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Les chercheurs d’or et la pollution par le mercure en Guyane française : conséquences environnementales et sanitaires Volume 5, numéro 3, Mai-Juin 2006

Auteur(s) : Alain Boudou1, Yannick Dominique1, Sylvaine Cordier2, Nadine Frery3

1Laboratoire d’écophysiologie et écotoxicologie des systèmes aquatiques (Leesa), UMR CNRS 5805, Université Bordeaux 1, Place Dr Peyneau, 33120 Arcachon France
2Institut national de la santé et de la recherche médicale (Inserm) U 625, Campus de Beaulieu, Université de Rennes 1, 35042 Rennes cedex France
3Institut de veille sanitaire (InVS), Département Santé environnement, 12, rue du Val d’Osne, 94415 Saint Maurice cedex

Le mercure (Hg), élément naturel de l’écosphère, est présent dans l’environnement sous trois formes chimiques principales : i) le mercure élémentaire (Hg°), seul métal liquide à la température ordinaire ; ii) le mercure inorganique oxydé (HgII), très rarement à l’état d’ion libre (Hg2+) car il possède une très forte affinité pour de nombreux ligands inorganiques et organiques ; iii) les organomercuriels (R-Hg), la forme monométhylée (CH3HgX ou MMHg) étant la plus abondante et surtout la plus toxique à l’égard de l’ensemble des êtres vivants, y compris l’espèce humaine [1, 2]. Rappelons les deux épisodes d’intoxication tristement célèbres de Minamata au Japon à la fin des années 1950 et d’Irak en 1972 [3, 4]. Des transferts quasi permanents de mercure existent entre les différents compartiments de la planète (atmosphère, hydrosphère, lithosphère et biosphère), couplés à des transformations chimiques via des processus abiotiques, n’impliquant pas des êtres vivants, et biotiques, sous l’action des bactéries par exemple. Ces transferts reposent sur des sources naturelles, lors des éruptions volcaniques par exemple, mais ils sont aujourd’hui très fortement amplifiés par les rejets d’origine anthropique (industries chimiques, production d’énergie par les combustibles fossiles, incinération des déchets…) : plus de 70 % des 5 500 tonnes de mercure annuellement rejetées dans l’atmosphère seraient directement ou indirectement liés aux activités humaines [5]. Parmi les nombreuses propriétés du mercure, les réactions d’amalgamation ont conduit à l’utilisation de sa forme élémentaire en dentisterie (plombages) et lors de la recherche des métaux précieux, notamment l’or : plus de 800 tonnes de Hg° seraient ainsi émises annuellement par les sites d’orpaillage artisanal, installés majoritairement dans les pays en développement (Brésil, Indonésie, Chine…) [6].Nous avons choisi l’exemple de la Guyane française et des travaux récents menés dans le cadre de différents programmes de recherche lancés par le Centre national de la recherche scientifique (CNRS) et l’Institut national de veille sanitaire (InVS), pour présenter, dans une démarche résolument pluridisciplinaire, les données actuelles sur les différentes étapes du cycle biogéochimique du mercure conduisant à l’exposition des populations humaines et aux effets toxiques qui peuvent en résulter.

Sources naturelles et anthropiques de mercure en Guyane

Dans le bassin amazonien et plus spécifiquement en Guyane française, les activités d’orpaillage jouent un rôle prépondérant à l’égard des rejets mercuriels dans l’environnement. L’exploitation de l’or a débuté au milieu du XIXe siècle. La production guyanaise officielle entre 1857 et 2002 est estimée à environ 200 tonnes, avec une très forte reprise des activités au cours de la dernière décennie ; actuellement, les données provenant des services des Douanes indiquent une production annuelle proche de 10 tonnes, mais ces chiffres traduisent une forte sous-estimation compte tenu de l’importance de l’orpaillage clandestin sur la quasi-totalité des cours d’eau guyanais et de leurs bassins-versants. Seul le mercure élémentaire peut être utilisé en tant qu’agent d’amalgamation, sur une base moyenne de 1,5 kg de Hg° pour 1 kg d’or récolté [7]. En l’absence de procédure de recyclage, ce qui a été systématiquement le cas lors de la première ruée vers l’or entre 1880 et 1930 et actuellement sur les sites clandestins, la totalité du mercure est rejetée dans l’environnement à raison de 60 % sous forme liquide dans les résidus miniers et de 40 % sous forme de vapeur dans l’atmosphère, lors du brûlage des amalgames [8]. Des stocks de mercure ont ainsi été accumulés pendant plus d’un siècle sur l’ensemble des grands bassins hydrographiques guyanais (Maroni, Mana, Comté, Approuague, Oyapock – ( figure 1 )).

