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LA CHAÎNE ALIMENTAIRE VECTEUR DE POLLUANTS ORGANIQUES PERSISTANTS

Guido RYCHEN, Cécile DUCOULOMBIER-CRÉPINEAU, Stefan JURJANZ, Luc MÉJEAN, Cyril FEIDT

Les activités humaines sont à l’origine d’émissions polluantes vers l’atmo-sphère engendrant des risques de dépôt sur l’ensemble de la surface terrestre.Ces dépôts affectent les zones de culture et de pâturage qu’elles soientsituées à proximité ou à distance des zones émettrices. Dans ces conditions,le transfert des Polluants Organiques Persistants (POP)

1

dans la chaîne ali-mentaire via le ruminant laitier fournit un modèle permettant de décrire qua-litativement et quantitativement ce passage de polluants vers l’aliment del’homme.

Caractéristiques d’émissions atmosphériques des POP

Une grande variété de molécules polluantes a été émisepar les activités anthropiques, et leurs conséquences surles êtres vivants et les chaînes alimentaires ont rarementété anticipées. Par conséquent, aucun suivi sur l’évalua-tion du risque engendré par les micropolluants n’existeaujourd’hui : parmi ces molécules, les Polluants Organi-ques Persistants ou POP sont des substances organiquesqui 1) possèdent des caractéristiques toxiques ; 2) sontpersistantes ; 3) sont susceptibles de bioaccumulation ;4) peuvent aisément être transportées dans l’atmosphèresur de longues distances et se déposer loin du lieu d’émis-sion ; 5) risquent d’avoir des effets nocifs importants surla santé et l’environnement (Protocole d’Aarhus 1998 ;Commission Économique des Nations Unies). L’exposi-tion chronique à ces polluants peut entraîner de nombreuxrisques sanitaires [1].L’objectif de la plupart des études dans ce domaine estd’aboutir à une réduction des émissions et/ou des utilisa-tions ou à un traitement des stocks : cependant, l’évalua-tion de la prévention des risques de contamination des

chaînes alimentaires a conduit à découvrir la responsabi-lité de la matière grasse animale [2]. La connaissance durisque de transfert des polluants organiques dans la chaînealimentaire fourrage-lait devient alors un enjeu de santépublique.

1

Propriétés des molécules

Les PCDD/F forment une famille de 210 congénèresdont seuls 17 sont couramment étudiés, considérés commeles plus toxiques [3]. Ils sont solides à température ambiante,peu ou pas volatils, fortement lipophiles (K

ow2

élevée) etsont caractérisés par une durée de demi-vie chez l’hommeentre 4 et 16 ans. Ils sont considérés comme mutagèneset cancérigènes chez les êtres vivants.Les PCB sont composés d’une famille de 209 congénèresqui diffèrent entre eux par la position et le nombre desatomes de chlore (1 à 10) associé à deux groupes phényls.Les propriétés physico-chimiques de l’ensemble de cesmolécules sont proches de celles des PCDD/F, notam-ment une faible volatilité et une forte lipophilie. La toxicitédes PCB entraîne des risques de cancer, des troubles dela reproduction et de l’immunité [4].Les différences entre les 16 HAP considérés proviennentdu nombre de cycles et de leur arrangement spatial [5]. Ils

UR « AFPA », INRA-INPL-UHP, BP 172, 54505 Vandœuvre lès Nancy Cedex.

Correspondance : G. Rychen, à l’adresse ci-dessus. Email : guido.rychen@ensaia.inpl-nancy.fr

1

Nous nous attacherons au cas de trois familles de molécules : les dioxines (les PolyChloroDibenzo-para-Dioxines, PCDD et les PolyChloroDibenzoFuranes,

PCDF), les PolyChloroBiphényls, (PCB),

dont l’utilisation est interdite depuis 1985

et les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP).

2

K

ow

est le coefficient de partage octanol-eau.

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se caractérisent par une faible solubilité dans l’eau, unegrande lipophilie et une volatilité variable. La toxicité desmolécules pour les êtres vivants est avérée mais peut aussirésulter de leur biodégradation [6] : le Benzo[a]Pyrène estla molécule la plus toxique.

