Lorsqu’une étude de spéciation d’un métal lourd dans l’environnement est réalisée, certains outils sont à notre disposition, comme des modèles qui peuvent être utilisés afin de déterminer lesquelles des espèces présentes dans un milieu complexeront avec un métal. Certains de ces modèles sont même conçus pour pousser l’étude encore plus loin et aideront à prédire l’effet qu’auront certains actinides d’origine anthropique sur le biote en fonction de leur spéciation.
Par exemple, le « Free-ion activity model » (FIAM) permet de prédire les flux de bio- absorption à l’extérieur de la cellule. Ce modèle se base sur différentes hypothèses et trois équations pour aider à prédire le comportement des métaux divalents en fonction de la concentration de métaux libres et de ligands à un pH donné.67 La Figure 15 montre la
tendance observée qui est en fonction de la concentration de métaux libres. C’est notamment avec ce modèle que Morel et coll.6 ont démontré que les organismes
unicellulaires évoluant dans des milieux externes sont influencés par la chimie qui est gouvernée principalement par des processus géochimiques. C’est donc dire que ces micro- organismes seront plus influencés par la présence d’une concentration x de métaux sous forme libre et que la toxicité d’un ion métallique libre changera en fonction de sa concentration. Cette concentration fluctuera en fonction de la présence de ligands, comme les AH.
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Figure 15. Graphique démontrant la relation entre la concentration de métal libre et la
concentration de complexe métal-site actif d’une cellule cible.67
Un autre modèle grandement inspiré du FIAM est le « Biotic ligand model » (BLM). C’est avec ce modèle que Di Toro et coll.7 ont travaillés, ce qui leur a permis d’obtenir certaines
informations sur la toxicité que peut amener la complexation de métaux toxiques avec un ligand biotique, endroit cible où le métal peut se lier et y provoquer l’intoxication d’un organisme. Dans le cas des poissons par exemple, le ligand biotique est un type de protéines qui se retrouve à la surface des branchies et qui sert à régulariser la composition ionique du sang. Ces protéines servent généralement à faire passer le calcium et le sodium, élément vitaux pour le poisson. Par contre, si ces protéines sont complexées avec un métal toxique à une concentration critique, elles ne pourront plus remplir leur fonction et l’organisme mourra.
La Figure 16 démontre que la complexation du métal toxique avec le ligand biotique est en relation directe avec la présence de plusieurs autres facteurs, dont la présence de MOD (matières organiques dissoutes). Bien que ces modèles offrent des informations utiles et pertinentes, ils ne prennent pas en compte l’isotopie particulière que peut présenter certains matériaux présentant une radioactivité naturelle renforcée, notamment dans le cas de l’uranium appauvri et enrichi. De plus, ces modèles se basent exclusivement sur des
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paramètres thermodynamiques. En effet, comme il a été mentionné précédemment, l’isotope 235U est plus toxique du point de vue radiologique que l’isotope 238U; il est donc
important de cibler l’impact sur le biote que pourrait avoir une variation du ratio isotopique en fonction de sa complexation avec les SH.
Figure 16. Modèle du ligand biotique tel que démontré par l’auteur D.M. Di Toro (traduit de
Environ. Toxicol. and Chem.).7
Par contre, il est possible de s’interroger sur la nécessité de cette investigation puisque deux isotopes d’un même élément devraient, en théorie, avoir les mêmes propriétés chimiques et donc, avoir les mêmes types d’interactions avec les espèces aquatiques présentes dans un milieu. Pourtant, Marx et coll.8 ont observé des comportements totalement différents entre
deux isotopes de chrome et de cuivre. Leur technique consistait à préparer une solution contenant des substances humiques et un excès de Cr3+, ayant un ratio isotopique naturel
dominé par la présence de 52Cr. Ils ont ensuite attendu un certain temps d’équilibration puis
fortifié la solution avec l’ajout d’une solution contenant un autre isotope de chrome, soit le
53Cr. Étant donné que les SH sont de grosses molécules, l’équipe a pu séparer le complexe
SH-Cr qui était complexé (SH lié au Cr3+) du Cr3+, encore sous sa forme libre (excès de
Cr3+) dans le but de déterminer lequel des isotopes avait complexé avec les SH. Ce même
protocole fut réalisé en parallèle avec un autre élément, le Cu2+ et deux de ses isotopes, soit
31 Les résultats obtenus ont démontré que le Cr3+ complexé aux SH était principalement
l’isotope 52Cr. Ceci signifie que très peu d’échanges ont eu lieu entre cet isotope
initialement complexé avec les SH et l’isotope ajouté par la suite démontrant par le fait même une certaine stabilité cinétique entre le 52Cr-SH. Par contre, dans le cas du Cu2+, les
résultats ont démontré qu’autant d’isotopes 63Cu que de 65Cu étaient complexés avec les
SH, ce qui implique que ces isotopes possèdent un caractère labile et qu’ils interchangent de manière équivalente.
Une revue de la littérature sur le sujet, permet de réaliser qu’aucune étude ne porte sur le comportement entre l’uranium à des ratios isotopiques particuliers et les SH pour l’écosystème du bassin versant du Saint-Laurent (BVSL), qui inclut les Grands Lacs et le FSL.