurs allant de 10 à 100 m (Black et al. , 1993; Brand, 2006; Naidu & Robert, 2006). Du point de vue commercial, le pétoncle géant est le Pectinidae ayant la plus grande importance. Une taille, un taux de croissance et une fécondité élevés confèrent une grande valeur économique à cette espèce. À cette fin, en 2004, il représentait à lui seul 41 % des débarquements mondiaux de pétoncles. Au Canada seulement, pour la même période, les débarquements de pétoncles géants se chiffraient à plus de 83000 t pour une valeur estimée à plus de 119 millions de dollars (Pêches et Océans Canada, 2007). Le pétoncle d’Islande est une espèce circumpolaire qui habite principalement les eaux subarctiques dans des profondeurs allant de 10 à 110 m (Black et al., 1993; Brand, 2006). Plus petit que son cousin, il a un taux de croissance beaucoup plus faible et atteint rarement plus de 110 mm malgré une durée de vie pouvant dépasser les 20 ans (Garcia, 2006). De plus, comparativement au pétoncle géant qui atteint la maturité sexuelle dès la deuxième année (Naidu & Robert, 2006), le pétoncle d’Islande n’est pas mature avant l’âge de 5 ans (Garcia, 2006). Ainsi, étant donné un taux de croissance plus faible, un recrutement plus lent et une taille moindre il possède une plus petite part du marché avec environ 3 % des débarquements mondiaux de pétoncles (Naidu & Robert, 2006) mais constitue tout de même une source de revenus importante pour l’industrie pectinicole.

Le cadmium chez les Pectinidae

En milieu marin, les conditions physico-chimiques du milieu favorisent la fixation du Cd aux particules inertes et vivantes en suspension dans la colonne d’eau résultant en un enrichissement de celles-ci en métal. Ces particules agissent par la suite comme source de Cd exposant ainsi les organismes sessiles ou à mobilité réduite comme les pétoncles à une exposition chronique même en absence de source de contamination spécifique (Burton & Statham, 1990; Martin-Garin & Simon, 2004; Cranford, 2006). De plus, les pétoncles, en raison de leur mode d’alimentation par filtration, sont contraints de filtrer de très grandes quantités d’eau pour assurer leur subsistance. Ainsi, en plus d’être exposé au Cd particulaire dans leur nourriture, ils sont fortement exposés au Cd dissous contrairement aux organismes non-filtreurs qui sont surtout exposés par la voie alimentaire. Le niveau de bioaccumulation total dépend donc à la fois du taux d’ingestion et de la proportion de métal absorbé via la forme dissoute (Pan & Wang, 2008b). La contribution relative de chacune de ces voies d’accumulation demeure toutefois encore obscure et ne fait toujours pas consensus au sein de la communauté scientifique. Malgré qu’il ait souvent été considéré que l’eau soit la principale voie d’accumulation des métaux pour les organismes marins (Janssen & Scholz, 1979; Borchardt, 1983; Riisgard et al., 1987), de récentes études suggèrent que l’ accumulation via la nourriture s’avère très importante (Wang & Fisher, 1999; Metian et al. , 2007), et ce, principalement pour les pétoncles, en raison des fortes concentrations en métaux retrouvées dans la glande digestive (Bargagli et al., 1996; Bustamante & Miramand, 2005a; Guillemart, 2006).

Au cours des dernières décennies, de nombreuses études ont de plus démontré et confirmé les très fortes capacités de bioaccumulation et de bioconcentration du Cd chez les pétoncles (Ray & Jerome, 1987; Evtushenko et al., 1990; Lukyanova et al., 1993; Viarengo et al., 1993; Bargagli et al., 1996; Bustamante & Miramand, 2004; Metian et al., 2007; Metian et al., 2008; Pan & Wang, 2008a; b). De très hautes concentrations en Cd ont d’ailleurs été reportées dans des pétoncles provenant de milieux très peu contaminés suggérant que ces derniers auraient développé une capacité naturelle à accumuler, détoxiquer et emmagasiner ce métal dans leurs tissus (Lukyanova et al., 1993; Viarengo et al., 1993; Bargagli et al., 1996; Bustamante & Miramand, 2004). Ainsi, en raIson de leur large distribution géographique, de leur importance économique et, principalement, de leur forte capacité de bioaccumulation pour une vaste gamme de polluants, les bivalves de la famille des Pectinidae sont parmi les organismes marins ayant reçu le plus d’attention de la part de la communauté scientifique et sont aujourd’hui régulièrement utilisés comme biomoniteurs de contamination (Bustamante & Miramand, 2005a; Cranford, 2006; Pan & Wang, 2008a).