Production des POP

Les HAP et les PCDD/F sont produits de manière invo-lontaire suite à des processus de combustion incomplètede matière organique d’origine naturelle (feux de forêt,éruptions volcaniques…) ou anthropique (procédés indus-triels…). Les PCB quant à eux étaient des molécules inten-tionnellement manufacturées depuis 1930. Les PCDD/Fsont principalement émis par les incinérateurs de déchets[7]. Le volume annuel des émissions de dioxines enFrance est de 380 g ITEQ [7]. Les PCB sont encore pré-sents dans l’atmosphère bien que tout nouvel emploi soitinterdit depuis 1985. Les HAP sont principalement émispar la combustion du bois dans le secteur résidentiel et parle transport routier (37 % et 32 % des émissions annuel-les). Le total des émissions en France représente 250 Tpar an [7].Les caractéristiques physico-chimiques des POP et leurmode d’émission les amènent à être à l’origine d’un risquede transfert dans la chaîne alimentaire : à partir d’un four-rage contaminé par dépôt atmosphérique ils peuventmigrer vers le lait où ils peuvent être stockés dans lamatière grasse.

Étude de la contamination des matrices végétales

Transport atmosphérique des POP et dépôt sur les fourrages

Les différentes sources de POP sont réparties sur l’ensem-ble des territoires où elles peuvent contaminer les parcel-les agricoles par dépôt atmosphérique [8]. Le transportatmosphérique de ces composés est une caractéristiqueimportante car il peut être responsable de la contamina-tion de sites éloignés de toute source d’émissions [1, 9] :ainsi les congénères de dioxines TCDD et OCDD peuventparcourir des centaines de kilomètres [10-12].La volatilité et le transport sur de longues distances sontdes phénomènes connus également pour les PCB [13].Les PCB, même s’ils ne sont plus émis, sont des compo-sés très persistants encore présents dans l’atmosphère[14-17]. Au contraire, les HAP se déposent à quelquesdizaines de mètres du lieu d’émission [18].Différentes expériences tendent à définir les valeurs deconcentration en POP dans les végétaux. Étant donné lesnombreux facteurs de variation des dépôts, il est peu envi-sageable de faire un point exhaustif des teneurs mesuréesen différents sites. Les résultats présentés dans les

tableaux I et II

montrent que la contamination de l’herbeest réelle et qu’elle varie en fonction des lieux d’exposi-tion, les concentrations les plus élevées étant détectéesdans des fourrages prélevés sur des sites proches de sour-ces d’émissions.

Mode de contamination des matrices végétales

La contamination de la plante est susceptible d’intervenirpar dépôt atmosphérique et par absorption racinaire [19],

cette dernière étant considérée par de nombreux auteurscomme négligeable [20-22] : les POP sont des composéstrès lipophiles peu solubles dans la sève des végétaux. Lacontamination du fourrage est donc essentiellementinduite par le dépôt gazeux des polluants les plus volatileset par le dépôt particulaire des autres composés. Enrevanche, le dépôt humide (lubilisation des polluants dansl’eau de pluie ou le brouillard) est limité du fait de la lipo-philie des molécules. Le dépôt gazeux concerne lescomposés les plus volatils, les PCB les moins chlorés etles HAP de faible poids moléculaire. Les composés lesmoins volatiles se retrouvent majoritairement sous formede dépôt particulaire [20]. Le dépôt particulaire sur lefourrage est indépendant de la nature de celui-ci alors quepour un dépôt gazeux la nature de la végétation peutralentir ou accélérer la vitesse de descente depuis l’atmo-sphère jusqu’au sol [2].

Le transport des HAP, que ce soit

via

les vaisseaux duxylème ou du phloème, dépend de la capacité des plan-tes à dégrader plus ou moins ces molécules en composésplus mobiles qui ne sont pas pour autant moins toxiques.Les plantes sont capables de métaboliser les cycles ben-zéniques des HAP, au niveau des cellules racinairescomme dans les cellules des parties aériennes. L’inten-sité de ce métabolisme très variable d’une espèce à uneautre a été mis en évidence chez de nombreuses espècesde plantes : maïs, haricot, pois, concombre, potiron,ray-grass, vesce, dactyle. Chez ces diverses plantes, de 2à 18 % du B[a]P assimilé au niveau des racines commedes feuilles est métabolisé, essentiellement en acides

Tableau I.Teneurs en PCDD/F dans des fourrages produits à proximité

d’une cimenterie et d’un incinérateur.

Welsh-Pausch et Maclachlan

(1998)

Schumacher et al.

