Effets de l’Atrazine sur l’environnement

Par Gabriel Salerno et Maël Bourquard

1 Introduction

1.1 Qu’est-ce que l’atrazine ?

L’atrazine est un herbicide de synthèse de la famille chimique des triazines (Figure 1). La solubilité de l’atrazine dans l’eau est d’environ 33 mg L à 20°C [Wikipedia]. Son adsorption dans le sol est faible, se traduisant par un potentiel important de contamination des eaux souterraines et de surface. Sa demi-vie dans les sols et dans l’eau étant de 40 à 200 jours [Quebec], la présence de cet herbicide dans les eaux souterraines et de surface est accentuée. Cet herbicide bloque la photosynthèse des végétaux par blocage de la protéine D1 du photosysteme II.

Figure 1 – Composition chimique de l’atrazine. On remarque les chaînes de carbone associées à l’azote ainsi qu’un atome de chlorure http://www.alanwood.net/pesticides/structures/atrazine.gif.

1.2 Utilisation de l’atrazine par l’homme

L’atrazine a été découverte par la société Ciba-Geigy à la fin des années 50. Cet herbicide est totalement d’origine anthropique et est associé à un usage agricole. Etant un inhibiteur de la photosynthèse, l’atrazine est fortement utilisée pour détruire les mauvaises herbes dans les cultures, mais également pour détruire totalement toute végétation dans les secteurs non cultivés et industriels. Elle s’utilise principalement dans la lutte contre les graminées en culture de maïs, à la fois en pré et post- émergence. Son utilisation intensive, et à des quantités importantes, a induit des concentrations d’atrazine importantes dans les eaux souterraines et de surface. En 2003, la substance a été interdite dans l’Union Européenne.

L’atrazine, et ses métabolites (produits de dégradation : déséthylatrazine et désisopropylatrazine), sont les substances qui sont le plus souvent détectées dans les eaux en Suisse. Cet herbicide se dégradant relativement mal dans l’environnement, son utilisation a été progressivement restreinte ces dernières années. Son autorisation a finalement été retirée au 1er janvier 2007 et l’utilisation des stocks restants n’est admise que jusqu’à fin 2011 [OFEV, 2010]. L’atrazine est actuellement utilisée uniquement dans la culture du maïs [OFEV, 2009].

1.3 Impacts de l’atrazine sur l’environnement (compartiments)

Pour cette substance aucune source naturelle n’a été identifiée. L’utilisation de cet herbicide étant interdite, les éventuelles contaminations sont donc limitées aux zones de stockage et aux zones où, comme en Suisse avec la culture du blé, l’atrazine est exceptionnelement utilisée. La durée de demi-vie étant relativement élevée (Table 1), les concentrations de la substance dans l’environnement peuvent encore être importantes. La stabilité de cet herbicide dans les eaux souterraines constitue de nos jours une pollution diffuse héritée. La Table 1 présente les demi-vies de cette substance selon les compartiments terrestres [Tissier and al., 2005].

Table 1 – Quantification des principaux phénomènes de dissipation de l’atrazine dans l’environnement : le temps de demi-vie de l’atrazine dans l’eau est variable, dépendant de la température et du pH entre autres. La temps de demi-vie de l’herbicide dans le sol est de 40 jours et d’environ 2,6 heures dans l’air (en plus d’un taux de volatilisation faible) [Tissier and al., 2005].

Selon les paramètres physico-chimiques de la substance, l’atrazine se retrouve avec des pourcentages différents dans les compartiments sol, aquatique, aérien et sédimentaire. La figure 2 illustre la répartition théorique de l’atrazine d’après ses propriétés physico-chimiques dans les différents compartiments de l’environnement.

Figure 2 – Répartition de l’atrazine dans les différents compartiments : on remarque très clairement le fort pourcentage d’atrazine se retrouvant dans l’eau [Tissier and al., 2005].

