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Dépôt Institutionnel de l’Université libre de Bruxelles / Université libre de Bruxelles Institutional Repository
Thèse de doctorat/ PhD Thesis Citation APA:
Warnau, M. (1996). Valeur bioindicative des adultes et effets des contaminations métalliquessur les stades prémétamorphiques de l'échinide paracentrotus lividus, espèce-clé des herbiers à Posidonia oceanica de Méditerranée (Unpublished doctoral dissertation). Université libre de Bruxelles, Faculté des sciences, Bruxelles.
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Université Libre de Bruxelles Faculté des Sciences
Laboratoire de Biologie Marine
Valeur bioindicative des adultes et effets des contaminations métalliques sur les stades prémétamorphiques de l'échinide
Paracentrotus lividus,
espèce-clé des herbiers à Posidonia oceanica de Méditerranée
Thèse présentée en vue de l'obtention du grade de Docteur en Sciences Promoteurs: Dr. Ph. Dubois
Prof. M. Jangoux
Michel Warnau Mars 1996
Titre de la thèse annexe:
Le système excréteur des échinodermes est de type métanéphridien décentralisé
Université Libre de Bruxelles Faculté des Sciences
Laboratoire de Biologie Marine
Valeur bioindicative des adultes et effets des contaminations métalliques sur les stades prémétamorphiques de l'échinide
Paracentrotus lividus,
espèce-clé des herbiers à Posidonia oceanica de Méditerranée
Thèse présentée en vue de l'obtention du grade de Docteur en Sciences Promoteurs: Dr. Ph. Dubois
Prof. M. Jangoux
Michel Warnau Mars 1996
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REMERCIEMENTS
A l'issue de cette thèse de doctorat, c'est avec grand plaisir que je tiens à remercier toutes les personnes qui y ont contribué:
Je tiens à vivement remercier le Dr. Philippe Dubois pour l'intérêt constant qu'il a porté à ma recherche et pour l'aide précieuse qu'il m'a apportée tout au long de ce travail. Son sens critique aiguisé et la rigueur de ses raisonnements ont toujours été de bon conseil.
Je tiens à remercier très chaleureusement le Prof. Michel Jangoux pour m'avoir accueilli dans son laboratoire, pour la confiance qu'il m'a témoignée tout au long de ce travail et pour sa disponibilité chaque fois que cela s'est avéré nécessaire. Sa vaste connaissance du groupe des échinodermes et la pertinence de ses conseils m'ont été d'un grand apport.
Je tiens à leur dire à tous deux combien il est enrichissant de travailler avec eux et combien j'ai apprécié leur aide. Tout en étant des guides précieux, ils m'ont permis de développer librement ma recherche, en particulier, ils m'ont toujours soutenu dans mes démarches de collaboration avec des laboratoires étrangers. Pour tout cela et, encore davantage pour le reste, je les remercie profondément.
Je tiens à exprimer toute ma gratitude au Dr. Scott W. Fowler pour m'avoir ouvert les portes de son laboratoire (lAEA, Marine Environmental Laboratory, Principauté de Monaco).
Les 6 mois que j'ai passé dans son laboratoire ont été riches d'expériences, tant scientifiques que personnelles et je l'en remercie très sincèrement. Je tiens également à remercier toutes celles et tous ceux qui par leurs compétences ou leur amitié ont fait de ce séjour ce qu'il a été.
Ils sont cependant trop nombreux pour être tous citer nommément mais ils savent ce que j'en pense ... n'est-ce pas là l'essentiel? Je ne peux toutefois taire le nom du technicien hors pair et passionné qu'est Jean-Louis Teyssié. Il est pour beaucoup dans mon initiation aux techniques radio-écologiques, je l'en remercie très vivement. Je le remercie aussi, ainsi que sa Viviane, Guillaume et la petite Manon, pour tous les bons moments partagés "après labo". Finalement, je ne voudrais pas oublier de pester encore une fois contre l'inconnu qui m'a refilé sa varicelle pendant mon séjour monégasque!!
C'est avec une attention particulière que je tiens à remercier le Dr. Giovanni Pagano qui m'a accueilli à deux reprises dans son laboratoire à T'Istituto Nazionale Tumori" (Naples, Italie).
Non seulement il m'a initié aux techniques d'élevage d'embryons et de larves d'oursins et d'analyses toxicologiques mais il m'a également fait découvrir de l'intérieur ce monde tout à fait particulier que constituent Naples et sa population. J'ai été très rapidement intégré
"scientifiquement" dans son équipe. En outre, la chaleur de l'accueil humain que m'ont réservé ses collaborateurs, sa famille et ses amis m'ont profondément touché. Une fois encore, ils sont
U
trop nombreux pour être citer tous; je voudrais toutefois adresser mes plus vifs remerciements à Norma, Antonio, Floriana, Papa Vincenzino, Antonella et Mario. Grazie a voi.
Je remercie le Prof. Lucia Mazzella (LEB, Stazione Zoologica di Napoli, Ischia, Italie), le Prof. Charles-François Boudouresque (LBMEB, Université d'Aix-Marseille II, France), Dr.
Daniel Bay (STARESO, Calvi, Corse) et leurs très sympathiques collaborateurs pour leur accueil dans leurs laboratoires lors de mes séjours méditerranéens répétés. En particulier, un tout grand merci à Antonio "Rambo" Rando (Capitaine du "RV" de la Station d'Ischia) et à Vittorio et Lucio de Forio d'Ischia pour leur disponibilité à (presque) toutes épreuves. Sans ces navigateurs hors pairs, les innombrables plongées ischitaines réalisées durant la présente recherche n'auraient pu être menées à bien.
Je remercie le Prof. Jean-Marie Bouquegneau et ses collaborateurs du Laboratoire d'Océanologie (Université de Liège) pour m'avoir initié au dosage des métaux stables en spectrométrie d'émission atomique. En particulier, un grand merci à Renzo "Zounet" Biondo pour ses judicieux conseils techniques.
Le présent travail a été réalisé dans le cadre d'une bourse de spécialisation octroyée par le FRIA/IRSIA (réf. 910528) et d'un Programme STEP (réf. STEP-0063-C) des Communautés Européennes. Les divers déplacements à l'étranger auxquels il a donné lieu n'auraient pu être menés à bien sans le soutien financier de la "European Science Foundation" (réf. RF/94/53/E et SVF/95/18/E), le FNRS, le CNR italien, la Fondation Louis Henry a.s.b.l., la Fondation Universitaire david et Alice Van Buuren a.s.b.l. et la SILT n.v. Je tiens à exprimer ma reconnaissance et mes plus vifs remerciements à chacune de ces Institutions.
Je souhaite dire à tous les membres, ex-membres et futurs membres du laboratoire et à leurs multiples "teams" (ecotox team, climbing team, ex-smoker team, schtroumpf team. Ischia team. Papou team, Nimy team, sarba team, et autres teams) combien il m'est agréable de travailler dans un environnement aussi enrichissant, stimulant et sympathique. Merci à tous.
