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Eaux industrielles contaminées

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Nadia Morin-Crini
, 
Grégorio Crini

Chapitre VI. Évaluation du risque chimique en milieu aquatique

Isabelle Ghillebaert-Giuliani et François Ghillebaert

Texte intégral

1. Introduction

1Les substances chimiques sont intimement liées à la vie moderne. Elles sont utilisées dans de multiples applications comme les produits alimentaires, pharmaceutiques, cosmétiques, détergents, phytopharmaceutiques, biocides, etc. Elles constituent ainsi un facteur essentiel de prospérité économique et de bien-être social en termes d’échanges commerciaux et d’emplois (CCE, 2001). La base de données des Chemical Abstracts compte aujourd’hui plus de 92 millions de substances.

2La production mondiale de produits chimiques a augmenté, passant d’un million de tonnes en 1930 à 400 millions de tonnes au début des années 2000. L’industrie chimique de l’Union européenne était en 1998 la première industrie chimique du monde, suivie par celle des États-Unis avec 28 % de la valeur de la production et un excédent commercial de 12 milliards d’euros (CCE, 2001).

3Le devenir final de la plupart de ces produits et substances reste l’environnement (atmosphère, sol ou milieu aqueux). Or, bon nombre de ces produits peuvent entraîner des dégradations de l’environnement et des nuisances graves pour la santé humaine. En effet, seul l’impact toxicologique d’à peine 2 700 substances sur les 100 000 commercialisées en Europe est connu.

4Les substances non évaluées représentaient encore 99 % de la quantité totale des substances présentes sur le marché au début des années 2000. Parmi celles-ci, environ 30 000 étaient commercialisées en quantités supérieures à une tonne par an (CCE, 2001).

5Pour combler le manque de connaissances des effets des substances chimiques sur l’homme et son environnement, de nombreuses législations nationales et internationales ont été mises en place et intègrent une évaluation des risques pour l’environnement des produits chimiques et autres spécialités tels que les produits biocides ou les produits phytopharmaceutiques.

6L’objectif est de protéger durablement les populations et les communautés d’organismes qu’elles soient microbiennes, animales ou végétales. La mise en application du règlement Reach (pour son nom en anglais Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals) devrait permettre une réduction des dépenses de santé liées aux allergies, cancers, maladies de la peau ou respiratoires de près de 50 milliards d’euros, sur trente ans, et également, un gain de 50 milliards d’euros sur vingt-cinq ans pour les avantages à long terme pour l’environnement (CE, 2013).

7Toutefois, l’application des nouvelles directives conduit à une réduction drastique des substances disponibles sur le marché. Ainsi, dans le cadre du règlement biocide (UE, 2012), 964 substances actives ont été identifiées avant 2000 mais seulement 255 d’entre elles ont été « soutenues » par les industriels.

8Ce manque de soutien est principalement dû au fait que la « soutenance » d’une substance sous-entend la production d’essais physico-chimiques, toxicologiques et écotoxicologiques aux fins d’effectuer une évaluation correcte des risques engendrés par la substance considérée.

9Or, le coût moyen des essais pour un dossier de substance active est estimé à 4,5 millions d’euros, et celui pour les essais accompagnant un dossier de produit à environ 300 000 euros selon le Conseil européen des fédérations des industries chimiques (CEFIC).

10De tels dossiers, pouvant comprendre en plus des études spécifiques telles que des études d’efficacité, sont aujourd’hui demandés pour quasiment toutes les catégories de produits chimiques (pesticides, produits pharmaceutiques, etc.).

11Ainsi, compte tenu des enjeux économiques, sanitaires et environnementaux, l’évaluation des risques doit donner aux décideurs les éléments nécessaires pour une évaluation objective et réaliste.

12L’objectif de ce chapitre est de présenter la méthodologie d’évaluation des risques associés aux rejets ou à la présence de substances chimiques consécutives aux activités anthropiques, ainsi que ses limites.

2. Un bref historique de l’écotoxicologie

13Le terme écotoxicologie vient de la contraction de trois mots grecs oikos (maison), toxicon (poison) et logos (la science ou le discours) [Férard, 2013]. Ce mot a été créé à la fin des années 1960 par les professeurs Jean-Michel Jouany et Jean-Marie Pelt, puis introduit par le professeur René Truhaut en 1969, dans une réunion du Committee of the International Council of Scientific Unions (ICSU) à Stockholm (Férard, 2013).

14Depuis le début des années 1970, différentes définitions de l’écotoxicologie ont été proposées (Férard, 2013). Selon Caquet (2012), « les recherches en écotoxicologie concernent l’étude du devenir et des effets des substances toxiques dans les écosystèmes, avec comme caractéristique essentielle de s’intéresser à des continuums, qu’il s’agisse des niveaux d’organisation biologique (de l’échelle moléculaire à la biosphère) et des effets associés, ou de continuums spatio-temporels (dispersion des toxiques, interactions avec les dynamiques écologiques, etc.) ».

15Toutefois, les premiers essais écotoxicologiques sont bien antérieurs à cette période. Ainsi, il y a plus de 2000 ans, Aristote plaça des animaux d’eau douce dans de l’eau de mer et observa leur réponse. En faisant cela, Aristote réalisa un essai d’écotoxicité aquatique (Buikema Jr et al., 1982).

16Bien plus tard, Penny et Adams (1863) publient l’un des premiers rapports concernant l’utilisation des poissons pour mesurer la toxicité de 71 produits chimiques dans plus de 400 essais (Hunn, 1989).

17Puis, Powers (1917) publie une monographie proposant le poisson rouge comme modèle toxicologique et introduit le concept de mesure de la durée de survie en fonction du temps. Ce concept est toujours utilisé, notamment dans la mesure des concentrations de produit ayant des effets létaux après une durée d’exposition donnée.

18Quelques années plus tard, Férard (2013) indique que d’autres organismes sont utilisés comme la daphnie (Naumann, 1934 ; Ellis, 1937). De même, des plantes sont utilisées comme indicateur de la pollution de l’air. Notamment, Kostoff (1931) observe des corrélations entre la réduction de fertilité et des aberrations cytologiques de plantes exposées à du sulfate de nicotine.

19Avant la seconde guerre mondiale, la majorité des essais sont conduits sur des poissons pour évaluer la toxicité de rejets industriels et de métaux (Di Giulio et Hinton, 2008).

20Il faut attendre la fin de la guerre pour voir l’apparition de protocoles standardisés. Puis, sous l’impulsion de Peter Doudoroff, le Committee on Research of the Federation of Sewage and Industrial Wates Association compile de nombreuses données issues d’essais menés sur des poissons et des invertébrés.

21Ultérieurement, ces données serviront de fondation à la première publication de procédures d’essais standardisés dans la onzième édition des Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (American Public Health Association et al., 1960 cité par Hunn, 1989).

22Le protocole de toxicité aiguë sur poissons édité par ce comité sera repris par l’American Society for Testing and Materials (ASTM) en 1980 (Hunn, 1989). À partir des années 1960, les essais écotoxicologiques sur poissons, invertébrés et algues sont plus répandus (Férard, 2013).

23Aujourd’hui, l’Office of Chemical Safety and Pollution Prevention (OCSPP) de l’United States Environmental Protection Agency (US-EPA), met à disposition une série de lignes directrices harmonisées pour les essais requis pour les autorisations de mises sur le marché des substances et produits chimiques aux États-Unis.