(2002)

Rakotonaivo

(2004)

ComposésHerbe(ng/kg)

Herbe cimenterie

(ng/kg)

Foinincinérateur

(ng/kg)

2,3,7,8 TCDD 0,07 nd* 0,061,2,3,7,8 PeCDD 0,07 0,04 0,651,2,3,4,7,8 HxCDD 0,09 0,08 0,641,2,3,6,7,8 HxCDD 0,27 0,10 0,681,2,3,7,8,9 HxCDD 0,19 0,06 0,611,2,3,4,6,7,8 HpCDD 3,07 0,62 4,65OCDD 24 1,68 10,332,3,7,8 TCDF 0,89 0,21 0,351,2,3,7,8 PeCDF 0,24 0,11 0,622,3,4,7,8 PeCDF 0,28 0,11 1,001,2,3,4,7,8 HxCDF 0,21 0,11 1,181,2,3,6,7,8 HxCDF 0,09 0,10 1,371,2,3,7,8,9 HxCDF 0,04 nd 0,202,3,4,6,7,8 HxCDF 0,08 0,10 1,731,2,3,4,6,7,8 HpCDF 1,20 0,39 4,691,2,3,4,7,8,9 HpCDF 0,10 0,06 0,35OCDF 1,3 0,43 1,49

* nd : non détecté.

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organiques (de 2,1 à 62,2 % du B[a]P dégradé), en aci-

des aminés (plus de 18 %) et en CO

2

(plus de 9 %), pro-duit ultime de dégradation.

Les facteurs influençant les dépôts

Indépendamment des propriétés physico-chimiques descomposés, les caractéristiques du végétal étudié modifientle type de dépôt et la quantité de polluants présents sur laplante : sans oublier les conditions environnementales tel-les la température, les précipitations et le vent.La pilosité de la feuille, la composition de la cuticule oul’architecture de la plante sont des facteurs de variationconnus à l’origine des différences de concentrations enPOP. Lorsque la feuille est rugueuse le dépôt particulaireaugmente, les particules sont piégées et se décrochent dif-ficilement [19] sauf par lessivage suite aux précipitations[21]. En revanche, la part des stomates dans la variationde concentration reste limitée même si elle n’est pas nulle[23]. La cuticule, riche en cires, peut entraîner une aug-mentation de l’accumulation des molécules lipophiles. Lacutine composant la cuticule est responsable de 70 à90 % de l’absorption [24] et c’est la qualité des cires pré-sentes plutôt que l’épaisseur de la cuticule qui modifie laconcentration [25].La composition lipidique est prioritaire dans les mécanis-mes de dépôt : il existe une diffusion passive entrel’atmosphère et la cuticule dans le cas des dépôts gazeux.Les molécules sont transférées vers les compartiments dela cuticule jusqu’à ce que l’équilibre air/plante soit atteint.La diffusion des POP dans ces compartiments est inverse-ment proportionnelle à leur volume molaire. Le temps dediffusion jusqu’à l’équilibre varie fortement selon les espè-ces : de 24 à 240 secondes pour le genre

Citrus

et de 58à 580 jours pour le genre

Ilex

[19]. Ainsi pour certainsvégétaux, l’équilibre n’est jamais atteint car la durée de viedu végétal est trop faible, ce qui peut avoir une incidenceforte sur les risques de transfert dans la chaîne alimentaire[24].Le rendement et la densité d’une pâture sont égalementdes facteurs de variation des niveaux de concentration parune incidence sur la surface d’échange avec la phasegazeuse [25]. À titre d’exemple, la surface de dépôt desvégétaux est de 6 à 14 fois supérieure à celle du sol surlequel ils se développent [26].Les caractéristiques d’émission des polluants amènentégalement à envisager l’utilisation des Systèmes d’Infor-mation Géographique. Ils peuvent être des outils de spa-

tialisation des pollutions pour peu qu’ils soient couplés àla prise en compte des paramètres environnementauxrégulant les dépôts de POP. Ils permettraient de créer descartes de pollutions anticipant les risques sanitaires liés àune contamination de fourrages.

Étude du transfert des POP après ingestion par le ruminant laitier

Les voies potentielles de contamination du ruminant laitieren micropolluants organiques sont l’ingestion, l’inhalationet l’absorption par contact cutané. Chez la vache en lac-tation, l’exposition par inhalation d’air contaminé et paringestion d’eau polluée représente des voies de contami-nation négligeables face à celle de l’alimentation. L’inha-lation contribuerait pour moins de 1 % de la prise demicropolluants organiques d’un troupeau laitier exposé àdes teneurs normales dans l’environnement. L’absorptioncutanée de polluants organiques présents dans le sol oules végétaux n’a pas été étudiée, mais plusieurs étudesmenées sur des animaux de laboratoire suggèrent quecette exposition est négligeable dans les conditions d’éle-vage conventionnelles. De ce fait, les recherches doivents’orienter vers la contamination du ruminant

via

la voiealimentaire.

