Le plan d’intervention encadre les activités de
surveillance et d’intervention au Québec.
Pour faire face à la situation et protéger la santé de la population, le
Ministère de la Santé et des Services sociaux en collaboration avec
plusieurs partenaires a élaboré un
plan d’intervention de protection de la santé publique contre le virus du
Nil occidental. Le ministère du Développement durable, de
l'Environnement et des Parcs est l’un de ces partenaires.
La stratégie retenue en 2006 est fondée sur une analyse, après quatre
années d’observation, du risque que représente le VNO au Québec et sur la
détermination des interventions à privilégier pour la prochaine saison.
Ainsi, il n’y aura pas de traitements de larvicides de façon préventive en
2006. La philosophie du plan d’intervention préconise le respect de la
législation existante en matière de lutte contre le VNO et prévoit
l’utilisation de toutes les possibilités telles que les mesures de
protection personnelle, domestique, communautaire et municipale. Toutefois,
si une situation atteignait un niveau extrême, difficilement contrôlable en
présence de plusieurs cas humains regroupés, l’application d’insecticides à
des fins sanitaires pourrait être envisagée.
Un programme de surveillance des cas humains et des moustiques vecteurs
infectés par le VNO a été mis en place afin d’assurer un suivi de la
situation. Le plan d’intervention prévoit que, en cas de situation
épidémique, des actions possibles seront évaluées par un comité aviseur à
composition intersectorielle soutenu par un groupe d’experts. Ce comité
fera, aux autorités décisionnelles, ses recommandations sur les
interventions optimales contre le VNO. Un exemplaire du plan d’intervention
est disponible dans le site
Internet du ministère de la Santé et des Services sociaux.
2. Le rôle du ministère du Développement
durable, de l’Environnement et des Parcs
Le ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs joue un rôle de consultation et de
collaboration, et s’assure, dans la mesure du possible, que l’utilisation
d’insecticides est faite de manière sécuritaire, rationnelle et de façon que
l’impact sur l’environnement soit réduit au minimum.
En plus d’être consulté sur le plan d’intervention, le
ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs est interpellé principalement lors de
l’utilisation d’insecticides. En effet, le plan d’intervention prévoit
l’application d’insecticides, en utilisant d’abord les produits les moins
toxiques comme le larvicide biologique Bacillus thuringiensis var.
israelensis (B.t.i.) et le méthoprène, et ensuite, le cas échéant
et en dernier recours, des adulticides. Les adulticides sont des pesticides
appliqués dans l’air (brumisateur, « fogger ») pour contrôler les
moustiques adultes (qui volent) par comparaison aux larvicides qui sont
appliqués dans le milieu aquatique pour contrôler les larves. Les adulticides ciblés ont été la resméthrine, la perméthrine et le malathion,
en application aussi localisée que possible.
Le rôle du ministère du Développement durable, de l’Environnement et des
Parcs est de collaborer avec les autres
ministères partenaires dans la gestion de ce dossier dont l’objectif est de
protéger la population québécoise et de s’assurer que l’utilisation
d’insecticides soit effectuée de façon sécuritaire et rationnelle afin que
l’impact sur l’environnement soit réduit au minimum. L’utilisation
d’insecticides pour la lutte contre le virus du Nil occidental soulève des
inquiétudes, et le ministère du Développement durable, de l’Environnement et
des Parcs en est conscient.
Comparativement aux larvicides, ce sont surtout les adulticides qui peuvent
entraîner des impacts négatifs sur l’environnement. Cependant, le plan
d’intervention ainsi que le processus décisionnel mis en place permettent de
nous assurer que leur utilisation ne sera faite qu’aux endroits où cela est
justifié.
Deux lois du ministère du Développement durable, de l’Environnement et
des Parcs concernent particulièrement
l’utilisation des pesticides au Québec, soit la Loi sur la qualité de
l'environnement et la Loi sur les pesticides.
