1 . Introduction

La production mondiale de plastique continue d’augmenter, dépassant nos efforts pour gérer les flux de déchets et empêcher leur rejet dans l’environnement (Geyer et al., 2017). Les débris plastiques sont une préoccupation majeure, ils polluent désormais tous les écosystèmes de la planète, et ces matériaux anthropiques dépassent désormais les limites planétaires et nous éloignent d’un espace opérationnel sûr pour l’humanité (Persson et al., 2022). Les plastiques à usage unique font partie des déchets les plus courants dans le monde, et les petits objets sont facilement perdus dans l’environnement (Morales-Caselles, 2021). En fait, l’utilisation de matériaux d’emballage alimentaire et la production associée de déchets solides ont augmenté pendant la pandémie de covid-19 (Oliveira et al., 2021). Ceci est en contradiction directe avec les objectifs des directives de l’Union européenne (UE), qui interdisent les 10 articles en plastique à usage unique les plus courants sur les plages européennes, dans le but de réduire les impacts environnementaux de ces produits en plastique. Les articles identifiés dans cette directive comprennent les sacs en plastique, les cotons-tiges, les ballons, les gobelets et les bouteilles pour boissons, y compris leurs couvercles et couvercles (Commission européenne, 2018). L’abandon des produits plastiques persistants à base de combustibles fossiles au profit de matériaux plus renouvelables et dégradables comme le papier peut donc être considéré comme souhaitable et comme une solution potentielle à certains des problèmes associés aux plastiques (Dey et al., 2021).

Les matériaux d’emballage alimentaire (FPM) et les plastiques à usage unique comme les emballages à emporter ont des impacts néfastes sur l’environnement, notamment sur la santé et le bien-être humains (PNUE, 2014, 2018). Au-delà des menaces physiques posées par les FPM, les plastiques peuvent contenir des milliers de produits chimiques différents, y compris des substances ajoutées intentionnellement ou non. Une étude récente a identifié 10 000 substances utilisées dans les plastiques, telles que des monomères, des additifs et des agents de transformation (Wiesinger et al., 2021). Plus de 2 400 (24 %) des substances identifiées sont connues pour avoir des propriétés dangereuses, mais 901 sont encore utilisées dans les plastiques destinés au contact alimentaire. Dans l’Union européenne, la sécurité des produits chimiques présents dans les matériaux en contact avec les aliments est estimée à travers le risque de migration, en prenant en compte le mélange total de produits chimiques qui migreront de l’emballage vers les denrées alimentaires de telle sorte qu’aucun matériau ne « transfère de constituants dans les aliments à des niveaux qui mettent en danger la santé humaine » (CE 1935/2004, 2004). La législation ne traite pas de composés spécifiques mais plutôt de la migration totale des constituants chimiques. Les produits chimiques associés au plastique dans les FPM sont rejetés à toutes les étapes de la durée de vie du produit, y compris non seulement leur transfert dans les aliments et, finalement, dans les humains pendant les phases d’utilisation, mais également dans les environnements naturels, y compris les organismes aquatiques (Geueke et Muncke, 2017; Zimmermann et al., 2019). Leur répartition et leur devenir dépendront de leurs propriétés physico-chimiques, notamment de leur coefficient de partage, ainsi que de la physiologie des organismes et de leur propension à accumuler des produits chimiques. Les produits chimiques peuvent s’échapper des produits en plastique et migrer directement dans l’eau, ou se lier aux particules dans les décharges, se propageant ensuite dans le milieu aquatique. Pourtant, malgré l’utilisation mondiale de gobelets et de couvercles à usage unique, on sait peu de choses sur les effets environnementaux de ces produits et de leurs lixiviats. En 2009, Lithner et coll. (2009) ont souligné la nécessité de multiplier les expériences de lixiviation et les tests de toxicité aquatique ultérieurs sur les produits en plastique et certains progrès ont été réalisés depuis (Bridson et al., 2021 ; Sawalha et al., 2022; Zimmermann et al., 2021). Cependant, il a été démontré que même pour les polymères plastiques couramment utilisés tels que le polystyrène (PS) et le polypropylène (PP), les signatures chimiques et les paramètres toxicologiques restaient indisponibles (Wiesinger et al., 2021; Zimmermann et al., 2019).