Parallèlement à ces rejets directement liés aux activités d’orpaillage, une seconde source « naturelle » a été révélée suite aux programmes de recherche développés au Brésil [10] et, plus récemment, en Guyane [11, 12]. La majorité des sols du Bassin amazonien sont très anciens, la formation géologique Alter-do-Chao (Brésil) par exemple étant estimée entre 15 et 30 millions d’années. Ils ont ainsi accumulé du mercure provenant des apports humides atmosphériques dans le cadre du cycle biogéochimique du métal à l’échelle planétaire et, dans une moindre mesure, de l’altération des roches. Les teneurs dans les 20 premiers centimètres des sols sont comprises entre 10 et 70 mg Hg/m2, soit plusieurs dizaines de fois supérieures à celles qui caractérisent les sols des régions tempérées [11]. Ce mercure est majoritairement présent sous la forme HgII, complexé avec les oxyhydroxydes de fer et de manganèse. Plusieurs processus naturels peuvent conduire à une exportation du métal des bassins-versants vers les hydrosystèmes, mais une nouvelle fois, les activités anthropiques sont à l’origine d’une amplification des transferts, les activités d’orpaillage générant une intense érosion des sols alluvionnaires qui conduit à une très forte turbidité des cours d’eau en aval des sites miniers et à des apports de mercure sous forme particulaire (( figure 2 )). Dans tous les cas, la très faible efficacité des méthodes de décantation des particules au niveau des bassins d’exploitation (barranques), et ce sur la totalité des chantiers légaux ou clandestins, représente une source indirecte de mercure pour les écosystèmes aquatiques. Nous ne disposons pas de données quantitatives sur l’importance de ces apports, et ce malgré les enjeux environnementaux et sanitaires. Mentionnons que des études sont actuellement menées dans le cadre de la phase II du programme « Mercure en Guyane », sur le site de la mine Boulanger, à proximité de Cacao (( figure 1 )), pour quantifier les parts respectives des rejets mercuriels provenant de l’érosion naturelle et artificielle des sols et des apports liés à la procédure d’amalgamation sans recyclage du Hg° (utilisation des isotopes stables du mercure en tant que traceurs).

Devenir du mercure dans l’environnement et rôle clé des réactions de méthylation

La transformation chimique la plus importante d’un point de vue écotoxicologique correspond à la méthylation du mercure, qui s’effectue uniquement à partir de la forme HgII (( figure 3 )). Les données disponibles dans la littérature sont unanimes pour accorder un rôle prépondérant aux bactéries en tant qu’agents de méthylation, et plus précisément aux bactéries sulfato-réductrices (BSR) [13-16]. Ces dernières sont localisées dans les zones dépourvues d’oxygène, au sein des sédiments mais également de la colonne d’eau lorsque les conditions hydrodynamiques et géochimiques conduisent à l’anoxie. Tel est le cas en Guyane du barrage hydroélectrique de Petit-Saut [17, 18] : mis en eau en 1994 sur le cours inférieur du fleuve Sinnamary (( figure 1 )), le réservoir a une superficie moyenne de 310 km2, avec une profondeur maximale de 35 m. La forêt primaire n’a pas été détruite et la biodégradation de la biomasse foliaire a très rapidement conduit à une disparition de l’oxygène au sein de la colonne d’eau : 10 ans après la mise en eau du barrage, l’oxycline (limite entre les eaux oxygénées et dépourvues d’oxygène) se situe à environ - 5 m [19], les couches superficielles étant saturées via l’activité photosynthétique du phytoplancton (( figure 4 )). Le bassin du Sinnamary a été le siège d’importantes activités d’orpaillage depuis 1866, avec l’exploitation du site d’Adieu-Vat et ensuite de Saint-Elie. Actuellement, plusieurs milliers d’orpailleurs clandestins sont installés sur cette zone. Les rejets de mercure liés à l’orpaillage, combinés aux conditions physico-chimiques du milieu aquatique (anoxie, température > 28 °C…), sont à l’origine d’une importante production de méthylmercure dans les eaux situées sous l’oxycline (( figure 4 )) : la concentration maximale dans la fraction dissoute de la colonne d’eau (< 0,45 μm), à environ - 20 m de profondeur, est proche de 0,5 ng/L, ce qui correspond à 25 % du Hg total [20]. À titre de comparaison, les valeurs moyennes déterminées dans les rivières situées en amont du barrage et dans les couches superficielles oxygénées sont de 0,02 ng/L, soit moins de 1 % du Hg total [18, 20]. Les études actuellement développées sur le site de Petit-Saut montrent que les biofilms qui ont colonisé la surface des troncs d’arbres immergés jouent un rôle important à l’égard de la production de MMHg : plus de 1 milliard de m2 serait ainsi recouvert par ces biofilms riches en bactéries1. Les eaux du barrage utilisées pour alimenter les turbines proviennent des couches profondes de la retenue ; elles transfèrent d’importantes quantités de MMHg dans le fleuve Sinnamary et dans le système estuarien et les zones côtières adjacentes (( figure 1 )). Les concentrations de MMHg mesurées à l’aval du barrage sont proches de 0,5 ng/L, soit environ 30 % de la teneur en Hg total [18, 20].

Bioamplification du méthylmercure le long des chaînes alimentaires aquatiques

La quantification des niveaux de bioaccumulation du mercure dans les espèces végétales et animales au sein des cours d’eau de Guyane met en évidence une très forte bioamplification. Elle conduit à des concentrations dans les poissons situés au sommet des réseaux trophiques très supérieures à la norme sanitaire de consommation de 0,5 μg Hg/g, sur la base du poids frais des échantillons musculaires, norme définie par l’Organisation mondiale de la santé (OMS) et appliquée actuellement par la majorité des pays nord- et sud-américains.