Les facteurs environnementaux

Plusieurs auteurs ont mesuré les concentrations enPCDD/F dans le lait produit dans des exploitations agri-coles situées ou non à proximité de sources potentielle-ment polluantes [27-31]. Pour les laits provenant d’uneexploitation isolée de sources potentielles de contamina-tion, les teneurs en PCDD/F ont été comprises entre 1,3et 2,5 pg I-TEQ/g de matière grasse. Plus généralement,les concentrations en PCDD/F ont été inférieures au seuilde 3 pg I-TEQ/g de matière grasse. Toutefois, chacun sesouviendra de valeurs atteignant les 20 pg I-TEQ/g dematière grasse détectées dans le lait de tanks prélevé dansun rayon de 5 km de l’incinérateur défectueux de Gilly-sur-Isère dans les années 2001. Une augmentation desteneurs en 2,3,4,7,8-PeCDF, en 1,2,3,4,7,8-HxCDD/F,en 1,2,3,6,7,8-HxCDD/F, en 2,3,4,6,7,8-HxCDF et en2,3,7,8-TCDD est constatée aux environs d’entrepriseschimiques, métallurgiques ou des incinérateurs. Pour lesPCDD, les concentrations des congénères dans le laitcroissent avec le nombre d’atomes de chlore portés par la

Tableau II.Teneurs en HAP dans divers fourrages collectés à proximité de zones potentiellement polluantes.

Espèces végétales Concentration (ng/g) Composés Lieu de prélèvement Auteurs

Herbe 142 Σ 16 HAP Bord de route (13 000 véhicules/j) Müller et al. (2001)Herbe 1 461 Σ 16 HAP Bord d’autoroute (F) Bryselbout et al. (2000)Ray-grass 100 à 900 Σ 24 HAP Zone rurale (UK) Smith et al. (2001)Fetuque 136 à 510 idem IdemHoulque laineuse 120 à 730 idem IdemHerbe 153 Σ 16 HAP Zone urbaine (UK) Meharg et al. (1998)Herbe 900 Σ 16 HAP Bord d’autoroute urbaine (F) Crépineau et al. (2003)Herbe 25 Σ 16 HAP Pâture rurale Crépineau -Ducoulombier

et Rychen (2003)Plantain 200 à 1 700 Σ 8 HAP Zone urbaine (NL) Bakker et al. (2000)

142

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molécule [32] : l’OCDD et la 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD pré-sentent les plus fortes teneurs dans le lait. Ces deuxcongénères sont également prépondérants dans l’airambiant.Les teneurs en PCB dans le lait de vache ont été peu étu-diées : seuls quelques congénères parmi les 12 moléculespotentiellement toxiques ont été recherchés (PCB 77, 126,169, 105, 118 et 156). Les concentrations sont habituel-lement de l’ordre du pg/g de matière grasse, à l’exceptiond’une molécule : le PCB 118 dont les concentrations attei-gnent des niveaux 1 000 fois supérieurs [32-36].Pour les teneurs en HAP des laits, peu de données sontdisponibles dans la littérature. Une étude récente [37] adémontré que les teneurs en HAP du lait variaient peu enfonction de la distance entre une source de pollution etl’exploitation laitière. Parmi les 16 HAP étudiés, seulscinq congénères parmi les moins toxiques ont été détectésdans le lait, à savoir le naphtalène, le phénanthrène,l’anthracène, le fluoranthène et le pyrène à des concen-trations comprises entre 1 et 15 ng/g de matière grasse.Trois hypothèses relatives à la détermination du profil desmolécules dans le lait ont été formulées :– les HAP de faible poids moléculaire sont présents dansl’environnement en plus fortes concentrations que lesautres congénères, engendrant ainsi leur présence dansles produits d’origine animale ;– seuls les HAP de faible poids moléculaire (nombre decycles strictement inférieur à cinq) peuvent franchir lesbarrières épithéliales intestinales et mammaires ;– la différence entre le profil des HAP de l’environnementet celui du lait peut résulter d’un métabolisme sélectif deces molécules chez les ruminants laitiers.