• Atrazine dans les sols : Le temps moyen de demi-vie dans les sols est de 40 jours (Table 1). Dans les sols, l’atrazine est principalement dégradée par action microbienne aérobie et par hydrolyse [Radosevich et al., 1995]. Cette dégradation crée des métabolites. Par ordre décroissant, ses résidus principaux sont ; la diéthyl-atrazine, la déisopropyl-atrazine, la diaminochloro-atrazine, ainsi que l’hydroxy-atrazine [Institut national de santé public du Québec, 2003]. Comme vu dans la section 1.1, l’atrazine s’adsorbe peu aux particules du sol, ce qui se traduit par un potentiel important de contamination des eaux souterraines et de surface.

• Atrazine dans le compartiment aérien : L’atrazine est faiblement volatile. Il est, dès lors, peu probable que l’herbicide se disperse dans l’air après le traitement des cultures ou depuis les eaux de surface [Tissier et al. 2005].

• Atrazine dans les eaux : Selon Tissier et al. (2005) la volatilisation est peu importante et la substance est faiblement adsorbée par les matières en suspension et le sédiment. L’atrazine va alors principalement se retrouver en solution. C’est donc dans ce compartiment que l’on risque d’observer des pollutions et des impacts probables de l’atrazine sur l’environnement.

1.3.1 Diffusion de l’atrazine dans l’environnement

L’utilisation intensive des produits phytosanitaires (pesticides), accentuée par l’emploi quasi exclusif de certaines substances sur un type donné de culture (l’atrazine sur les culture de blé, par exemple), entraîne fréquemment une pollution de l’environnement. L’atrazine est souvent détectée dans les eaux à des doses supérieures aux normes (CEE de 0,1 micro g/l). Certains produits de dégradation (les métabolites), aussi toxiques que la molécule mère (l’atrazine), sont parfois retrouvés à des valeurs supérieures à celles de la matière première [Canard, 2004].

Après l’épandage de l’atrazine sur le sol, le transfert des pesticides vers les eaux souterraines dépend de la quantité de produit susceptible de migrer dans le sol. La concentration d’atrazine que l’on retrouve dans les eaux est alors fonction du taux d’adsorption, d’absorbtion, du lessivage et autres facteurs générés par le sol (Figure 3).

Figure 3 – Devenir des pesticides dans le sol. On peut observer sur cette figure les différents facteurs et fonctions du sol gérant le passage des pesticides du compartiment sol jusqu’au compartiment eau [Canard, 2004].

 

La contamination de l’eau par l’atrazine et ses métabolites se manifeste alors à la fois par la percolation dans les couches profondes du sol vers la nappe phréatique et par lessivage du sol suite aux pluies ou à l’irrigation. Il s’agit, dans ce second cas de figure, d’une pollution parfois importante des eaux de surface où l’on observerait clairement des pics de concentration. C’est principalement grâce à l’action des microrganismes dans l’eau et dans les sédiments que l’atrazine est dégradée et transormée en ses métabolites.

Après le transfert de l’herbicide du sol à l’eau, celui-ci devient relativement stable. A titre d’information, en Suisse les résidus de produits phytosanitaires se retrouvent à des concentrations qui sont supérieures à 0,1 mug/l dans 10 % environ des stations de mesure analysées. Dans les bassins dominés par l’agriculture et les zones bâties, les concentrations de produits phytosanitaires, comme les pesticides, peuvent même dépasser la valeur de 0.1 microgramme dans 20 % des stations [OFEV, 2010].

2 Problématique

2.1 Le compartiment aquatique

L’utilisation intensive de l’atrazine sur des terres agricoles occasionne une pollution significative sur les différents compartiments terrestres. L’atrazine, bien que présente dans les trois compartiments, n’affecte pas ces derniers de la même-manière. Les concentrations d’atrazine sont très faibles dans le compartiment aérien et ne persistent pas dans les sols, alors qu’elles sont fortes dans le compartiment aquatique. Présente sous forme de solution, l’atrazine engendre des atteintes significatives sur l’environnement.