Je voudrais encore remercier ici mes parents et ses parents pour tout, et plus particulièrement pour leur soutien inconditionnel au cours de ces dernières semaines (les petits repas de ma moman, les machmalows de zon, etc., etc.). Finalement (j'avais gardé le meilleur pour la fin), merci à Geneviève pour bien plus encore.
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RESUME
Nombres d'herbiers à Posidonie oceanica, l'un des écosystèmes les plus importants de la mer Méditerranée, régressent et/ou subissent de profondes modifications écologiques en Méditerranée occidentale. Les activités humaines et les rejets de contaminants anthropiques côtiers seraient responsables du déclin de ces herbiers. Les métaux lourds figurant parmi les contaminants susceptibles d'affecter cet écosystème, c'est à leur étude qu'est consacré le présent travail.
Les espèces bioindicatrices habituellement utilisées pour caractériser l'état de contamination du milieu marin {i.e. les mollusques bivalves) ne sont guère représentées dans les herbiers à P. oceanica. En revanche, l'échinide Paracentrotus lividus, l'une des espèces-clés de ces herbiers, y abonde et pourrait prétendre au titre de
bioindicateur de contaminations métalliques dans cet écosystème. En outre, les stades prémétamorphiques de cette espèce sont très sensibles aux métaux, ce qui en fait d'intéressants indicateurs de leurs effets biologiques.
Le présent travail s'est dès lors attaché d'une part à évaluer le rôle de bioindicateur de contaminations métalliques des individus postmétamorphiques de P. lividus, d'autre part à étudier les effets de ces contaminations sur les stades prémétamorphiques de l'espèce.
Valeur bioindicative des individus postmétamorphiques. Les cinétiques d'accumulation et d'élimination du Cd, du Zn, de l'Ag, du Cs et de l'Am montrent que P. lividus accumule ces métaux rapidement et efficacement (facteurs de concentrations s'échelonnant de 24 à 179 après 28 jours de contamination). Parmi les compartiments corporels de l'échinide, c'est invariablement le tube digestif qui concentre les métaux le plus vite et le plus fortement et ce, quel que soit le mode d'exposition. L'eau de mer constitue généralement la source principale de contamination. La nourriture (i.e. feuilles de Posidonie oceanica) n'en est une source importante que dans le cas de l'Ag. La présence de concentrations élevées de Cd dans la nourriture de l'échinide réduit cependant (jusqu'à 65%) l'accumulation de ce métal à partir de l'eau de mer dans tous les compartiments corporels à l'exception du liquide coelomique. (Cet effet résulterait d'une augmentation des mécanismes d'excrétion [augmentant l'élimination du métal] et/ou d'une augmentation des sécrétions muqueuses [diminuant la biodisponibilité du métal] de l'organisme.) L'élimination des métaux accumulés par P. lividus à partir de l'eau est généralement lente. Le temps de demi-vie dans l'échinide in toto est de l'ordre du mois (Ag, Am) voire de plusieurs mois (Zn, Cd). Seul le Cs est éliminé rapidement (temps de demi-vie de l'ordre de la semaine).
Les relations entre concentrations contaminantes et concentrations dans l'animal ont été déterminées en prenant comme modèle le cas du Cd. La bioconcentration du Cd chez P. lividus est directement proportionnelle à la concentration en Cd dans l'eau ambiante dans la gamme des concentrations rencontrées en milieu naturel (0 à 1,1 pg Cd b'). Le facteur de concentration du Cd dans l'échinide in toto s'élève à 41 ± 7 après 28 jours de contamination.
Divers facteurs (compartiment corporel, taille des individus, saison) affectent l'accumulation nette des métaux chez P. lividus. Le principal facteur de variation des concentrations métalliques est le compartiment corporel considéré. Les métaux étudiés (Zn, Cd, Fe, Cr, Cu, Ti et Hg) sont présents en concentrations supérieures dans les compartiments non calcifiés de l'échinide (tube digestif, gonades). Seul le Pb est plus concentré dans les compartiments calcifiés (tégument, lanterne d'Aristote). Le tégument contient par contre l'essentiel de la charge métallique des métaux. La taille n'influence que modérément les concentrations métalliques chez P. lividus-, le Pb et le Fe dans le tube digestif (relation de puissance inverse) et le Cd dans le
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tégument et la lanterne d'Aristote (relation linéaire positive) font cependant exception à cette règle. Dans la paroi du tube digestif, l'effet de taille s'exprime principalement dans les petites classes (diamètre < 3 cm). Ces relations entre concentrations et taille se retrouvent dans les deux populations étudiées. En revanche, des différences entre les paramètres des équations décrivant ces relations à différentes saisons ont été relevées pour la plupart des métaux. L'étude des concentrations métalliques chez P. lividus au cours d'un cycle annuel a confirmé l'importance du facteur saisonnier qui constitue le deuxième facteur de variation le plus important (après celui représenté par le compartiment corporel).
n s'avère donc que les individus postmétamorphiques de P. lividus présentent les caractéristiques requises (au moins pour le Cd) par un bioindicateur capable de révéler rapidement (ordre de la semaine) une contamination métallique du milieu et de préserver l'information à moyen terme (ordre de un à plusieurs mois). Pour être fiablement utilisés, les individus analysés doivent présenter un diamètre supérieur à 3 cm et être échantillonnés à une même période de l'année (échantillonnages les plus synchrones possibles). Le tube digestif est le compartiment dont l'étude est conseillée. L'application de la valeur bioindicative de P. lividus à trois herbiers à Posidonia oceanica (des herbiers situés à Calvi, Ischia et Marseille) a montré que les différences enregistrées entre herbiers pour un métal donné sont généralement de faible amplitude, cette amplitude variant selon le compartiment corporel et la période de l'année considérés. En concordance avec les informations fournies par d'autres études, les résultats obtenus sur P. lividus indiquent qu'aucun des trois herbiers étudiés n'est particulièrement contaminé par les métaux lourds.
Ejfets des métaux sur les stades prémétamorphiques. A l'exception du Pb, les métaux étudiés (i.e. Hg, Cd, Cu et Ag) exercent à la fois des effets spermiotoxiques (réduction du taux de fécondation) et embryotoxiques (augmentation de la fréquence d'anomalies du développement). Pour le Pb, seuls des effets embryotoxiques ont été observés. Aucun des métaux considérés n'exerce, sur les spermatozoïdes, d'effets qui puissent entraîner des malformations embryonnaires ou larvaires de la descendance.
La spermiotoxicité des métaux dépend à la fois de leur concentration et de la durée d'exposition. En particulier, les plus basses concentrations (PBC) affectant le taux de fécondation de P. lividus diminuent d'un ordre de grandeur si la durée d'exposition du sperme passe de 30 à 75 min. Les PBC spermiotoxiques observées lors d'une exposition de 75 min (lO ’M Hg; lO'^M Ag; lO'^M Cd; lO'^M Cu) sont du même ordre de grandeur que les concentrations rapportées dans des milieux fortement contaminés par les métaux.