3. Les insecticides utilisés
Le plan d’intervention prévoit l’application d’insecticides, en utilisant
d’abord les produits les moins toxiques comme le larvicide biologique
Bacillus thuringiensis var. israelensis (B.t.i.) et le
méthoprène, et ensuite, le cas échéant et en dernier recours, des
adulticides. Les adulticides ciblés sont la D-trans alléthrine, la
pyréthrine, la perméthrine et
le malathion, en application aussi localisée que possible.
En matière de pesticides, les rôles des gouvernements du Canada et du
Québec sont complémentaires. Le gouvernement du Canada est responsable de la
mise en marché des produits (Loi sur les produits antiparasitaires)
et le Québec de l’application de ces produits sur le terrain (Loi sur la
qualité de l'environnement et Loi sur les pesticides).
3.2 Informations complémentaires à propos des insecticides prévus
au plan d’intervention
Outre l’assurance donnée par le processus fédéral d’homologation des
pesticides qui garantit que les risques sont acceptables si le produit est
utilisé selon les instructions indiquées sur l’étiquette, le ministère du
Développement durable, de l’Environnement et des Parcs encadre tout de même l’activité par sa réglementation et
se documente sur les impacts touchant l’environnement. Voici quelques-unes
de ces informations.
3.2.1 Le Bacillus thuringiensis var. israelensis (B.t.i.)
- Impacts sur l’environnement du Bacillus thuringiensis var.
israelensis (B.t.i.)
Le Bacillus thuringiensis var. israelensis (B.t.i.),
appelé aussi Bacillus thuringiensis serovar H-14, est un
larvicide biologique homologué au Canada depuis 1982. En 1994, le
ministère de l'Environnement demandait aux chercheurs de l’Université du
Québec à Trois-Rivières de produire un document sur le B.t.i. et
sur le contrôle des insectes piqueurs au Québec. Dans ce document, on
traite du rôle des insectes piqueurs dans l’environnement, entre autres,
et on donne des informations générales sur le B.t.i. (ex. : mode
d’action, paramètres influençant les applications de contrôle) et sur les
les impacts environnementaux de l’utilisation du B.t.i. sur la
faune non ciblée, sur les écosystèmes aquatiques, sur la chaîne
alimentaire, sur le développement potentiel d’une résistance au B.t.i.,
etc. Pour prendre connaissance du résumé de
l'étude de 2004.
Enfin, en avril 1999, le ministère de l'Environnement adressait à
l’organisme fédéral responsable de l’homologation, l’Agence de
réglementation de la lutte antiparasitaire, une
liste de questions sur le
B.t.i. et sur les impacts des traitements appliqués avec ce
larvicide.
Enfin, vous trouverez aussi une
fiche préparée par le ministère
du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs
sur ce produit.
De façon générale, le B.t.i. est reconnu pour être un produit
larvicide très sélectif, c’est-à-dire qu’il n’est toxique que pour un très
petit nombre d’espèces, en l’occurrence, les larves de diptères et en
particulier les larves de mouches noires et de moustiques. Les études que
l’on possède et les documents scientifiques, comme celui réalisé par les
chercheurs de l’Université du Québec à Trois-Rivières pour le compte du
ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs, le confirment. Ainsi, l’application du B.t.i.,
conforme aux doses opérationnelles recommandées, présente des risques
allant de nuls à négligeables pour les espèces qui pourraient être
exposées, comme les mammifères, oiseaux, poissons ou batraciens.
Concernant les invertébrés aquatiques qui pourraient être présents dans
le plan d’eau lors de l’application du produit, les études indiquent que
la très grande majorité des espèces ne sont pas affectées (ex. :
mollusques, crustacés, libellules, demoiselles, coléoptères, patineuses,
etc.). La plupart des organismes susceptibles d’être affectés sont
certaines espèces qui sont proches parents des moustiques et des mouches
noires (ordre des diptères). Ces organismes sont des chironomidae (mouches
et moucherons), dixidae, chaboridae, ceratopogonidae et
blephariceridae.
Certaines espèces sont affectées à des doses opérationnelles (mortalité ou
dérive des organismes), mais la plupart de ces organismes ne seraient
affectés qu’à des doses beaucoup plus élevées que celles recommandées pour
les traitements opérationnels, d’où l’importance d’une certaine
qualification des utilisateurs.