24La série 850 « Series 850 – Ecological Effects Test Guidelines » regroupe plus de 20 méthodes différentes destinées à la quantification de la toxicité des substances chimiques vis-à-vis des organismes aquatiques. De même, environ 25 méthodes sont disponibles à l’OCDE.

3. L’évaluation des risques des produits chimiques

25L’évaluation des risques pour l’environnement des substances et produits chimiques est l’une des disciplines de l’écotoxicologie. Pour comprendre cette notion, il faut rappeler que le risque est lié à la dangerosité des substances (toxicité intrinsèque) et à la durée d’exposition du milieu naturel à ces substances.

26Ainsi, le risque peut être formulé comme la probabilité qu’une substance introduite dans un écosystème produise des effets néfastes sur les différents compartiments de cet écosystème. L’évaluation des risques peut être réalisée a priori, c’est-à-dire précédemment à la mise sur le marché des substances ou a posteriori pour mesurer les effets dans des milieux déjà contaminés.

3.1. L’évaluation a priori

27Dans l’Union européenne, le règlement 1907/2006 dit Reach (CE, 2006), et plus particulièrement le guide d’application concernant les informations exigées et l’évaluation de la sécurité des produits chimiques (ECHA, 2008) définissent la méthode d’évaluation des risques pour les différents compartiments de l’environnement (eau douce, eau marine, micro-organismes dans les stations d’épuration, sédiments, sols du compartiment terrestre, air et empoisonnement secondaire).

28L’évaluation des risques a priori des produits chimiques pour l’environnement repose sur deux hypothèses (CE, 2003) :

  1. La sensibilité d’un écosystème dépend de l’espèce la plus sensible ;

  2. La protection d’un écosystème protège son fonctionnement.

3.2. L’évaluation a posteriori

29L’évaluation a posteriori peut être mise en œuvre après la commercialisation des substances ou pour compléter l’évaluation a priori. Cette évaluation repose sur des informations principalement recueillies dans un écosystème donné. Il s’agit, à l’issue de l’étude, de décrire les voies de transfert du ou des contaminant(s) considéré(s), et de mettre en évidence les effets éventuels de la contamination sur les différents compartiments biotiques (Caquet, 2012).

30D’une façon plus générale, l’évaluation du risque chimique est réalisée en quatre étapes :

  1. Identification des dangers ;

  2. Mesure et évaluation des effets biologiques permettant l’élaboration de la courbe dose (concentration) – réponse (effet) a priori ou a posteriori, et conduisant au calcul de la PNEC (Predicted No Effect Concentration) ;

  3. Évaluation de l’exposition, conduisant au calcul ou à la mesure de la PEC (concentration prévisible dans l’environnement) ;

  4. Caractérisation du risque pour l’environnement.

3.3. Identification des dangers

31L’identification des dangers est la première partie de la procédure d’évaluation des risques. Elle est basée sur les paramètres physico-chimiques des substances. Elle permet de caractériser d’une part la réactivité des substances avec les éléments abiotiques et biotiques, et d’autre part la mobilité des substances entre les différents compartiments des écosystèmes (air, sol, eaux de surfaces ou souterraines, sédiment).

32De nombreux paramètres sont étudiés comme le pH, les points de fusion, de congélation, d’ébullition et d’éclair, le taux d’évaporation, l’inflammabilité, la pression de vapeur, la masse volumique, la solubilité dans l’eau, le coefficient de partage n-octanol/ eau, la température d’auto-inflammabilité et de décomposition, la viscosité dynamique, les propriétés explosives et les propriétés comburantes, ou encore le ou les pKa.

33Cette étape permet de déterminer si une substance ou un mélange de substances aura un effet direct sur le milieu récepteur, comme une modification du pH par exemple, ou sur les organismes avec lesquels ils entreront en contact, comme un effet corrosif direct sur les tissus par exemple.

3.4. Mesure des effets biologiques

34La seconde étape de l’évaluation des risques a pour but de mesurer la toxicité intrinsèque des substances en reliant des concentrations à des effets biologiques. En fonction du but recherché (évaluation prédictive ou a posteriori), différents niveaux d’organisation peuvent être étudiés, selon différentes approches, depuis l’espèce jusqu’aux communautés (figure 1).

35À l’initiation de l’étude, des bioessais ou tests écotoxicologiques monospécifiques sont réalisés sur des espèces modèles. Ils sont mis en œuvre dans un contexte expérimental selon des procédures standardisées (AFNOR, OCDE, ISO, ASTM, etc.). Ces protocoles ont l’avantage d’être simples, rapides, répétables, reproductibles et relativement peu coûteux.

36En accord avec la législation, dans le cadre d’une évaluation des risques pour le milieu aquatique, ces essais sont conduits au minimum sur trois espèces représentant trois niveaux trophiques.

37Les producteurs primaires, composés d’organismes photo- ou chemio-autotrophiques synthétisant de la matière organique à partir de précurseurs inorganiques, sont représentés notamment par les algues. Les consommateurs primaires, se nourrissant d’organismes autotrophiques vivants ou morts ou de micro-organismes, sont représentés notamment par les crustacés et les consommateurs secondaires se nourrissant des consommateurs primaires sont représentés classiquement par les poissons.

38En fonction de la durée d’exposition, du stade de développement des organismes testés et du critère biologique retenu, les bioessais pourront être classés en essais aigus, subaigus ou chroniques.

Figure 1. Les différentes approches de l’évaluation des risques pour l’environnement.

Figure 1. Les différentes approches de l’évaluation des risques pour l’environnement.

39Les essais aigus correspondent à des expositions de courtes durées par rapport au cycle de vie des organismes, et à des concentrations élevées, au cours desquels les effets se manifestent rapidement.

40Les essais chroniques sont des essais d’une durée suffisamment longue pour couvrir tous les stades sensibles du développement. Pour minimiser le nombre d’animaux utilisés lors des essais et pour optimiser les coûts engendrés par les expérimentations, l’évaluation des risques est d’abord réalisée à partir des données issues des essais de toxicité aiguë, puis si nécessaire par des essais de toxicité chronique.

41Les bioessais mesurent, sur des groupes d’individus, des grandeurs variables utilisant des réponses biologiques induites par l’exposition aux substances et aux produits chimiques. Ces réponses diffèrent selon les produits chimiques du fait de leur composition et leur structure moléculaire. La mesure des effets consiste en la détermination de la quantité de produit nécessaire à l’observation d’effets mesurables.

42Ainsi, les critères les plus utilisés dans les essais de toxicité sont :

  • la mortalité, exprimée sous la forme d’une concentration létale (CL) pour x % de la population (par exemple CL50 ou CL10), d’une concentration maximale sans effet observé (CSEO ou NOEC en anglais) ou d’une concentration minimale avec effet observé (CMEO ou LOEC en anglais) ;

  • la croissance, exprimée sous la forme d’une concentration efficace (CE) réduisant de x % la croissance d’une population d’individus exposés ou d’une NOEC ou d’une LOEC ;

  • la reproduction, exprimée sous la forme d’une CE, d’une NOEC ou d’une LOEC ;

  • les perturbations comportementales, notamment la mobilité des invertébrés et des poissons, le mouvement des valves ou l’activité de filtration des mollusques bivalves ;

  • les changements physiologiques et/ou biochimiques concernant notamment l’activité respiratoire ou de production de bioluminescence bactérienne.

Figure 2. L’algue unicellulaire Pseudokirchneriella subcapitata (Korschikov) [Hindák, 1990 ; Ex Selenastrum capricornutum, Printz, 1913].