L'embryotoxicité des métaux est dépendante de la concentration du métal considéré. Le développement prémétamorphique s'est généralement révélé sensible aux métaux, en particulier dans le cas du Pb qui présente des effets embryotoxiques à une concentration de lO'^M alors qu'il n'exerce pas d'effets spermiotoxiques. Par ordre de toxicité, les métaux étudiés se classent de la façon suivante: Hg = Pb (PBC embryotoxique = 10‘^M) >
Ag (2,5xlO"’^M) > Cu (5xl0’’M) » Cd (lO'^M). La relation entre les effets embryotoxiques et la concentration du métal est abrupte: le rapport entre la concentration métallique pour laquelle 100% de larves anormales sont observées et la PBC embryotoxique n'excède jamais un facteur 10. Les métaux étudiés interagissent géné
ralement entre eux: ils provoquent une augmentation des anomalies du développement (fréquence et sévérité) par rapport aux expositions simples. Ces effets synergiques des métaux réduisent d'autant les PBC embryotoxiques lors de contaminations complexes. Les stades prémétamorphiques de P. lividus sont donc d'intéressants indicateurs d'effets biologiques des métaux lourds présents dans l'environnement dès lors qu'ils sont sensibles aux métaux et intègrent les éventuelles interactions (principalement synergiques) entre métaux co-contaminants.
V
TABLE DES MATIERES
REMERCIEMENTS... i
RESUME...iii
TABLE DES MATIERES... v
INTRODUCTION GENERALE... 1
BUT DU TRAVAIL... 23
PREMIERE PARTIE: Valeur bioindicative de Paracentrotus lividus au stade postmétamorphique... 26
Chapitre I. Experimental cadmium contamination of the echinoid Paracentrotus lividus: influence of exposure mode and distribution of the métal in the organism Marine Ecology Progress Sériés, 1995, 116: 117-124...27
Chapitre II. Effect of feeding on cadmium bioaccumulation in the echinoid Paracentrotus lividus (Echinodermata) Marine Ecology Progress Sériés, 1995, 126: 305-309... 36
Chapitre III. Biokinetics of selected heavy metals and radionuclides in the common Mediterranean echinoid Paracentrotus lividus Marine Ecology Progress Sériés (submitted)... 42
Chapitre IV. Cadmium bioconcentration in the echinoid Paracentrotus lividus: influence of the cadmium concentration in sea water Marine Environmental Research (submitted)... 54
Chapitre V. Allometry of heavy métal bioconcentration in the echinoid Paracentrotus lividus Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1995, 29: 393-399... 61
Chapitre VI. Geographical variations in allometry of heavy métal bioconcentration in the echinoid Paracentrotus lividus Echinoderm Research 1995. Balkema, Rotterdam (in press)... 69
Chapitre VII. Distribution of heavy metals in the echinoid Paracentrotus lividus from the Mediterranean Posidonia oceanica ecosystem: seasonal and geographical variations. (to be submitted)... 74
DEUXIEME PARTIE: Effets des métaux lourds sur le développement prémétamorphique de Paracentrotus lividus...84
Chapitre VIII. Developmental toxicity of PbCl2 in the echinoid Paracentrotus lividus Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1994, 53: 434-441... 85
Chapitre IX. Spermiotoxicity and embryotoxicity of heavy metals in the echinoid Paracentrotus lividus: effects of single and multi-element exposures Environmental Toxicology and Chemistry (submitted)...90
DISCUSSION GENERALE ET CONCLUSIONS 99 REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES*...112
ANNEXES...135
* Cette rubrique reprend l'ensemble des publications citées dans ce travail, y compris dans les articles constituant les Chapitres I à IX
INTRODUCTION GÉNÉRALE
Intrcxiuction générale
Les métaux lourds sont des constituants naturels de la biosphère. Ils proviennent essentiellement de l'érosion mécanique et chimique des roches, du lessivage des sols, du volcanisme et de l'hydrothermalisme (Bryan 1984, Laws 1993, Nisbet & Fowler 1995). Aux flux naturels des métaux s'ajoutent une composante anthropique dont l'importance a cru de façon considérable depuis le début du 19^™® siècle (essor de l'ère industrielle) jusqu'aux années 70 (Clark 1986, Laws 1993). Pour leur plus grande part, ces flux naturels et anthropiques convergent vers les océans.
Pendant longtemps, les océans ont été considérés comme des puits sans fond auxquels leur énorme volume de dilution conférait une capacité d'auto-épuration sans limite. Actuellement, il est largement reconnu qu'il n'en est rien. En effet, la plupart des métaux sont relativement peu solubles dans l'eau de mer et ont tendance à précipiter et à s'adsorber sur les particules. Les fleuves constituant les principaux vecteurs d'apports métalliques dans les océans, il s'ensuit que l'essentiel de ces apports sédimentent dans les estuaires et les régions côtières et contribuent à enrichir les sédiments en métaux. Les sédiments côtiers sont le réservoir majeur des contaminants introduits dans le milieu marin par les activités humaines et sont à leur tour une source de contamination pour les organismes et la colonne d'eau. Ces contaminations sont en outre favorisées par un brassage des eaux souvent partiel et ralenti dans les régions côtières (baies abritées, fjords, côtes aménagées, etc.) (Bryan 1984, Albaigés et al. 1985, Bilinski et al. 1991, 1995, Kozar era/. 1992a, b, Laws 1993, Dushenko eta/. 1995, Randle & Hartmann
1995).
Des rejets incontrôlés chroniques et abondants ont abouti à l'établissement de contaminations environnementales graves et même, à de véritables catastrophes écologiques et humaines.
L'exemple le plus tristement célèbre est sans aucun doute celui de la "maladie de Minamata".
Cet empoisonnement par le méthyle mercure, qui entraîne des troubles neurologiques graves pouvant aboutir à la mort du malade, eut lieu dans les années 1950 dans la baie de Minamata, baie semi-fermée située sur la côte ouest de l'île de Kyushu (Japon). Il eut pour origine le rejet de Hg par la Chisso Corporation. Entre 1932 et 1968, cette industrie utilisa l'oxyde mercurique (HgO) comme catalyseur dans la production d'acétaldéhyde et de chlorure de vinyle. On estime que, durant ce laps de temps, ce procédé de fabrication entraîna le rejet de 200 à 600 tonnes de Hg dans la baie (la majeure partie de ces rejets eurent probablement lieu au cours des années 50). Une fois méthylé dans les sédiments par des processus bactériens, le Hg fut efficacement concentré et accumulé par les organismes marins, en particulier par les poissons, principale source d'alimentation des quelque 50000 habitants des villages de pêcheurs riverains de la baie. Les premiers signes de la pollution furent observés au tout début des années 50 lorsque les organismes marins commencèrent à mourir en grand nombre et que les animaux domestiques (nourris avec le poisson de la baie) montrèrent des signes de folies.