La bioamplification est un processus naturel qui repose sur des transferts cumulatifs du MMHg entre les proies et les prédateurs [1, 21, 22] : le taux d’absorption de cette forme organique du mercure au travers de la barrière intestinale est proche de 100 %, alors qu’il est en général inférieur à 10 %, voire 5 %, pour le mercure inorganique (HgII) [22]. Cette forte capacité de transfert au travers des barrières épithéliale et membranaire n’est pas directement liée à la liposolubilité, comme cela est indiqué dans de nombreuses publications ; en effet, le coefficient de partage « octanol/eau » (Kow) du MMHg est très faible puisqu’il est compris entre 0,07 pour l’espèce hydroxylée CH3HgOH et 1,7 pour l’espèce neutre chlorée CH3HgCl [23, 24]. Lors d’une exposition chronique, le MMHg est accumulé dans la quasi-totalité des organes du poisson, avec des concentrations comparables dans le foie, les reins, le cerveau et le muscle squelettique [21, 22], ce dernier représentant un vaste compartiment de stockage (> 60 % du poids de l’organisme entier). Notons que cet organotropisme du MMHg se différencie très nettement de celui des autres métaux : pour le cadmium par exemple, les concentrations dans le tissu musculaire sont toujours très faibles, voire négligeables, par rapport à celles qui sont mesurées dans les organes cibles que sont les reins et le foie [25].

La ( figure 5 ) illustre la bioamplification du mercure à partir des concentrations dans le muscle dorsal de 986 poissons de Guyane, appartenant à 35 espèces représentatives de 6 régimes alimentaires (herbivores, périphytophages, benthivores, omnivores, carnivores, piscivores) [26]. Les concentrations les plus élevées sont associées aux espèces piscivores (Hoplias aimara, Acestrorhynchus falcatus…), situées en fin de réseau trophique, alors que les herbivores (Myleus ternetzi, M. rhomboidalis), à la base de la chaîne alimentaire des hétérotrophes, sont caractérisés par de très faibles niveaux de bioaccumulation dans le tissu musculaire : le rapport entre les concentrations extrêmes est supérieur à 700, la quasi-totalité des poissons piscivores capturés en Guyane se positionnant au-dessus de la norme de consommation de 0,5 μg Hg/g [26, 27].

Il est important de rappeler que les concentrations du mercure dans l’eau sont extrêmement faibles, proches du ng/L dans la fraction dissoute pour le Hg total et environ 100 fois plus faibles pour le MMHg. De tels niveaux, uniquement détectables par des procédures d’échantillonnage et d’analyse ultra-performantes [28, 29], ne présentent aucun risque direct pour l’homme (baignade, boisson). En revanche, par le jeu de bioconcentrations à la base des réseaux trophiques (bactéries, algues phytoplanctoniques) et de transferts le long des chaînes alimentaires, les facteurs de bioconcentration ([MMHg]muscle/[MMHg]eau, fraction dissoute) peuvent atteindre plusieurs dizaines de millions [17, 26].

Quels sont les risques toxicologiques pour les espèces aquatiques les plus contaminées ? Malgré l’abondance des publications scientifiques sur l’écotoxicologie du mercure au cours des deux dernières décennies, peu de travaux ont été réalisés dans des conditions d’exposition représentatives de celles qui se déroulent en milieu naturel, à savoir des apports de MMHg par la voie trophique et sur de longues durées. Chez un poisson d’eau douce (Pimephales promelas) contaminé pendant plusieurs mois par de la nourriture faiblement enrichie en MMHg, des impacts très significatifs ont été mis en évidence sur la reproduction, avec un retard important des périodes de ponte, une inhibition de la production hormonale et du développement gonadique ou encore une réduction du nombre d’alevins [30, 31]. Chez le poisson zèbre (Danio rerio), dont le génome a été récemment séquencé, les effets de la contamination trophique par le MMHg ont été analysés sur les niveaux d’expression d’une douzaine de gènes dans trois organes (cerveau, foie, muscle squelettique dorsal) [32]. Les résultats sont particulièrement novateurs au regard de la connaissance des atteintes structurales et fonctionnelles du MMHg chez le poisson. Dans le cerveau, qui présente les plus fortes concentrations en MMHg en fin d’expérience, aucune modification significative des niveaux d’expression des gènes, déterminés par RT-PCR (real-time polymerase chain reaction), n’a été révélée par rapport aux poissons témoins, alors que les gènes sélectionnés étaient impliqués dans de nombreuses fonctions cellulaires : défense par rapport au stress oxydant, séquestration des métaux (métallothionéines), protéines d’efflux (ABC transporteurs), bioénergétique (enzymes mitochondriales), réparation de l’ADN, apoptose. Cette absence de réponse génétique peut expliquer les atteintes neurotoxiques générées par le MMHg : la contamination chronique du cerveau se heurterait à une incapacité de mise en place de réactions de défense face à la bioaccumulation du MMHg, réactions qui sont en revanche observées dans le foie et dans le tissu musculaire. Des effets précoces, dès 7 jours de contamination, ont été mis en évidence sur le muscle [32], alors que ce tissu était classiquement considéré comme un compartiment de stockage, sans véritables atteintes structurales et fonctionnelles [1].