Les facteurs d’élevage

Les teneurs en PCDD/F dans le lait sont dépendantes defacteurs d’élevage. En effet elles sont amenées à fluctueren fonction de l’état physiologique de l’animal. Lors d’unarrêt d’ingestion de PCDD/F chez des vaches laitières, ladisparition des PCDD/F dans le lait était d’autant plusrapide que les réserves adipeuses corporelles étaient fai-bles [38]. La mobilisation de ces réserves au cours du cyclede lactation peut ainsi avoir un impact significatif sur lateneur en PCDD/F du lait. En effet, lors des premièressemaines suivant la mise-bas, les vaches laitières, ne par-venant pas à couvrir leurs besoins

via

l’alimentation, pui-sent dans leurs réserves corporelles. Plus tard dans lalactation, le phénomène inverse (apport nutritif en excèspar rapport aux besoins) conduit à une prise de poids del’animal. Ainsi le pic de concentration en PCDD/Fobservé lors de l’excrétion du colostrum [38] pourrait êtrela résultante de la contamination de la vache laitièredurant sa phase de reconstitution des réserves corporellesde la lactation précédente, l’alimentation jouant un rôlecroissant au cours de la lactation dans ce processus. Enfin,l’état sanitaire des vaches laitières module les teneursen PCDD/F dans le lait. En effet, une augmentation desconcentrations en PCDD/F fortement chlorés lors del’infection de la glande mammaire a été observée [39].Les niveaux de contamination en PCB et HAP peuventfluctuer selon les saisons et plus particulièrement au coursde la lactation et en fonction des habitudes alimentairesdes vaches [35]. Lors de la période estivale (animaux enpâture), l’ingestion involontaire de sol dont le niveau decontamination en POP est supérieur à celui de l’herbepeut représenter plusieurs centaines de grammes par

jour [40]. Il faut noter cependant le manque de donnéesconcernant le transfert, en condition contrôlée, des HAPdu sol au lait.

Transfert différentiel des HAP, PCDD/FS et PCB

Les études visant à caractériser le transfert des POP chezle ruminant laitier nous amènent à distinguer deux famillesde molécules : les PCDD/F et les PCB considérés commerémanents et bioaccumulables dans les produits animauxet les HAP considérés comme très largement biotransfor-més chez les animaux supérieurs. Le devenir de ces molé-cules chez le ruminant et le transfert éventuel de lamolécule mère ou des métabolites vers les produits ani-maux reste aujourd’hui des questions de recherches. Si lescaractéristiques physico-chimiques de ces molécules sontbien décrites, leur interaction avec le métabolisme duruminant n’est pas encore bien documentée.

Transfert des HAP vers le lait

Les laits d’exploitations agricoles laitières (dont la produc-tion est de type conventionnel) situées à proximité desources mobiles (trafic sur autoroutes,

fig. 1

) et de sourcesstationnaires (cimenterie, aciérie, incinérateur) ont étécollectés en vue de l’analyse de HAP. Des exploitationsagricoles « témoins » éloignées de toutes sources decontamination potentielle (30 km) ont également étésélectionnées. Les analyses de HAP ont révélé la présencede HAP dans tous les laits collectés. Les concentrationstotales ont varié d’un facteur 1,5 entre les exploitationsagricoles exposées à une ou deux sources (30 ng g-1 MG)et les exploitations agricoles témoins (20 ng g-1 MG)mais ces différences n’ont pas été significatives. Sur les16 HAP recherchés, seuls 10 composés comportant moinsde quatre cycles aromatiques ont été détectés (naphtalène,acénaphtylène, acénaphtène, fluorène, phénantrène, anthra-cène, fluoranthène, pyrène, benzo[a]anthracène, chrysène)et six seulement l’ont été dans tous les laits (naphtalène,fluorène, anthracène, fluorantène, pyrène, benzo[a]anthra-cène) [41].Trois HAP marqués au 14C (Phénanthrène, Pyrène etBenzo[a]Pyrène ayant respectivement des log K

ow

de 4,3,4,5 et 6,5) et une dioxine (2,3,7,8 TCDD) ont été admi-nistrés à des chèvres en lactation. Les résultats indiquentune différence très significative de comportement entre lesquatre molécules étudiées. En s’appuyant sur la part deradioactivité initialement introduite et excrétée dans le lait,trois niveaux d’excrétion ont été observés : la TCDD avecun taux de 7,8 %, le couple Phénanthrène et Pyrène avec

Figure 1.Cinétiques des concentrations de métabolites dans le lait

suite à l’ingestion de sol contaminé en fluorène, pyrène et phénanthrène.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

0 5 10 15 20

Jours

[2-OH fluo]

[3-OH phe]

[1-OH pyr]

a

b

b

b b

b

bb

b

b

Co

nce

ntr

atio

n (

ng

/mL

)

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143

aliments

respectivement 1,5 et 1,9 % et le Benzo[a]Pyrène avec0,2 % peu transféré vers le lait. Le taux de radioactivitéassocié aux Benzo[a]Pyrène, Phénanthrène et Pyrènedans les urines (respectivement 6 %, 11 %, 40 %) suggèreune biotransformation conséquente.

