Utilisation des biomarqueurs
Parce que les organismes benthiques sont exposés à de multiples facteurs de stress et qu’il n’est pas toujours possible de tester la présence de contaminants particuliers au sein des tissus, on a cherché des indicateurs qui démontrent la toxicité des contaminants. Les biomarqueurs étaient autrefois définis comme des réponses cellulaires ou biochimiques aux facteurs de stress environnementaux, mais cette définition a été élargie pour inclure les réponses physiologiques, chimiques, génotoxiques, moléculaires ou comportementales (Scott et Sloman, 2004 ; Monserrat et al., 2007). Les biomarqueurs sont actuellement utilisés pour évaluer l’état des eaux côtières européennes (Hagger et al., 2009).
Bien que les biomarqueurs aient été classés de différentes manières, ils se regroupent en types spécifiques ou non spécifiques. Parmi les exemples de biomarqueurs spécifiques, citons les MT, qui représentent les concentrations de métaux à l’état de traces dans les tissus corporels, et l’activité cholinestérasique qui a été proposée comme biomarqueur spécifique pour les pesticides organophosphorés, carbomates et les neurotoxines (Monserrat et al., 2007). Il existe également des biomarqueurs non spécifiques tels que les dommages à l’ADN, l’oxydation des protéines et les réponses antioxydantes, qui reflètent des combinaisons de facteurs de stress (Geracitano et al., 2004). Les biomarqueurs de dommages à l’ADN sont des outils précieux pour évaluer les effets de l’exposition aiguë et chronique des animaux aquatiques à des substances génotoxiques (Amado et al., 2006). Toute modification positive ou négative est importante car elle peut être transmise aux générations futures et avoir des conséquences écologiques.
La recherche sur les biomarqueurs au cours des 10 dernières années a été vaste et, si elle s’est concentrée sur les moules et les poissons (van der Oost et al., 2003), des études ont également été menées sur les mollusques, les huîtres, les palourdes, les coquilles Saint-Jacques, les polychètes et les crustacés. Pour les moules, un large éventail de biomarqueurs a été testé en Europe. Mariogomez et al. (2013) ont récemment évalué cinq systèmes de biomarqueurs, dont une réponse biomarqueur intégrée (RBI) utilisant des biomarqueurs d’effet biochimiques, histochimiques et histologiques. À l’aide d’un ensemble de données à long terme sur les moules recueillies dans le cadre d’un programme de surveillance des moules après la marée noire du Prestige, ils ont cherché à savoir quels biomarqueurs étaient sensibles au stress environnemental. Ils ont également conclu que, même si les indices différaient en termes de sensibilité et de résultats, tous étaient utiles pour simplifier l’interprétation des effets biologiques de la pollution. Ils ont toutefois conclu que pour qu’ils soient efficaces, il était nécessaire de comprendre les mécanismes qui sous-tendent les réponses au stress. Il est également nécessaire de comprendre s’il existe des changements saisonniers dans les réponses des biomarqueurs et certains indices semblent plus puissants lorsque le nombre de biomarqueurs utilisés augmente. Enfin, il est nécessaire de connaître les niveaux de fond et les valeurs de référence des zones étudiées. L’un des meilleurs biomarqueurs de l’exposition aux métaux est la charge en métaux dans les tissus, qui varie selon le tissu particulier testé. En outre, les MT sont des protéines de faible poids moléculaire, qui régulent les niveaux de métaux essentiels labiles, tels que Zn et Cu, dans les cellules et réduisent les effets néfastes des espèces réactives de l’oxygène. Certains scientifiques remettent en question la spécificité des MT en affirmant qu’elles sont produites en réponse à d’autres facteurs de stress et, dans des études plus anciennes, on a trouvé peu de corrélation entre l’induction des MT et l’exposition aux métaux (Chapman et al., 2003). L’expression de cette protéine est également induite par l’hypoxie, les signaux endocriniens et le stress oxydatif et est également affectée par le développement des gonades et la disponibilité de la nourriture. La capacité à synthétiser la MT diffère selon les mollusques marins ; chez certains, les niveaux augmentent dans les régions où les concentrations sont les plus élevées. Les niveaux chez la coquille Saint-Jacques, A. gibbus, étaient les plus élevés dans les branchies de coquilles Saint-Jacques contaminées par les eaux usées municipales (Quinn et al., 2005).