Voies de contamination des populations humaines et niveaux d’imprégnation à l’échelle de la Guyane

Deux modalités d’exposition des populations humaines existent actuellement en Guyane : i) une exposition de type « professionnel », concernant les chercheurs d’or responsables du brûlage des amalgames sur les sites d’orpaillage et le personnel impliqué dans le raffinage du métal précieux au niveau des comptoirs d’or et des bijouteries. Elle repose sur une intoxication par inhalation de mercure élémentaire. Très peu de données sont disponibles sur les conditions d’exposition, qui revêtent un caractère le plus souvent aigu, et sur l’impact sanitaire ; ii) une contamination par la voie alimentaire, lors de la consommation des produits de la pêche, plus précisément des poissons situés en fin de réseau trophique. Il s’agit d’une exposition à caractère chronique, qui concerne potentiellement l’ensemble de la population guyanaise et, plus largement, du Bassin amazonien [33]. Suite à la première enquête exploratoire réalisée en Guyane en 1994, reposant sur la collecte d’échantillons de cheveux sur environ 500 personnes et une dizaine de sites [34], des études plus approfondies sur les niveaux d’imprégnation des populations ont été mises en place jusqu’en 2004, coordonnées par l’Institut de veille sanitaire (InVS), en collaboration avec l’Institut national de la santé et de la recherche médicale (Inserm), la Cellule interrégionale d’épidémiologie (Cire) Antilles-Guyane et la direction de la Santé et du Développement social en Guyane (DSDS). La ( figure 6 ) résume le bilan des données obtenues lors des enquêtes d’imprégnation sur les fleuves Maroni (1997 et 2002) et Oyapock (2004) et sur la zone de Sinnamary (2001) [35]. Les zones en amont des fleuves Maroni et Oyapock, qui correspondent aux lieux de résidence des communautés amérindiennes Wayana et Wayampi, présentent les niveaux d’imprégnation les plus élevés. Dans les trois villages du Haut-Maroni (Twenké, Kayodé, Antécume-Pata), la moyenne géométrique des concentrations du mercure dans les cheveux, déterminée sur environ 50 % de la population (235 échantillons), est de 10,6 μg/g [27] : 64 % des adultes et de 54 à 65 % des enfants, selon les tranches d’âge si les enfants de moins de 1 an sont exclus (période d’allaitement), se situent au-dessus de la norme de 10 μg/g, définie par l’OMS en tant que valeur seuil au-delà de laquelle peut exister un risque d’atteinte neurologique chez l’enfant (voir paragraphe suivant). Les enquêtes nutritionnelles réalisées par l’InVS en 1997 dans ces trois villages [27] ont clairement démontré le rôle des apports de mercure via la consommation des poissons carnivores. Ces communautés amérindiennes, vivant dans des zones isolées, ont conservé des modes d’alimentation traditionnels fondés sur la pêche et la chasse : chez les adultes, environ 300 g de chair de poisson sont consommés quotidiennement. Les quantités de mercure ingérées hebdomadairement étaient supérieures pour toutes les classes d’âge à l’apport tolérable, défini par l’OMS en 1989, de 3,3 μg Hg/kg de masse corporelle (tableau 1( Tableau 1 )). Le dosage du mercure dans les poissons consommés par les Amérindiens montre que seulement quatre espèces carnivores/piscivores contribuent à 75 % des quantités de mercure ingérées par les populations du Haut-Maroni [27]. Sur le fleuve Oyapock, les niveaux d’imprégnation des populations amérindiennes vivant à Trois-Sauts sont comparativement plus faibles (7,1 μg Hg/g – ( figure 6 )) alors que leur mode de vie est comparable à celui des Wayanas. Cette différence peut être expliquée par les concentrations de mercure dans les poissons : une étude comparative des niveaux de contamination de l’espèce piscivore H. aimara, choisie en tant qu’indicateur de la bioamplification du MMHg à l’échelle de l’ensemble des zones habitées de la Guyane, indique des écarts du même ordre de grandeur que ceux déterminés dans les cheveux2.

Ainsi, en accord avec les données recueillies en Amazonie brésilienne [33], la consommation des poissons situés au sommet des réseaux trophiques aquatiques représente en Guyane la voie majoritaire de contamination des populations par le MMHg. Notons que les analyses réalisées sur des échantillons de gibier (singes, oiseaux, cochons bois…) montrent de faibles bioaccumulations, hormis pour les espèces terrestres directement connectées aux chaînes alimentaires aquatiques (caïmans, par exemple) [27].
Tableau 1 Quantités moyennes de mercure ingérées (μg Hg par individu et par semaine) par la communauté amérindienne Wayana (villages du Haut-Maroni, Guyane française), en fonction des classes d’âge et du sexe, au-delà de 14 ans (d’après [27] modifié).