Les applications de B.t.i. dans un programme de prévention et de
contrôle du virus du Nil occidental visent à détruire les larves de
moustiques. Puisque ces larves se développent la plupart du temps dans les
eaux stagnantes sans exutoire, telles que les mares, plans d’eau
attribuables à la fonte des neiges, etc., les impacts de l’application du
produit sont réduits. En effet, l’application est localisée et il n’y a
pas de dispersion du produit en aval. En ce qui concerne l’impact sur la
chaîne alimentaire, bien que peu d’études traitent du sujet, il semble que
cet impact soit faible puisque les organismes qui se nourrissent des
larves de moustiques ou des moustiques adultes modifient leur régime
alimentaire. En fait, il ne semble pas y avoir d’organismes qui se
nourrissent exclusivement de moustiques. Cet impact est d’autant plus
faible que l’écosystème est diversifié (présence d’un grand nombre
d’espèces).
Soulignons que le ministère de l'Environnement a soutenu financièrement
une étude en 2002-2003 afin de rechercher du B.t.i. dans
l’environnement naturel québécois. Parmi la centaine d’échantillons
prélevés, un seul isolat de B.t.i. a été confirmé, et les tests
effectués ne peuvent distinguer cet isolat d’une souche commerciale de
B.t.i. couramment utilisée.
Malgré que le B.t.i. soit un larvicide biologique sélectif dont
les impacts sur l’environnement et la santé humaine semblent très faibles,
le ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs considère toutefois que l’utilisation des
pesticides doit être faite de façon rationnelle et sécuritaire. Ainsi, la
disparition d’un organisme vivant, en l’occurrence les moustiques (larves
ou adultes), constitue un impact en soi. La durée de cette disparition et
l’ampleur de la superficie concernée sont à prendre en compte pour mesurer
cet impact. C’est pourquoi la réglementation existante, autant fédérale
que québécoise, balise de tels traitements.
(Texte tiré de : J. Boisvert et J.O. Lacoursière, 1994, Le
Bacillus thuringiensis var. israelensis et le contrôle des
insectes piqueurs au Québec, document préparé pour le ministère de
l'Environnement et de la Faune du Québec, 74 p.)
Contrairement à d'autres sous-espèces de B.t. qui nécessitent la
présence de cristaux et de spores pour induire la mort chez un insecte
(ex. le B.t. kurstaki contrôlant la tordeuse du bourgeon de
l'épinette et le B.t. aizawai utilisé pour détruire la
fausse-teigne de la cire infestant les ruches d'abeilles), l'effet
insecticide du B.t. israelensis provient exclusivement du cristal,
et il agit donc comme le ferait un poison. Les spores et les cellules
végétatives du B.t.i. ne sont aucunement impliquées dans le
processus insecticide (Becker et Margalit, 1993).
Lorsqu’elles sont ingérées par une larve, les inclusions cristallines
sont partiellement dissoutes dans le liquide alcalin du tractus digestif,
libérant ainsi de longues chaînes de protéines qui sont les différents
précurseurs des toxines; elles ont donc été nommées les protoxines ou
∂-endotoxines (delta-endotoxines) (figure 5, étapes 1 et 2). Ces longues
chaînes de protéines sont par la suite sectionnées par des enzymes (les
protéases) pour produire de petites molécules de grosseurs
prédéterminées : les segments toxiques, dénommés « toxines ». Le crystal
du B.t.i. contient au moins quatre de ces segments toxiques, chacun
possédant sa propre activité (figure 5, étape 3) (Ibarra et Federici,
1986; Ward et autres, 1986; Becker et Margalit, 1993). Bien que le
mode d'action précis de chacune de ces molécules ne soit pas pleinement
élucidé, il est maintenant connu que l'intoxication est le résultat
combiné de l'action de chacune d'elles (Delecluse et autres, 1988;
Federici et autres, 1990; Honée et Visser, 1993).