Etant donné que l’atrazine se retrouve principalement dans les eaux souterraines et les eaux de surface, nous nous limiterons dans le cadre de ce travail à l’étude des impacts de l’atrazine sur le compartiment aquatique. L’exclusion de l’analyse des deux autres compartiments nous permettra de nous pencher plus profondément sur les effets des concentrations d’atrazine présentes dans le système aquatique. Dans notre cas, nous nous sommes interrogés sur les différents effets de l’atrazine sur les eaux de surface et les eaux souterraines, afin de déterminer si l’atrazine comportait effectivement un danger pour l’environnement.

2.2 Quelles sont les risques potentiels ?

L’atrazine est principalement utilisée dans l’agriculture pour supprimer les mauvaises herbes des cultures. Cependant, lors d’un usage trop intensif, elle se retrouve dans les eaux de surfaces et les eaux souterraines car les sols ne sont pas en mesure d’en dégrader une forte concentration. Les organismes aquatiques qui vivent dans les lacs et les rivières sont par conséquent directement touchés par l’herbicide. On assiste donc à une inhibition de la photosynthèse également chez les producteurs primaires aquatiques.

Agissant initialement comme inhibant de la photosynthèse, l’atrazine peut toutefois altérer les fonctions de l’appareil endocrinien et induire des effets nocifs sur la reproduction des batraciens et de certains poissons [Hallard, 2003]. On incrimine l’atrazine de provoquer la disparition généralisée des batraciens.

Relativement à notre question de départ qui consistait à savoir si l’atrazine était nocive pour l’environnement, notamment dans le compartiment aquatique, nous avons voulu identifier les risques potentiels de l’atrazine sur la faune et la flore aquatiques.

2.3 Est-il justifié d’interdire l’atrazine ?

La problématique de notre travail nous a amenés à étudier la question de l’interdiction de l’utilisation de l’atrazine. Ce débat a déjà mobilisé de nombreux acteurs publics et privés et reste à ce jour encore très ouvert. Alors que certains affirment que l’atrazine n’est pas nuisible pour l’environnement et de ce fait ne doit pas être soumise à une interdiction, d’autres militent pour une interdiction totale et immédiate. Aux États-Unis, par exemple, quelques scientifiques de l’Agence de la protection de l’environnement estiment qu’il existe suffisamment de preuves permettant de conclure que l’atrazine perturbe le système endocrinien des batraciens et cause leur disparation [Lee, 2003]. Il conviendrait donc que cet herbicide soit globalement interdit [Hallard, 2003]. A l’opposé, des entreprises privées, telles que la firme Syngenta qui a mis en vente l’atrazine et qui est considérée comme le leader mondial dans le secteur agrobiotechnologique, soutien que l’atrazine est inoffensive et ne présente pas de danger apparent pour l’environnement. L’interdiction de l’atrazine n’est néanmoins pas une solution idéale, puisque les substituts qui remplacent l’atrazine s’avèrent être des polluants encore plus nocifs.

Cette controverse nous a interpellés, et c’est pourquoi nous allons, dans la conclusion de ce travail, examiner la question de l’interdiction de l’atrazine.

3 Analyse des effets de l’atrazine sur le compartiment eau

Comme vu dans la section 1, le surplus d’atrazine épendue sur les champs se retrouve inéluctablement dans les eaux de surface et souterraines, cette section va, dès lors, traiter le compartiment eau. Le principal effet de l’atrazine est à observer sur les producteurs primaires, mais des études sur l’effet hermaphrodite de l’atrazine sur la faune semblent aussi intéressantes.