Classes d’âge

Mercure ingéré (μg/indiv./semaine)

< 1 an

8

1 à 3 ans

46

3 à 6 ans

101

7 à 10 ans

192

10 à 14 ans

264

15 à 25 ans

hommes

335

15 à 25 ans

femmes

289

25 à 45 ans

hommes

429

25 à 45 ans

femmes

289

> 45 ans

hommes

210

> 45 ans

femmes

204

Effets sanitaires du mercure sur les populations humaines

Le développement des activités d’orpaillage en Guyane française et dans toute l’Amazonie a pour conséquence l’augmentation des circonstances d’exposition des populations humaines au mercure et ses composés. Rappelons que deux formes essentielles d’exposition cohabitent : professionnelle ou environnementale aux vapeurs de mercure élémentaire à proximité des sites d’extraction ou de raffinage de l’or et ingestion de MMHg par voie alimentaire lors de la consommation de poissons des fleuves et des estuaires. Les signes de toxicité liés à ces expositions diffèrent selon la forme chimique du métal, mais il est bien évident que chez de nombreuses populations d’Amazonie, les familles d’orpailleurs par exemple, les deux types d’exposition sont présents.

Exposition aux vapeurs de mercure chez les orpailleurs, les raffineurs et les populations vivant à proximité

Des études conduites chez les orpailleurs, les personnes chargées du raffinage et du travail de l’or (bijoutiers) ou parmi les populations vivant au voisinage des sources de vapeurs de mercure au Brésil ou au Surinam [36-39], ont mis en évidence l’existence d’une exposition aux vapeurs de mercure non négligeable dans ces groupes de populations. Chez les orpailleurs, elle est particulièrement importante (27,5 μg/g créatinine d’excrétion urinaire de mercure en moyenne, avec une grande variabilité, chez des orpailleurs du Surinam ; jusqu’à 79 μg/g créatinine chez des raffineurs au Brésil), en raison d’une manipulation directe du mercure (contact cutané) et de l’inhalation lors du brûlage et du raffinage de l’amalgame. Rappelons que la norme biologique pour les travailleurs, proposée par l’American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH), est actuellement de 35 μg/g créatinine [40]. À notre connaissance, aucune étude d’exposition similaire n’a été conduite en Guyane française, un fait dû en partie au contexte particulier de l’exploitation aurifère dans cette région, comprenant essentiellement des chantiers d’orpaillage (environ 200 en 2000) dont la majorité sont des chantiers illégaux ou employant des clandestins [41]. Mentionnons que des études sont en cours au niveau des comptoirs d’or implantés dans la ville de Cayenne.

Une intoxication forte par des vapeurs de mercure entraîne signes respiratoires et fièvre (pneumonie chimique) semblables à ceux d’une grippe, pouvant être mortels en l’absence de traitement, accompagnés éventuellement de manifestations gastro-intestinales, de douleurs musculaires et d’une atteinte rénale. L’intoxication chronique par le mercure métallique se manifeste par des atteintes du système nerveux central (tremblements, troubles du caractère, pertes de mémoire…), du système nerveux périphérique (troubles sensitifs dans les mains et les pieds ; constriction du champ visuel…), par des lésions rénales glomérulaires et tubulaires, parfois accompagnées de gingivite ou stomatite [40]. Le symptôme le plus caractéristique de l’intoxication chronique au mercure élémentaire est le tremblement (doigts, paupières, langue et lèvres puis membres), entraînant une modification caractéristique de l’écriture. D’autres atteintes plus difficiles à mettre en évidence ont néanmoins été évoquées : atteinte de la fonction de reproduction, du système immunitaire, ou risque de cancer. Ces effets ont été observés dans des populations de travailleurs exposées aux vapeurs de mercure dans des secteurs professionnels autres que l’orpaillage, comme les mines de mercure ou la production de soude caustique et de chlore.

Des équipes brésiliennes ont essayé d’établir un bilan de santé dans certaines populations de garimpeiros en Amazonie [42]. Cette évaluation révèle une fréquence importante de maladies parasitaires, de paludisme et d’anémie. Certaines atteintes plus spécifiques (irritabilité, pertes de mémoire, signes cutanés…) sont plus fréquentes chez les orpailleurs ayant exercé le plus grand nombre d’années. Toutefois, à notre connaissance, aucune étude épidémiologique spécifiquement orientée vers les expositions professionnelles au mercure dans cette région n’a actuellement été publiée.

Effets sanitaires liés à l’exposition au méthylmercure

La forte neurotoxicité du MMHg chez l’homme est connue depuis le début des années 1950. L’intoxication chronique de la population de Minamata, suite à la consommation de poissons contaminés, puis l’intoxication accidentelle par la consommation de semences traitées qui a eu lieu en Irak dans les années 1970, ont également permis de mettre en évidence la sensibilité particulière du fœtus à cette toxicité [43]. En effet, si des atteintes cliniques du système nerveux central de l’adulte (paresthésie, réduction du champ visuel, baisse de l’acuité auditive, troubles de l’équilibre et de la marche…) peuvent être observées pour des niveaux d’exposition de l’ordre de 60 μg/g de Hg total dans le cheveu, des effets chez l’enfant suite à une exposition in utero sont décelables à des niveaux d’exposition bien inférieurs.