Ces lacunes dans les connaissances nécessitent des études sur la toxicité environnementale des produits à usage unique et des matériaux à emporter en contact avec les aliments. Quelques études antérieures ont démontré la toxicité des lixiviats de types spécifiques de FPM plastiques. Thaysen et coll. (2018) ont montré que le lixiviat provenant des godets en PS expansés était toxique pour les invertébrés aquatiques, entraînant une diminution du rendement reproductif et une mortalité accrue des puces d’eau exposées (Ceriodaphnia dubia). Zimmermann et coll. (2019) ont démontré la toxicité des polymères plastiques traditionnels (par exemple le polyéthylène basse densité, le chlorure de polyvinyle, PS) ainsi que ceux d’origine biologique (comme l’acide polylactique, le PLA), détectant le stress oxydatif, la cytotoxicité, l’œstrogénicité et l’anti-androgénicité. Dans ces études, les lixiviats ont été préparés à l’aide de matrices ou de solvants liquides ou alimentaires pour une extraction chimique optimale, et les auteurs ont donc testé le pire scénario d’exposition. Mais de nombreux produits chimiques présents dans les produits en plastique, y compris certains FPM, sont solubles dans l’eau, ce qui indique qu’ils peuvent migrer de ces articles vers l’eau environnante dans des conditions environnementales (Zimmermann et al., 2021).

En raison de ces problèmes, on s’efforce de remplacer les gobelets à emporter en plastique par des produits en papier, considérés comme plus sûrs pour la santé humaine et plus respectueux de l’environnement. Les efforts visant à comparer l’impact environnemental des plastiques à usage unique et des gobelets en papier au moyen d’analyses du cycle de vie, y compris des évaluations de la production de matériaux, de la fabrication des gobelets et de la gestion des déchets, montrent qu’il n’y a pas d’avantage clair d’un matériau par rapport à un autre (van der Harst et Potting, 2014). Malgré cela, les gobelets en papier sont considérés comme des alternatives biodégradables ou respectueuses de l’environnement, souvent via des campagnes de greenwashing (Viera et al., 2020). Cependant, de nombreux gobelets en papier comportent en fait une fine couche de PLA ajoutée sur la face intérieure de ces gobelets afin de créer une couche imperméable entre la boisson et le papier.

Ici, nous avions pour objectif de comparer la toxicité potentielle des gobelets et couvercles en plastique traditionnels avec celle des gobelets en papier. Pour ce faire, nous avons réalisé des expériences de lessivage dans plusieurs conditions différentes et testé les toxicités aiguës et chroniques chez le moucheron Chironomus riparius . Ces invertébrés aquatiques sont des espèces modèles couramment utilisées dans les essais de toxicité (OCDE, 2010 , 2004a ; 2004b) et représentent un groupe d’organismes écologiquement important. En effet, il a déjà été démontré qu’ils sont sensibles aux expositions au plastique, y compris des études sur les effets des particules et des fibres microplastiques, ainsi qu’aux expositions chimiques (Huang et al., 2021; Krais et al., 2022; Lin et al., 2021; Scherer et al., 2020; Silva et al., 2022; Stanković et al., 2020). Cependant, des lacunes subsistent dans les connaissances concernant l’effet des lixiviats plastiques sur les espèces benthiques d’eau douce (Haegerbaeumer et al., 2019).

2 . Matériels et méthodes

2.2 . Expositions sur 7 jours et évaluation de la toxicité sur les larves

Configuration de lixiviation et d’exposition à long terme : Afin d’imiter les conditions environnementales pertinentes, les coupelles à usage unique ont été lessivées pendant des périodes de 1, 2 et 4 semaines dans des aquariums. Les éléments utilisés pour la lixiviation étaient neufs (jamais utilisés) et aucune étape spécifique de nettoyage ou de désinfection n’a été effectuée avant la production du lixiviat. Chaque aquarium contenait de l’eau du robinet tempérée (21 °C ± 1, pH 8,0, 20 à 24 mg Ca/l) et des sédiments dans un rapport vol de 6 : 1 (eau : sédiments). Des masses identiques ont été ajoutées pour chaque produit d’emballage (papier, gobelets PP ou couvercles PS), à raison de 17,3 g/L d’eau, équivalent à 104 g/L de sédiments, équivalent à un rapport en poids de 1 : 14,5 (emballage : sédiments). Les tasses ont été coupées en deux et aplaties manuellement (taille des morceaux : environ 10 × 5 cm) tandis que les couvercles ont été ajoutés entiers (diamètre : 8 cm, hauteur : 1 cm). Tous les morceaux d’emballage ont été légèrement enfouis dans les sédiments pour éviter de flotter en raison de la flottabilité. Le sédiment était constitué de sable de Fontainebleau (sable siliceux), complété par 5 % de cellulose (Lacey et al., 1999), créant un sédiment composé à la fois de matières inorganiques et organiques. Le contrôle négatif a été traité de la même manière et consistait en un aquarium constitué de sédiments propres et d’eau du robinet. Les lixiviats et les contrôles provenant de différentes périodes de lixiviation ont été testés séparément dans trois expériences autonomes, comme décrit ci-dessous (voir également la Fig. 1).