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Introduction générale
Le premier cas humain de maladie de Minamata fut observé en avril 1956. Bien que l'implication de l'effluent de l'industrie fut mentionnée par les experts de l'Université de Kumamoto dès 1958 (on comptait alors 50 victimes atteintes par cette maladie, dont 21 étaient décédées), ce n'est qu'en 1968 que la Chisso Corp. fut officiellement reconnue responsable de la pollution et qu'elle dut mettre fin à ses rejets de Hg (Smith & Smith 1975). Entre 1956 et 1988, 2209 victimes de la maladie de Minamata ont été reconnues officiellement; parmi celles- ci, 730 en moururent (Laws 1993).
La maladie de Minamata, ainsi que d'autres intoxications métalliques graves* survenues en milieu marin, dulçaquicole, ou terrestre furent à l'origine, d'une part, de la prise de conscience des dangers potentiels représentés par les rejets inconsidérés de métaux dans l'environnement et, d'autre part, de l'essor des disciplines visant à évaluer et prévenir ces dangers. Cette conscientisation amena à l'élaboration de politiques de réglementation et de surveillance à grande échelle des rejets métalliques. Au cours des années 70, sous les pressions exercées par diverses organisations nationales et internationales, de nombreux pays développèrent une législation plus stricte concernant l'usage et les rejets de divers métaux, en particulier ceux considérés comme les plus toxiques tels que le Hg, le Pb, ou le Cd.
Actuellement, diverses études indiquent que, à large échelle, certains types de rejets métalliques ont diminué de façon substantielle au cours des 25 dernières années {e.g. Laws 1993, Tian & Ruiz-Pino 1995). L'exemple le plus frappant est probablement celui du Hg.
L'interdiction de l'usage du Hg dans divers produits ainsi que le développement des procédés de recyclage ont entraîné une diminution de 40% de la production mondiale de Hg entre 1970 et 1990 (Laws 1993). Les limitations concernant l'usage du Pb dans l'essence depuis le début des années 70 ainsi que l'introduction des essences "sans plomb" sur le marché américain depuis 1977 et sur le marché européen depuis 1988, ont réduit de façon très nette (>50% pour les USA) les rejets atmosphériques de Pb (Boutron et al. 1991, Laws 1993, Tian & Ruiz-Pino 1995). De même, les réglementations concernant les rejets de Cd, par les fonderies par exemple, ont abouti à une diminution sensible des flux atmosphériques de Cd (Boutron et al.
1991, Laws 1993). Toutefois, malgré les nettes diminutions de certains rejets de Pb et de Cd, la production minière mondiale de ces deux métaux n'a pas diminué au cours des 25 dernières années. La production du Pb est restée stable (ca. 3,4 10^ tonnes/an) alors que celle du Cd est passée de ca. 15 10^ tonnes/an en 1970 à ca. 21 10^ tonnes/an en 1990. Ceci est dû essentiellement à l'utilisation sans cesse croissante de ces deux métaux dans la fabrication de batteries et de piles (Laws 1993).
Citons par exemple la "maladie d’Itaî-Itaî" qui, entre 1939 et 1955, fit plus de 300 victimes, dont une centaine décédèrent. Cette intoxication par le Cd eut lieu sur l'île de Honshu (Japon) et fut causée par la contamination de rizières par les effluents de la Mitsui Mine Corporation, une mine de Zn, Pb, et Cd (Clark 1986, Laws 1993). Par ailleurs, en Irak, 450 personnes décédèrent au cours de l'année 1972 des suites d'un empoisonnement par le Hg. Ce Hg provenait de pains fabriqués à partir de grains traités à l'aide d'un fongicide mercurique (Laws 1993).
Intrcxiuction générale
Il faut également garder à l'esprit que la nature encourageante des résultats obtenus par les politiques de réglementation des usages et rejets des métaux ne s'applique qu'à l'échelle des flux globaux de métaux. En effet, même si les rejets diminuent globalement, les contaminations de l'environnement marin peuvent persister localement, en particulier dans les zones fortement urbanisées et industrialisées, par le fait que les apports métalliques se font essentiellement via les fleuves et se concentrent donc dans les régions côtières où se jettent ces derniers.
Avant d'aller plus loin, il me paraît important de définir clairement certains des termes qui ont été utilisés dans ce qui précède. En effet, bien que des expressions telles que "métal lourd",
"contamination", ou "pollution" soient d'usage courant, le sens qui leur est attribué ne l'est pas forcément, même parmi les spécialistes.
Les éléments métalliques d'intérêt biologique sont généralement divisés en deux catégories en fonction de leur concentration dans les organismes: (1) les éléments majeurs (Na, K, Ca, Mg), présents en concentrations de l'ordre du mg g-> et (2) les éléments traces, présents en concentrations de l'ordre du pg g"’ ou en deçà. Les éléments traces sont eux-mêmes répartis en deux groupes: (1) les éléments traces essentiels (e.g. Fe, Cu, Zn, Co), indispensables au bon fonctionnement des processus biochimiques et (2) les éléments traces non essentiels (e.g. Hg, Ag, Cd, Pb), qui n'ont aucune fonction biologique connue (Georges 1990, Van Campen
1991, Kendricks et al. 1992).
Par analogie avec cette classification, de nombreux écotoxicologues utilisent le terme "métal trace" pour désigner les éléments présents en faible concentration (e.g. Ward & Young 1982, Viarengo 1985, Burton & Statham 1990). La notion de concentration qu'implique le terme
"métal trace" prête toutefois à confusion. En effet, en écotoxicologie, ce terme qualifie des éléments contenus dans des compartiments écologiques aussi variés que l'air, l'eau douce, l'eau de mer, les sédiments, les sols, ou les organismes vivants, compartiments entre lesquels la concentration d'un même élément varie généralement de trois à six ordres de grandeur (voir Bryan 1984, Burton & Statham 1990, George 1990, Laws 1993).
Le terme "métal lourd" est également fréquemment rencontré (e.g. Bryan 1984, Sharp & Nardi 1987, Rainbow 1990). Sa définition varie cependant selon les auteurs. Certains l'utilisent pour désigner les éléments définis plus haut comme "éléments traces non essentiels" (voir e.g.