Études chez l’adulte

Les études épidémiologiques menées en Amazonie brésilienne chez des adultes ont montré des relations dose-effet entre le niveau d’exposition au MMHg et des baisses de performances sur des tests mesurant la coordination et la rapidité des mouvements fins, et la perte de sensibilité aux contrastes visuels [44]. Ces altérations neurologiques peuvent s’observer dès une exposition de l’ordre de 6 μg/g dans le cheveu et évoluent selon un continuum jusqu’aux signes cliniques graves observés lors d’intoxications fortes. Des effets de l’exposition au mercure sur l’auto-immunité ont récemment été observés dans trois groupes de populations au Brésil, certaines riveraines de sites d’orpaillage et d’autres plus éloignées [45].

Études chez l’enfant

Les nombreuses investigations mises en place dans les populations de Minamata et d’Irak ont permis de proposer des relations dose-réponse entre le niveau d’exposition prénatale au méthylmercure et les atteintes neurologiques observées chez les enfants (encéphalopathie, altérations du tonus musculaire ou des réflexes ostéotendineux, retards à la marche ou au langage) [46, 47], relations qui continuent de servir de référence à l’OMS. On admet ainsi que des concentrations maternelles pendant la grossesse supérieures à 10 μg/g dans le cheveu sont susceptibles d’accroître le risque d’atteinte cérébrale de l’enfant, résultant en des perturbations du développement moteur telles qu’un retard d’apprentissage de la marche.

Grandes cohortes

Dans un souci d’évaluer des effets à des niveaux plus faibles que ceux observés à Minamata et en Irak, trois études de cohorte ont été lancées en Nouvelle-Zélande, aux Îles Féroé et aux Seychelles, dont les populations sont consommatrices de poissons ou de mammifères marins. Ces études ont mis en place des évaluations longitudinales fines de l’impact sur le système nerveux central dans les domaines neuropsychologique (tests psychométriques mesurant différentes sphères du développement moteur, cognitif, sensoriel et du comportement) ou neurophysiologique (mesures électrophysiologiques de conduction nerveuse).

En Nouvelle-Zélande, 1 000 femmes ayant consommé plus de trois repas de poisson par semaine ont été sélectionnées parmi les 11 000 femmes qui ont accouché en 1978. Parmi elles, 73 avaient des concentrations de mercure dans le cheveu supérieures à 6 μg/g et ont été considérées « fortement exposées ». À l’âge de 4 ans, 31 enfants « fortement exposés » in utero ont été comparés à 31 enfants faiblement exposés, appariés sur l’âge et l’ethnie de la mère, la date et le lieu de naissance. Le groupe fortement exposé avait des performances plus faibles sur le Denver Developmental Screening Test [48]. Un suivi à 6 ans utilisant des tests plus fins (Weschler Intelligence Scale for Children, McCarthy Scales for Children Abilities, Test of Language Development) sur un plus grand nombre d’enfants a confirmé les observations initiales chez les enfants exposés au-delà de 6 μg/g in utero.

La cohorte des Îles Féroé (archipel de l’Atlantique nord dépendant du Danemark) inclut 1 022 enfants nés en 1986-1987. L’exposition prénatale a été mesurée par la concentration de mercure dans le sang du cordon et dans le cheveu maternel (4,3 μg/g en moyenne). À l’âge de 7 ans, 917 enfants (90,3 % du groupe initial) ont participé à des examens détaillés (cliniques, neuropsychologiques et neurophysiologiques) pendant environ 5 heures. Une nouvelle évaluation a été proposée à l’âge de 14 ans, avec une forte participation également. Les résultats principaux mettent en évidence une baisse des performances dans les domaines de l’attention, du langage, de la mémoire verbale et, dans une moindre mesure, dans les temps de réaction et l’organisation visuospatiale. La concentration de mercure dans le sang du cordon semble être l’indicateur le plus sensible [49]. Les tests neurophysiologiques pratiqués à 7 et 14 ans ont l’avantage d’être indépendants de facteurs de confusion comme le contexte socioculturel dont on connaît l’influence sur le développement psychomoteur de l’enfant. Ils ont permis de mettre en évidence des retards dans les potentiels évoqués au niveau du tronc cérébral, et une diminution dans la variabilité du rythme cardiaque [50]. Signalons que l’exposition moyenne des adolescents chez lesquels ces effets sont observés est de l’ordre de 1 μg/g de mercure dans les cheveux.

Aux Seychelles, environ 800 enfants ont été examinés à 6,5 mois, puis 19, 29 et 66 mois et récemment à l’âge de 8 ans. L’évaluation de l’exposition a été réalisée par la mesure du mercure dans le cheveu maternel (6,8 μg/g en moyenne). Aucun des tests pratiqués lors des premiers examens n’était associé à l’exposition au mercure. Lors de l’examen à l’âge de 8 ans, des tests semblables à ceux utilisés en Nouvelle-Zélande et aux Féroé ont été appliqués. Aucune association n’a été trouvée avec l’exposition au mercure [51].