 

Fig. 1 . Représentation de l’expérience, y compris les matériaux utilisés, les conditions de lixiviation, les expositions et les paramètres.

Ici, l’objectif était d’évaluer la toxicité potentielle des produits chimiques lessivés qui se sont répartis dans la phase aqueuse ou dans la phase sédimentaire. Ces deux matrices ont donc été testées séparément dans une configuration d’exposition de 7 jours. L’eau et les sédiments ont été retirés des aquariums après la période de lixiviation et séparés. La phase aqueuse a ensuite été complétée par des sels pour recréer le milieu d’exposition de C. riparius (concentrations finales de 66,2 mg/L CaCl ₂ , 61,4 mg/L MgSO ₄ , 96 mg/L NaHCO ₃ et 63 mg/L CaSO ₄ ), selon AFNOR. lignes directrices ( AFNOR, 2004). Les sédiments et l’eau ont ensuite été distribués dans des béchers en verre pour une utilisation ultérieure lors d’expositions de larves. Chaque bécher expérimental contenait 50 ml de sédiments et 200 ml d’eau. Nous avons utilisé soit des sédiments propres avec de l’eau contaminée (w⁺), soit de l’eau propre (w) avec des sédiments contaminés (s⁺). Notez qu’une fois les expériences mises en place, il est également possible que les produits chimiques se répartissent entre les deux matrices (par exemple, s⁺ en w et w⁺ en s). Enfin, 7 larves (48 h après l’éclosion) ont été introduites dans chaque bécher en verre au début de l’exposition. Au cours de l’expérience, les larves ont été nourries quotidiennement avec une solution de nourriture pour poissons (solution de Tetramin à 10 g/L ; 700 µl/bécher/par jour, soit 1 mg de Tetramin/larves/jour). Les béchers ont été aérés en continu à l’aide d’un flux d’air forcé à travers des pipettes en verre pour oxygéner le milieu, et exposés à des cycles lumière/obscurité 16:8, à 21 ± 1 °C.

Évaluation de la croissance, du développement et de la tératogénicité : Après les expositions de 7 jours, les effets ont été évalués en analysant la survie, l’inhibition de la croissance et le retard de développement des larves, ainsi que la malformation de leurs pièces buccales comme critère d’évaluation de la tératogénicité. Les larves ont été triées sur le volet et photographiées individuellement. L’inhibition de la croissance a été évaluée en mesurant la longueur du corps des larves survivantes à l’aide du logiciel ImageJ®. Les capsules céphaliques de chaque larve ont également été mesurées pour déterminer les stades larvaires et évaluer les retards potentiels de développement. La tératogénicité a été évaluée dans les capsules céphaliques sous forme de déformations de la pièce buccale, comme décrit par Dias et al. (2008) . En bref, les capsules céphaliques ont été placées dans de l’hydroxyde de potassium à 15 % et chauffées pendant 12 minutes à 95 °C, avant de les incuber dans une solution d’éthanol à 70 % pendant la nuit. Les capsules ont ensuite été montées avec le milieu de montage Eukitt® et observées au microscope. Les déformations de la pièce buccale ont été évaluées et notées selon les méthodes décrites par Warwick et Tisdale ( Warwick, 1988 ) et Vermeulen et al. (1998) . Les groupes de traitement ont été comparés en fonction de l’incidence (déformations individuelles ou totales) et de la gravité des déformations. Ce dernier a été évalué par des notes basées sur les surfaces des pièces buccales touchées. En bref, chaque dent était virtuellement divisée en quatre zones et le nombre de zones couvertes par une déformation était utilisé comme taux dentaire. Les groupes d’exposition ont été comparés en fonction de l’évaluation (gravité) et de l’apparition des déformations.

