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CHAPITRE 1. ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE

II. L' APPROCHE PICT

5. Facteurs de variation de l'induction de tolérance des communautés

L'approche PICT est intéressante d'un point de vue écologique car, même dans un milieu aux conditions fluctuantes, elle reste basée sur une réponse spécifique choisie, le test de toxicité aiguë, qui permet d'évaluer la tolérance d'une communauté à un toxique donné. Une des premières difficultés d'interprétation relève, comme nous l'avons vu ci/dessus, de la complexité des phénomènes de sélection au sein de la communauté et de l'éventuelle influence de paramètres environnementaux. Il est donc nécessaire d'évaluer, dans la mesure du possible, les effets du toxique étudié sur la structure de la communauté et de bien définir la communauté de référence (témoin) qui sert à établir s'il y a ou non effet PICT. Il est aussi important d'obtenir des données comparables, à savoir bien choisir le site de référence (témoin permettant d'obtenir la baseline tolerance) ainsi que les conditions d'exposition et de colonisation : par exemple, il sera plus difficile de justifier une comparaison de niveaux de tolérance mesurés sur des biofilms d'âges différents, les communautés matures étant en général plus tolérantes (Ivorra et al. 2000). Il faut aussi prendre en compte les différents paramètres pouvant agir sur la communauté et par conséquent influencer les résultats des tests de toxicité.

5.1 Interactions de paramètres environnementaux Les nombreuses études PICT sur les herbicides inhibiteurs du PSII comme l’atrazine, ont permis de montrer qu'il est parfois difficile de mettre en évidence un effet PICT, notamment quand des facteurs environnementaux modifient les seuils de tolérance (Blanck 2002). Par exemple Bérard & Benninghoff (2001) expliquent les variations de tolérance du phytoplancton exposé en nanoscosme9à l'atrazine (Tableau 2) par des variations saisonnières (luminosité, qualité de l'eau, conditions climatiques) et par des différences initiales dans la composition des communautés.

Cette étude (Tableau 2) montre une certaine variabilité saisonnière des niveaux de tolérance de communautés prélevées à des dates différentes sur un même site. On observe aussi que les niveaux de tolérance des communautés exposées (EC50traitements) ne sont pas toujours significativement plus élevés que ceux des communautés témoins (par exemple, prélèvement d'août 97, Tableau 2). On trouve d'autres exemples illustrant l'influence de paramètres environnementaux sur l'induction de tolérance, tels que la lumière dans le cas de communautés

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exposées à l'atrazine (Guasch et al. 2003; Guasch & Sabater 1998), la température pour des communautés exposées au cuivre (Boivin et al. 2005), ou encore la concentration en phosphates dans le milieu d'exposition qui peut modifier la sensibilité au cuivre, au zinc ou au cadmium du périphyton (Ivorra et al. 2002b; Serra et al. 2010)

Nanocosmes EC50témoins EC50 traitements

Mars 97 non déterminée 53 (42 /66)

Avril 97 308 (280 /338) 237 (218 – 258)

Juin 97 80 (93 /69) 192 (157 – 236)

Août 97 56 (52 – 60) 47 (43 – 51)

Mai 98 105 (93 – 118) 168 (135 – 208)

Juin 98 51 (44 – 60) non déterminée

Juillet 98 47 (42 – 53) 78 (69 – 87)

Septembre 98 149 (109 – 204) 589 (421 – 823)

Tableau 2 : EC50 (µg/L d'atrazine) obtenues par un test d'incorporation de 14C après une exposition de 20 jours à 10 µg/L d'atrazine en nanocosme des communautés "traitement"(Bérard & Benninghoff 2001).

La complexité de l'interprétation des niveaux de tolérance est aussi illustrée par l'étude de Paulsson et al. (2000), qui ont mis en évidence ce que Blanck qualifie d'« anomalie » (Blanck 2002) dans la méthode PICT. L'étude met en évidence deux effets de toxicité liés au zinc : un effet direct lié à l’exposition au métal, observé à des concentrations supérieures à 10 UM, et correspondant à un effet PICT (augmentation de la tolérance), et un effet indirect, lié à une carence en nutriments par interaction du zinc avec les phosphates / indispensables à la croissance algale / observé pour des concentrations en zinc beaucoup plus faibles. Ces différentes études montrent donc qu'il n'est pas toujours aisé de mettre en évidence un effet PICT, notamment dans le cadre d'études in situ, ni d'interpréter des différences entre niveaux de tolérance.