Suite aux résultats des grandes études décrites précédemment sur l’impact de l’exposition prénatale au MMHg sur le développement psychomoteur de l’enfant, un groupe d’experts FAO/OMS3 a réévalué en 2003 la dose hebdomadaire tolérable provisoire (DHTP) établie une première fois en 1972, puis à deux reprises et confirmée en 1999 à 300 μg de mercure total par semaine (avec un maximum de 200 μg de MMHg) pour un homme de 60 kg (soit environ 3,3 μg/kg/sem de MMHg). Lors de sa 61e session (juin 2003), le JECFA a abaissé la DHTP à 1,6 μg/kg/sem de MMHg, soit une division par 2 par rapport à la précédente évaluation. Cette nouvelle DHTP est dérivée du calcul d’une dose sans effet de 14 mg de Hg/kg dans les cheveux maternels estimée à partir des études des Féroé et des Seychelles et assortie d’un facteur d’incertitude total de 6,4 [52]. L’Environnemental Protection Agency (EPA) aux États-Unis dès 1975, puis récemment le National Research Council américain, ont pris une position encore plus prudente et proposent de limiter l’apport journalier de MMHg à 0,1 μg/kg de poids corporel. Il est important de souligner qu’aux États-Unis, sur la base des concentrations de mercure mesurées dans le cordon, plusieurs centaines de milliers d’enfants naissent tous les ans avec des niveaux de mercure supérieurs à 5,8 μg/L, niveau pour lequel des baisses de scores d’intelligence (QI) ont été constatées : une approche économique de cet impact du mercure indique une diminution significative de la productivité qui atteindrait 8,7 milliards de dollars annuellement [53].

Études en Amazonie

Comme indiqué précédemment, les évidences d’un impact dès les faibles doses d’une exposition au MMHg sur le développement neurologique et le système cardiovasculaire sont fortes. Certaines incertitudes subsistent quant aux raisons des résultats divergents entre les études des Îles Féroé et celles des Seychelles. Ils peuvent s’expliquer par des différences entre les méthodologies utilisées, les contextes socio-économiques, ou les autres expositions chimiques possibles. Le débat qui continue d’agiter le monde scientifique et les autorités de santé publique porte également sur le rapport risque-bénéfice de réglementations qui viseraient à limiter la consommation de poissons, dont on connaît les bénéfices nutritionnels par ailleurs, en particulier dans des populations pour lesquelles elle constitue une source majeure de protéines et d’acides gras essentiels, ce qui est le cas de nombreuses populations en Amazonie.

Les circonstances de l’exposition au MMHg en Amazonie sont particulières, puisqu’elles sont liées essentiellement à l’activité d’orpaillage et à ses conséquences directes ou indirectes sur la pollution, résultant en une contamination des populations de poissons de rivière. Toutefois, les difficultés méthodologiques et logistiques de mise en place des études dans cette région ont limité leur ampleur. La faible taille des populations concernées (ex : les Amérindiens de Guyane) exclut une étude de cohorte de naissances, comme ce fut le cas dans les travaux cités précédemment. Ces études sont donc toutes des approches transversales, évaluant des enfants d’âges différents. Les batteries de tests psychométriques validés dans les populations industrialisées sont inapplicables dans cette région, limitant ainsi souvent l’évaluation des performances aux domaines ne faisant pas intervenir le langage et les références culturelles. Enfin, les difficultés logistiques (déplacements, conditions météorologiques, manque d’électricité) ont limité également la variété des tests mis en œuvre.

Trois études réalisées dans cette région ont été publiées (tableau 2( Tableau 2 )). Au Brésil et en Guyane, les niveaux d’exposition sont nettement supérieurs à ceux des populations exposées chroniquement ailleurs dans le monde. Les tests neuropsychologiques sont différents de ceux des autres études décrites auparavant. Ils cherchent à mesurer les performances motrices (finger tapping, Mac Carthy leg coordination test), les capacités de mémoire et d’attention (Stanford-Binet bead memory, digit span tests) ou d’organisation visuospatiale (Stanford-Binet copying test). En Guyane, un examen neurologique détaillé a également été organisé et en Équateur [54], ce sont les fonctions auditives qui ont été spécifiquement évaluées. Les études menées au Brésil sur le Rio Tapajos [55] et en Guyane française [56], suivant des protocoles très semblables et des niveaux d’exposition comparables, donnent des résultats concordants : un léger déficit sur les scores des tests mesurant en particulier l’organisation visuospatiale et la motricité, en augmentation avec le niveau d’exposition au mercure. Les observations de nombreuses rotations dans les copies de dessin effectuées par les enfants guyanais sont compatibles avec une atteinte pariétale, une des cibles probables de l’action neurotoxique du MMHg. Les cibles identifiées dans ces études (attention, motricité, organisation visuospatiale) sont semblables aux observations faites aux Îles Féroé. D’autres domaines comme le langage et la mémoire verbale pourraient également être affectés mais n’ont pas été évalués.
Tableau 2 Description des études transversales sur l’association entre l’exposition prénatale au méthylmercure et le développement psychomoteur en Amazonie.