3 . Résultats

Nos résultats indiquent que l’exposition aux lixiviats provenant des matériaux emportés a eu un effet sur la croissance et le développement des larves. Plus précisément, l’analyse ANOVA bidirectionnelle montre que le temps de lessivage et la matrice (eau ou sédiment) étaient importants, ainsi que l’interaction entre les deux. Lorsque les larves étaient exposées aux lixiviats présents dans les sédiments, leur croissance était significativement inhibée par rapport aux témoins, pour tous les types de coupelles et tous les temps de lixiviation (F (6, 81) = 47,54 ; p < 0,001 ; voir Fig. 2). De plus, aucune différence statistique n’a été observée entre l’exposition témoin et l’exposition au lixiviat d’eau pour les différents matériaux. Lorsque le développement a été analysé en ce qui concerne le stade larvaire à la fin de l’exposition de 7 jours, les résultats ont indiqué que beaucoup plus d’animaux se trouvaient au 2e ou 3e stade dans les expositions aux sédiments, par rapport aux lixiviats à base d’eau, ce qui indique des retards de développement. . De plus, un temps de lixiviation de 4 semaines a entraîné une augmentation significative du retard de développement par rapport au temps de lixiviation de 2 semaines (Fig. 3).

 

 

Figure 2 . Longueur des larves de chironomides (cm) après une exposition de 7 jours aux lixiviats de trois types différents d’articles à emporter. Le lessivage a été séparé en deux fractions dans l’eau ou les sédiments, et les matériaux ont été lixiviés pendant 1, 2 ou 4 semaines. Les larves témoins ont été exposées dans de l’eau propre et des sédiments. La différence significative dans la longueur des larves par rapport aux larves témoins est indiquée par un astérisque (*), p < 0,001. Le temps de lessivage n’a pas affecté les résultats.

 

 

 

 

 Figure 3 . Stade de développement des larves de chironomides (stade) après une exposition de 7 jours aux lixiviats de trois types différents de gobelets à emporter. La lixiviation a été séparée en deux fractions dans l’eau ou les sédiments, et les matériaux ont été lixiviés pendant 2 semaines (A) ou 4 semaines (B). (Aucun des animaux n’a atteint le 4ème stade dans l’expérience après une semaine de lessivage, ils ne sont donc pas présentés ici). Les larves témoins ont été exposées dans de l’eau propre et des sédiments. Un retard significatif dans le stade de développement, par rapport aux larves témoins, est indiqué par un astérisque (*), p < 0,001, tandis que (^) indique p = 0,055.

La tératogénicité a été évaluée chez les larves ayant atteint le 4ème stade. Notez que dans les expériences où les matériaux ont été lessivés pendant une semaine, aucune des larves exposées n’a atteint ce stade de développement et la tératogénicité n’a donc pas pu être évaluée. Lors des expositions utilisant le lixiviat de 2 semaines, nous n’avons trouvé d’impact sur la tératogénicité dans aucun des traitements, sauf lorsque les larves ont été exposées dans des sédiments contaminés utilisés pour le lessivage de coupelles en PP (PP-s ⁺ ), auquel cas l’apparition et la gravité des malformations des pièces buccales ont augmenté de manière significative. Cependant, aucun effet tératogène n’a été détecté lorsque les traitements ont été regroupés par matrice ou par matériau de conditionnement. Aucun effet significatif n’a été observé non plus, pour aucun des traitements, lorsque les matériaux ont été laissés lessiver pendant 4 semaines. Cependant, le nombre élevé de larves n’ayant pas atteint le 4e stade pour tous les groupes exposés aurait pu empêcher la détection d’un effet potentiel.

De plus, nous avons mesuré six paramètres (sex-ratio, taux d’émergence, nombre de masses d’œufs par femelle, délai de première émergence des mâles, délai de première émergence des femelles, délai entre mâles et femelles). Les résultats montrant le temps jusqu’à l’émergence sont présentés sur la Fig. 4. Nous avons observé un retard significatif dans l’émergence des femelles lorsque les larves étaient exposées au PLA-s ⁺ (analyse Kruskal-Wallis). De plus, pour ce paramètre, une ANOVA à 2 voies a indiqué qu’il existe une différence entre les deux matrices, sédiment et eau (F (1, 31) = 9037 ; p = 0,0052). Un effet du traitement (type FPM) a également été observé, même si ces résultats étaient seulement proches de la signification (p = 0,057). Nous n’avons pas observé de différences dans les délais d’émergence pour les mâles, ni de différence significative dans les délais entre les délais d’émergence pour les mâles et les femelles. Aucun impact clair n’a été observé pour les autres critères d’évaluation.