Transfert des PCDD/Fs et PCB vers le lait

Le

tableau III

indique les valeurs des coefficients de trans-fert « aliment/lait » déterminées par plusieurs auteurs. Si lesvaleurs oscillent entre 1 % et 50 % il convient de préciserque tous les congénères PCDD/F peuvent être retrouvés

dans le lait. Pour les composés dont le log K

ow

est supérieurà 6,5, le transfert décroît avec l’augmentation du log K

ow

.Quelques exceptions doivent cependant être signaléesparmi les PCDF (2,3,7,8 TCDF, 1,2,3,7,8 PeCDF,1,2,3,7,8,9 HxCDF) pour lesquels on attribue un transfertfaible du fait d’une dégradation hépatique.Afin de préciser les modalités de transfert des PCDD/F etdes PCB du fourrage vers le lait, du foin

naturellement

contaminé en dioxines (OMS-PCDD/F-TEQ : 2 pg/g MSet PCB (OMS-PCB dioxin-like-TEQ : 0,38 pg/g MS) a étécollecté à Gilly-sur-Isère (2002) et distribué de manièrecontrôlé à des chèvres en lactation (800 g/j). Les résultatsde cette étude ont révélé l’obtention rapide (dès les pre-

mières semaines) d’un plateau d’équilibre dans le lait pour les

PCB

dioxin-like

(passage de 1,5 pg/g MG dans le lait témoin

à environ 2,5 pg/g MG au plateau). Pour les PCDD/F l’obten-tion d’un plateau n’a été obtenue qu’après trois mois (lesconcentrations sont passées de l’ordre de 6 pg/g MG dansle lait témoin à plus de 30 pg/g MG). Ainsi les cinétiquesde transfert entre les deux familles PCDD/F et PCB sontapparues relativement distinctes et un comportement dif-férentiel des molécules a été noté. La

figure 2

qui pré-

sente les profils des PCDD/F dans le foin contaminé et lelait révèle des profils très différents entre les deux matriceset suggère une biotranformation significative dans l’orga-nisme animal de certains congénères (l’OCDD en particu-lier). Cette observation va dans le sens de l’hypothèsed’une biotransformation plus ou moins prononcée des dif-férents congénères par le ruminant [27, 39, 42, 43]. LesPCB seraient partiellement dégradés chez la vache lai-tière, notamment lors de la fermentation ruminale [33].

Action métabolique des POP sur le métabolisme lipidique

Les POP se retrouvent, après passage de la barrière intes-tinale, dans le lait. Le mécanisme de transfert passe parles voies sanguines et/ou humorales. La mesure deradioactivité dans les compartiments lipoprotéiques aprèsingestion de POP marqués permet d’identifier un trans-port des polluants organiques persistants dans les chylo-microns et dans les VLDL, traduisant ainsi la lipophilie deces substances. Le bilan de répartition des POP avaitmontré dans un travail préliminaire que, chez la chèvre,une quantité non négligeable de POP était retrouvée dansle tissu adipeux. Cette observation est à rapprocher decelle de M.J. Beaufrand faite dans les années 1980 etrestée sans suite : travaillant à la mise au point du dosagede pesticides organochlorés dans le plasma humain parchromatographie en phase gazeuse, ce chercheur fit laconstatation que des agriculteurs de l’Est de la France,soumis à des jeûnes volontaires dans le cadre de curesd’amaigrissement, présentaient des taux de contaminationau-delà du raisonnable [44]. La question est de vérifierl’effet de cette présence de polluant sur le fonctionnementcellulaire.

In vitro

, la présence d’une concentration de 5

μ

M deB[a]P dans le milieu d’incubation d’adipocyte de sourisprovoque une inhibition significative de la lipolyse induitepar l’adrénaline : une inhibition analogue et obtenue lors-que la lipolyse est induite par l’isoprotérénol, agoniste nonspécifique de l’adrénaline, par la dobutamine (

β

1-ago-niste), le salbutamol (

β

2-agoniste) ainsi que par un

β

3-ago-niste, le BRL 37344

(fig. 3)

. Le phénomène n’est pas

Tableau III.Valeurs des coefficients de transfert aliment-lait (%) cités

dans la bibliographie ou acquis dans nos expérimentations.

McLachlan et al. (1990)

Slobet al.

(1995)

Fries et al.