Clark 1986). Ces auteurs y associent très généralement une connotation de toxicité parce que ces éléments sont potentiellement toxiques pour les organismes vivants, même à très basse concentration. Cependant, cette notion de toxicité est ambiguë. En effet, la toxicité d'un métal pour une espèce donnée vivant dans un environnement donné est étroitement liée d'une part aux caractéristiques physico-chimiques de l'environnement et du métal (nature -terrestre, aquatique- et composition chimique du milieu, température, pH, concentration et forme chimique du métal, etc.) et d'autre part aux caractéristiques biologiques de l'organisme exposé
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Introduction générale
(âge, sexe, résistance génétique, aptitude à métaboliser le métal, etc.) (Nelson & Donkin 1985, Viarengo 1985, Depledge & Rainbow 1990, Beeby 1991, Brezonik étal. 1991). En outre, des métaux essentiels comme le Fe, le Cu, le Zn, le Cr, ou le Co peuvent être toxiques, même à basse concentration, dans certaines circonstances (voir e.g. Bryan 1984, Pagano et al. 1986, Van Campen 1991, Kendricks et al. 1992, Hoare et al. 1995a, b). Il est notamment bien connu que le Cu constitue la substance active de nombreux produits utilisés comme pesticides (Markert 1994). C'est pourquoi de nombreux auteurs incluent divers éléments définis plus haut comme "éléments traces essentiels" parmi les métaux lourds. Cela se fait toutefois généralement davantage en fonction des éléments que traitent les auteurs dans leur manuscrit que d'une définition quelconque. Enfin, d'autres auteurs définissent les métaux lourds comme étant les métaux de transition {e.g. Sorensen 1991). Cette définition présente également un problème puisqu'elle exclut divers éléments, comme le Pb, qui sont quasiment toujours désignés comme métaux lourds.
Dans le présent travail, le terme métal lourd désignera les éléments du tableau périodique qui présentent les propriétés d'éléments métalliques ou semi-métalliques et dont la masse atomique est supérieure à 44. Cette définition est arbitraire, mais elle a l'avantage d'être dénuée des connotations de toxicité et de concentration, deux paramètres par trop dépendants de facteurs biotiques et abiotiques. En outre, à l'exception de l'Al, cette définition recouvre la totalité des éléments mentionnés comme métaux lourds par les divers auteurs.
Que ce soit pour des raisons naturelles {e.g. volcanisme, hydrothermalisme) ou anthropiques {e.g. activités minières ou industrielles), des concentrations supérieures aux concentrations naturelles (bruit de fond) s'observent fréquemment dans l'environnement. On parle alors de contamination métallique. Conformément aux recommandations du Groupe des Experts des Nations Unies pour les Aspects de la Pollution Marine et de la Commission Internationale pour l'Exploration de la Mer (voir GESAMP 1984), une telle contamination ne constitue une pollution que si (1) elle est anthropique et (2) il en résulte des effets dommageables pour le
milieu, les organismes, la santé humaine, ou les activités humaines {e.g. pêche, tourisme).
Comme déjà souligné, la chimie des métaux dans un environnement est grandement influencée par les conditions physico-chimiques qui caractérisent cet environnement et influence elle- même la toxicité des métaux pour les organismes. En outre, le mode d'exposition des organismes aux métaux influence directement l'efficacité avec laquelle ceux-ci sont susceptibles d'incorporer les métaux (Van Campen 1991, Laws 1993). Il s'ensuit que les problèmes liés à la présence de métaux dans l'environnement sont très différents selon que l'on considère le milieu terrestre, le milieu dulçaquicole, ou le milieu marin. La présente introduction se focalisera sur le milieu marin, milieu auquel s'adresse le présent travail.
Introduction générale
Dans un premier temps, j'introduirai de manière générale les méthodes disponibles pour évaluer les contaminations métalliques dans le milieu marin. Ensuite, je présenterai l'état des connaissances concernant le cas spécifique auquel est consacré le présent travail. Le. l'herbier à Posidonia oceanica de Mer Méditerranée.
1. METHODES D EVALUATION DES CONTAMINATIONS METALLIQUES DE L'ENVIRONNEMENT MARIN
D'un point de vue écotoxicologique, l'étude de la contamination métallique de l'environnement peut être appréhendée selon deux axes principaux; (1) la caractérisation de la contamination, c'est-à-dire la détermination qualitative et quantitative des métaux présents dans l'environnement et, (2) l'étude des effets biologiques de la contamination, c'est-à-dire la détermination des impacts des métaux présents dans l'environnement. Loin de s'exclure mutuellement, ces deux démarches fournissent des informations complémentaires et sont généralement conduites de front.
1.1. Caractérisation de la contamination
Trois types d'indicateurs sont généralement considérés pour déterminer l'existence et l'ampleur d'une contamination par des métaux: l'eau de mer, les sédiments, et les organismes vivants.
1.1.1. L'eau de mer
La mesure des concentrations métalliques dans l'eau de mer tient généralement compte des fractions dissoute et particulaire. Conventionnellement, cette dernière est généralement définie comme étant la fraction des métaux associée aux particules retenues par un filtre de 0.45 pm de vide de maille (Bryan 1984, Burton & Statham 1990). L'énorme volume de dilution que représentent les océans et la tendance qu'ont la majorité des métaux à précipiter aux conditions physico-chimiques qui sont celles de l'eau de mer (pH élevé, complexité de la matrice ionique) font que les concentrations des métaux dans l'eau de mer sont toujours très basses (comparées par exemple à celles en eau douce) (Bruland 1983, Bryan 1984, Kozar et al. 1992a,b). Ces concentrations sont généralement de l'ordre du ng au pg 1'*, concentrations proches ou inférieures aux limites de détection des appareils analytiques disponibles. De ce fait, la mesure de ces concentrations est particulièrement difficile et requiert généralement des étapes de préconcentration des échantillons. Il est en outre extrêmement difficile d'obtenir des mesures non entachées d'erreurs dues à des contaminations extérieures pouvant intervenir aux différentes étapes de collection, de manipulation et d'analyse des échantillons. Outre ces problèmes analytiques, l'hétérogénéité spatiale et temporelle des masses d'eau constitue un obstacle supplémentaire à la détermination de concentrations moyennes représentatives des conditions globales d'une station d'échantillonnage (Bryan 1984, Phillips 1990).
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Introduction générale
1.1.2. Les sédiments
De nombreux travaux ont évalué la contamination de l'environnement marin par l'intermédiaire de l'analyse des constituants métalliques associés aux différentes fractions granulométriques des sédiments (voir Bryan 1984, Luoma 1990). Par comparaison à l'analyse de l'eau de mer, celle des sédiments offre l'avantage de fournir des informations qui intègrent le facteur temps.
En outre, l'analyse des sédiments est beaucoup plus aisée et fiable que celle de l'eau, les concentrations métalliques dans les sédiments étant plus élevées (plusieurs ordres de grandeur) que dans l'eau. Les concentrations dans les sédiments s'inscrivent généralement entre le pg g"’
de poids sec (PS) et le cg g'* PS. Cependant, ces concentrations vont dépendre directement du taux de sédimentation local ainsi que de la nature et de la granulométrie des particules sédimentées (Bryan 1984, Luoma 1990, Phillips 1990).
1.1.3. Les organismes
L'étude des concentrations métalliques dans l'eau de mer et les sédiments permet de caractériser un environnement du point de vue physico-chimique. Cependant, ces paramètres ne constituent pas des informations suffisantes pour évaluer ce à quoi sont effectivement exposés les organismes. En effet, la disponibilité des métaux pour les organismes (i.e. la biodisponibilité) dépend de la forme chimique (spéciation) du métal, elle-même dépendant des conditions physico-chimiques du milieu (pH, salinité, concentrations en divers ligands, etc.).
