Le scandale sanitaire passé

Les biocides et leurs conséquences : l’exemple du TBT ou tributylétain.

C’est en raison de leur toxicité vis-à-vis d’un grand nombre d’organismes marins que les biocides ont été utilisés dans les revêtements antisalissures. Mais sont-ils spécifiques ? Et quelles sont les conséquences de leur emploi sur les espèces marines non ciblées et plus généralement sur l’environnement marin ?

Les peintures à base de TBT se sont rapidement révélées très toxiques, particulièrement pour la conchyliculture.

Dès 1981 à l’Ifremer, Alzieu et ses collaborateurs montrent que les organoétains perturbent la calcification des coquilles d’huîtres. Au même moment, E. His et R. Robert notent l’effet néfaste d’un dérivé du TBT (l’acétate de TBT) sur les œufs et larves de l’huître creuse Crassostrea gigas, toxicité confirmée par la suite. Mais les ravages du TBT sur l’environnement sont encore plus importants : dès 1971, le soupçon s’est porté sur ce biocide qui pouvait être responsable du développement chez des mollusques femelles de caractéristiques mâles, telles que les organes génitaux (pénis, canal déférent). Quelques années après, on a pu établir une relation entre concentration de TBT dans l’eau et perturbation endocrinienne, les espèces les plus sensibles étant les mollusques : gastéropodes et bivalves. Ainsi le sexe des gastéropodes est modifié des concentrations supérieures au nanogramme de TBT par litre d’eau (soit 1 gramme ou un simple quart de morceau de sucre pour un million de mètres cubes d’eau !). On observe alors un pénis qui se développe chez les femelles, lesquelles produisent peu à peu des gamètes mâles. Cette perturbation endocrinienne risque même d’aboutir à la disparition de l’espèce, si les concentrations en TBT se maintiennent ! Il a été constaté que quarante espèces de gastéropodes sont touchées par cette masculinisation (bien que l’influence directe du TBT n’ait pas été établie dans tous les cas). L’indice Imposex » – l’indicateur d’une imposition du sexe masculin chez les gastéroposes femelles – fait maintenant partie des paramètres recommandés par le Conseil international d’exploration de la mer (CIEM) pour la surveillance de l’environnement en Europe.

La contamination par le TBT est allée plus loin encore : d’abord considérée comme moins importante en haute mer qu’auprès des côtes, on a tout de même décelé de nombreuses perturbations chez les poissons et différentes espèces. Il semblerait que ce biocide affecte les structures des macro et meiofaunes (à des taux variant de 30 à 137 μmol de TBT par mètre carré de sédiment seulement !). L’Organisation maritime internationale (OMI) a même fait, en 1999, état de présence de TBT chez des mammifères ne vivant pourtant pas à proximité des ports ni des routes de navires de commerce : contamination du sperme des baleines et détection de produits de dégradation chez les phoques, otaries et aussi chez les oiseaux…

C’est une catastrophe économique ostréicole qui a finalement été décisive pour que l’on arrête d’utiliser le TBT. En effet, en raison du chambrage des coquilles d’huîtres (et ce, dès les deux nanogrammes de TBT par litre d’eau de mer), leur production dans le bassin d’Arcachon a fortement chuté : elle est passée de 15 000 à 3 000 tonnes en 1981, entraînant une crise économique sévère chez les ostréiculteurs du bassin. Cette crise a été à l’origine de décisions réglementaires, faisant de la France le premier pays au monde à mettre un sérieux frein à l’usage du TBT.

Une législation exemplaire ou presque:

La réaction de la France à la suite de cette crise ostréicole s’est traduite par le décret du Ministère de l’Environnement du 17 janvier 1981, qui interdit l’utilisation des peintures à base de TBT sur les bateaux côtiers de moins de 25 mètres. Ce décret a été complété par un arrêté le 19 janvier 1982. L’utilisation des peintures antisalissures à base d’organoétains le (TBT) a d’abord été interdite pour les bateaux de moins de 25 mètres, et pour les autres navires, un taux de lixiviation du TBT était fixé à 4 μg par centimètre carré par jour.

La restriction d’emploi du TBT a rapidement fait effet, permettant la restauration des zones de production ostréicole. Cette interdiction a été plus au moins rapidement suivie par d’autres pays, elle a finalement abouti à une réglementation votée par l’OMI en 1999 puis 2001, et signée par vingt-cinq pays représentant 25 % de la flotte marchande mondiale :

  •  interdiction d’application sur les coques de bateaux, de peinture à base de TBT à partir du 1er janvier 2003 ;
  •  interdiction de présence sur les coques de bateaux, de peinture à base de TBT à partir du 1er janvier 2008.

Cette réglementation autorise, de plus, chaque pays à interdire l’entrée dans leurs eaux territoriales aux navires soupçonnés d’être encore porteurs de peintures à base de TBT.

 


Sources:

    • His E., Robert R. (1980). Action d’un sel organométallique, l’acétate de tributyl-étain sur les œufs et les larves D de Crassostrea gigas (Thunberg). Intern. Counc. Explor. Sea Comm. Meet. (Mariculture Comm.), F, 27, 1-10.
    • a) His E., Robert R. (1987). Comparative effects of two antifouling paints on the oyster Crassostrea gigas. Mar. Biol., 95 ; 83-86 ; b) His E., Robert R. (1983). Développement des véligères de Crassostrea gigas dans le bassin d’Arcachon études sur les mortalités larvaires. Rev. Trav. Inst. Pêches marit., 47 (1 et 2) : 63-88 ; c) His E., Beiras R., Quiniou F., Parr A.C.S., Smith M.J., Cowling M.J., Hodgkiess T. (1996). The non-toxic effects of a novel antifouling material on oyster culture. Wat. Res., 30: 2822-2825.
    •  Smith B.S. (1971). Sexuality of the American mud snail, Nassarius obsoletus (Say), Proceedings of the Malacological Society of London, 39 ; 377-378.
    •  a) Bryan G.W., Gibbs P.E., Hummerstone L.G., Burt G.R. (1986). The decline of the gasteropod Nucella lapillus around south-west England ; Evidence for the effect of tributyltin from antifouling paints. Journal of the Marine Biological Association, UK, 66 ; 611-640 ; b) Gibbs P.E., Bryan G.W., Pascoe P.L., Burt G.R. (1987), The use of dog-whelk, Nucella lapillus, as an indicator of tributyltin, TBT contamination. J. Mar. Biol. Assoc. UK, 67 ; 507-523.
    • Alzieu C., 2001, Le bassin d’Arcachon et le tributylétain : conchyliculture, et peintures antisalissures, Océanis, 27 (2), 239-255.
    • a) Akxias V., Vella A.J., Agius D., Bonnici P., Cassar G., Casson R., Micallef D., Mintoff B., Sammut M. (2000). Evaluation of environmental levels and biological impact of TBT in Malta (central Mediterranean). Sci. Total Environ., 258 (1-2) : 89-97 ; b) Dimitriou P., Castritsi-Catharios J., Miliou H. (2003), Acute toxicity effects of tributylchlorine on gilthead seabream, Sparus aurata L., embryos. Ecotox. Environ. Safe., 54 : 30-35 ; c) Fent K. (2003). Ecotoxicological problems associated with contaminated sites. Toxicology letters, Proceedings of EUROTOX 2002, The XL European Congress of Toxicology (11 april 2003). 140-141, 353-365.
    • La chimie à l’assaut des biosalissures de Françoise Quiniou et Chantal Compère.