Traçage isotopique de la matière organique particulaire provenant des eaux usées municipales

Rejets d’eaux usées municipales dans le milieu aquatique

Partout à travers le monde, les milieux aquatiques reçoivent des quantités importantes de matière organique et de contaminants provenant de rejets d’effluents municipaux. Les eaux usées municipales représentent d’ailleurs, en volume, la plus importante source de pollution des eaux de surface canadiennes. Elles sont constituées des eaux usées résidentielles, industrielles, commerciales et institutionnelles de même que des rejets d’égouts pluviaux (Gouvernement du Canada, 2010; Chambers et al.,1997).
Au Canada, les eaux usées municipales reçoivent majoritairement un traitement avant d’être rejetées dans l’environnement. En effet, en 2009, 84 % de la population canadienne était liée à un réseau d’égouts avec traitement primaire, secondaire ou tertiaire. Le reste de la population était soit équipé d’installations sceptiques (13 %) ou d’aucun système (3 %). Plus le niveau de traitement des eaux usées est élevé, plus les effluents sont débarrassés des débris, des particules grossières, des matières en suspension, des microorganismes, des éléments nutritifs et des nombreux produits chimiques qu’elles contiennent. Toutefois, malgré les procédés de traitement appliqués, certains polluants demeurent et contaminent les eaux de surface (Environnement Canada, 2012; Chambers et al., 1997).

Voies d’exposition des poissons aux contaminants

Les deux principales voies d’exposition des poissons aux contaminants sont: la voie directe (dans l’eau, par les branchies et dans une moindre mesure par le tégument) et la voie trophique, soit via l’alimentation. La voie trophique constitue la principale voie d’exposition pour de nombreux contaminants persistants (ayant une faible biodégradabilité) et bioaccumulés (ayant l’aptitude à s’accumuler dans les organismes) tels que les BPCs, certains métaux lourds, les pesticides organochlorés, etc. (persic, 2004; Loizeau et al., 2001).
L’étude des impacts de l’exposition des poissons à une source de contaminants est habituellement réalisée in situ à l’aide de petites espèces au domaine vital très restreint, comme les cyprins par exemple ou encore ex situ à l’aide de bioessais. Toutefois, l’étude des impacts chez les grandes espèces de poissons pose problème en raison de leur plus grande mobilité. L’exposition réelle à la source de contamination devient alors difficile à quantifier. Néanmoins, certaines grandes espèces sont d’un grand intérêt puisque ce sont les espèces faisant l’objet de pêche récréative et/ou commerciale et qui sont donc les plus consommés. À cet égard, puisque ces grandes espèces se situent fréquemment à des niveaux trophiques élevés, le phénomène de bioamplification des contaminants est également préoccupant pour la santé humaine. La bioamplification résulte du transfert des contaminants via le réseau trophique et a pour résultat que la concentration d’un contaminant dans un organisme est supérieure à celle de ses aliments (Gobas et al.,1999).

Les isotopes stables

Les isotopes stables sont devenus, au cours des trois dernières décennies, d’importants outils d’investigation en écologie. Les différentes applications des isotopes stables à l’écologie des poissons comprennent entre autres l’étude des positions trophiques, des migrations, des mécanismes de bioaccumulation des polluants et de distinction des stocks. Les principaux éléments dosés sont le carbone, l’azote, l’oxygène, l’hydrogène, le soufre et le strontium (Michener et Lathja, 2007).
Les isotopes sont des atomes d’un même élément, possédant le même nombre de protons, mais dont le nombre de neutrons diffère. Ces isotopes ont donc des masses atomiques différentes, lesquelles différences peuvent être déterminées à l’aide d’un spectromètre de masse, sur des tissus préalablement séchés et réduits en une fine poudre (ici le foie). Les isotopes sont dits stables lorsqu’ils sont énergétiquement stables par opposition aux isotopes radioactifs. Un isotope stable tend à avoir des quantités de neutrons et de protons similaires (Michener et Lathja, 2007).