Figure 2. L’algue unicellulaire Pseudokirchneriella subcapitata (Korschikov) [Hindák, 1990 ; Ex Selenastrum capricornutum, Printz, 1913].

Source : © Culture Collection of Algae and Protozoa, CCAP 278/4.

43Les essais les plus fréquemment réalisés en toxicité aiguë sont :

  • pour les producteurs primaires, l’essai sur l’algue unicellulaire Pseudokirchneriella subcapitata (figure 2) est généralement utilisé ; les protocoles normalisés utilisés sont notamment ceux de l’OCDE 201, l’ISO 8692 : 2012, NF EN 28692 et de l’US EPA OPPTS numéro850.5400 ; cet essai détermine la concentration inhibant 50 % de la croissance d’une population d’algue durant une période d’exposition de 72 à 96 heures ; deux paramètres peuvent être déterminés, la CEb50 diminuant de moitié la croissance en biomasse ou la CEr50 diminuant de moitié le taux de croissance ; dans la pratique, il est recommandé d’utiliser seul le résultat du taux de croissance (CEr) ; il est à noter que même si cet essai est multigénérationnel et donc par définition chronique, la CE50 est utilisée en terme de donnée aigüe ;

  • pour les consommateurs primaires, l’essai sur le microcrustacé d’eau douce Daphnia magna (figure 3) est reconnu dans de nombreux pays ; il est normalisé en particulier selon les protocoles de l’OCDE 202, l’ISO NF EN 6341 : 2012 et de l’US EPA OPPTS numéro 850.1010 ; dans cet essai, l’inhibition de la mobilité de 50 % d’une population de Daphnia magna est mesurée lors d’une exposition de 48 heures (CE50 48 h) ;

  • pour les consommateurs secondaires, les essais les plus fréquemment rencontrés sont effectués sur des poissons ; ces essais sont normalisés selon les protocoles OCDE 203, NF EN ISO 7346-1, NF EN ISO 7346-2, NF ENISO 7346-3 ou US EPA OPPTS 850.1075 ; différentes espèces peuvent être testées ; toutefois, le poisson zèbre (Danio rerio, figure 4), le poisson tête de boule (Pimephales promelas, figure 5) et la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss, figure 6) sont les espèces les plus utilisées ; cet essai détermine la concentration qui entraîne la mort de 50 % de la population de poissons mis en expérimentation après 96 heures d’exposition ; en fonction des caractéristiques physico-chimiques des substances et produits testés (volatilité, adsorption, dégradabilité), l’essai peut être réalisé en conditions statique, semi-statique ou en continu.

Figure 3. Daphnia magna (Straus, 1820).

Figure 3. Daphnia magna (Straus, 1820).

Source : © Hela TOUMI (Own work) [Copyrighted free use]

Figure 4. Poisson zèbre (Danio rerio, Buchanan-Hamilton, 1822).

Figure 4. Poisson zèbre (Danio rerio, Buchanan-Hamilton, 1822).

Source : © By Azul (Own work) [Copyrighted free use], via Wikimedia Commons.

Figure 5. Poisson tête de boule ( Pimephales promelas, Rafinesque, 1820).

Figure 5. Poisson tête de boule ( Pimephales promelas, Rafinesque, 1820).

Source : © Association étangs et cours d’eau.

Figure 6. Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss, Walbaum, 1792).

Figure 6. Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss, Walbaum, 1792).

Source : © USDA-ARS, Stephen Ausmus.

44Les essais de toxicité chronique généralement rencontrés sont :

  • pour les producteurs primaires, l’essai sur l’algue unicellulaire Pseudokirchneriella subcapitata ; les protocoles normalisés sont identiques à ceux utilisés pour l’évaluation de la toxicité aiguë ; dans ce cas, les critères de mesure sont la NOECbetr, la LOECb et r ou la CEbetr10 ; dans la pratique, il est recommandé d’utiliser seul le résultat du taux de croissance (CEr) ;

  • pour les consommateurs primaires, l’essai de reproduction du microcrustacé d’eau douce Daphnia magna est reconnu dans de nombreux pays ; il est effectué en particulier selon les protocoles normalisés OCDE 211, ISO 10706 : 2000 ou US EPA OPPTS numéro 850.1300 ; le principal objectif de l’essai consiste à évaluer l’effet de produits chimiques sur la capacité reproductrice de Daphnia magna après 21 jours d’exposition à la substance ou au produit à tester, en condition semi-statique ; à la fin de cette période, la NOEC, la LOEC ainsi que la CE10 sont déterminées ;

  • pour les consommateurs secondaires, très peu d’essais standardisés couvrent le cycle complet de vie des poissons (US EPA OPPTS 850.1500) ; de ce fait, les essais sur les premiers stades de vie des poissons (ELS : early life stage) sont considérés comme les essais les plus sensibles (McKim, 1977 ; Wheeler et al., 2014) car ils couvrent plusieurs stades depuis les œufs fraîchement fécondés jusqu’aux premières périodes de croissance en passant par l’éclosion ; les essais normalisés sont notamment décrit dans les protocoles de l’OCDE 210 et de l’US EPA OPPTS numéro 850.1400 ; différentes espèces peuvent être utilisées ; toutefois, le poisson zèbre, Danio rerio, le poisson tête de boule, Pimephales promelas, et la truite arc-en-ciel, Oncorhynchus mykiss sont les espèces les plus employées ; les essais sont réalisés en conditions semi-statiques ou en flux continu durant une période allant de 30 jours post-éclosion pour le poisson zèbre à 60 jours post-éclosion pour la truite arc-en-ciel ; les critères mesurés sont les NOEC, LOEC et CE10 vis-à-vis des critères de mortalité cumulée, succès à l’éclosion, croissance des animaux survivants, nombre de larves anormales et poissons présentant un comportement anormal.

45En fonction du devenir des substances, l’étude de la toxicité intrinsèque peut être réalisée également pour le milieu terrestre ou les stations d’épuration. Une approche similaire à celle menée pour le milieu aquatique est effectuée (ECHA, 2008).

46Dans ce cas, des essais seront menés sur un quatrième niveau trophique représenté par les décomposeurs. Ces organismes transforment la matière organique des organismes morts en composés inorganiques.

47L’identification des dangers et l’étude de la toxicité intrinsèque des substances pour le milieu aquatique sont la base des éléments utilisés pour le classement des substances en tant que substances dangereuses (ou non dangereuses) pour l’environnement. Ils ont pour objectif d’avertir l’utilisateur des dangers potentiels de ces substances et des risques encourus lors de leur manipulation, afin d’assurer un niveau de protection suffisant pour l’environnement.

48En Europe, le règlement Reach (CE, 2006) prévoit que les substances chimiques fabriquées ou importées sur le territoire communautaire soient enregistrées et évaluées préalablement à leurs mises sur le marché afin d’être éventuellement soumises à des restrictions d’utilisation voire à des interdictions d’usages.

49À ce titre, les demandeurs déposent un dossier technique comprenant notamment les données physico-chimiques, les résultats des essais d’écotoxicité ainsi que l’étude de la persistance des substances dans l’environnement et de leur potentiel de bioaccumulation.

50L’évaluation des dangers pour l’environnement est réalisée à partir de l’identification des dangers physico-chimiques et l’étude de la toxicité intrinsèque des substances pour le milieu aquatique. Le nombre et la durée des essais en termes d’essais aigus ou chroniques devant être réalisés dépendent du tonnage mis sur le marché.