En particulier, une fraction importante des métaux {e.g. les formes fortement liées aux sédiments ou à des résidus organiques insolubles) n'est que peu ou pas biodisponible et n'exerce donc pas d'effets sur les organismes (Bryan 1984, Ward 1981, Ward et al. 1984, Nelson & Donkin 1985, Brezonik étal. 1991, Bjerregaard & Depledge 1994).
La solution la plus simple pour résoudre les problèmes liés à l'utilisation d'indicateurs abiotiques est sans nul doute d'utiliser en parallèle les organismes vivants eux-mêmes. Par ailleurs, les organismes marins, et particulièrement les invertébrés, concentrent les métaux par rapport à leur environnement (Vinogradov 1953, Eisler 1981, Bryan 1984, Ward et al. 1984).
Les organismes permettent donc de mesurer des concentrations métalliques relativement élevées (le plus généralement de l'ordre de 1 à quelques dizaines de pg g'i PS; Bryan 1984, Rainbow 1990). Ces mesures ont le grand avantage d'être, par définition, représentatives de la biodisponibilité effective des métaux présents dans l'environnement de l'organisme considéré et d'intégrer tous les facteurs biotiques et abiotiques intervenant dans et interférant avec les processus de bioconcentration.
De là est issu le concept de bioindicateur ou biomoniteur. Ces termes désignent un organisme vivant utilisé pour déterminer la présence, l'abondance et la biodisponibilité des contaminants dans l'environnement par l'intermédiaire des concentrations mesurées dans cet organisme pris dans sa totalité ou dans un ou plusieurs de ses organes et/ou tissus.
Introduction générale
Le biomonitorage des métaux dans un environnement donné peut être réalisé de façon
"passive" ou "active" (de Kock & Kramer 1994, Brown & Luoma 1995). Un biomonitorage est dit passif lorsque les organismes dans lesquels sont mesurées les concentrations métalliques sont prélevés directement dans le ou les sites étudiés, ce ou ces sites constituant l'habitat de ces organismes. Par contre, un biomonitorage est dit actif lorsque les bioindicateurs considérés sont des organismes prélevés dans une population unique, puis déplacés et maintenus jusqu'à leur analyse dans les sites d'étude sélectionnés.
Selon les critères discutés initialement par Moore (1966) et ultérieurement par divers auteurs (e.g. Bryan & Hummerstone 1977, Phillips 1976, 1990, Bryan 1984, Ward et al. 1984), pour constituer un outil de qualité et fiable, un bioindicateur devrait être:
- sessile ou sédentaire afin d'être représentatif de la zone étudiée*;
- largement distribué et abondant dans la zone étudiée*, aisément accessible et aisément identifiable taxonomiquement;
- présent tout au long de l'année et capable d'être maintenu en vie en laboratoire;
- de taille suffisante pour permettre l'analyse du ou des contaminants considérés;
- un bon accumulateur de métaux et relativement tolérant vis-à-vis de ces derniers afin de pouvoir être collecté dans des zones diversement contaminées;
- apte à présenter des concentrations métalliques corporelles reflétant celles du milieu environnant, de préférence selon une relation simple.
Ce dernier point est essentiel. Un organisme capable de contrôler ses concentrations internes en un ou plusieurs métaux (organisme "régulateur", sensu Depledge & Rainbow 1990) ne peut en aucun cas être utilisé comme bioindicateur de contamination par ce ou ces métaux, les concentrations corporelles ne reflétant dans ce cas en rien celles présentes dans le milieu environnant. Les crustacés décapodes constituent de bons exemples d'organismes régulateurs.
Dans ce groupe, les concentrations corporelles de métaux tels que le Zn, le Cu, ou le Mn sont en effet sujettes à régulation métabolique (Phillips 1980, Bryan 1984, Rainbow 1990). Par exemple, la crevette Palaemon elegans est capable de maintenir ses concentrations internes en Zn et en Cu à ca. 80 et 130 pg g'i, respectivement, pour des concentrations ambiantes allant de 2.5 à 177 pg Zn l'* et de 6 à 100 pg Cu pi (Rainbow & White 1989).
Les organismes les mieux étudiés et les plus couramment utilisés comme bioindicateurs sont les mollusques bivalves. Ceux-ci font notamment l'objet de réseaux de surveillance à l'échelle internationale (comme le "Mussel Watch"; Goldberg étal. 1978, 1983, Tripp et al. 1992, O'Connor et al. 1994). Les bivalves ne sont cependant pas présents dans tous les écosystèmes. Pour cette raison, d'autres organismes (phytoplancton, algues, phanérogames, crustacés, gastéropodes, polychaetes, échinodermes, tuniciers, poissons) sont ou ont été utilisés comme bioindicateurs, aussi bien dans le cas de monitorages passifs que de
* Dans le cas d'un monitorage "actif, ces pré-requis sont sans objet.
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Introduction générale
monitorages actifs (Phillips 1980, 1990, 1994, Bryan 1984, Ward et al. 1984, Denton &
Burdon-Jones 1986, Ward 1987, Bouquegneau & Joiris 1988, Ablanedo étal. 1989, de Kock
& Kramer 1994).
Actuellement, on considère que toute utilisation d'un organisme à des fins bioindicatives doit être étayée par des études montrant que les pré-requis énoncés plus haut sont effectivement rencontrés chez l'organisme considéré. Selon Phillips (1980, 1990), il s'avère cependant que les choix qui motivent l'utilisation d'un organisme en tant que bioindicateur sont encore trop souvent conditionnés par la disponibilité des espèces dans les sites étudiés plutôt que par l'aptitude de ces dernières à constituer des bioindicateurs de qualité.
Outre le fait de s'assurer que l'espèce candidate au titre de bioindicateur présente bien les pré
requis nécessaires, il est également important de disposer du plus d'informations possible sur les divers aspects de sa biologie et de son écologie. En particulier, l'identification des facteurs affectant naturellement les concentrations métalliques des organismes est indispensable pour pouvoir minimiser l'influence de ces facteurs. Il a, par exemple, été montré que l'âge (la taille), l'état reproducteur (dépendant de la saison), le sexe des individus ainsi que la salinité et la température de l'eau ambiante sont autant de sources de variations potentielles des concentrations métalliques chez diverses espèces (Phillips 1976, 1980, Strong & Luoma
1981, Bouquegneau & Joiris 1988, Newman & Heagler 1991).