(1999)

Rakoto-naivo

(2004)

Composés Bovin Bovin Bovin Caprin

2,3,7,8 TCDD 35 15 35 52,81,2,3,7,8 PeCDD 33 10 28 33,11,2,3,4,7,8 HxCDD 17 5,6 18 23,71,2,3,6,7,8 HxCDD 14 6,4 16 25,01,2,3,7,8,9 HxCDD 18 3,1 12 15,01,2,3,4,6,7,8 HpCDD 3 0,6 1,8 5,4OCDD 4 0,1 0,3 1,72,3,7,8 TCDF nd* nd Nd 10,21,2,3,7,8 PeCDF Nd nd Nd 14,32,3,4,7,8 PeCDF 25 12 18 29,41,2,3,4,7,8 HxCDF Nd 4,3 5,7 21,81,2,3,6,7,8 HxCDF 16 3,6 11 18,01,2,3,7,8,9 HxCDF Nd nd Nd 3,02,3,4,6,7,8 HxCDF 14 4,2 8,4 12,51,2,3,4,6,7,8 HpCDF 3 0,4 1,4 2,71,2,3,4,7,8,9 HpCDF 8 0,5 Nd 3,5OCDF 1 nd 0,1 0,9

* nd : non déterminé.

Figure 2.Comparaison des profils de PCDD/F entre le foin contaminé

et le lait de chèvres ayant consommé ce foin.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

% d

e ch

aqu

e co

ng

énèr

e

2.3.7.

8 - T

CDD

1.2.3.

7.8 -

PeCDD

1.2.3.

4.7.8

- HxC

DD

1.2.3.

6.7.8

- HxC

DD

1.2.3.

7.8.9

- HxC

DD

1.2.3.

4.6.7.

8 - H

pCDD

OCDD

2.3.7.

8 - T

CDF

1.2.3.

7.8 -

PeCDF

2.3.4.

7.8 -

PeCDF

1.2.3.

4.7.8

- HxC

DF

1.2.3.

6.7.8

- HxC

DF

1.2.3.

7.8.9

- HxC

DF

2.3.4.

6.7.8

- HxC

DF

1.2.3.

4.6.7.

8 - H

pCDF

1.2.3.

4.7.8.

9 - H

pCDF

OCDF

Foin

Lait

144

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aliments

trouvé lorsque la lipolyse est induite par un activateurdirect de l’adénylate cyclase, la forskoline ou par actiondirecte au niveau des protéines G, en utilisant respective-ment les toxines pertussiques et cholériques.Le phénomène peut être reproduit avec du tissu adipeuxhumain.

In vivo

, une dose unique de B[a]P (0,5 mg/kg en IP) chezdes souris mâles C57BL6/J, induit en moins de 30 minu-tes une réduction significative de la lipolyse induite parl’adrénaline. Cette inhibition est maximale 24 heuresaprès l’injection. Cette capacité lipolytique est restaurée72 heures post injection. Une injection (IP) de B[a]P(0,5 mg/kg/48 h) répétée pendant 14 jours induit uneaugmentation significative de la prise de poids (+ 43 %, p< 0,01) sans modification de la prise alimentaire

(fig. 4)

.De plus, l’analyse par PCR quantitative des gènes expri-més au niveau du tissu adipeux révèle que le B[a]P induitune diminution importante de l’expression des gènes

codant les récepteurs

β

1 et

β

3, la protéine kinase A, lalipase hormono-sensible, les périlipines, le PPAR, la lipo-protéine lipase et l’acyltransférase.L’adipocyte soumis à cette intoxication par le B[a]P perdune grande partie de sa capacité à mobiliser les lipideslorsque les agents ont comme récepteur une protéine àsept domaines transmembranaires : l’effet démontré inter-vient chaque fois que l’activation de la lipolyse touche les

β

-récepteurs adrénergiques. Il intervient aussi

in vitro

quand on substitue à l’activation adrénergique une activa-tion par l’AcTH dont l’action est aussi médiée par un récep-teur à sept domaines transmembranaires. Par ailleurs lalipogenèse n’est pas altérée par la présence de polluantsdans le milieu d’incubation.Cet ensemble de résultats pose, sans le résoudre, un éven-tuel lien entre pollution et prise de poids : en 1983,étudiant les facteurs de modification des taux debenzo[a]pyrène dans le plasma humain, Hutcheon et sescollaborateurs avaient déjà identifié une corrélation positiveentre poids, obésité et paramètre représentatif du contenuplasmatique en ce polluant liposoluble [45]. Il pose aussi leproblème plus général d’un rôle

β

-bloquant des polluantsliposolubles dans la mesure où plusieurs travaux montrentque ce phénomène n’est pas le fait du seul B[a]P.