Le cristal de Bacillus thuringiensis var. israelensis
est un « poison stomacal ». D'après plusieurs études physiologiques et
immunologiques, les cellules de la paroi de la portion médiane du tractus
digestif sont le site initial de l'action toxique (de Barjac 1978; Hofmann
et Lüthy, 1986). Après la libération des segments toxiques par le liquide
alcalin et les enzymes, ces molécules se fixent sur des récepteurs
spécifiques situés sur la membrane des cellules formant le tube digestif
(figure 5, étape 4), immobilisant ainsi les toxines sur la membrane de ces
cellules (Honée et Visser, 1993). Par la suite, provoquées par le
déséquilibre biochimique induit par l'activité des toxines, les cellules
affectées se gonflent et éclatent (figure 5, étapes 5, 6 et 7), causant la
perforation de la paroi du tube digestif (Charles et de Barjac, 1983).
Cela provoque le passage de suc digestif dans la cavité corporelle de
l'insecte et le mouvement inverse de l'hémolymphe (l'équivalent du sang
chez les insectes) (figure 5, étape 7). Bien que certains effets
neurotoxiques ont aussi été observés (Cheung et autres, 1986), il
semble qu'une perte complète d'intégrité causée par l'éclatement de leur
tube digestif serait la cause de la mort des insectes empoisonnés aux
cristaux de Bacillus thuringiensis var. israelensis (Lüthy
et Ebersold, 1981; Chilcott et autres, 1990).
Plusieurs étapes sont donc nécessaires à l'obtention d'un effet toxique
occasionné par des cristaux de Bacillus thuringiensis var.
israelensis. Dans des conditions naturelles, c'est-à-dire dans son
habitat, un insecte doit, pour mourir :
- ingérer le cristal de B.t.i., donc le capturer et
l'avaler;
- posséder un tube digestif à pH hautement alcalin;
- posséder les enzymes capables de libérer les molécules
toxiques; et
- posséder les récepteurs adéquats, c'est-à-dire compatibles
aux toxines.
La présence ou l'absence de récepteurs cellulaires appropriés semble
être un des facteurs clés de la haute spécificité des cristaux de B.t.
(c’est-à-dire un effet limité à un petit nombre d'espèces sensibles).
Considérant que le type de protéines assemblées dans l'inclusion
cristalline peut varier entre sous-espèces de B.t., l'intensité de
l'effet toxique observé serait donc le résultat de la grande affinité ou
du grand nombre de récepteurs présents chez une espèce d'insecte donnée (Honée
et Visser, 1993). Cela explique sans doute la différence de susceptibilité
d'un insecte aux cristaux des différentes sous-espèces de B.t. Par
exemple, les cristaux de B.t. var. kurstaki sont très actifs
contre les lépidoptères, mais ils ne démontrent qu'une faible activité
contre les moustiques et sont inefficaces contre les mouches noires,
tandis que les cristaux de B.t. var. israelensis sont très
actifs contre les moustiques et les mouches noires, mais ils n'ont qu'une
faible activité, voire une activité nulle, contre les larves de
lépidoptères (Federici et autres, 1990; Dulmage et autres, 1990).
Les insectes les plus susceptibles aux cristaux de B.t.i. sont
pour la très grande majorité membres de la même « famille », c'est-à-dire
qu'ils proviennent tous d'un même ancêtre lointain qui vécut voici des
millions d'années. Le spectre d'activité du B.t.i. est
principalement restreint aux membres des nématocères (sous-ordre), un
sous-groupe de l'ordre des diptères. Cependant, les plus hauts taux de
susceptibilité ne se trouvent que parmi certains membres d'un sous-groupe,
les culicomorpha (infra-ordre) regroupant entre autres les familles des
culicidae (les moustiques), des simuliidae (les mouches noires) et une
grande partie des moucherons (chironomidae, ceratopogonidae et autres),
les moustiques et les mouches noires étant les plus susceptibles (figure
2). Probablement à cause de certaines variations génétiques et
comportementales au sein de ces deux familles, il existe des différences
de sensibilité entre les espèces formant chacune de ces familles, de même
que parmi les différents stades larvaires d'une même espèce.