 

 

 

 Figure 4 . Délai d’émergence jusqu’au stade adulte pour les chironomides femelles après exposition aux lixiviats de trois types différents d’articles à emporter. Le lessivage a été séparé en deux fractions dans l’eau ou les sédiments, et les matériaux ont été lixiviés pendant 3 semaines. Les larves témoins ont été exposées dans de l’eau propre et des sédiments. Un retard significatif dans l’émergence, par rapport aux larves témoins, est indiqué par un astérisque (*), p < 0,05.

4 . Discussion

Nous avons utilisé un organisme modèle, les larves de chironomides C. riparius, pour étudier la toxicité des lixiviats chimiques provenant de matériaux d’emballage alimentaire à usage unique (FPM) dans des environnements d’eau douce, en trouvant des effets sur la croissance et le développement des larves. Il est important de noter que les lixiviats des gobelets en papier (doublés de PLA) sont aussi problématiques que leurs homologues en plastique, ce qui indique que même si l’utilisation de ces matériaux peut réduire l’utilisation de plastiques, ils ne seront pas nécessairement meilleurs du point de vue de la sécurité chimique. Nos résultats indiquent que les produits chimiques s’échappent du FPM et, compte tenu des différentes réponses que nous observons, les produits chimiques se répartissent différemment dans les fractions sédiments et eau. De nombreux produits chimiques toxiques présents dans les plastiques et les emballages alimentaires sont hydrophobes et se répartiront probablement dans les particules et les sédiments de l’environnement (Lubecki et Kowalewska, 2019). De plus, on pense que le plastique est une source importante de produits chimiques rejetés dans l’environnement (Andrade et al., 2021 ; Lubecki et Kowalewska, 2019) et les débris de plastique couleront et seront piégés dans les zones de sédimentation élevée (Barnes et al. ., 2009). Les organismes bentho-pélagiques comme C. riparius seront exposés à ces produits chimiques et pourront subir des conséquences négatives. Les impacts sur la croissance et la survie des chironomes pourraient avoir des répercussions négatives dans les environnements d’eau douce, car ils ont une influence sur les cycles biogéochimiques, la séquestration du carbone, agissant comme ingénieurs des écosystèmes (Hölker et al., 2015).

Nos résultats ont indiqué que les lixiviats plastiques pouvaient réduire la croissance des moucherons, et nous avons constaté que moins d’individus atteignaient le stade 4e stade dans les lixiviats d’eau et de sédiments, ce qui indique des retards de développement. La présence de sédiments contaminés peut avoir dégradé dans une certaine mesure la qualité de l’eau. Bien qu’il soit très peu probable que cela affecte les déformations des pièces buccales, cela peut contribuer à expliquer la longueur réduite des larves et l’augmentation du temps d’émergence dans les traitements des sédiments. Nous avons trouvé des preuves de tératogénicité chez les larves exposées à des sédiments contaminés utilisés pour le lessivage de coupelles en PP (PP-s ⁺ ), mais pas dans aucun des autres groupes d’exposition, bien que cela puisse être dû en partie au faible nombre d’individus atteignant le 4ème niveau. stade larvaire, ce qui en soi est important. Les produits chimiques potentiellement à l’origine de cette tératogénicité sont probablement hydrophobes, puisque les effets n’ont été observés que dans la matrice sédimentaire et non dans les lixiviats aqueux. Dans des conditions d’exposition (w+ et s+), même si une matrice était initialement non contaminée (sédiments dans le cas de w+, et vice-versa), une certaine séparation aurait pu se produire au cours des 7 jours d’exposition des larves, conduisant à la présence également de contaminants dans dans une certaine mesure dans la matrice non contaminée. Cependant, on peut supposer que la majeure partie de la séparation s’est produite au cours des 1 à 4 semaines de production du lixiviat, et que la poursuite de la séparation une fois les éléments d’emballage retirés était limitée. Cette hypothèse est confortée par nos résultats, qui montrent une nette différence entre les conditions w+ et s+. De plus, la répartition des produits chimiques de l’eau contaminée (w+) vers les sédiments pourrait avoir été accélérée en raison de l’ajout d’aliments biologiques, et l’exposition via des sédiments contaminés pourrait également entraîner une répartition des sédiments vers l’eau, augmentant ainsi encore la biodisponibilité. Ces indications possibles soulignent l’importance de la situation d’exposition multiple pour les chironomes et autres organismes vivant à cette interface, ainsi que l’importance de comprendre les voies d’exposition aux interfaces sédiment/eau. Enfin, nous avons observé un retard dans le délai d’émergence des femelles, mais n’avons pas trouvé de différence significative entre les mâles et les femelles, ce qui indique que cet effet pourrait ne pas avoir d’impact sur la reproduction. Cependant, nous n’avons pas testé d’autres impacts qui nous permettraient de détecter des effets sur la reproduction chez les mâles.