Pour examiner les effets de l’exposition aux métaux sur les coquilles Saint-Jacques, Regoli et al. (1998) ont mesuré les réponses lysosomales et anti-oxydantes dans la glande digestive de la coquille Saint-Jacques de l’Antarctique après une exposition au cuivre et au mercure. Plus récemment, Liu et al. (2012) ont échantillonné C. farreri dans des sites qui différaient en termes de contaminants. L’eau et les tissus des pétoncles (branchies et glandes digestives) ont été testés pour les métaux traces (Cu, Cd, Pb et Zn) et 16 HAP. La GST (glutathione-S-transférase), les ruptures de brins d’ADN, la teneur en protéines et la peroxydation lipidique ont également été mesurées. La GST était inhibée et l’aryl hydrocarbure hydroxylase (responsable de l’étape oxydative initiale dans le métabolisme d’une variété de PAH) était élevée sur un site où les niveaux de PAH étaient élevés. Pour Argopecten purpuratus, Zapata et al. (2012) ont également mesuré les concentrations de métaux pour Cu, Cd et Pb dans les branchies et la glande digestive, trois gènes impliqués dans le stress et le métabolisme oxydatif (GPx, GST et HSP70) et un marqueur protéique (MT). Un ensemble de biomarqueurs augmente la possibilité de distinguer les sites ayant des niveaux de contaminants différents. Ils ont constaté que les gènes de choc thermique étaient induits ; cela a été constaté pour d’autres bivalves exposés à des métaux traces tels que le Hg et peut refléter des dommages cellulaires qui se produisent également avec l’augmentation des températures.
Utilisant une combinaison de facteurs de stress, Nahrgang et al. (2013) ont mesuré les niveaux de base de métaux et de HAP dans les moules et la coquille Saint-Jacques islandaise, Chlamys islandica, de façon saisonnière en 2010. Ils ont mesuré une bonne gamme de biomarqueurs, notamment la stabilité de la membrane lysosomale dans les hémocytes, les réserves énergétiques dans les glandes digestives, le stress oxydatif et les enzymes antioxydantes (GST, CAT et GPX), la peroxydation lipidique (TBARS – substances réactives thyobarbituriques), ainsi que la capacité totale de piégeage de l’oxydation (TOSC). Ils ont constaté que les niveaux de certains biomarqueurs variaient selon les saisons, peut-être en réponse à l’augmentation des nutriments et des températures, et ont conclu que les mesures conjointes des TBARS et de la TOSC fournissaient une meilleure mesure du stress oxydatif au cours de l’année que les mesures de CAT, GPX et GST. Cette recherche fournit maintenant une plateforme pour des études plus approfondies dans des zones connues pour leur exposition élevée aux métaux traces ou autres contaminants. Il est toutefois important de comprendre la variabilité naturelle et la manière dont les polluants affectent les biomarqueurs et s’ils interagissent de manière synergique ou antagoniste.