L'activité larvicide du Bacillus thuringiensis var.
israelensis provient de sa structure cristalline. Le spectre
d'activité étroit démontré par les cristaux de B.t.i. –
c'est-à-dire une spécificité pour un nombre restreint d'espèces d'insectes
– tient donc de facteurs comportementaux (liés à l'ingestion obligatoire
des protoxines, les cristaux), physiologiques (alcalinité et enzymes) et
finalement génétiques (récepteurs cellulaires compatibles aux toxines).
Les recherches sur le mode d'action et les causes physiologiques de la
sélectivité des cristaux de B.t.i. se poursuivent.
- Persistance dans l’environnement
(Texte tiré de : J. Boisvert et J.O. Lacoursière, 1994, Le
Bacillus thuringiensis var. israelensis et le contrôle des
insectes piqueurs au Québec, document préparé pour le ministère de
l'Environnement et de la Faune du Québec, 74 p.)
Lorsque l'on parle de la persistance du B.t.i. dans
l'environnement, on se doit de tenir compte de trois éléments : la
persistance de l'effet toxique des cristaux, la persistance physique du
cristal en tant qu'agglomération de protéines et la persistance de la
bactérie sous forme de spore.
La persistance de l'effet toxique du B.t.i. dépend
principalement de la disponibilité des cristaux (voir section 3.1 et
figure 6). De façon générale l'effet toxique de la majorité des
formulations commerciales sur la faune cible, à l'exception des
briquettes, s'estompe rapidement suivant un degré de toxicité initial
élevé jusqu'à sa disparition en moins de quelques jours dans une mare
(Mulligan et autres, 1980; Davidson et autres, 1981; McLaughlin et
Billodeaux, 1983; Mulla, 1985), et en quelques minutes en eau courante (la
période d'activité toxique se limite au passage du « nuage »
d'insecticide). L'éclosion et le développement de nouvelles larves de
moustiques sont observables trois ou quatre jours suivant un traitement de
leur habitat (Mulla, 1990). Cette faible persistance de l'activité
toxique est attribuable à la floculation, à l'adsorption et à la
sédimentation des cristaux de B.t.i., et ce, malgré que leur durée
de vie – c’est-à-dire leur présence physique – s'étende sur plusieurs
années en laboratoire et sur le terrain (Dupont et Boisvert, 1985). Les
cristaux ainsi « immobilisés » conservent leur potentiel toxique pour les
espèces sensibles et demeurent amorphes pour tout organisme ne possédant
pas les conditions physiologiques nécessaires à leur activation. Cette
immobilisation n'est pas nécessairement permanente puisqu'une agitation et
une resuspension des sédiments peuvent rétablir une partie de l'activité
toxique (Sheeran et Fisher, 1992). De même, on a pu récupérer près de 90 %
de l'activité toxique des cristaux de B.t.i. par filtration des
sédiments, et ce, jusqu'à 22 jours suivant leur application (Ohana et
autres, 1987).
Bien que la germination des spores et la croissance des cellules
végétatives soient possibles dans les cadavres de moustiques traités au
B.t.i. (Aly, 1985), cette bactérie est incapable d'établir et de
maintenir un degré d'infection apte à contrôler une population naturelle
de moustiques ou de mouches noires (Ramoska et autres, 1981).
Aucun cas d'activité larvicide résiduelle n'est rapporté en eaux
courantes, bien que des cristaux de B.t.i. ont été retrouvés dans
les tapis d'algues, de mousse et d'herbes recouvrant le fond de cours
d'eau, de même qu'à plus de 60 cm sous le lit de ceux-ci dans la zone
appelée « hyporhéique » (Tousignant et autres, 1993). À partir des
échantillons prélevés, des mortalités allant de moins de 10 % (herbes et
sédiments fins) à plus de 90 % (tapis d'algues et de mousse) ont été
observées en laboratoire sur des larves de moustiques. Les cristaux, comme
les spores, sont donc « filtrés » par ces différents compartiments de
l'habitat, lorsque l'eau chargée de ces substances y circule. Des études
menées en Suède (Vought et autres, 1991) et aux États-Unis (Triska et
autres, 1989) sur le comportement des pollutions agricoles ont clairement
démontré la présence d'un échange d'eau important entre le cours d'eau,
son lit et ses berges – l'eau entre dans le lit ou les berges pour en
ressortir plus loin, agissant ainsi comme un filtre. Aucune étude sur le
comportement des spores et des cristaux de B.t.i. n'a cependant été
conduite pour déterminer combien de temps ils demeurent « immobilisés »
dans ces zones.