De nombreux produits chimiques utilisés dans les matériaux et les emballages en contact avec les aliments peuvent affecter la santé environnementale (Groh et al., 2019). Zimmermann et coll. (2021) ont détecté jusqu’à plusieurs milliers de produits chimiques facilement lixiviables qui ont migré des produits en plastique vers l’eau, et que ces composés ont présenté une toxicité in vitro , indiquant que les matières plastiques présentes dans l’environnement aquatique peuvent nuire aux organismes. Une étude récente a identifié de nombreux additifs plastiques organiques s’échappant des contenants alimentaires en PP et PLA (Akoueson et al., 2022), notamment des stabilisants UV (UV328, 327 et 326), des antioxydants (tels que le nonylphénol), des plastifiants dont plusieurs phtalates et des retardateurs de flamme. Sans surprise, ils ont également montré que les types et les concentrations de produits chimiques variaient selon les types de polymères et les fournisseurs. Les analyses portant sur les produits chimiques contenus dans les plastiques et les matériaux en papier et carton utilisés dans les FPM montrent que ces deux groupes de matériaux contiennent tous deux des centaines de produits chimiques différents qui peuvent migrer dans les denrées alimentaires, y compris des perturbateurs endocriniens (EDC) et des substances identifiées comme persistantes, bioaccumulables et toxiques. (PBT), persistant, mobile et toxique (PMT), et cancérigène, mutagène ou toxique pour la reproduction (CMR) (Geueke et al., 2022; Zimmermann et al., 2022). Les emballages alimentaires à base de papier peuvent contenir des niveaux élevés de substances polyfluoroalkyles (PFAS), utilisées pour augmenter la résistance à l’eau et aux graisses à la place de ces propriétés dans les plastiques (par exemple, le PLA utilisé dans les gobelets dans la présente étude) (Ramírez Carnero et al., 2021) et les PFAS peuvent s’échapper des produits dans l’environnement (Coffin et al., 2023).

Plusieurs études ont documenté les effets des produits chimiques associés au plastique sur C. riparius, en particulier dans le passé. Les perturbateurs endocriniens, notamment les phtalates, les filtres UV et les bisphénols, sont couramment présents dans les produits en plastique, notamment les emballages alimentaires (Akoueson et al., 2022; Groh et al., 2019; Zimmermann et al., 2022, 2021; 2021), et peuvent affecter la réglementation. de la voie de l’hormone ecdysone d’organismes, y compris les diptères. Ozaéz et ses coauteurs ont montré que 2 filtres UV différents affectaient l’expression de gènes impliqués dans la mue et la métamorphose (Ozáez et al., 2016). Le phtalate de benzylbutyle (BBP) et le phtalate de di (2-éthylhexyle) (DEHP) peuvent modifier la voie de l’hormone ecdysone chez C. riparius exposé (Herrero et al., 2015; Planelló et al., 2015). L’exposition aiguë au bisphénol A (BPA) et au nonylphénol (NP) induit un stress oxydatif et des dommages à l’ADN chez C. riparius (Park et Choi, 2009). Les plastiques noirs, comme les couvercles utilisés dans la présente étude, ont été identifiés comme particulièrement problématiques en raison de la propension de ces matériaux à contenir des composés dangereux, notamment des métaux et des retardateurs de flamme (Turner, 2018). Il a été démontré que le nonylphénol s’échappe des plastiques de qualité alimentaire, provoquant une toxicité chez les poissons de récif, affectant à la fois la survie aiguë et à long terme (Hamlin et al., 2015). Le rôle et l’impact des lixiviats chimiques des FPM sur l’environnement n’ont pas été entièrement quantifiés. Les recherches futures portant sur le devenir des produits chimiques présents dans les matériaux d’emballage alimentaire répandus dans l’environnement devraient inclure l’identification des substances dangereuses, leur répartition dans différentes matrices de l’environnement et leur biodisponibilité.

