Toxicité: mutagénicité et cancérogenèse

La toxicité aiguë des HAP de faible poids moléculaire est modérée quand on utilise des souris comme modèle, la dose létale 50 (DL50) pour le naphtalène et l’anthracène est de 490 et 18000 mg kg⁻¹  de poids corporel respectivement. Les HAP à haut poids moléculaire présentent une plus grande toxicité, avec une DL50 pour le benzo (a)anthracène chez des souris de 10 mg kg⁻¹ de poids corporel. Une corrélation semblable a été observée en utilisant des organismes aquatiques. Ainsi, pour Daphnia pu/ex on a observé des valeurs de DL50 de 1,0 mg.dm⁻³ pour le naphtalène, 0,1 mg dm⁻³ pour le phénanthrène et 0,005 mg.dm⁻³ pour le benzo (a)pyrène.

Plusieurs études ont trouvé une toxicité accrue des HAP en les exposant aux radiations UV (Ren et aL, 1996, Marwood et aL, 1999; Laycock et aL, 2000), conditions environnementales qui peuvent être souvent trouvées dans des habitats côtiers aux eaux peu profondes, où la libération de HAP pourrait provoquer des effets délétères plus graves par photo-activation dans le système des composés d’origine. En outre, les photo-produits des HAP sont en général plus solubles dans l’eau que les composés dont ils dérivent, ce qui augmente sensiblement leur bio-disponibilité. (Vo et al., 2004).

Les HAP ont été la première classe de composés dont le caractère cancérogène a été mIS en évidence par des expériences sur des animaux. Ainsi, le benzo(a)pyrène et le dibenzo(a, h) anthracène se sont avérés être des producteurs actifs de tumeurs de la peau chez des souris (lARe, 1983).

On connaît relativement peu l’impact des HAP sur les orgamsmes aquatiques. Diverses études ont rapporté une inhibition du transport d’électrons dans le phytoplancton (Marwood et al., 1999), une réduction du taux de croissance et de reproduction de Daphnia (Geiger et Buikema, 1982), un stress hépatique et une formation de tumeurs hépatiques et de cataractes chez la truite arc-en-ciel (Hyotylainen and Oikari 1998, Laycock et al. 1999) et une toxicité aiguë chez la plante aquatique Lemna gibba (Ren et al., 1994). Au-delà du manque de connaissances sur les mécanismes responsables, c’est un fait que même de faibles concentrations de HAP sont susceptibles de causer des modifications graves dans le fonctionnement des écosystèmes.

TBT 

Caractéristiques chimiques et structurelles, présence dans l’environnement 

L’étain (Sn) est un élément naturel de l’écorce terrestre. C’est un métal doux, blancargenté, insoluble dans r eau. Il est utilisé dans des matériaux comme le laiton, le bronze, et en alliage avec le zinc et le plomb et dans quelques matériaux servant à souder. L’étain métallique est utilisé pour revêtir des boîtes de conserve d’aliments, des boissons et des aérosols. L’étain métallique n’est pas très toxique du fait qu’il n’est guère absorbé par le tractus gastro-intestinal, mais si on les respire, les vapeurs du métal peuvent être dangereuses pour les poumons. Les études sur des êtres humains et des animaux ont démontré que l’ingestion de grandes quantités de composés inorganiques d’étain peut produire des douleurs d’estomac, de l’anémie et des troubles hépatiques et rénaux . L’étain est aussi présent sous forme de composés organométalliques (comme le dibutylétain, tribut yI étain (TBT) et le triphénylétain). Ces composés sont utilisés pour fabriquer des matières plastiques, des emballages pour aliments, des canalisations plastiques, des pesticides, des peintures et des substances pour repousser des animaux et sont nettement plus toxiques que l’étain métallique (Omae, 2003). Les composés organiques d’étain adhèrent au sédiment, au sol et aux particules dans l’eau. Le temps de résidence des composés organiques d’étain dans l’eau et dans les sols est différent pour chaque composé: de quelques jours à des mois dans l’eau, et des années dans le sol (Pelletier, 1995).