5.2 Phénomènes de co7tolérance

L'approche PICT repose sur le principe qu'une communauté exposée à un contaminant devient tolérante à ce même contaminant, ce qui devrait permettre d'établir un lien causal entre exposition et réponse biologique (Blanck et al. 1988). Cependant, il est possible que l’exposition à un toxique donné engendre l’acquisition d’une tolérance vis/à/vis d'un autre toxique (co/ tolérance), souvent de structure chimique similaire ou ayant un mode d’action comparable, comme les herbicides atrazine et isoproturon, tous deux inhibiteurs du PSII (Knauer et al. 2010), ou plusieurs métaux . Par exemple, une induction de tolérance au cuivre provoquée par une

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exposition à ce métal peut être accompagnée d'une induction de tolérance au zinc (Gustavson & Wängberg 1995) sur des communautés phytoplanctoniques, ou encore d’une induction de tolérance au nickel, à l'argent et au cadmium (Soldo & Behra 2000) sur des communautés périphytiques. Les co/tolérances sont susceptibles d'apparaître pour des agents toxiques ciblant une même protéine ou engendrant des mécanismes de dépuration, de détoxification ou de métabolisation communs, pour lesquels une cellule peut donc développer des mécanismes de défense communs (Blanck & Wängberg 1988). Par exemple, la production de ligands cellulaires comme les phytochélatines produites par certaines algues peut expliquer des co/tolérances envers plusieurs métaux (Soldo & Behra 2000). Le mucilage (production de polysaccharides) peut aussi modifier la toxicité de nombreux agents toxiques vis/à/vis d'un biofilm et de ce fait intervenir dans les phénomènes de co/tolérance (Blanck 2002; Soldo & Behra 2000).

La co/tolérance est donc un phénomène à prendre en compte lors de l'interprétation des données, notamment pour les études in situ au cours desquelles les communautés sont exposées à un mélange de contaminants. En effet, la co/tolérance empêche de relier clairement l'acquisition de tolérance à un toxique à une exposition au même toxique. Bien que mentionnée par plusieurs auteurs, notamment par Blanck qui souligne les difficultés d'interprétation des effets PICT dans les cas où des co/tolérances seraient susceptibles d'intervenir (Blanck 2002), elle reste jusqu'à présent relativement peu étudiée (Knauer et al. 2010). Il est possible que l'approche PICT ne soit pas suffisamment résolutive pour distinguer des contaminants apparentés (dans leur mode d'action sur les cellules par exemple), c'est/à/dire des contaminants susceptibles de permettre le développement de co/tolérances. Dans ce cas, il est probable qu'il soit plus judicieux de regrouper les contaminants apparentés et d'en tester un par groupe identifié, comme le conclut Blanck (2002) dans sa revue sur l'approche PICT.

5.3 Biodisponibilité des contaminants

Les tests de toxicité aigüe sur périphyton tels qu'ils sont utilisés dans les études PICT sont en général des tests physiologiques utilisant comme médium de l'eau du site de prélèvement (ou du microcosme, mésocosme, etc. dans lequel le périphyton s'est développé), préalablement filtrée, pour plus de réalisme écologique (Blanck 2002; Guasch et al. 2003) : en effet, ceci permet d'éviter un stress supplémentaire pour les organismes qui sont alors exposés dans un medium auquel ils sont déjà adaptés. Par ailleurs, dans le cadre d'études de terrain avec des prélèvements de communautés naturelles dans un gradient de pollution, l'eau filtrée du site "amont" – non ou moins contaminé que les autres sites – est en général utilisée pour les tests (par exemple Admiraal

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Ainsi, la biodisponibilité des contaminants étudiés au cours des tests est influencée par la présence de ligands organiques ou inorganiques présents dans l'eau du site. Les problèmes de biodisponibilité, qui deviennent d'autant plus importants que l'on compare des sites très contrastés au niveau de la qualité des eaux, est mentionné dans plusieurs études (Blanck 2002; 2003; Guasch et al. 2003), mais finalement rarement pris en compte dans l'interprétation des résultats ; la solution proposée (Blanck 2002), à savoir utiliser le même medium (eau artificielle ou eau minérale) pour tous les tests de toxicité, n'est en général pas appliquée pour éviter d'infliger un stress supplémentaire aux organismes (Blanck et al. 2003).

La composition du biofilm est aussi à même d'influencer la biodisponibilité des contaminants au cours des tests de toxicité. En effet, la présence de mucus, débris ou encore de grandes quantités d'oxydes de fer et de manganèse accumulés dans les biofilms, agit sur la capacité de sorption des biofilms sur les métaux ou les contaminants organiques (Gray et al. 2001) : Admiraal et al. (1999) supposent que ces oxydes pourraient expliquer des niveaux de tolérance élevés mesurés sur des biofilms prélevés in situ, notamment sur un site amont pourtant peu contaminé en métaux.

Enfin, la biodisponibilité des contaminants au cours de la phase d'exposition est aussi un paramètre important à prendre en compte pour interpréter des effets biologiques d'une manière générale, et en particulier des mesures de tolérance : la présence de nutriments par exemple, comme nous l'avons vu précédemment dans le cas des phosphates (paragraphe 5.1), peut modifier la tolérance des communautés exposées lorsque la complexation par le métal diminue drastiquement les quantités de nutriments disponibles pour les organismes.

6. Conclusion sur l'utilisation de l'approche