Bien que nous n’ayons pas abordé l’effet de l’exposition aux microplastiques dans cette étude, il est important de prendre en compte la fragmentation et la dégradation des FPM dans l’environnement, comme l’ont démontré Lambert et Wagner, montrant que les nanoplastiques se produiront lors de l’altération des couvercles de tasses à café en PS. exposé à la lumière UV (Lambert et Wagner, 2016). Des études antérieures ont étudié l’impact de l’exposition aux microplastiques PS, qui ont eu un impact négatif sur C. riparius (Silva et al., 2021). Les microplastiques altérés, c’est-à-dire soumis à un vieillissement dû à l’exposition aux rayons UV, peuvent devenir plus toxiques. Khosrovyan et Kahru (2021) ont exposé C. riparius à des microparticules vierges et altérées et ont découvert que les particules altérées réduisaient considérablement l’émergence, tandis que les particules vierges n’affectaient pas les organismes tout au long de leur cycle de vie et sur trois générations.

Nos résultats, ainsi que des preuves antérieures, indiquent que les FPM, comme les tasses à café à usage unique, pourraient potentiellement avoir un impact sur les organismes aquatiques benthiques comme les moucherons utilisés ici. Comme ces éléments sont répandus dans l’environnement, ils peuvent lessiver des produits chimiques toxiques susceptibles d’avoir un impact sur le biote, dès une semaine de lessivage. Étant donné que des effets ont également été observés après quelques semaines de lessivage, on peut émettre l’hypothèse que les produits chimiques se sont propagés assez rapidement des produits d’emballage alimentaire dans l’environnement et ont été relativement persistants, ou qu’ils ont été lessivés à un rythme constant au fil du temps. Les deux scénarios sont problématiques. Malheureusement, l’abandon des gobelets en plastique au profit des gobelets en papier ne constituera pas une solution à la surconsommation toujours croissante de matériaux dans la société moderne. En effet, au-delà de la toxicité chimique démontrée ici, les gobelets en papier ne sont généralement pas recyclés. Cela est dû en partie au revêtement imperméable en plastique des gobelets qui contribue à la libération d’une quantité importante de produits chimiques au cours de leur cycle de vie (Foteinis, 2020). Les gobelets utilisés ici étaient recouverts de PLA, un polymère plastique utilisé dans les matériaux en contact avec les aliments, mais il a été démontré qu’il lixiviait des produits chimiques pouvant induire une toxicité (Akoueson et al., 2022 ; Zimmermann et al., 2019 , 2021).

5 . Conclusion

Nos résultats indiquent que les gobelets à usage unique, fabriqués dans différents matériaux, peuvent tous induire des effets toxiques chez les moucherons. Les lixiviats ont eu un impact sur les paramètres de toxicité pertinents, notamment la croissance et le développement. De plus, des effets négatifs ont été observés dans les deux matrices environnementales (eau et sédiments). Chironomus riparius est une espèce modèle pour les études toxicologiques qui représente un groupe important d’organismes aquatiques essentiels à la santé des écosystèmes. Nos résultats montrent que les déchets mal gérés peuvent avoir un impact négatif sur le biote aquatique. Gallo et coll.(2018) soulignent que les impacts environnementaux et les coûts économiques de la production et de la consommation du plastique, combinés aux utilisations inutiles, s’aggraveront à court terme si aucune mesure préventive forte n’est prise immédiatement. Nous ne pouvons pas nous permettre de remplacer uniquement un matériau (les gobelets en plastique) par un autre (les produits à base de papier), mais devons plutôt réduire globalement la consommation et l’utilisation de produits à usage unique.

Bethanie Carney-Almroth, Alice Carle, Marion Blanchard, Francesca Molinari, Agathe Bour