51Une classification des produits est alors établie selon les critères développés dans le règlement CLP (ainsi nommé pour son nom en anglais Classification, Labelling and Packaging regulation) [CE, 2008].

52En ce qui concerne l’évaluation du danger aigu pour l’environnement, d’une substance ou d’un mélange de substances, le règlement CLP (CE, 2008) ne retient qu’une seule catégorie de danger, « très toxique » (tableau 1), dès lors qu’au moins l’une des C(E) L50 obtenues lors des essais de laboratoires standardisés est inférieure à 1 mg L-1. Par contre, le règlement CLP distingue trois catégories de dangers chroniques (tableau 1) : « très toxique », « toxique » et « nocif ».

53Lorsque des données chroniques sont existantes, le classement est effectué en fonction de la dégradabilité de la substance et des valeurs de NOEC ou de CEx. Lorsque les données chroniques ne sont pas présentes et que la substance n’est pas facilement dégradable et/ou le facteur de bioconcentration (FBC) déterminé par voie expérimentale est supérieur à 500, alors le classement est effectué à partir des données aiguës (C(E) L50).

54Enfin, une quatrième catégorie de type « filet de sécurité » a été définie pour l’évaluation des dangers à long terme. Cette catégorie, « pouvant entraîner des effets néfastes à long terme pour les organismes aquatiques », a été définie pour les substances pour lesquelles les données ne permettent pas de procéder à une classification sur la base des critères de toxicité et de dégradabilité, mais où il existe néanmoins certains motifs de préoccupation.

55En fonction de la classification obtenue, le règlement CLP impose l’apposition d’un pictogramme de danger, d’une mention d’avertissement, de mentions de dangers (phrases H) et de conseils de prudence (phrases P) sur les étiquettes des substances et des mélanges classifiés comme dangereux pour l’environnement et commercialisés, fabriqués ou importés dans la Communauté Européenne.

56Le tableau 4.1.4 de l’annexe I (tableau 2) du règlement CLP donne les éléments d’étiquetage obligatoires attribués aux substances ou mélanges dangereux pour le milieu aquatique en fonction de leur classification.

Tableau 1. Catégories de dangers pour le milieu aquatique (danger aigu à court terme et dangers chroniques à long terme) selon la classification des substances dangereuses pour le milieu aquatique (d’après l’annexe I du règlement CLP, CE, 2008).

Tableau 1. Catégories de dangers pour le milieu aquatique (danger aigu à court terme et dangers chroniques à long terme) selon la classification des substances dangereuses pour le milieu aquatique (d’après l’annexe I du règlement CLP, CE, 2008).

* Par exemple, cas des substances peu solubles pour lesquelles aucune toxicité aiguë n’a été enregistrée aux concentrations allant jusqu’à leur solubilité dans l’eau, qui ne se dégradent pas rapidement et qui possèdent un FCB déterminé par voie expérimentale ≥ 500 (ou à défaut, le log Kow ≥ 4), indiquant qu’elles sont susceptibles de s’accumuler dans les organismes vivants, qui sont classées dans cette catégorie, à moins que d’autres données scientifiques montrent que cette classification est inutile ; ces données incluent, notamment, des NOEC supérieures à la solubilité dans l’eau ou supérieures à 1 mg L-1, ou des données attestant une dégradation rapide dans l’environnement autres que celles obtenues par l’une des méthodes figurant dans le règlement CLP.

Tableau 2. Tableau 4.1.4 de l’annexe I du règlement CLP indiquant les toxicités aiguës et à long terme pour le milieu aquatique.

Tableau 2. Tableau 4.1.4 de l’annexe I du règlement CLP indiquant les toxicités aiguës et à long terme pour le milieu aquatique.

57Il est à noter que, d’après le règlement Reach (CE, 2006), les fabricants et les importateurs de substances et de mélanges classés dangereux pour l’environnement selon le règlement CLP (CE, 2008) sont dans l’obligation de fournir une fiche de données de sécurité (FDS) aux utilisateurs de leurs mélanges et substances.

58Ce document, dont le format et les indications précises concernant les informations à renseigner sont donnés dans le règlement 2015/830 (UE, 2015), reprend de manière résumée et simplifiée, l’ensemble des données physico-chimiques, toxicologiques et écotoxicologiques relatives à leurs produits aux fins d’une protection suffisante de l’environnement et de l’utilisateur.

59Ainsi, ces essais permettent, entre autres, de déterminer la PNEC, d’effectuer des screening en recherche fondamentale ou en recherche et développement, de réaliser les dossiers d’enregistrement et de notification auprès des autorités compétentes ainsi que d’établir la classification et l’étiquetage des produits chimiques.

60Cependant, ces essais monospécifiques, conduits dans des conditions biologiques et physico-chimiques simplifiées, souffrent d’un manque de signification écologique. Ils ne permettent pas de prendre en compte des phénomènes pouvant, dans les écosystèmes, augmenter ou réduire la toxicité des substances et produits chimiques. En effet, les écosystèmes peuvent contenir des espèces ou des organismes ayant des stades de développement plus sensibles que ceux testés au laboratoire.

61De même, les facteurs physico-chimiques du milieu peuvent engendrer des conditions induisant une modulation de la toxicité des substances via des phénomènes de spéciation des métaux, de modification de l’ionisation des substances, d’adsorption sur les matières en suspensions et les colloïdes de l’eau ou par une modification de la réceptivité des organismes aquatiques comme lors d’une modification de la teneur en calcium de l’eau.

62Ainsi, à un niveau de complexité supérieur, les microcosmes ou microécosystèmes ont pour but de reproduire, à l’échelle du laboratoire, un écosystème naturel simplifié possédant un nombre réduit d’espèces caractéristiques des principaux niveaux trophiques (Thybaud et Petit, 1996). La complexité et la taille de ces dispositifs peuvent aller de la simple boîte de Pétri ou du bécher jusqu’à la rivière de laboratoire.

63Ces systèmes permettent d’étudier les processus de dégradation des substances chimiques dans l’environnement, leur devenir ou leurs effets écotoxicologiques (Thybaud et Petit, 1996). Toutefois, ces microcosmes ne sont que très peu utilisés pour l’évaluation des risques.

64Les études in situ peuvent être réalisées à des échelles spatiales et dans des conditions hydrodynamiques variées. Dans un ordre croissant de la représentativité écologique, la contamination peut être effectuée dans des écosystèmes artificiels (rivières, mares, étang), dans des portions isolées d’écosystèmes naturels ou dans ces derniers eux-mêmes.

65Contrairement aux essais monospécifiques, ces essais in situ permettent d’évaluer les effets des substances testées ou des produits rejetés à des niveaux d’organisation biologiques variés grâce à la mesure de différentes réponses qualitatives ou quantitatives et de mettre en évidence des effets directs et indirects au niveau des différents compartiments des écosystèmes aquatiques.

66La recherche des effets dans les écosystèmes est principalement réalisée pour les études effectuées a posteriori, c’est-à-dire après la mise sur le marché des substances. Ces études nécessitent la mise en évidence d’une relation de causalité entre le niveau de contamination des milieux naturels par une substance toxique et un effet biologique (Caquet, 2012).