3.1 Effets sur les phytoplanctons/producteurs primaires

Les herbicides utilisés en masse sur les surfaces agricoles ces dernières années se retrouvent, s’ils ne sont pas dégradés ou utilisés dans le sol, dans les rivières, les nappes phréatiques et les lacs. Les organismes aquatiques, comme les phytoplanctons ou autres producteurs primaires, se trouvent directement menacés par les concentrations d’atrazine dans leur écosystème (Annexe 1). Ces organismes aquatiques ont les mêmes caractéristiques écophysiologiques que les organismes terrestres ainsi que la fonction de producteur primaire [Leboulanger et al., 2001], ils seront alors menacés par les herbicides comme l’atrazine.

Figure 4 – Pourcentage d’inhibition des différentes espèces dans le temps avec diérentes concentrations d’atrazine. Le taux d’inhibition est calculé avec l’optical density [Tang and al., 1996].

De nombreuses recherches se sont penchées sur les effets de l’atrazine dans l’écosystème aquatique pour chercher et comprendre sa toxicité dans le milieu aquatique ainsi que son impact. Tang and al. (1997) ont étudié le taux d’inhibition, dans le temps, de différentes espèces (diatomées et algues vertes) avec des concentrations fluctuantes d’atrazine. Le pourcentage d’inhibition est calculé selon le taux d’augmentation des populations d’algues vertes et des diatomées grâce à la densité de population (Figure 4) et grâce à la fluorescence de la chlorophylle A, par excitation et activité de celle-ci (Figure 5).

L’étude montre qu’à des concentration très élevées (1000 mu.g/L), la plupart des espèces sont décimées à plus de 50% après 7 jours déjà (Figures 4 et 5). On peut remarquer une augmentation du taux d’inhibition après des concentrations de 10 mu.g/L [Tang et al., 1996]. On observe (Figures 4 et 5) que l’effet de l’atrazine sur les espèces varie parfois beaucoup entre les espèces, selon les concentrations et le temps d’exposition. Il est inquiétant de remarquer que toutes les espèces sont touchées par l’atrazine, même avec des concentrations faibles.

Figure 5 – Pourcentage d’inhibition des différentes espèces dans le temps avec différentes concentrations d’atrazine. Le taux d’inhibition est calculé avec le taux d’inhibition de la chlorophylle a [Tang and al., 1996].

Plus inquiétant encore, il a été montré que certaines espèces d’algues vertes et d’algues bleues-vertes étaient touchées par des triazines à des concentrations de 0,01 mu.g/L [Shehata et al. 1993]. Les différences de sensibilité des espèces peuvent provoquer des impacts sur les communautés de l’écosystème et mettre en péril le milieu [Tang]. La baisse de la biodiversité dans les écosystèmes, notamment chez les producteurs primaires, pourrait se répércuter sur toute la chaîne trophique. Mais toutes les études ne débouchent pas sur les mêmes conclusions. Solomon et al. (1996) concluent que les concentrations d’atrazine en Amerique du Nord ne sont pas significativement dangereuses pour les écosystèmes aquatiques (Annexe 1). Ils précisent, néanmoins, que dans certaines situations, où l’agriculture utilise intensivement l’atrazine, les concentrations contenues dans les eaux peuvent devenir problématiques.

Graymore et al. (2001), dans Impacts of atrazine in aquatic ecosystems, arrivent à des conclusions néamoins alarmantes. Ils remarquent, comme Tang et al., que dans les écosystèmes aquatiques, l’atrazine a des effets directs sur les organismes autotrophes, soit les producteurs primaires. Cet impact peut entraîner de nombreux problèmes, notamment ceux associés aux disponibilités alimentaires pour les espèces herbivores. Indirectement, toute la chaîne trophique est touchée réduisant la diversité. Graymore et al. précisent, cependant, que l’effet de l’atrazine et de ses métabolites sur les écosystèmes aquatiques n’est pas complètement compris, bien que de nombreuses études scientifiques montrent que des impacts importants peuvent se produire à de faibles concentrations, mais sur de plus longues durées d’exposition. Ils précisent que les niveaux d’atrazine dans l’environnement aquatique varient considérablement et dépendent du taux l’exploitation agricole environnant, du taux d’application et du calendrier, et des limitations locales législatives. Les grands fleuves, avec des débits élevés, semblent être moins affectés par rapport aux petits cours d’eau drainant les terres agricoles [Solomon et al., 1996]. Les métabolites de l’atrazine (niveaux de toxicité parfois comparables à l’atrazine) sont plus persistantes et des concentrations élevées sont signalées après la saison d’épandage.