La connaissance des paramètres cinétiques de l'accumulation et de l'élimination des métaux par les organismes est également un élément d'information très important. En effet, ces paramètres déterminent la période de temps durant laquelle un individu sera susceptible de refléter les conditions environnementales et définissent donc sa capacité d'intégration dans le temps des conditions environnementales. Plus la cinétique d'accumulation d'un métal est rapide, plus vite l'organisme permettra la mise en évidence d'une éventuelle contamination du milieu par ce métal. De même, plus la cinétique d'élimination est lente, plus longue sera la période durant laquelle l'information sera disponible et plus grande sera la capacité d'intégration des conditions contaminantes moyennes du milieu par l'organisme considéré. Cependant, de telles données ne sont que rarement disponibles dans la littérature pour la plupart des espèces utilisées comme bioindicateurs (Phillips 1990, 1994). En outre, lorsqu'elles le sont, elles ne concernent le plus souvent que l'accumulation via l'eau de mer et ne tiennent que rarement compte de l'alimentation comme source de contamination.
De plus, les parts relatives jouées dans la bioconcentration des métaux lourds par les deux voies de contamination que sont l'eau et la nourriture sont très peu (ou pas du tout) connues chez la plupart des organismes marins. Selon Bryan (1984), l'eau de mer constitue la principale source de contamination pour les monères, le phytoplancton, et les macrophytes, alors que la nourriture en constitue la source principale pour les oiseaux et mammifères marins. Entre ces deux extrêmes, l'éventuelle prépondérance d'un mode de contamination sur
Introduction générale
l'autre semble dépendre de divers facteurs tels que la biologie de l'espèce considérée, la concentration et la forme chimique du métal considéré dans la nourriture et dans l'eau, ou encore la composition de la matrice alimentaire (Nelson & Donkin 1985, Rainbow 1989, 1990, Langevoord et al. 1995, Lind et al. 1995). Or, divers travaux montrent que le mode d'exposition d'un organisme à un métal peut influencer l'efficacité d'accumulation et de rétention de ce métal ainsi que sa distribution au sein de l'organisme (Borchardt 1983, Nakamura et al. 1986, Bouquegneau & Joiris 1988, Berthet et al. 1990, 1992).
1.2. Effets biologiques de la contamination
Les effets biologiques étudiés peuvent être divisés en deux catégories selon que la réponse étudiée est la mort des individus -on parle alors d'effets létaux- ou un paramètre biologique autre -on parle alors d'effets sublétaux.
1.2.1. Effets létaux des métaux lourds
Classiquement, la toxicité des métaux sur les organismes était évaluée par l'intermédiaire de divers indices estimant T'efficacité" avec laquelle ces métaux causaient la mort des individus exposés. Parmi les indices de toxicité létale, les plus fréquemment rencontrés sont les suivants:
- le temps létal médian ("médian léthal time" - LT50) qui correspond à la période de temps nécessaire pour qu'une mortalité de 50% soit observée au sein d'un échantillon d'organismes exposés à une concentration donnée d'un métal donné
- la concentration létale médiane ("médian léthal concentration" - LC50) qui correspond à la concentration d'un métal à laquelle une mortalité de 50% des organismes exposés est observée durant une période de temps déterminée (généralement 48 ou 96 h)
- la dose létale médiane ("médian léthal dose" - LD50) qui correspond à la concentration métallique (quantité de métal rapportée au poids de l'organisme test) qui, administrée en dose unique -soit oralement soit par injection-, cause 50% de mortalité au sein de l'échantillon d'organismes testés.
Il est actuellement largement admis que les tests de toxicité létale n'ont que peu de valeur informative quant aux effets biologiques des métaux dans l'environnement. En effet, les conditions dans lesquelles sont réalisées ces tests correspondent très généralement à des conditions de contamination aiguë impliquant des concentrations contaminantes très élevées et donc non réalistes, en particulier par rapport à celles rencontrées dans le milieu marin même dans les cas de situations de contaminations graves (Clark 1986, Abel 1991, Axiak & Abel 1991). Dans certaines situations, ces tests de toxicité létale sont cependant utiles pour qualifier rapidement et sommairement la toxicité de certains composés {e.g. nouvelles molécules industrielles) ou rejets {e.g. effluents industriels), ou pour procéder à des études préliminaires ("screening") (Axiak & Abel 1991).
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Introduction générale
1.2.2. Effets sublétaux des métaux lourds
Nettement plus informative et réaliste que l'étude de la toxicité létale des métaux lourds, l'étude des effets biologiques sublétaux a fait l'objet de très nombreux travaux au cours de ces quinze dernières années. Ces effets peuvent être détectés à tous les niveaux d'organisation biologiques, du niveau subcellulaire à celui de l'écosystème (Luoma & Carter 1991, Peakall
1992, Depledge eta/. 1995).
1.2.2.1. Ejfets subcellulaires et cellulaires des métaux lourds
Lorsqu'ils sont incorporés par une cellule (principalement par diffusion simple ou facilitée et par endocytose), les métaux lourds ont tendance à réagir avec divers composants cytosoliques, en particulier avec les protéines et les acides nucléiques (Viarengo 1985, Rainbow 1990, Peakall 1992, Blackwell et al. 1995). La fixation d'un métal sur une protéine peut avoir pour conséquence le déplacement et/ou la substitution d'un ion métallique essentiel tel que le Fe, le Cu, ou le Zn, normalement associé à cette protéine. Cette fixation peut alors engendrer des modifications de conformation et/ou d'activité enzymatique (inhibition ou stimulation) de la protéine. Si de telles modifications ont lieu, elles peuvent résulter en des effets cellulaires au moins aussi variés que le sont les fonctions assurées par les protéines. Pour citer quelques exemples, elles peuvent entraîner la modification de la perméabilité des membranes, des balances élémentaires intracellulaires et des équilibres électrochimiques (Bryan 1984, Schoenmakers et al. 1992, Shaikh et al. 1995, Zhuang et al. 1995); l'altération de la propagation de l'influx nerveux (Peakall 1992, Devi & Fingerman 1995, Szücs étal. 1995);
l'altération du métabolisme de l'ADN et de l'ARN et des modifications de la structure de la chromatine (Viarengo 1985, Peakall 1992, Stohs & Bagchi 1995); l'altération du taux de synthèse des protéines (Stegeman et al. 1992, Sanders & Martin 1994, Ovelgônne et al.
1995); l'inhibition des chaînes respiratoires (Lemaire-Gony & Lemaire 1992, Beard et al.
1995); l'inhibition des phosphorylations oxydatives mitochondriales (Viarengo 1985, Sorensen 1991, Aunaas & Zachariassen 1994); ou encore la stimulation de la peroxydation lipidique et de la production de radicaux libres (Viarengo 1985, Stohs & Bagchi 1995).
La fixation de métaux sur les acides nucléiques (via les groupes phosphates, les glucides, ou les bases hétérocycliques) peut altérer la conformation de ceux-ci et, de là, favoriser la dépolymérisation ou l'hydrolyse ou encore affecter la fidélité des processus de réplication et de transcription de l'ADN ou de traduction de l'ARN (Viarengo 1985).