Les cristaux et les spores de B.t.i. sont présents dans
l'écosystème aquatique pour une période qui excède celle de l'activité
toxique. La durée de vie d'un cristal de B.t.i. n'est pas
précisément connue, mais en tant que matériel organique – tout comme les
poils, les os et la cuticule d'insectes – les cristaux de B.t.i.
sont éventuellement dégradés et leurs constituantes recyclées dans
l'écosystème. La vitesse à laquelle ces cristaux seront recyclés sera
dépendante de l'activité enzymatique du milieu – cette activité est liée
entre autres à la présence d'organismes (ex. : algues, bactéries et
moisissures) et à la température du milieu. Il n'y a pas, à notre
connaissance, d'études exhaustives concernant l'accumulation et la durée
de vie des cristaux et des spores de B.t.i., à la suite de
traitements répétés. Cependant, dans les zones où la réinvasion est grande
(comme au Québec), les doses et l'intensité des traitements demeurent
semblables au cours des ans, ce qui semble indiquer qu'il n'y a pas pour
le moment de phénomène attribuable à la persistance des cristaux et de
l'activité toxique de même qu'à la germination et à la multiplication de
la bactérie – c’est-à-dire. un recyclage du B.t.i.. Ces
constatations sont une indication de la faible persistance dans
l'environnement du B.t.i. provenant des formulations insecticides.
- Trois fiches ou documents
3.2.2 Le méthoprène
- Impacts sur l’environnement du méthoprène
L’utilisation du méthoprène comme larvicide de moustiques ne devrait
pas avoir d’effets nocifs sur les populations d’oiseaux, de
mammifères ou de poissons (Extoxnet, 2001).
En ce qui a trait à la toxicité pour les oiseaux, des études ont
démontré que le méthoprène est pratiquement non toxique pour les espèces
terrestres, incluant le canard colvert et le colin de Virginie, et qu’il
n’avait pas d’effet sur la reproduction de ces deux espèces d’oiseaux (Environmental
Protection Agency, 2001). De fait, la DL50 du méthoprène pour le canard
colvert est plus élevée que 2250 mg/kg (Extoxnet, 2001).
Pour ce qui est des organismes aquatiques, le méthoprène est légèrement
à modérément toxique chez les poissons comme la truite, le crapet-soleil,
l’achigan à grande bouche et la barbue de rivière. De fait, la CL50 pour
une exposition de 96 heures étaient de 4,62 ppm pour le crapet-soleil, de
4,39 ppm pour la truite, et supérieurs à 100 ppm pour l’achigan à grande
bouche et la barbue de rivière. Les résidus de méthoprène pourraient avoir
un léger potentiel de bioaccumulation chez le crapet-soleil et
l’écrevisse. Cependant, l’exposition des organismes aquatiques est limitée
par la faible solubilité (0,51 ppm) du méthoprène dans l’eau et par sa
dégradation rapide dans l’environnement aquatique (Extoxnet, 2001).
Le méthoprène semble très toxique pour certaines espèces d’invertébrés
d’eau douce, les invertébrés estuariens et les invertébrés marins.