Les composés orgamques d’étain peuvent s’accumuler dans les pOIssons, les invertébrés et dans des plantes. Le tributylétain ou TBT (de l’anglais TriButylTin) consiste en trois groupes butyles unis à un atome d’étain (IV) par des liaisons covalentes. Dès que ses propriétés biocides ont été connues (débuts des années 1950) il a été utilisé à plusieurs fins, surtout comme principe actif dans les peintures antisalissures appliquées aux bateaux pour retarder le développement d’organismes adhérant à leur surface (de Mora, 1996). Ces peintures consomment 70% de la production mondiale de TBT et elles sont sa principale voie d’entrée dans le milieu aquatique depuis le milieu des années 1960 (International Maritime Organization, 1999). Jusqu’au présent ce produit est utilisé par 70 à 80% de la flotte marchande mondiale: il diminue la consommation de carburant, les coûts d’entretien et permet d’espacer les opérations de carénage (Champ, 2000). L’hydrophobie et la charge positive du TBT favorisent son adsorption sur le matériel particulaire en suspension (de Mora, 1996). Étant donné cette caractéristique, le TBT peut quitter rapidement la colonne d’eau pour s’accumuler dans les sédiments, où l’on a mesuré une vaste gamme de concentrations (à partir de < 0,2 ng.g⁻¹ de poids sec jusqu’à plusieurs milliers de ng g⁻¹ de poids sec) selon la proximité des sources de ce polluant (Batley, 1996, Strand et al., 2003).

Le TBT peut persister dans les sédiments pendant des années, voire des décennies (Sarradin et al., 1991, Pelletier, 1995) devenant ainsi un réservoir de polluant à long terme pouvant poser des problèmes pour des activités comme le dragage ou d’autres activités qui modifient les sédiments, du fait que son interaction avec le substrat est relativement faible et réversible (Maguire, 2000). En outre, le TBT peut être biodégradé par une grande variété d’organismes dans un processus de débutylation séquentielle où le TBT produit, d’abord, du dibutylétain (DBT), ensuite du monobutylétain (MBT), et finalement du Sn (IV) (Valkirs et al., 1991) .

Par conséquent, la vie moyenne du TBT dans le milieu marin varie d’une semaine à 2-4 mois, les principaux facteurs régulateurs étant la température et l’activité biologique du milieu (Seligman et al., 1996). Dans le milieu marin aquatique, le TBT peut être présent à des niveaux maximums de l’ordre de 50-200 ng.dm⁻³  dans des zones très contaminées comme les ports et les chantiers navals (Batley, 1996), avec des cas exceptionnels pouvant atteindre plusieurs milliers de ng.dm⁻³ dans des pays sans contrôle sur l’utilisation de ces composés (Alzieu, 2000). Dans des zones éloignées des sources de polluant, les concentrations ne dépassent généralement pas les 10-20 ng dm⁻³ et sont souvent inférieures à 1-2 ng.dm⁻³ (Michel et Averty, 1999). Le caractère modérément lipophile du TBT facilite sa concentration dans des organismes aquatiques, dont la capacité à le bioaccumuler est très variable (Fent, 1996). Les facteurs de bio-concentration sont souvent de l’ordre de 104 _105 (Maguire, 2000), les plus hautes valeurs correspondant à des bivalves et gastéropodes (Pelletier et Normandeau, 1997, Strand et Asmund, 2003). Ainsi, les mollusques sont le groupe avec les plus grandes concentrations corporelles de TBT. Elles peuvent atteindre ou dépasser 5000 à 10 000 ng.g⁻¹ de poids frais (Laughlin et al. , 1986). Cette importante accumulation pourrait être liée à une faible activité des systèmes enzymatiques chargés de débutyler le TBT, contrairement à d’autres groupes taxonomiques (Lee, 1991). Toutefois, il n’y a pas d’évidences claires que ce composé puisse être bio-amplifié le long de la chaîne trophique (Alzieu, 1996).