Conclusion et perspectives

Il est manifeste que les POP présents dans les fourragessont transférables vers les produits animaux et le lait enparticulier. Cependant ces transferts sont dépendantsd’une part, des modalités de dépôts liées aux conditionsenvironnementales et aux propriétés physico-chimiquesdes molécules et d’autre part, de l’aptitude des POP à êtreextraits des matrices alimentaires. La connaissance desniveaux de polluants dans les fourrages met en évidencela présence des polluants dans tous les types de milieuxagricoles, seuls la concentration et les profils détectésvarient. Les animaux sont donc susceptibles d’ingérer desquantités plus ou moins importantes de fourrages conta-minés. À ce stade il conviendra en particulier de préciserles effets du compartiment ruminal sur la biodisponibilitédes polluants. Il faut rappeler également que le ruminantpeut ingérer involontairement des quantités de sol nonnégligeables dont le niveau de contamination est supérieurà celui des fourrages. Dans un deuxième temps, l’analysedes mécanismes d’absorption, de biotransformation et detransfert devra être poursuivie. Cette étape nécessite à lafois des approches de type toxicocinétique qui permettentde caractériser les processus d’absorption et d’éliminationdes molécules chez le ruminant laitier et des approchesanalytiques des plus sophistiquées (GC-HRMS et/ou GC-MS/MS) pour la détection et la quantification des molécu-les parents et de leurs métabolites. Par ailleurs les activitéshumaines étant susceptibles de produire de nouvellesmolécules polluantes à l’origine de nouveaux risques, il

Figure 3.Impact du B[a]P sur la libération des acides gras et du glycérol induite par 10 μM d’adrénaline en 45 minutes.

Acides Gras

0,50

1,27

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

1,60

sans bap

avec bap

Glycérol

30,81

10,56

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45sans bap

avec bap

Libé

ratio

n de

s A

cide

s G

ras

indu

ite p

ar l’

adré

nalin

e(m

M.m

g pr

ot )

Libé

ratio

n de

Gly

céro

l ind

uite

par

l’adr

énal

ine

(mg,

L .m

g pr

ot )–1 –1

–1

Figure 4.Prise de poids pendant et après l’injection de B[a]P.

Effet de la fin du traitement au B[a]P sur le gain de poids chez des souris C57Bl/6J sur régime normal.

temps (j)

Pris

e de

poi

ds (

g)

B[a]P exposition

0

0.4

0.8

1.2

1.6

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17

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aliments

conviendrait de développer une démarche scientifiquevisant à caractériser et à évaluer les risques de transfertdans la chaîne alimentaire. Il y donc là de véritables champsd’investigation qui représentent des enjeux actuels réels enterme de sécurité des aliments.

Résumé

L’activité agricole est en interaction avec d’autres activitésanthropiques potentiellement émettrices de Polluants Orga-niques Persistants (POP). Ces molécules posent des problè-mes de transfert dans la chaîne alimentaire, notammentvers les produits animaux. Les POP sont caractérisés parune forte rémanence, une volatilité élevée et une lipophili-cité marquée entraînant leur accumulation potentielle dansles tissus adipeux. Ce groupe de molécules potentiellementtoxiques pour l’homme et l’environnement fait l’objet d’uneattention internationale. L’objectif de cette synthèse estd’aborder le devenir de trois familles de composésPOP, de type hydrocarbures polycycliques : les dioxines-fura-nes (PCDD/F), les polychlorobiphényls (PCB) et les hydro-carbures aromatiques polycycliques (HAP). Les résultats derecherche montrent une contamination significative desfourrages situés en zones exposées aux polluants par compa-raison avec des zones isolées. Ils mettent également en évi-dence un transfert différentiel de ces molécules toxiquesvers les matrices biologiques dont le lait.

Mots-clés :

POP – PCDD/F – PCB – HAP – Lait.

Abstract

Human activities produce polluting compounds such asthe Persistent Organic Pollutants group (POPs) whichmay interact with agriculture. These molecules raisedconcern about risk of transfer through the food chainvia the animal product. The POPs are characterised bya strong persistence in the environment, a high volati-lity and a lipophilicity which lead to their accumulationin fat tissues. These compounds are enlisted in inter-national conventions to organise the information abouttheir potential toxicity for humans and the environ-ment. The aim of this paper is to study transfer in thefood chain of three groups of POPs: the dioxins-furans(PCDD/F), the polychlorobiphenyls (PCB) and the Poly-cyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH). The results showthat the contamination of fodder by these compoundsis observed when they are exposed to emission sourcescompared to remote areas. They also show that a dif-ferential transfer of the molecules is detected towardsbiological matrices (milk).

Key-words:

POP – PCDD/F – PCB – PAH – Milk.

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