Les biomarqueurs

En écotoxicologie, les biomarqueurs sont utilisés en tant qu’outils pour déceler des changements moléculaires, biochimiques, cellulaires, physiologiques ou comportementaux susceptibles de révéler l’exposition d’un organisme à une contamination chimique présente ou passée (Lagadic, 2002). Ils permettent de détecter des mécanismes biochimiques impliqués dans les étapes précoces de l’intoxication.
Leur utilisation nous informe sur l’effet biologique à travers la mise en œuvre d’un mécanisme connu (Vindirnian, 2001).
Les biomarqueurs sont longtemps été classifiés selon trois catégories: les biomarqueurs d’exposition, d’effets et de sensibilité (Amiard et Amiard-Triquet, 2008).
La définition proposée par de Lafontaine et al. (2000) ne retient que deux catégories et emploie plutôt les termes biomarqueurs de défense et de dommages. Les biomarqueurs de défense révèlent l’ activation de mécanismes de défense de l’organisme envers un xénobiotique (composés chimiques d’origine exogène) alors que les biomarqueurs de dommages témoignent d’atteintes biologiques de l’organisme exposé pouvant se traduire par une incapacité à se reproduire, voire à survivre par exemple.

Dommages structuraux à l’ADN

L’acide désoxyribonucléique (ADN), porteur du matériel génétique est retrouvé dans les cellules de tous les êtres vivants. Dans le noyau cellulaire, la molécule d’ADN est en constante transition entre une entité fonctionnelle stable à double brin et sans discontinuité et une forme intermédiaire instable dont l’intégrité structurelle est en changement. En conditions cellulaires normales, ce dernier état est transitoire et peut être déclenché par divers processus physiologiques tels que la réplication de l’ADN par exemple. Les changements structuraux alors engendrés sont rapidement réparés ou encore font partie de la nouvelle forme stable de la structure (Shugart, 2000).
Toute modification non programmée de la structure de la molécule d’ADN peut avoir des conséquences biologiques importantes. Certains contaminants chimiques ou agents physiques (par exemple les rayons ultra-violets) sont dits génotoxiques, c’est-à-dire qu’ils ont la capacité d’interagir et d’endommager la structure de la molécule d’ADN (Shugart, 2000). L’évaluation des dommages à l’ADN constitue donc un outil adapté à l’évaluation des propriétés génotoxiques des polluants environnementaux et à la détection de leur présence dans le milieu naturel (Shugart, 2000; Hebert et Luiker, 1996).

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Table des matières

CHAPITRE 1 :INTRODUCTION GENERALE
1.1 Problématique
1.1.1 Rejets d’eaux usées municipales dans le milieu aquatique
1.1.2 Caractéristiques des eaux usées de la communauté urbaine de Montréal
1.1.3 Voies d’exposition des poissons aux contaminants
1.2 Espèces cibles
1.2.1 Le doré
1.3 Traçage isotopique de la matière organique particulaire provenant des eaux usées municipales
1.3.1 Les isotopes stables: généralités
1.3.2 Matière organique particulaire provenant des eaux usées de la CUM
1.4 Les biomarqueurs 
1.4.1 Activité EROD
1.4.2 Dommages structuraux à l’ADN
1.4.3 Isotopes stables et biomarqueurs
1.5 Objectif de l’étude 
1.6 Références 
CHAPITRE II :IMPACT OF A MAJOR MUNICIPAL EFFLUENT ON A LARGE RIVER FOOD WEB: ISOTOPIC TRACING OF PHYSIOLOGICAL EFFECTS ON MOBILE TOP PREDATOR FISH SPECIES
Abstract
Introduction
Methods
Study site
Sampling
In vivo CYP induction
Laboratory analyses
Data analyses
Results and discussion
Stable isotope analyses
Biomarkers and N values
Conclusion
Aknowledgements
References
Tables
Figure captions
Figures
CHAPITRE III :CONCLUSION GENERALE
3.1 Principaux résultats
3.1.1 Analyses isotopiques
3.1.2 Lien entre les biomarqueurs et les valeurs de N
3.2 Références 

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