3.2 Effets hermaphrodites de l’atrazine sur la faune

3.2.1 Etude de Tyrone Hayes

Tyrone Hayes est biologiste à l’Université de Californie Berkeley. Il est célèbre pour la publication d’un article scientifique sur la démasculinisation des grenouilles Léopard en Amérique du Nord. Dans son article « Atrazine-Induced Hermaphroditism at 0.1 ppb (mu.g/L) in American Leopard Frogs (Rana pipiens) : Laboratory and Field Evidence » paru en 2003, l’auteur arrive à la conclusion selon laquelle l’atrazine a des impacts significatifs sur les grenouilles Léopard quand elle est présente dans l’eau à des concentrations de 0,1 ppb.

Afin de déterminer les effets de l’atrazine sur les batraciens, Hayes et al. ont exposé des grenouilles Léopard de plusieurs régions des États-Unis à des concentrations d’atrazine différentes. Lors des analyses en laboratoire, il fut observé que les grenouilles se métamorphosaient en retard et subissaient un changement de sexe. Cette étude a permis de distinguer deux facteurs qui contribuent à rendre les grenouilles hermaphrodites [Hayes et al., 2003]. Premièrement, l’exposition à l’atrazine perturbe le développement gonadique. Les tubules testiculaires se développent mal ; on parle alors de dysgénésie gonadique. Deuxièmement, les cellules reproductrices sont plus faibles et des oocytes ou ovocytes peuvent se développer ; c’est ce que l’on nomme l’ovogenèse testiculaire.

Figure 6 – Fréquence (en pourcents) des anomalies gonadiques chez les sujets mâles traités à l’atrazine en laboratoire [Hayes et al., 2003].

Les résultats de la recherche de Hayes et al. sont assez déconcertants. Les grenouilles Léopard qui s’avèrent être les plus marquées d’hermaphrodisme sont les grenouilles qui ont été exposées à une très faible concentration d’atrazine. En effet, les sujets mâles exposés à une concentration de 0,1 ppb ont subi une plus forte féminisation que ceux exposés à une concentration de 25 ppb.

Une concentration d’atrazine de 0,1 ppb a plus d’impact sur les batraciens qu’une concentration de 25 ppb (Figure 6). La proportion de grenouilles mâles atteintes d’une dysgénésie gonadique, ainsi que la proportion de celles atteintes d’ovogenèse testiculaire sont dans les deux cas plus élevées avec une concentration d’atrazine de 0,1 ppb.

On pourrait par conséquent assimiler l’utilisation de l’atrazine sur des terres agricoles à l’hermaphroditisme croissant des grenouilles dans le milieu naturel. L’auteur réserve pourtant son jugement en affirmant que l’atrazine peut effectivement être responsable de ces anomalies gonadiques, mais qu’elle n’est peut être pas l’unique facteur qui induit des problèmes dans le système endocrinien des batraciens [Hayes]. Les analyses quantitatives et les prédictions restent toutefois difficiles, parce que les chercheurs se trouvent face à des concentrations très faibles et à une grande variabilité de contamination. Cependant, Hayes et al. soulignent le fait que les effets de l’atrazine sur le développement sexuel des grenouilles Léopard ne sont pas limités à cette espèce de grenouilles, mais qu’ils affectent les amphibiens de manière générale [Hayes et al., 2003].

En conclusion, l’atrazine a des impacts significatifs sur la population des batraciens, car elle perturbe le système endocrinien de ces derniers. D’après l’étude de Hayes et al., on est en mesure d’affirmer que l’usage intensif d’atrazine nuit à la reproduction des amphibiens et cause le déclin de leur population.