Cependant, les organismes marins ne devraient pas être exposés à des
traitements larvicides contre les moustiques (Extoxnet, 2001). La daphnie
semble très sensible au méthoprène, car la CE50 semble être de 89 ppb pour
48 heures d’exposition (Environmental Protection Agency, 1991). Pour
d’autres espèces, le méthoprène est peu toxique avec une CL50 de plus de
100 ppm pour la crevette d’eau douce (Extoxnet, 2001). Récemment, les
résultats d’études sur le terrain exigées pour la réévaluation du
méthoprène par l’Environmental Protection Agency (EPA) démontrent que ce
pesticide n’entraîne pas d’effets néfastes de longue durée sur les
populations d’invertébrés ou d’autres organismes aquatiques non visés. Les
répercussions nuisibles n’étaient pas permanentes et les populations
touchées ont pu se rétablir (ARLA, 2001). Des études de risque ont
démontré que la concentration de l’ingrédient actif dans l’environnement
aquatique, si le produit est utilisé selon les recommandations indiquées
sur l’étiquette, devrait être sous les niveaux qui sont toxiques lors des
études en laboratoire (EPA, 2001).
Des études extensives portant sur les effets écologiques du méthoprène
sur des espèces d’arthropodes aquatiques et terrestres non visées et
apparentées aux moustiques ont révélé qu’elles n’étaient pas affectées par
le méthoprène à des concentrations de 1000 ppb (EPA, 2001). Le méthoprène
semble présenter peu de danger pour les insectes non visés. Le facteur
critique est le moment du traitement en relation avec le stade de
développement de l’insecte. Peu de risques sont associés à l’utilisation
du méthoprène à proximité des abeilles. Le méthoprène a peu d’effets sur
les 35 espèces non visées exposées, incluant les vers de terre, les
escargots, etc. (Extoxnet, 2001).
Le méthoprène semble toxique pour les amphibiens comme les grenouilles,
les crapauds et les salamandres (Extoxnet, 2001). Cependant, les taux
d’application recommandés et la dégradation rapide du méthoprène dans
l’eau devraient empêcher la concentration dans l’eau d’atteindre les
niveaux dommageables pour les amphibiens (Extoxnet, 2001). Des études de
laboratoire ont indiqué que le méthoprène présentait un faible risque pour
les amphibiens à des taux rencontrés dans l’environnement (La Clair et
autres, 1998) et que les produits de la dégradation du méthoprène ne
semblaient pas affecter les amphibiens (Degitz et autres, 2001).
Le méthoprène est un régulateur de croissance analogue à l’hormone
juvénile présente naturellement chez les moustiques. Pour être efficace
sur les moustiques, le produit doit être appliqué directement dans l’eau
où se trouvent les larves de moustiques. Lorsque les larves de moustiques
sont exposées au méthoprène, leur cycle biologique est perturbé, car la
présence constante de l’hormone juvénile inhibe la métamorphose en adulte
des larves et maintient ainsi les propriétés larvaires. En effet, pour que
le passage du stade larvaire vers le stade adulte se réalise, les niveaux
de l’hormone juvénile doivent s’abaisser, ce qui permet à l’hormone de mue
de réaliser son action. Les larves traitées vont donc se transformer en
pupe, mais la forme adulte n’émergera pas de la pupe. Ainsi, le méthoprène
est considéré par l’EPA comme un pesticide biochimique, car plutôt que
d’engendrer une toxicité directe pour l’insecte, il agit de façon
indirecte en interférant dans le cycle biologique; il n’est donc pas
toxique pour les pupes et les adultes. Pour être efficace, le méthoprène
doit être appliqué au stade sensible dans le cycle biologique, soit le
stade larvaire (Extoxnet, 2001).
- Persistance dans l’environnement
Le méthoprène est peu persistant dans les sols et ne présente pas de
risques de contamination des eaux souterraines. C’est la biodégradation
microbienne qui constitue la voie principale de dégradation dans les sols.
Le méthoprène se dégrade aussi rapidement en présence de lumière. On a
estimé sa demi-vie dans les sables loameux à environ 10 jours. Il n’a pas
tendance à être lessivé vers l’eau souterraine, car il s’adsorbe
rapidement aux particules de sol (Extoxnet, 2001).
Le méthoprène se dégrade rapidement dans l’eau et il a une demi-vie de
moins de 2 jours dans ce milieu. Par exemple, la demi-vie dans l’eau d’un
étang est d’environ 30 heures à 1 ppb et de 40 heures à 10 ppb. Les
micro-organismes et la lumière décomposent le méthoprène (Extoxnet, 2001).
