Les complexes lipophiles des métaux

Plusieurs études ont montré que des exceptions à l’assimilation de l’ion libre sont possibles avec des complexes métalliques cinétiquement stables. L’effet biologique de tels complexes a été attribué à leur caractère lipophile (hydrophobe) qui leur donnerait la possibilité de diffuser de manière passive à travers la membrane biologique (Campbell, 1995). Le mécanisme d’assimilation de ces formes se rapproche de la chimie de partage. Les complexes les plus hydrophobes sont évidemment ceux qui ne portent pas de charge, par exemple ceux formés avec l’oxine, les dithiocarbamates, dithiophosphates, xanthates…(Borgman and Ralph, 1983 ; Van Ginneken and Blust, 2000). Ils peuvent être toxiques pour différents niveaux d’organisation des écosystèmes, de la bactérie au phytoplancton, zooplancton et poissons (Poldoski, 1979 ; Block and Pärt, 1986 ; Bonnemain and Dive, 1990 ; Block et al., 1991 ; Tjalve and Gottofrey, 1991 ; Block and Glynn, 1992 ; Florence et al., 1992 ; Phinney and Bruland, 1997a ; Croot et al., 1999a). Ces complexes lipophiles des métaux (CLM) ont été identifiés comme des exceptions au FIAM (Campbell, 1995). L’expression de la toxicité de tels complexes n’est pas encore complètement comprise. Phinney et Bruland (1994) proposent par exemple un modèle de pénétration du cuivre en présence d’oxine (Figure 4).

Cu(Ox)20 + 2H⁺ 2HOx + Cu²⁺

X-Cu

Cu²⁺

Cu(Ox)₂⁰ + 2H⁺ + L

CuL + 2HOx

HOx Cu(Ox)₂⁰

Complexation au site de surface X, puis transport actif

Diffusion directe Dissociation

Dissociation (fraction labile)

Accumulation avec le ligand cellulaire

Équilibre

Ox représente la molécule d’Oxine

La paroi cellulaire autour de la membrane est omise dans le schéma par souci de simplification.

Figure 4 : Modèle du mécanisme d’incorporation de du complexe cuivre-oxine à travers le plasmalemme d’une cellule phytoplanctonique (Phinney and Bruland, 1994).

1.4.2.a Théorie de la biodisponibilité des complexes lipophiles

Le flux d’un composé lipophile à travers la membrane plasmique s’effectue en deux étapes : a) la répartition des molécules de la solution sur la membrane lipidique et b) la diffusion dans la bi-couche lipidique selon un gradient de concentration (Phinney and Bruland, 1994). Le coefficient de perméabilité membranaire est souvent estimé par le Kow du composé.

Cependant, la corrélation n’est pas toujours observée (Phinney and Bruland, 1994). Une explication pourrait être que la quantité de métal dans la cellule dépend de l’affinité de ce métal pour les ligands intracellulaires (ex. : groupes thiol des protéines et des phytochélatines) plus que de leur capacité à diffuser à travers la membrane. Des différences de perméabilité entre des ligands lipophiles de Kow comparables sont aussi mentionnées, par exemple les différences entre oxine et diethyldithiocarbamate (DDC), ce qui confirmerait l’importance des ligands intracellulaires et de leur force comparée aux ligands exogènes. Ceci expliquerait les résultats de Phinney and Bruland (1994) qui voient la concentration cellulaire en métaux d’une diatomée se stabiliser après 0.5 h (équilibre entre ligands atteint) en présence d’oxine et DDC au lieu d’avoir une accumulation continue (ces auteurs reportent que des comportements similaires ont été observés pour le méthyl-mercure).

En estimant que les cellules phytoplanctoniques sont sphériques, Croot et al. (1999a) ont montré que le taux d’incorporation initial des complexes lipophiles est bien corrélé au taux maximum théorique, contrairement à l’incorporation de l’ion libre (plus lent). Mais la présence de ligands intracellulaires est déterminant dans la redistribution des métaux dans la cellule (capacité d’incorporation totale), plus que le contenu en lipides. Ces auteurs soulignent aussi l’importance de la structure des cellules (structure de l’enveloppe externe - paroi, contenu en lipides, nombre de sites de transfert spécifiques des métaux libres) et de leur intégrité (taille de la cellule, intégrité de la membrane et de la paroi), qui peuvent être toutes deux modifiées par le stress dû aux toxiques.

Les ligands internes tels que la glutathione, les phytochélatines ou les polyphosphates (Croot et al., 1999b) peuvent être rapidement saturés, à court terme, par une entrée rapide de métaux lipophiles. Cependant, lors d’expériences à l’équilibre (Sunda and Huntsman, 1995), le phytoplancton pourrait avoir le temps de synthétiser de nouveaux ligands internes lors de mécanismes de détoxication.