Seawater exposure

Toquantify the bioaccumulation kinetics and tissue distribution upon exposure to dissolved Cd, scallops were exposed to two different concentrations of I09Cd according to the exposure duration. Briefly, the experimental setup consisted of two tanks containing 30 liters of filtered seawater (Whatman 0.45 !lm) and maintained at St. Lawrence Estuary natural temperature and salinity (8 to 14°C and 22 to 28%0, respectively during the experiment) by placing them in a 400-liter tank with running seawater. Constant aeration was also provided throughout the experiment. The I09Cd radio tracer (Ritverc™ as Cd (II) in HCI 0.1 N, 15.5 MBq·mg-l , tl/2 = 462.6 d) was added to the exposure water 30 min before adding the scallops to ensure a good homogenization of the solution. Just before the addition of organisms and for each radioactivity measurement in scallops, the water radioactivity was measured in duplicate 10-mL samples in duplicate with a Wizard 1480 gamma counter (Wallac®). In the short-term exposure, 12 mature individuals of each species (6 males and 6 females) were placed in two tanks (one tank per species) each containing 7.4 kBq-L-1 of I09Cd. Radioactivity was measured in each individual every 6 to 8 h for a 48-h period as described below. This For the long-term exposure (21 d), 12 other mature individuals of each species (6 males and 6 females) were placed in two tanks (one tank per species) and a concentration of 1.0 kBq-L-1 of I09Cd was used. The water activity was measured daily throughout the exposure period, and l09Cd was added as needed to maintain a stable concentration. Scallops radioactivity was measured every day and a complete water renewal of the exposure tanks was conducted twice a week. During water renewal periods, scallops were placed in two other tanks containing 30 liters of clean seawater and were fed for 2 to 3 h with the same micro-algae solution than during the acclimatization period, and then put back in the renewed contaminated water.

Food exposure To quantify the uptake kinetics and tissue distribution in organisms due to particulate Cd accumulation from food, the scallops were fed with phytoplankton previously contaminated with I09Cd. The diatom Thalassiosira weissflogii was chosen as a food source because of its good capacity to accumulate Cd. To radiolabel phytoplankton cells, aliquots of strain of T. weissflogii in exponential phase in batch culture were placed in sterile culture medium in Erlenmeyers containing one liter of filtered seawater (0.22 !lm) enriched with silicate and f/2 medium (Fritz Industries Inc.). Prior to the addition of algae, the radiotracer I09Cd was added to the culture medium along with an equivalent volume of 0.1 M sodium carbonate to neutralize the acid from the radiolabel solution . The cells were maintained in culture at room temperature under a photoperiod of 20 h of light: 4 h of darkness for a period of 4 to 5 days (minimum of 5 cellular divisions). After this period, the cells were collected by filtration on Nuclepore® polycarbonate membrane (3 !lm), rinsed to remove the non-absorbed metal and resuspended in 250 mL of filtered seawater (Wang et al., 1995). The radioactivity associated with the dissolved and particulate fractions was subsequently measured by gamma counting to determine the absorption ratio by the cells (10 to 12%). For the exposure experiment, 12 scallops of each species (6 males and 6 females) were placed in two 70-liter Krescel® tanks with running seawater. During a 3-week period at a rate of three times per week, the organisms were fed a 20 kBq ration of I09Cd contaminated plankton. During feeding periods, water suppl y was interrupted for three hours and the decrease of radioactivity in water, corresponding to the consumption of plankton cells by scallops, was measured every 30 min. The activity in individual scallops was measured every day.