Les biomarqueurs du stress oxydatif sont utiles car ils peuvent fournir certains des premiers signaux de stress aux organismes (Regoli et al., 2000 ; Valko et al., 2005 ; Valavanidis et al., 2006). Les biomarqueurs couramment utilisés chez les poissons et les moules comprennent la catalase (CAT), la glutathion peroxydase (GPX) et la peroxydation lipidique, ainsi que le TOSC. Camus et al. (2002) ont injecté à la coquille Saint-Jacques d’Islande deux concentrations de benzo(a) pyrène (BaP)-PAH dans le muscle adducteur pendant 4 jours et ont échantillonné l’hémolymphe du muscle adducteur et les tissus de l’hépatopancréas. La présence d’antioxydants a déprimé l’activité du TOSC, démontrant un effet de contamination. Dans un travail plus récent, Pan et al. (2009) ont mesuré les réponses des biomarqueurs antioxydants de la petite Chlamys farreri au même HAP, en utilisant des tissus de la branchie et de la glande digestive. Une relation dose-réponse fiable a été trouvée entre le BaP et l’activité de la 7-éthoxyrésorufine-O-dééthylase dans la glande digestive et GST, SOD, CAT, GPx et LPO proposés comme outils à utiliser dans les études de stress et de toxicité. Hannam et al. (2010) ont trouvé des preuves de stress oxydatif et de réponses immunotoxiques chez la coquille Saint-Jacques islandaise Chlamys islandica après une exposition à des niveaux de HAP de 163 µg L-1 sur une période de 21 jours. Après la fin de l’exposition, il n’y a pas eu de récupération de la fonction immunitaire, ce qui suggère qu’il y avait un potentiel pour que les effets sublétaux à long terme se poursuivent.
Lesholinestérases (ChE) et AChE sont des sérine hydrolases qui jouent un rôle dans la neurotransmission et sont les enzymes cibles des pesticides organophosphorés (OP) et carbamates (CB). Bocquene (1997) n’a trouvé aucune preuve d’inhibition de l’AChE dans des extraits de muscle adducteur qui indiquerait la présence de contaminants insecticides, mais Owen et al. (2002) ont signalé une inhibition de l’activité de l’AChE et du BChE dans l’hémolymphe de la coquille Saint-Jacques tropicale Euvola (Pecten) ziczac au pesticide OP chloropyrifos. Regoli et al. (1997, 1998) ont proposé d’utiliser les réponses lysosomales et antioxydantes chez Adamussium colbecki comme outil d’alerte précoce pour détecter les perturbations environnementales dans l’environnement antarctique. Les activités de la ChE ont également été déterminées pour d’autres substrats dans les tissus de la coquille Saint-Jacques de l’Antarctique A. colbecki (Bonacci et al., 2004 ; Corsi et al., 2004 ; Bonacci et al., 2008), qui ont montré des réponses au chloropyrifos dépendantes de la dose, comme cela a été constaté chez d’autres bivalves. Alors que les ChE avaient été considérés comme des biomarqueurs spécifiques de ces composés, d’autres scientifiques suggèrent qu’ils pourraient être affectés par une série de contaminants, y compris les HAP, les métaux traces et les mélanges complexes. C’est ce qui a été constaté pour des extraits du corps entier de deux espèces de moules exposées à des doses croissantes de Cd et de Zn (Najimi et al., 1997). Bonacci et al. (2008) ont testé les réponses ChE de Pecten jacobaeus aux OP azamethiphos et diisopropylfluorophosphate, au cadmium et au zinc en utilisant des tissus des branchies, de la glande digestive et du muscle adducteur. Ils ont trouvé des réponses spécifiques aux tissus et une inhibition dose-dépendante de la ChE en réponse à une exposition in vitro au cadmium et à l’azaméthiphos, mais la sensibilité au zinc et au DFC était plus faible. La sensibilité des branchies était la plus élevée des trois tissus testés et met en évidence les effets des dommages, car elles constituent le principal site de respiration et d’échange ionique. Il est important de tester les effets des biomarqueurs sur d’autres contaminants et sur des espèces de pétoncles provenant de régions tempérées, tropicales et polaires. Bonacci et al. (2009) ont mesuré les réponses ChE de la coquille Saint-Jacques de l’Antarctique, A. colbecki, exposée à des organophosphates et à des hydrocarbures polycycliques, HAP et PCB. Les résultats pour les HAP et les PCB suggèrent une réponse ChE, mais celle-ci n’était pas dose-dépendante et le PCB seul n’a pas provoqué de réponse. L’absence de réponse concentration-dose suggère que l’activité ChE pourrait ne pas être un outil sensible pour mesurer les mélanges des produits chimiques ci-dessus dans l’environnement marin.