67Les critères les plus fréquemment mesurés dans les études de terrain sont :

  • au niveau individuel : la survie, la croissance, des biomarqueurs, les performances reproductives, les réponses comportementales ;

  • au niveau des populations : l’abondance, la distribution spatiale, la dynamique, le taux de croissance, la recolonisation et la restauration, la structure d’âge, la structure génétique, la consanguinité, la biomasse ;

  • au niveau des communautés : la diversité et/ou la richesse spécifique, la dominance, la biomasse des différentes espèces, la présence/absence d’espèces indicatrices, des critères fonctionnels.

68Au niveau individuel, les biomarqueurs sont définis comme des changements observables et/ou mesurables au niveau moléculaire, biochimique, cellulaire ou physiologique, qui révèlent l’exposition présente ou passée d’un individu à au moins une substance chimique à caractère polluant (Lagadic et al., 1997).

69Développée à partir des années 1980, l’approche biomarqueur en écotoxicologie aquatique avait pour but de produire des indicateurs précoces et sensibles d’altération de la santé des individus et de la dynamique de population des organismes exposés à des toxiques et secondairement d’identifier les causes induisant ces modifications (Janz, 2013).

70Les biomarqueurs doivent posséder différentes caractéristiques (Den Besten et Munawar, 2005) :

  1. Leur réponse doit être sensible à l’exposition à un polluant ou à leurs effets de façon à pouvoir être utilisés comme paramètre d’alarme précoce ;

  2. Leur niveau de base doit être bien défini de façon à pourvoir distinguer la variation naturelle du stress induit par le polluant ;

  3. Les facteurs interférents et leurs impacts sur la réponse des biomarqueurs doivent être connus ;

  4. La relation entre la réponse du biomarqueur et l’exposition au polluant (concentration et durée d’exposition) doit être identifiée ;

  5. La relation entre la réponse du biomarqueur et l’impact sur les organismes doit être établie.

71Les biomarqueurs peuvent être classés d’une façon plus ou moins arbitraire en trois catégories (figure 7) : les biomarqueurs d’exposition, les biomarqueurs d’effet et les biomarqueurs de sensibilité.

Figure 7. Catégorie de biomarqueurs ; diagramme simplifié montrant les étapes temporelles clés entre l’exposition à un xénobiotique et les signes cliniques d’une maladie ; les cases indiquent les étapes pour lesquelles des biomarqueurs d’exposition ou d’effets ont été développés pour les poissons ; les flèches horizontales indiquent la progression entre les étapes, où la sensibilité individuelle influence le taux de progression ; les biomarqueurs de sensibilité n’ont pas été totalement caractérisés pour les poissons.

Figure 7. Catégorie de biomarqueurs ; diagramme simplifié montrant les étapes temporelles clés entre l’exposition à un xénobiotique et les signes cliniques d’une maladie ; les cases indiquent les étapes pour lesquelles des biomarqueurs d’exposition ou d’effets ont été développés pour les poissons ; les flèches horizontales indiquent la progression entre les étapes, où la sensibilité individuelle influence le taux de progression ; les biomarqueurs de sensibilité n’ont pas été totalement caractérisés pour les poissons.

Source : D’après Janz, 2013 © 2013, Springer Science+Business Media Dordrecht..

72Les biomarqueurs d’exposition indiquent que les organismes sont ou ont été exposés à un polluant. Ils sont des indicateurs de concentrations internes ou biodisponibles de produits toxiques. Dans cette catégorie sont par exemple présents les métallothionéines et la vitellogénine (Cossu-Leguille et Vasseur, 2013).

73Toutefois, ils ne contribuent que très peu à la prédiction des conséquences possibles pour l’organisme ou les populations. En effet, bien qu’ils procurent des informations importantes sur les données d’exposition, la biodisponibilité des toxiques ne peut pas être prédite uniquement à partir des concentrations mesurées dans l’eau, le sédiment ou l’alimentation (Janz, 2013).

74Les biomarqueurs d’effets sont représentatifs d’effets délétères mesurables à un niveau moléculaire, biochimique, histologique ou physiologique et reconnus ou associés à des altérations ou des maladies.

75Ces biomarqueurs permettent de mesurer des effets délétères à un niveau bas d’organisation avant qu’une altération ne puisse être observée au niveau des populations, des communautés ou des écosystèmes (Cossu-Leguille et Vasseur, 2013).

76Dans cette catégorie, sont trouvés, par exemple, les dommages à l’ADN, l’inhibition de l’acétylcholinestérase, la peroxydation lipidique, le système lysosomal et des biomarqueurs histologiques (Janz, 2013 ; Cossu-Leguille et Vasseur, 2013).

77Les biomarqueurs de sensibilité indiquent la capacité inhérente ou acquise d’un organisme à répondre à l’exposition à un xénobiotique (Cossu-Leguille et Vasseur, 2013). Ils englobent notamment, les facteurs génétiques comme le polymorphisme génétique et la modification des récepteurs qui influence la sensibilité d’un organisme à une exposition. Ils sont des indicateurs des processus induisant la variabilité au sein d’un compartiment dans le continuum entre l’exposition et l’effet (Cossu-Leguille et Vasseur, 2013).

78Par exemple, en toxicologie, le polymorphisme génétique dans certaines transformations enzymatiques peut avoir pour conséquence une augmentation de la sensibilité à un médicament (Janz, 2013). Cette catégorie de biomarqueurs est rarement mentionnée dans les études écotoxicologiques.

79Les biomarqueurs sont donc considérés d’une façon générale comme des outils écotoxicologiques permettant de fournir des informations sur le statut sanitaire des individus ou des populations (Cossu-Leguille et Vasseur, 2013 ; Mouneyrac et Amiard-Triquet, 2013). Toutefois, leur signification écologique est fréquemment soulignée et leur utilisation pour l’évaluation des risques discutée (Mouneyrac et Amiard-Triquet, 2013).

80Pour pallier cela, une batterie de biomarqueurs complémentaires de différents niveaux d’organisation biologique est fortement recommandée afin de fournir une information intégrée sur le stress, la biodisponibilité des polluants et leurs réponses sur la santé du biote (Caquet, 2012 ; Cossu-Leguille et Vasseur, 2013).

81Toutefois, l’établissement de relations mécanistes entre les réactions physiologiques fines (échelle des biomarqueurs) et les fonctions qui en résultent (survie, croissance, reproduction des individus) apparaît encore comme un verrou méthodologique (Caquet, 2012).

82Au niveau populationnel, la présence (ou l’absence) et/ou l’abondance de certains organismes (espèces ou groupes d’espèces bio-indicatrices) fournissent des informations sur la qualité des écosystèmes.

83La mise au point d’un outil de bio-indication peut être réalisée selon deux approches. Dans la première, la présence et/ou l’abondance des différents taxons sont utilisées pour déterminer la valeur d’un indice. Dans la seconde, la communauté observée dans une station donnée est comparée à la communauté que cette station devrait théoriquement héberger.

84Le fait de prendre en compte les communautés dans leur ensemble maximalise la probabilité de mettre en évidence des effets sur les espèces sensibles ainsi que les perturbations globales de la structure des communautés (Caquet, 2012).

3.5. Évaluation de la concentration prévisible sans effet pour l’environnement

85L’évaluation de la concentration prévisible sans effet pour l’environnement (PNEC, Predicted No Effect Concentration) a pour objectif d’extrapoler les effets observés sur une espèce sensible ou sur un nombre limité d’espèces sensibles à l’ensemble d’un écosystème ou d’un compartiment de l’environnement.

86La PNEC est déterminée à partir des essais de laboratoire ou des études de terrains. L’objectif est de prédire une concentration en dessous de laquelle des effets délétères pour les écosystèmes complexes ne sont pas attendus.