Pays (auteur, année)

Population (tranche d’âge)

Biomarqueur d’exposition

Niveau d’exposition

Effets mesurés

Résultats

Équateur (Counter, 1998)

21/36 enfants exposés (3-15 ans)

Sang de l’enfant au moment de l’exposition

ma = 16,2 μg/L (eq 4,4 μg/g cheveu)

Tests audiométriques

ns

15 non-exposés

Potentiels évoqués auditifs (10 enfants exposés)

Association avec la latence inter-pics I-III (oreille gauche seulement)

Brésil (Grandjean, 1999)

354/420 enfants (7-12 ans)

Cheveu enfant

mg = 11,0 μg/g

Tests neuropsychologiques :

tapping des doigts

ns

test de dextérité de Santa Ana

β = - 5,58 p = 0,001

WISC-R Mémoire des chiffres

ns

Cheveu mère (r = 0,80)

mg = 11,6 μg/g

Tests de Stanford-Binet :

copie de figures

β = - 3,40 p = 0,003

mémoire des figures

β = - 1,23 p = 0,02

mémoire des perles

ns

Guyane française (Cordier, 2002)

248/290 enfants examen neurologique (6 m-6 ans)

Cheveu enfant

mg= 10,2 μg/g

Examen neurologique (Amiel-Tison)

Réflexes ostéotendineux accrus

Tests neuropsychologiques :

tapping des doigts

ns

206/243 enfants tests neuropsy. (5-12 ans)

Cheveu mère (zone la plus exposée) (r = 0,30)

mg= 12,7 μg/g

Tests de Stanford-Binet :

cubes

ns

copie de figures

β = - 2,98 p < 0,001

mémoire des perles

ns

Tests de McCarthy :

mémoire des chiffres (à l’endroit)

ns

coordination des jambes

β = - 3,72 p = 0,006

Conclusion

En Guyane française, si les activités d’orpaillage jouent un rôle prépondérant en tant que source directe et/ou indirecte de mercure inorganique, le cycle biogéochimique de ce métal est extrêmement complexe. Les recherches conduites dans le cadre du Programme « Mercure en Guyane » ont apporté de nombreuses données sur les voies de transfert et les transformations des différentes formes chimiques du mercure ; plusieurs questions demeurent encore sans réponse, notamment l’importance quantitative de l’érosion des sols et des sédiments sur les apports de mercure dans les hydrosystèmes ; le devenir à moyen/long terme du mercure élémentaire provenant des résidus d’amalgamation, dans les sols et dans les cours d’eau ; la localisation et les mécanismes responsables de la méthylation du mercure dans les systèmes aquatiques. Seule une connaissance approfondie de l’ensemble des processus biogéochimiques et écotoxicologiques mis en jeu, à l’échelle de l’ensemble du territoire guyanais, permettra la mise en œuvre de politiques pertinentes en matière de protection de l’environnement et des populations humaines. Les niveaux d’exposition chronique auxquels sont soumises les populations amazoniennes sont parmi les plus élevés au monde et les évaluations faites sur les conséquences neurologiques pour les enfants sont en accord avec les effets attendus à ces niveaux. À l’heure actuelle, les investigations publiées restent peu nombreuses compte tenu des difficultés d’accès à beaucoup de ces populations, et les effets potentiels autres que neurotoxiques (rein, cardiovasculaire) n’ont pas été étudiés. Rappelons que les résultats récents obtenus sur les poissons, à partir d’approches biochimiques et génomiques sur différents compartiments tissulaires [30-32], démontrent l’intérêt et la nécessité de diversifier les recherches sur le modèle « mammifère », afin de disposer de nouveaux bioindicateurs performants au regard de la toxicité du MMHg chez l’homme, suite à des conditions chroniques d’exposition comparables à celles qui sont rencontrées en Guyane.

Dans les études disponibles, il n’a pas été observé de déficit neurologique grave, mais plutôt des signes d’atteinte neurologique précoce liés au niveau d’exposition au mercure. Seuls certains domaines du développement ont été explorés, compte tenu du contexte socioculturel différent de ceux pour lesquels ces tests avaient été conçus. Il est donc possible que d’autres sphères du développement soient également touchées. L’état actuel des connaissances ne permet pas de dire si les effets observés sont réversibles, stables ou progressifs, mais pour les populations touchées, ils s’ajoutent à des conditions de vie difficiles et à d’autres problèmes sanitaires.

Remerciements

Les résultats relatifs aux aspects environnementaux ont été obtenus dans le cadre du Programme « Mercure en Guyane – Phases I et II », lancé par le Centre national de la recherche scientifique (CNRS) et financé par le CNRS/PEVS (Programme Environnement Vie et Sociétés), la direction régionale de l’Environnement (Diren) Guyane, le Fonds national pour la science et l’Agence nationale de la recherche (FNS/ANR), EDF et les fonds FEDER (Fonds européens de développement régional). Les résultats relatifs aux aspects « Santé » proviennent des travaux menés en étroite collaboration avec la Cire Antilles-Guyane et la DSDS.