3.2.2 Etudes de Syngenta

L’entreprise Syngenta est née en 2000 de la fusion entre la firme AstraZeneca et une partie de la firme Novartis [Quezada, 2004]. Ayant décidé de se consacrer uniquement à ses activités pharmaceutiques, Novartis a créé le groupe Syngenta qui est spécialisé dans les domaines de la chimie et de l’agroalimentaire. La structure de Syngenta repose toutefois sur de nombreuses entreprises actives dans l’agrobusiness depuis la fin du XVIIIème siècle qui fusionnèrent pour fonder la firme Syngenta. A présent, Syngenta est le leader mondial dans la recherche liée à l’agriculture, notamment dans la protection des cultures et le marché des semences.

La firme Geigy qui a été incorporée dans le groupe Syngenta fabriqua pour la première fois l’atrazine en 1956 [Syngenta, 2010]. Cet herbicide fut rapidement commercialisé à travers le monde. De nos jours, Syngenta entreprend de grosses campagnes pour promouvoir les bienfaits de cet herbicide et son importance dans l’agriculture. Elle met en avant le fait que l’atrazine est actuellement un des produits les plus efficaces, les plus économiques et les plus dignes de confiance [Syngenta, 2010]. Selon l’entreprise, l’atrazine permet d’accroître le rendement d’une culture, car elle combat efficacement les mauvaises herbes susceptibles de nuire à la culture.

Les différentes études qui démontrèrent que l’atrazine a des impacts nuisibles sur l’environnement, en particulier sur la reproduction des amphibiens, incitèrent la firme Syngenta à mandater des scientifiques pour effectuer des études sur les batraciens. En 2003, sous l’influence de l’Agence de la Protection de l’Environnement des États-Unis, Syngenta réalisa des recherches complémentaires, afin de vérifier les études précédentes qui, selon eux, présentaient de grosses incertitudes [Syngenta, 2010]. La firme Syngenta remettait par exemple en cause la validité de l’étude de Hayes et al. parce qu’elle estimait que les données existantes étaient insuffisantes pour pouvoir prouver que l’atrazine causait des dommages aux amphibiens [Syngenta, 2010]. Deux études identiques et simultanées furent effectuées en Allemagne et aux États-Unis. Les chercheurs engagés par Syngenta exposèrent des grenouilles à cinq concentrations différentes d’atrazine dans l’eau allant de 0,01 ppb à 100 ppb [Syngenta, 2010]. Après analyses, les résultats obtenus par les chercheurs de Syngenta différèrent pourtant de l’étude faite par Hayes et al. Les scientifiques de Syngenta arrivèrent à la conclusion que l’atrazine n’engendre aucun effet, même à des concentrations très faibles, sur le développement sexuel des amphibiens. Les sujets observés ne présentaient aucun signe d’hermaphroditisme. Par conséquent, Syngenta et l’Agence de la Protection de l’Environnement des États-Unis rejettent l’hypothèse selon laquelle l’atrazine induit des différenciations de sexe et considèrent qu’il n’est pas nécessaire de poursuivre les recherches sur les effets de l’atrazine sur le développement gonadique des amphibiens.

Les études de Syngenta et l’étude de Hayes et al. illustrent clairement le différend scientifique qui existe sur les impacts de l’atrazine. Les effets de l’atrazine sont accompagnés de grosses incertitudes scientifiques, bien qu’actuellement la communauté scientifique penche pour un impact significatif de l’atrazine sur le développement sexuel des amphibiens et associe plutôt les études de Syngenta à un lobbying industriel. Le débat demeure néanmoins ouvert et suscite toujours de multiples controverses, particulièrement parce que les études de Hayes n’ont jamais pu être reproduites.