87Pour gérer l’incertitude liée aux données et pour réduire la probabilité d’induire un dommage à l’environnement, des facteurs d’extrapolation (nommés facteur d’application, de sécurité, d’évaluation ou d’incertitude) sont appliqués sur la donnée (espèce) la plus sensible (NOEC, C(E) L10) de la substance étudiée.

88Ces facteurs de sécurité sont une approche conservative pour évaluer le risque chimique. Toutefois, leur utilisation inappropriée peut aboutir à la surestimation ou la sous-estimation du risque et conduire à une réponse non réaliste.

89Aussi bien aux États-Unis qu’en Europe, le facteur de sécurité est choisi en fonction des essais et du nombre de laboratoires disponibles. Le facteur d’extrapolation diminue lorsque le nombre d’essais augmente et que leur qualité approche les conditions environnementales.

90En Europe (ECHA, 2008), pour le milieu aquatique dulçaquicole, un minimum de trois essais court terme réalisés sur trois niveaux trophiques différents sont nécessaires pour calculer une PNEC. Dans ce cas, le facteur de sécurité retenu est de 1 000. Il est réduit à 10 lorsque des résultats d’essais chroniques sont disponibles pour trois niveaux trophiques (tableau 3).

91Implicitement, l’assomption est faite, dans ce dernier cas, que (Forbes et Calow, 2002) :

  1. Dans les essais chroniques, les espèces les plus sensibles de l’écosystème ne le seront pas plus d’un facteur 10 que l’espèce la plus sensible testée au laboratoire ;

  2. La différence de sensibilité entre deux essais chroniques n’excède pas un facteur 10 ;

  3. La différence entre la concentration chronique et aiguë n’excède pas un facteur 10.

92Pour l’évaluation des risques pour le milieu marin, un facteur de sécurité supplémentaire de 10 est utilisé pour tenir compte de la plus grande diversité d’espèces présentes, impliquant une plus large distribution des sensibilités des espèces et une incertitude plus élevée dans l’extrapolation (ECHA, 2008).

Tableau 3. Interprétation des facteurs d’extrapolation du guide technique européen selon Forbes et Calow (2002).

Tableau 3. Interprétation des facteurs d’extrapolation du guide technique européen selon Forbes et Calow (2002).

93L’approche par facteur de sécurité est basée sur la tolérance des espèces individuelles aux produits chimiques. Aucun facteur d’extrapolation n’est appliqué pour tenir compte des incertitudes entre les structures des écosystèmes, par exemple la composition des espèces, et pour les processus des écosystèmes (Forbes et Calow, 2002).

94Dans cette approche, il est implicite que protéger l’espèce la plus sensible d’un écosystème protège les processus des écosystèmes. Pour l’extrapolation interspécifique, une alternative à l’application de facteurs d’extrapolation a été développée lorsqu’un grand nombre de données d’écotoxicité chronique est disponible.

95Cette méthode a pour objectif de placer les résultats des essais chroniques sur une courbe de distribution de la sensibilité des espèces (SSD pour Species Sensitivity Distribution) et d’estimer, à partir de cette courbe, la concentration en produit chimique prédite qui n’affecte pas un pourcentage (normalement 95 %) des espèces de la distribution.

96Cette méthode peut être appliquée si les données disponibles pour les différentes espèces sont distribuées suivant une loi statistique connue (log-logistic, log-normal, etc.) et si les espèces testées dans les essais de laboratoires sont un échantillon aléatoire de cette distribution.

97Au niveau européen, le TGD préconise de n’utiliser cette méthode que s’il existe au moins 10 (et de préférence 15) essais correspondant à des effets à long terme et déterminés sur des espèces différentes appartenant à huit groupes taxonomiques différents (ECHA, 2008).

98Pour cette méthode, au moins une espèce de chacun des groupes ci-dessous doit être présente :

  • un poisson (les espèces fréquemment testées incluent les salmonidés, les vairons, etc.) ;

  • une seconde famille dans le phylum des chordés (poisson, amphibien, etc.) ;

  • un crustacé (par exemple cladocère, copépode, ostracode, isopode, amphipode, etc.) ;

  • un insecte (par exemple éphémère, odonate etc.) ;

  • une famille dans un phylum autre que les arthropodes ou les chordés (par exemple rotifère, annélide, mollusque etc.) ;

  • une famille de n’importe quel ordre d’insecte ou n’importe quel phylum non encore représenté ;

  • une algue ;

  • une plante supérieure.

99La valeur utilisée est égale au cinquième percentile de la SSD de ces données (HC5) avec un intervalle de confiance à 50 %. Il est important d’observer que ce calcul signifie que 5 % des espèces peuvent ne pas être protégées. La PNEC est calculée en divisant le cinquième percentile par un facteur d’extrapolation de 1 à 5, déterminé en fonction des incertitudes (ECHA, 2008).

3.6. Évaluation de l’exposition et de la concentration prédite dans l’environnement

100L’évaluation de la concentration prédite dans l’environnement (PEC, Predicted Environmental Concentration) a pour objectif de déterminer les concentrations biodisponibles auxquelles les communautés sont susceptibles d’être exposées (évaluation a priori) ou exposées (évaluation a posteriori).

101L’évaluation a priori est réalisée selon des scénarios d’exposition préétablis (produits biocides ; produits chimiques ; ECHA, 2010). La PEC est déterminée à un niveau régional et à un niveau local. La concentration régionale est principalement utilisée pour déterminer le niveau du bruit de fond.

102En Europe, par défaut, cette valeur correspond à 10 % du territoire Européen (ECHA, 2010). La concentration locale est calculée à chaque point d’émission. À ce niveau, un environnement standard a été déterminé. Il correspond à un facteur de dilution par défaut de 10 pour un rejet en eau douce mais les spécifications environnementales présentes à chaque point d’émission peuvent être prises en compte (ECHA, 2010).

103Ces modèles tiennent compte des propriétés physico-chimiques des produits étudiés (coefficient de partage n-octanol/eau, adsorption, constante de Henry, dégradabilité ou biodégradabilité, ionisation, etc.) mais également de l’environnement (température, concentration en matière organique du sol et des sédiments, etc. ; figure 8).

104Lors d’une évaluation a posteriori les concentrations en substances chimiques sont mesurées in situ et peuvent être complétées par des études de modélisation, comme précédemment.

Figure 8. Devenir des substances chimiques dans les eaux de surface d’après Echat.

Figure 8. Devenir des substances chimiques dans les eaux de surface d’après Echat.

Source : ECHA-16-G-03-EN © European Chemical Agency, 2016, http://echa.europa.eu, traduit par les auteurs.

105Les études analytiques sont réalisées sur les différents compartiments de l’écosystème (eau, sédiment, organismes) en fonction des caractéristiques physico-chimiques des substances et donc leur répartition dans les différents compartiments de l’écosystème.

106Ce type d’étude a cependant, lui aussi de nombreuses limites dont l’expert ou l’évaluateur doit tenir compte.

107Ainsi, par exemple, les échantillons sont généralement prélevés ponctuellement alors que les rejets des substances chimiques peuvent varier dans le temps. De même, les limites de détection ou les seuils de quantification des méthodes analytiques peuvent être supérieurs aux concentrations pour lesquelles des effets biologiques sont observés.

108De plus, la mise en évidence de la présence d’une substance n’implique pas nécessairement que celle-ci soit biodisponible en général ou pour les organismes présents sur le site étudié.