Face à la multitude d'effets pouvant résulter de l'altération de la conformation et de l'activité des protéines et des acides nucléiques par les métaux, les cellules ont développé diverses stratégies leur permettant de se protéger plus ou moins efficacement de l'action toxique des métaux. Ces mécanismes de détoxication peuvent être spécifiques (e.g. fixation de métaux sur les métallothionéines) ou non spécifiques (e.g. séquestration de métaux dans les lysosomes)
Introduction générale
(Viarengo 1985, Bouquegneau & Joiris 1988, George 1990). Ce sont généralement ces mécanismes de détoxication qui sont le plus étudiés lors de l'étude de l'impact des métaux au niveau cellulaire.
L'une des stratégies de détoxication intracellulaire les plus répandues est assurée par les métallothionéines (MT) (pour la synthèse, voir Hamer 1986, Kagi 1991, Roesijadi 1992, George & Olsson 1994, Bucheli & Fent 1995). La présence de MT a été rapportée dans des organismes appartenant à tous les règnes procaryotes et eucaryotes. Les MT constituent une famille de protéines de faible poids moléculaire (6 à 8000 Daltons) caractérisées par leur teneur élevée en cystéine (23 à 30 mole%) et par l'absence de résidus aromatiques et d'histidine. La richesse en cystéine des MT leur confère une grande affinité pour les métaux. Bien que la ou les fonctions exactes des MT soient encore débattues, un de leurs rôles majeurs concernerait l'homéostasie intracellulaire de métaux essentiels, en particulier le Zn et le Cu. Les MT constituent des donneurs de Zn et de Cu pour les métalloenzymes et métalloprotéines; la présence en excès de ces métaux sous forme libre dans la cellule induit la synthèse de MT.
Dans les conditions normales, seuls le Zn et le Cu semblent être associés aux MT. Toutefois, de nombreux autres métaux tels que le Hg, l'Ag, le Cd, ou l'Au peuvent se lier aux MT et ce, avec des constantes d'affinité pour les groupes thiols des cystéines supérieures à celles du Cu et/ou du Zn. Lorsque ces métaux sont incorporés de façon importante par les cellules, ils sont donc capables de déplacer le Cu et/ou le Zn. En outre, comme le Cu et le Zn, ils ont la propriété d'induire la synthèse de MT. De fait, de grandes quantités de métaux peuvent être associées et immobilisées par les MT. La fixation préférentielle des métaux par les MT a pour effet d'éviter (au moins partiellement) que ces métaux ne se fixent sur d'autres composants cellulaires et donc, de réduire les interférences des métaux avec les fonctions cellulaires vitales.
De par les propriétés complexantes de leur matrice, les lysosomes participent également à la détoxication intracellulaire des métaux lourds. La matrice des lysosomes tertiaires est constituée de granules de lipofuschine. Ceux-ci sont le produit final de la peroxydation lipidique, une séquence complexe de réactions biochimiques qui se déroule dans les lysosomes et qui aboutit à la dégradation des acides gras polyinsaturés par peroxydation et conjugaison avec d'autres lipides et des protéines. Des métaux tels que le Hg, l'Ag, le Cu, le Cd, le Pb, le Fe, le Cr, ou le V stimulent la peroxydation lipidique. La présence en excès de ces métaux provoque donc une augmentation de la production de lipofuschine et, éventuellement, du nombre de lysosomes. Comme la matrice de lipofuschine est capable de complexer de grandes quantités de métaux, cette stimulation a pour effet de piéger l'excès de métaux intracellulaires.
L'immobilisation des métaux par séquestration dans les lysosomes représente un mécanisme de détoxication non spécifique majeur pour de nombreux métaux (voir Viarengo 1985, George
1990, Blackwell et al. 1995, Stohs & Bagchi 1995).
12
Introduction générale
1.2.2.2. Effets organismiques des métaux lourds
Les répercussions potentielles des effets cellulaires au niveau de l'organisme sont nombreuses.
Elles se traduisent par des symptômes aussi variés que des dysfonctionnements physiologiques (affectant par exemple la respiration, l'excrétion, la digestion, l'osmoré
gulation, l'immunité), des anomalies morphologiques, des lésions histopathologiques, l'altération de l'ontogenèse, la modification du fonctionnement de certains organes (e.g.
rythme cardiaque), des troubles comportementaux (e.g. locomotion, comportements alimentaire et reproducteur, réaction de fuite) (voir Langston 1990, Henry & Atchinson 1991, Luoma & Carter 1991, Peakall 1992, Coles étal. 1995, Depledge étal. 1995). Parmi les effets observables à l'échelle de l'individu, il apparaît que les réponses les plus sensibles aux métaux concernent les processus reproducteurs et le métabolisme énergétique des organismes. L'étude de ces réponses est en outre des plus pertinentes du point de vue écotoxicologique: l'altération des processus reproducteurs et du métabolisme énergétique est susceptible de se répercuter directement aux niveaux d'organisation supérieurs (population et écosystème) puisque ces deux fonctions déterminent respectivement les capacités de renouvellement et de persistance des populations (Dinnel et al. 1988, Langston 1990, Luoma & Carter 1991, Weis & Weis
1991, Davis 1993, Depledge et a/. 1995).
Les métaux affectent les processus reproducteurs et développementaux à diverses étapes; la gamétogenèse, la fécondation, l'embryogenèse et la larvogenèse (Luoma & Carter 1991, Peakall 1992). Les effets sur la gamétogenèse sont généralement déterminés par l'intermédiaire d'indices gonadiques (proportion pondérale des gonades par rapport à l'organisme entier) ou par l'étude de la morphologie et de l'état de maturation des gamètes ou encore de la vitalité de ceux-ci (e.g. motilité des spermatozoïdes) (voir e.g. Khristoforova et al. 1984, Mottet &
Landolt 1987, Dinnel et al. 1988). Les effets sur la fécondation sont quant à eux le plus souvent déterminés par l'étude de la fertilité des gamètes qui soit ont été exposés à des métaux, soit proviennent de géniteurs exposés. Ces effets sont notamment quantifiés par l'intermédiaire de l'indice de fécondation (% de fécondation réussies observées). Enfin, les impacts sur les développements embryonnaire et larvaire sont le plus souvent déterminés à travers l'analyse qualitative et quantitative de diverses anomalies cytogénétiques (e.g. aberrations mitotiques, formation de micronuclei), morphologiques (e.g. malformations gastro-intestinales, squelettiques), ou comportementales (e.g. mobilité) observées au cours de l'ontogenèse (Pagano et al. 1982a, 1986, Kobayashi 1984, Dinnel et al. 1988, Weis & Weis 1991, Peakall
1992, Klumpp & Von Westemhagen 1995).
En ce qui concerne le statut énergétique des individus, il est généralement déterminé par l'intermédiaire d'indices de condition physiologique. Les indices considérés comme étant les plus informatifs sont le "potentiel de croissance" ("scope for growth"; Widdows 1985, Widdows & Jonhson 1988, Smaal & Widdows 1994) et la "charge énergétique adénylée"
("adenylate energy charge"; Atkinson 1977, ZarodetaZ. 1982, Viarengo 1985, Peakall 1992).