3.3 Effets de tolérance des organismes vis-à-vis de l’atrazine

Une communauté biologique naturelle est constituée de différents organismes ayant des sensibilités variables vis-à-vis d’un polluant donné, comme on a pu le voir dans la section 3.1. On pourrait, dès lors, définir l’aspect de tolérance des organismes face à un polluant, dans le cas présent l’atrazine. On peut observer, suite à une exposition à un polluant, que les organismes les plus sensibles ne sont plus concurrentiels et sont remplacés par des organismes plus tolérants [Bérard et al., 2002]. La communauté résultante présente alors une tolérance au polluant, supérieure à celle observée pour une communauté semblable mais n’ayant pas connu de pression par ce polluant.

Bérard et al. observent, dans de nombreuses études, l’effet de tolérance vis-à-vis des polluants. Ils utilisent la méthode PICT (Pollution-Induced Community Tolerance) proposée par Blanck et al. (1988). Cette méthode se base sur l’hypothèse que les organismes les plus sensibles sont remplacés par des organismes plus tolérants. Elle tente de résoudre : l’étude des réponses physiologiques des organismes face à un polluant et la structure des communautés vivant dans l’écosystème. Bérard et al. (2001), dans une étude sur les phytoplanctons dans le lac Léman, montrent les effets de tolérance de ces derniers vis-à-vis de l’atrazine selon les saisons. On peut clairement observer une baisse de biomasse importante pour certains organismes comme les Xanthophyceae ou les Zygnematophyceae (Annexe 2). D’autres organismes augmentent leurs biomasses. Finalement, on peut voir que certaines espèces perdent ou augmentent leurs biomasses selon les saisons. On peut conclure, grâce à cette étude, que les espèces les plus tolérantes à l’atrazine prennent clairement le dessus et que les autres, soit disparaissent, soit fluctuent selon la saison.

Figure 7 – Effets et résultats de la tolérance des phytoplanctons vis-à-vis de l’atrazine [Bérard et al., 2002]. Dans les deux situations, les organismes les plus tolérants viennent de régions contaminées par l’atrazine.

Les écosystèmes aquatiques sont soumis à des perturbations anthropiques de plus en plus fortes, notamment par des contaminations par des polluants ou dans notre cas, par un herbicide. Dans ces écosystèmes, les algues sont les organismes les plus touchés. En perturbant la physiologie des algues les plus sensibles et en diminuant ainsi leurs capacités compétitives, ces polluants pourraient exercer une pression de sélection (Figure 7) au sein des communautés de producteur primaire au profit des espèces ou des clones plus tolérants [Bérard et al., 2002]. Il est donc possible que certains polluants déstructurent les communautés de phytoplancton ou autres producteurs primaires pouvant provoquer un déséquilibre de l’écosystème. Cela pourrait, à long terme, déstabiliser les réseaux trophiques en aval des producteurs primaires.

3.4 Effets des mélanges d’atrazine et d’autres polluants

Dans tout environnement et écosystème influencés par l’homme, les concentrations d’un polluant ne sont pas uniques. Les activités industrielles et agricoles sont multiples, de ce fait, on retrouve dans l’environnement des mélanges de composés toxiques.

Figure 8 – Mélange d’atrazine et de pesticides sur des larves de moustique (Chironomus tentans dit « vers de vase »). On y observe la toxicité relative du mélange, à savoir si la toxicité des concentrations du mélange est additive, plus qu’additive ou moins qu’additive [Lindstrom and al., 1997].

Ces mélanges peuvent avoir différents effets sur les organismes. Ils peuvent augmenter la toxicité par addition des concentrations ou par indépendance des effets. Dans le cas contraitre, deux substances nocives pourraient être antagonistes et diminuer la toxicité relative du mélange (Figure 8). L’atrazine est un herbicide qui, comme vu dans la section 3.1, a des effets nocifs sur les producteurs primaires. Dans l’environnement on retrouve d’autres pesticides pouvant toucher des organimses différents et affaiblir l’écosystème. Pour l’atrazine, la plupart des mélanges où celle-ci entre dans la mixture (Figures 8), la toxicité est plus importante que l’addition des concentrations [Lindstrom et al., 1997].