Fiche sur le méthoprène
3.2.3 Impacts sur l’environnement des adulticides : resméthrine,
perméthrine et malathion
L’utilisation d’adulticides occasionnera des impacts sur les espèces
non ciblées. Nous n’avons pas présentement d’études à grande échelle qui
permettraient de quantifier ces impacts. Deux études ont toutefois été
menées à petite échelle sur ces questions. Jensen et autres (1999)
n’ont pas observé d’effets importants sur les insectes aquatiques et les
poissons dans les opérations de contrôle de moustiques des marais avec du
malathion. La population d’insectes volants a diminué, mais elle est
revenue après 48 heures. Mount (1998) conclut que les applications
terrestres à très faible volume (ULV) selon les inscriptions sur
l’étiquette ne représentent pas une menace pour les humains et les
organismes utiles non ciblés.
Aucun produit contre les moustiques adultes actuellement sur le marché
n’est sélectif, c’est-à-dire toxique uniquement pour les moustiques. Tous
les produits sont toxiques pour la plupart des insectes. Ce dont nous
pouvons juger, c’est de l’impact appréhendé entre les produits
disponibles, ce qui permet de favoriser le produit de moindre impact.
C’est dans ce sens qu’ont été choisis les insecticides prévus au plan
d’intervention. Les adulticides choisis sont la resméthrine, la
perméthrine (traitement barrière) et le malathion.
L’utilisation de produits à base de pyréthrinoïdes synthétiques, comme
la resméthrine ou la perméthrine, est plus sécuritaire lors de leur
application en milieu terrestre. Ils se dégradent plus rapidement et leurs
produits de dégradation sont peu toxiques par rapport à ceux du malathion.
La demi-vie de la resméthrine dans l’air est de 25 minutes, celle de la
perméthrine de 10 heures, et celle du malathion de 1,5 jour. Les
pyréthrinoïdes sont plus toxiques pour les animaux à sang froid que pour
les animaux à sang chaud et, par le fait même, plus sécuritaires pour les
humains, les mammifères et les oiseaux. Pour les traitements près des
milieux aquatiques, le malathion serait préférable, malgré des impacts
très probables.
Les produits utilisés pour les traitements contre les moustiques
adultes seront utilisés selon la technique d’application à ultra bas
volume. Cette technique fait en sorte que le produit est appliqué sous
forme de brouillard et que les doses utilisées sont très faibles, afin de
minimiser les impacts sur l’environnement. À titre d’exemple, un
traitement terrestre avec un des produits ciblés – le produit Mosquito Fog
40 % (numéro d’homologation 15187) à base de resméthrine – n’utilisera que
7,85 grammes de resméthrine à l’hectare (environ ½ cuillerée à thé sur une
superficie de 1 hectare - six patinoires). Pour le malathion, la dose
contre les moustiques est beaucoup plus faible que celle utilisée en
agriculture, soit respectivement de 0,29 l/ha et de 1,17 l/ha.
Les produits existants et homologués contre les moustiques adultes ne
sont pas sélectifs relativement aux insectes et aux organismes aquatiques,
c’est-à-dire qu’ils sont toxiques pour tous ces organismes et non pas
seulement pour les moustiques. Malgré un dosage adéquat, on peut
s’attendre à ce qu’une utilisation de ces produits soit toxique pour les
organismes de poids égal ou plus faible que les moustiques. Des mesures
d’application adéquates (respect des recommandations indiquées sur
l’étiquette concernant les doses, les conditions climatiques, les
appareils performants, le moment du traitement (nuit/jour), etc.) avec des
bandes de protection pour certains éléments sensibles, si ces mesures ne
compromettent pas la réussite du traitement, permettent de minimiser les
risques et les impacts. De plus, la technique de vol des moustiques (ils
semblent flotter dans les airs) les rend plus susceptibles d’entrer en
contact avec le produit appliqué selon la technique d’application à ultra
bas volume (brouillard).