109Le développement de capteurs passifs, intégrant les variations environnementales des concentrations durant plusieurs semaines, devrait permettre une meilleure caractérisation de l’exposition des organismes (Caquet, 2012).

3.7. Caractérisation du risque pour l’environnement

110Dans le cas d’une évaluation a priori, le risque est caractérisé pour les différents compartiments de l’environnement par le calcul des ratios PEC/PNEC :

111Pour les environnements continentaux :

  • écosystème aquatique ;

  • écosystème terrestre ;

  • atmosphère ;

  • prédateurs (poissons…) ;

  • micro-organismes dans les stations d’épuration.

112Pour les environnements marins :

  • écosystèmes aquatiques ;

  • prédateurs et super-prédateurs.

Figure 9. Procédure générale pour l’évaluation des risques.

Figure 9. Procédure générale pour l’évaluation des risques.

Source : © European Communities, 2003.

113Un rapport PEC/PNEC inférieur à 1 indique qu’aucun effet néfaste n’est attendu. Un ratio supérieur à 1 signifie que des effets néfastes surviendront probablement. Un tel résultat nécessite un raffinement de l’évaluation des risques. Pour cela, en fonction des données initialement disponibles, différentes approches peuvent être retenues.

114Lorsqu’un risque est suspecté, des essais complémentaires peuvent être demandés pour mieux estimer la toxicité des substances (réalisation d’essais à long terme, ou avec des niveaux trophiques non encore testés) ou pour obtenir des informations complémentaires sur l’exposition, les émissions, les paramètres du devenir ou bien encore les concentrations mesurées (figure 9).

115En procédant par palier, cette méthode permet une optimisation des coûts, de se focaliser rapidement sur les domaines pouvant poser des problèmes et de réduire le nombre d’animaux testés (Forbes et Calow, 2002). Toutefois, l’approche par palier autorise l’arrêt de l’évaluation lorsqu’il est montré que le risque est acceptable.

116Il est donc important que chaque palier ne conduise pas à une sous-évaluation ou une surévaluation des risques. Si cette évaluation n’est pas réalisée d’une façon appropriée elle pourrait induire en erreur et ainsi aller à l’encontre de la protection de l’environnement.

117Cette méthode a l’avantage d’être relativement simple à mettre en place. Toutefois, elle ne peut être pertinente que si l’évaluateur reste critique par rapport aux données d’entrées et notamment envers les résultats et les critères d’essais retenus.

118Par exemple, de nombreux essais chroniques utilisent encore comme concepts de mesure la NOEC et la LOEC. Or, l’utilisation des NOEC et des LOEC en écotoxicologie est soumise à de nombreuses critiques depuis les années 1990 (Warne et Van Dam, 2008). En effet, comme développée par ces auteurs, la NOEC correspond par définition à la plus forte concentration testée sans effet observée par rapport au témoin, le plus souvent à p ≤ 0,05.

119De ce fait, par définition la NOEC ne fournit pas une valeur biologique sans effet. En tenant compte de la variabilité biologique, la NOEC induit typiquement entre 10 et 30 % d’effet (figure 10). Les NOEC et les LOEC sont généralement déterminées en utilisant une analyse de variance suivie par des tests de comparaison multiple (Dunnett’s, etc.).

120L’absence de modélisation des réponses ne permet pas de générer un intervalle de confiance encadrant cette valeur. De plus, ces méthodes utilisent la variabilité des résultats pour déterminer quel traitement est différent du témoin. De ce fait, les NOEC et LOEC sont contrôlées par les concentrations testées dans l’essai, la variabilité des résultats, le seuil de significativité choisi et la taille des échantillons.

121Si la puissance de l’essai est trop faible, du fait de mauvaises conditions expérimentales (forte variabilité des réponses, échantillons de faible effectif), la variabilité de l’essai s’accroît, ce qui augmente la différence nécessaire pour obtenir un effet significatif.

122À l’opposé, si la puissance de l’essai est trop élevée, alors des différences statistiquement significatives peuvent apparaître sans bases biologiques (OCDE, 2006). C’est pourquoi, l’analyse de la puissance devrait être réalisée avant l’essai, pour déterminer les meilleures conditions expérimentales.

123Par ailleurs, une analyse menée a posteriori de l’essai permet d’établir précisément la différence minimale entre la valeur moyenne du témoin et un traité qui peut être déterminée comme significativement différente.

124Ainsi, pour que la NOEC soit un bon critère pour évaluer l’absence d’effet, l’effort fourni pour sa détermination doit être suffisant : par exemple, plusieurs essais suffisamment précis réalisés à des concentrations proches de la NOEC. Toutefois, la multiplication des essais n’est que très rarement effectuée du fait du coût de ces derniers.

125Pour pallier ces problèmes, différentes approches sont possibles. La tendance est de remplacer la NOEC par des valeurs estimées ayant de faibles effets (C (E) Lx). Cette méthode permet d’avoir une meilleure indépendance des résultats par rapport aux concentrations en substances testées et de produire un intervalle de confiance autour de la valeur calculée.

126La principale limitation de cette technique provient du fait que plus le pourcentage diminue, plus l’erreur associée augmente. De plus, les effets inférieurs à 10 % sont davantage liés au modèle mathématique que les effets proches de la médiane (Warne et Van Dam, 2008).

127De ce fait, par exemple, ECHA (2008) privilégie l’utilisation de la CE10 par rapport à la NOEC. En toxicologie, d’autres concepts ont été retenus comme la Benchmark dose définie originellement comme la valeur inférieure de l’intervalle de confiance du point estimé (OCDE, 2006).

Figure 10. Courbe dose-effet, relations entre la concentration létale (CL), la concentration sans effet observé (NOEC) et la concentration la plus faible ayant un effet (LOEC).

Figure 10. Courbe dose-effet, relations entre la concentration létale (CL), la concentration sans effet observé (NOEC) et la concentration la plus faible ayant un effet (LOEC).

4. Conclusion

128L’évaluation des risques puise ses fondements dans les travaux de Paracelse, médecin suisse du xvie siècle, indiquant « Rien n’est poison, tout est poison : seule la dose fait le poison ». Cette célèbre maxime montre que le risque d’une substance est induit par deux composantes : la toxicité intrinsèque (danger) et l’exposition.

129En d’autres termes, une substance très dangereuse mais utilisée dans un processus ne produisant pas d’exposition n’induit qu’un faible risque. Les évaluateurs des risques doivent donc quantifier le danger des substances, par des essais de laboratoire, et l’exposition à ces dernières par le biais d’études de modélisations ou de mesures in situ. Ce travail nécessite de devoir parfois prendre des décisions avec des connaissances partielles ou incertaines.

130Les sources d’incertitudes sont nombreuses et incluent aussi bien la variabilité inhérente aux essais biologiques que celle inhérente à l’évaluation de l’exposition. Pour gérer l’incertitude dans les données d’évaluation des risques et pour réduire la probabilité d’induire un dommage à l’environnement, des facteurs de sécurité ou d’incertitude sont appliqués au danger estimé. Ces facteurs de sécurité sont une approche conservative pour évaluer le risque chimique.

131De ce fait, un certain degré d’incertitude est toujours existant. Notamment, bien que les essais écotoxicologiques aient été développés initialement pour évaluer l’impact des rejets chimiques, de nombreux essais d’écotoxicité de laboratoire ont été normalisés, avec pour objectif la classification des substances et donc leur intercomparaison.