Selon l’étude de Lindstrom et al., basée sur des ” larves de vase ” (Chironomus tentans), la plupart des mélanges entre l’atrazine et des pesticides (organophosphate ou autres) ont des toxicités qui sont accentuées avec les mélanges. On remarque aussi que la toxicité des mélanges d’atrazine avec des pesticides organophosphatés est, pour la plupart de ceux-ci, plus qu’additive. On observe aussi que l’atrazine associée au methoxychlor et au mevinophos, tous deux des insecticides, a une toxicité de mélange moins qu’additive. La toxicité des mélanges est surtout problématique par rapport aux organophosphates. L’Annexe 3 définit les pourcentages d’effets du mélanges selon Belden et al..

4 Conclusion

4.1 Réponse aux risques

Après avoir passé en revue la littérature et de nombreux articles scientifiques sur les risques et les impacts de l’atrazine sur les producteurs primaires, entre autres les phytoplanctons, nous estimons que l’atrazine comporte un risque réel pour la communauté aquatique. L’impact de cet herbicide, à faible concentration sur certains producteurs primaires, nous paraît dangereux pour la stabilité des écosystèmes aquatiques. La déstabilisation des chaînes trophiques présente un danger potentiel, puisque l’équilibre de l’écosytème peut être rompu.

Le second risque est l’effet d’hermaphrodisme observé sur certains batraciens par Hayes. L’exposition de grenouilles à de très faibles concentrations d’atrazine perturberait leur système endocrinien et causerait un changement de sexe. A l’opposé, la firme Syngenta affirme que l’hermaphrodisme chez les amphibiens n’est pas imputable à l’atrazine. Selon nous, l’atrazine pourrait influencer le développement sexuel des grenouilles. Nous émettons cependant des réserves quant à l’étude de Hayes puisque les résultats de celle-ci n’ont jamais pu être reproduits.

4.2 Réponse sur l’interdiction et ouverture sur les substituts

L’atrazine est interdite dans l’Union européenne depuis 2003, alors que son utilisation est encore très forte aux Etats-Unis et dans les pays en voie de développement. En Suisse, cet herbicide est interdit depuis 2007, mais les stocks sont utilisables jusqu’en 2011.

Au vu des résultats des multiples études réalisées sur les effets de l’atrazine sur l’environnement et sur les risques probables de déstabilisation des écosystèmes aquatiques, il nous paraît adéquat d’interdire l’utilisation de l’atrazine. Néanmoins, l’atrazine qui est souvent considérée comme problématique, est bien connue par la communauté scientifique contrairement aux autres herbicides. Il est vraisemblable que, si autant d’études avaient été effectuées sur d’autres herbicides, eux aussi apparaîtraient comme problématiques.

L’effet rebond de l’interdiction d’une substance est le substitut employé pour remplacer celle-ci. Il serait aberrant de remplacer un produit potentiellement toxique par une substance plus dangereuse encore. Dans le cas de l’atrazine, cet effet est probable. Dans les cultures de maïs par exemple, deux herbicides sont utilisés ; le métolachlore et l’atrazine. Il s’avère que le risque potentiel d’impacts sur l’environnement est plus important pour le metolachlore que pour l’atrazine [Chèvre, 2008]. Dès lors, si l’atrazine devient complètement interdite, son substitut, le metolachlore, sera fortement utilisé, occasionnant par conséquent des effets plus nocifs pour l’environnement. C’est pourquoi, nous estimons important de traiter les substituts et leurs impacts sur l’environnement. Il conviendrait d’interdire l’atrazine, uniquement si les substituts ne sont pas plus problématiques.

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Annexes

Annexe 1 : Toxicity of atrazine (mu.g/L) to freshwater phytoplankton

Annexe 2 : Evolution de la biomasse des différentes espèces d’algues étudiées

Annexe 3 : Mélange d’atrazine et de différents organophosphates

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