1.4.2.b Exemples de molécules formant des complexes lipophiles

L'insertion des CLM dans les modèles actuels de biodisponibilité nécessite des approfondissements supplémentaires. En particulier, il est nécessaire de disposer de données sur les réponses biologiques en présence de CLM pour calibrer les modèles. Dans ce contexte, la présence de CLM dans les milieux aquatiques n’a pas encore été démontrée avec certitude.

Des exemples clairs existent avec des ligands organiques synthétiques (ex. : dithiocarbamates, oxine) mais le rôle de la matière organique reste ambigu.

♦ Diethyldithiocarbamates

Les dithiocarbamates (Zinèbe, Manèbe, Ferbam) forment des complexes de charge nulle et lipophiles de métaux (zinc, manganèse, fer respectivement) utilisés comme fongicides. Leur action fongicide est liée à la partie organique, ainsi qu’à la complexation de métaux essentiels dans le cytoplasme (cuivre, zinc, fer) perturbant le métabolisme (Phinney and Bruland, 1997a). Certaines études ont montré que ces molécules sont impliquées dans la bioconcentration et la toxicité du cuivre et du cadmium pour les micro-organismes (Vasseur et al., 1988 ; Bonnemain and Dive, 1990 ; Sekkat et al., 1992). Ils sont capables d’échanger le métal initial avec les métaux toxiques (cuivre, plomb) en solution, agissant alors comme transporteurs lipophiles vers les organismes (Phinney and Bruland, 1994 ; Phinney and Bruland, 1997b ; Phinney and Bruland, 1997a). Le métal traverse les membranes biologiques passivement, puis se dissocie dans le cytoplasme. Le transport de métal est accru quantitativement et cinétiquement. Cependant, ces études restent théoriques (in vitro) et l’identification de tels complexes sur le terrain (ex. : zones sous influence agricole) reste à établir.

♦ Oxines

Ils sont aussi utilisés comme pesticides (Croot et al., 1999a). Ce type de complexes lipophiles est connu pour augmenter fortement la toxicité des métaux :

ƒ dans les eaux usées (Carlson-Ekvall and Morrison, 1995b), pour la bactérie Vibrio fischeri (Microtox®) ;

ƒ pour les diatomées marines Nitzchia closterium (Florence and Stauber, 1986 ; Stauber and Florence, 1987 ; Florence et al., 1992) et Thalassiosira weissflogii (Phinney and Bruland, 1997b ; Phinney and Bruland, 1997a).

Ces différentes études, ainsi que celle de Croot et al. (1999a) sur le phytoplancton ont montré que les complexe métalliques avec l’oxine pénètrent très rapidement dans les cellules, probablement par diffusion. Il a été montré que la pénétration dans l’organisme de ces complexes dépend de leurs contraintes stériques. C’est le cas par exemple des complexes du cuivre avec les 2-methyl-8-quinolinols (Shoja et al., 1998), qui ont une géométrie plane, ne sont pas polaires (charges égales aux opposés de l’axe de la molécule) et n’ont pas d’effet fongicide. Mais les molécules présentant une distorsion, polaires, sont toxiques (de même, les complexes mixtes 8-quinolinol / salicylate sont polaires et toxiques). Ceci est une illustration de la complexité de la pénétration des molécules au niveau des surfaces biologiques : le transport actif ainsi que la diffusion passive dépendent de mécanismes spécifiques, selon les propriétés des molécules.

♦ Molécules organiques naturelles

Certaines molécules organiques naturelles sont aussi capables de former des complexes avec les métaux de nature hydrophobe. C’est le cas par exemple des complexes du cuivre avec les lipides naturels provenant d’algues (Florence, 1982a ; Florence et al., 1983). Cependant, si la biodisponibilité éventuelle des complexes des métaux avec les exsudats algals a parfois été notée (Van der Berg et al., 1979), elle serait plus à rapprocher du mécanisme de « transport

accidentel » observé avec les complexes métalliques formés avec le citrate ou les acides aminés (Guy and Kean, 1980 ; Errecalde et al., 1998).

Dans les milieux naturels, la présence de complexes lipophiles peut être diminuée par la compétition avec des ligands hydrophiles, en particulier certaines substances humiques (Giesy et al., 1977 ; Florence et al., 1992 ; Tubbing et al., 1994).

Il apparaît que l’état physico-chimique du cuivre a une grande importance et déterminera sa biodisponibilité, tant en ce qui concerne l’ion libre que la présence éventuelle de complexes lipophiles. La connaissance de la spéciation physico-chimique du cuivre et du milieu qui entoure ces espèces chimiques est de toute première importance.

La toxicité du cuivre dépend des facteurs du milieu qui altèrent la forme chimique et la mobilité (spéciation en fonction du pH, potentiel d’oxydoréduction, température, aération, intensité lumineuse, autres ions dissous - salinité et métaux -, matière organique, particules), et altèrent la réponse physiologique et la sensibilité des organismes (stade de croissance algal, état nutritionnel, précédent stress, production de molécules de défense, adaptations physiologique et génétique, densité de la population).