132Afin d’augmenter leur reproductibilité, ces essais sont réalisés dans des conditions physico-chimiques permettant la survie ou le développement optimal des organismes. Or, différentes études se sont attachées à démontrer l’importance des facteurs physico-chimiques de l’environnement sur la toxicité des substances chimiques par action sur la biodisponibilité des substances (adsorption, spéciation, etc.) ou la tolérance des organismes (stabilité des membranes, etc.). De plus, pour l’évaluation des risques, les substances sont étudiées individuellement.

133Or, dans l’environnement, les substances chimiques ne sont jamais présentes seules ; elles interagissent avec les autres substances d’origines naturelles ou anthropiques. Même si cet aspect est souvent évoqué, encore trop peu d’études s’attachent aux effets cocktails. Or, la prise en compte de ces effets est une donnée indispensable à l’évaluation des risques des substances chimiques dans leur application.

Table des illustrations

Titre Figure 1. Les différentes approches de l’évaluation des risques pour l’environnement.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 58k
Titre Figure 2. L’algue unicellulaire Pseudokirchneriella subcapitata (Korschikov) [Hindák, 1990 ; Ex Selenastrum capricornutum, Printz, 1913].
Crédits Source : © Culture Collection of Algae and Protozoa, CCAP 278/4.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-2.jpg
Fichier image/jpeg, 13k
Titre Figure 3. Daphnia magna (Straus, 1820).
Crédits Source : © Hela TOUMI (Own work) [Copyrighted free use]
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 16k
Titre Figure 4. Poisson zèbre (Danio rerio, Buchanan-Hamilton, 1822).
Crédits Source : © By Azul (Own work) [Copyrighted free use], via Wikimedia Commons.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-4.jpg
Fichier image/jpeg, 12k
Titre Figure 5. Poisson tête de boule ( Pimephales promelas, Rafinesque, 1820).
Crédits Source : © Association étangs et cours d’eau.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-5.jpg
Fichier image/jpeg, 13k
Titre Figure 6. Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss, Walbaum, 1792).
Crédits Source : © USDA-ARS, Stephen Ausmus.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 18k
Titre Tableau 1. Catégories de dangers pour le milieu aquatique (danger aigu à court terme et dangers chroniques à long terme) selon la classification des substances dangereuses pour le milieu aquatique (d’après l’annexe I du règlement CLP, CE, 2008).
Légende * Par exemple, cas des substances peu solubles pour lesquelles aucune toxicité aiguë n’a été enregistrée aux concentrations allant jusqu’à leur solubilité dans l’eau, qui ne se dégradent pas rapidement et qui possèdent un FCB déterminé par voie expérimentale ≥ 500 (ou à défaut, le log Kow ≥ 4), indiquant qu’elles sont susceptibles de s’accumuler dans les organismes vivants, qui sont classées dans cette catégorie, à moins que d’autres données scientifiques montrent que cette classification est inutile ; ces données incluent, notamment, des NOEC supérieures à la solubilité dans l’eau ou supérieures à 1 mg L-1, ou des données attestant une dégradation rapide dans l’environnement autres que celles obtenues par l’une des méthodes figurant dans le règlement CLP.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-7.jpg
Fichier image/jpeg, 87k
Titre Tableau 2. Tableau 4.1.4 de l’annexe I du règlement CLP indiquant les toxicités aiguës et à long terme pour le milieu aquatique.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-8.jpg
Fichier image/jpeg, 58k
Titre Figure 7. Catégorie de biomarqueurs ; diagramme simplifié montrant les étapes temporelles clés entre l’exposition à un xénobiotique et les signes cliniques d’une maladie ; les cases indiquent les étapes pour lesquelles des biomarqueurs d’exposition ou d’effets ont été développés pour les poissons ; les flèches horizontales indiquent la progression entre les étapes, où la sensibilité individuelle influence le taux de progression ; les biomarqueurs de sensibilité n’ont pas été totalement caractérisés pour les poissons.
Crédits Source : D’après Janz, 2013 © 2013, Springer Science+Business Media Dordrecht..
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Fichier image/jpeg, 17k
Titre Tableau 3. Interprétation des facteurs d’extrapolation du guide technique européen selon Forbes et Calow (2002).
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-10.jpg
Fichier image/jpeg, 21k
Titre Figure 8. Devenir des substances chimiques dans les eaux de surface d’après Echat.
Crédits Source : ECHA-16-G-03-EN © European Chemical Agency, 2016, http://echa.europa.eu, traduit par les auteurs.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-11.jpg
Fichier image/jpeg, 27k
Titre Figure 9. Procédure générale pour l’évaluation des risques.
Crédits Source : © European Communities, 2003.
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-12.jpg
Fichier image/jpeg, 47k
Titre Figure 10. Courbe dose-effet, relations entre la concentration létale (CL), la concentration sans effet observé (NOEC) et la concentration la plus faible ayant un effet (LOEC).
URL http://books.openedition.org/pufc/docannexe/image/11022/img-13.jpg
Fichier image/jpeg, 12k

Auteurs

50 ans, est docteure en toxicologie des médicaments et des produits chimiques de l’université Denis Diderot, Paris VII. De 1989 à 1991, elle a travaillé sous financement OMS, sur l’étude de schizonticides hépatiques mis au point par la Walter Army Institute of Research, au MNHN de Paris. Ce travail s’est poursuivi par l’étude in vivo et in vitro de la chimiothérapie et de la chronothérapie du paludisme. En 1992, elle a rejoint l’équipe du professeur F. Marano, université Paris VII, pour participer à l’étude in vitro des propriétés antiradicalaires d’un composé organique extrait de cyanobactéries sur l’épithélium trachéal de lapin. De 1993 à 1995, ses travaux de recherches sur les mécanismes cellulaires et moléculaires de la toxicité des moutardes azotées sur l’épithélium trachéal de mammifère en culture primaire, financés par la DGA, lui ont permis de soutenir sa thèse en 1996. Après un stage postdoctoral effectué au Centre d’étude nucléaire de Fontenay aux Roses sur un sujet sur les mécanismes de la transformation cellulaire radio-induite, elle intègre le cabinet Ecotox où elle travaille en tant qu’expert.
Adresse : Ecotox, 11 rue Principale, 62380 Affringues.

48 ans, est docteur en toxicologie de l’environnement de l’université de Metz (1996). Il fait partie du groupe d’experts externes en écotoxicologie de l’INERIS. Son travail de thèse a porté sur le développement précoce des poissons en écotoxicologie et l’importance des facteurs environnementaux et de leurs interactions. Ces travaux ont conduit à l’inclusion de la carpe commune (Cyprinus carpio L.) comme espèce recommandée pour l’étude de la toxicité court terme sur les stades embryo-larvaires et vitellins de poisson selon la norme OCDE 212. Après un stage postdoctoral sur la recherche et la mise au point d’un indicateur d’exposition aux toxiques chez les poissons, il crée en 1997, le cabinet Ecotox, spécialisé dans l’évaluation a priori et a posteriori des risques et des effets des produits chimiques pour l’environnement et notamment l’évaluation des produits biocides. Ses recherches actuelles portent sur l’utilisation des exopolysaccharides comme antifouling ou séquestrant des microéléments. Il est coauteur de plusieurs brevets sur ces thématiques.
Adresse : Ecotox, 11 rue Principale, 62380 Affringues.

© Presses universitaires de Franche-Comté, 2017

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