Les métaux dans le milieu marin

Les métaux dans le milieu marin

Les métaux

Généralités sur les métaux

Les métaux sont des éléments chimiques issus, le plus souvent, d’un minerai et caractérisés par une forte conductivité thermique et électrique, des caractéristiques de dureté et de malléabilité, une capacité à se combiner avec d’autres éléments pour former des alliages. Les métaux portent un à trois électrons sur leur couche périphérique. Ils perdent facilement leurs électrons de valence pour former des cations en milieu aqueux, ont une faible électronégativité et sont de bons agents réducteurs.

Les Éléments-Traces Métalliques 

Les métaux dits lourds dont la dénomination a évolué vers la notion d’éléments-traces métalliques (ETM) (Duffus, 2009) sont au nombre de cinquante-trois. Ils sont définis comme les éléments métalliques naturels, métaux ou métalloïdes, ayant une masse volumique supérieur à 5 g.cm-3 et sont généralement associés à une toxicité (Nies, 1999) .

La plupart des ETM sont des éléments de transition, qui possèdent des orbitales incomplètes et peuvent donc se complexer pour compléter leurs orbitales. Ils sont présents à l’état de traces dans les sols, les sédiments, les eaux de surface ainsi que les organismes vivants. Ils sont biologiquement ou chimiquement non dégradables et s’accumulent donc de façon irréversible dans les écosystèmes marins pour atteindre des niveaux toxiques pour les organismes vivants. Les ETM se répartissent en deux catégories. D’une part, les métaux dits essentiels qui, à faible concentration, sont indispensables pour de nombreux mécanismes cellulaires mais qui, à forte concentration, dans le milieu extra- ou intracellulaire , deviennent toxiques comme que le chrome, le cuivre, le nickel, le sélénium et le zinc (Rainbow, 2002). D’autre part, les métaux dits toxiques qui ne participent pas aux mécanismes cellulaires et ont des effets toxiques même à faible concentration comme l’antimoine, l’arsenic, le béryllium, le cadmium, le mercure et le plomb. Les organismes doivent finement réguler l’import et l’efflux des métaux afin d’assurer leur homéostasie dans les cellules et de limiter leurs effets toxiques. Vingt-deux de ces ETM sont définis au titre d’éléments traces et peuvent être organisés en quatre classes en fonction de leurs concentrations naturelles utilisées comme valeur de référence dans l’eau de mer (Weast et al., 1984) :

❖ Les métaux les plus fréquents dont les concentrations sont compris entre 0,1 et 1 µM (fer, molybdène et zinc).
❖ Les métaux moins fréquents dont les concentrations sont comprises entre 10 et 100 nM (arsenic, cuivre, étain, manganèse, nickel, uranium et vanadium).
❖ Les métaux rares dont les concentrations sont compris entre 1 et 10 nM (antimoine, argent, cobalt et cérium).
❖ Les métaux très rares dont les concentrations sont inférieurs à 1 nM (cadmium, chrome, gallium, mercure, plomb, thorium, tungstène et zirconium).
❖ Les trente-et-un métaux de concentrations très inférieures à 1 nM ne sont pas considérés comme des éléments traces car ils n’ont aucune utilité biologique ou toxicité intrinsèque.

Le bon fonctionnement des systèmes biologiques nécessite ces éléments traces aux concentrations que l’on retrouve dans un litre d’eau de mer (Nies, 1999). Ceux-ci n’en restent pas moins dangereux car leur toxicité se développe par bioaccumulation le long de la chaîne alimentaire et impacte dangereusement la santé humaine. La toxicité des métaux lourds n’est plus à démontrer (Di Benedetto, 1997; Järup, 2003). Le plomb provoque des troubles du système nerveux, des affections du foie et des reins, le cadmium des affections respiratoires et des troubles rénaux (Juberg et al., 1997). Le mercure est connu depuis l’Antiquité pour ses effets toxiques principalement au niveau du système nerveux, du sang ou de la moelle osseuse (Zahir et al., 2005). Le chrome initie le développement de cancers, de troubles dermatologiques ou d’anémie (Martin and Griswold, 2009). Le nickel est à l’origine de maladies respiratoires, d’asthme, de malformations congénitales et de cancers (Denkhaus and Salnikow, 2002). Il est donc nécessaire de réglementer les teneurs en métaux lourds des eaux destinées à la consommation humaine ainsi que les rejets industriels dans l’environnement.

Les normes françaises en termes de qualité de l’eau attendue pour la consommation humaine ont été adoptées par le décret N°2001-1220 du 20 déc. 2001, en application de la directive européenne 98/83/CE du Conseil du 3 novembre 1998, disponible dans le code de la santé publique des articles L. 1321-1 à R. 1321-63 (Eaux destinées à la consommation humaine à l’exclusion des eaux minérales naturelles).

Les métaux dans l’environnement

La pollution, une problématique contemporaine 

Les problèmes actuels de pollution, et plus particulièrement de pollution marine, ont pour origine la façon dont les sociétés humaines se sont développées depuis le XIXème siècle et surtout leurs méthodes de production d’énergie. En effet depuis plus de 100 ans, la plupart des écosystèmes subissent des modifications importantes liées aux activités anthropogéniques (agriculture, industrialisation, déforestation, urbanisation…) à cause de l’augmentation constante de la croissance démographique et économique.

Il aura fallu de longues années pour que nos sociétés prennent conscience que ces pollutions affectent la santé des écosystèmes et par conséquent la santé humaine. Au cours des dernières décennies, comprendre et réguler l’équilibre et la biodiversité des écosystèmes est devenu l’un des enjeux majeurs sur les plans écologique, politique et économique.

Origine des pollutions métalliques marines

Une pollution se définit par l’introduction de substances toxiques dans un écosystème naturel incapable de les dégrader et dont l’équilibre se trouve affecté de façon réversible ou irréversible (Hill, 2004). Les pollutions métalliques marines auraient principalement une origine terrestre. Ces polluants peuvent être naturellement présents dans l’environnement et parvenir jusqu’aux mers par le lessivage des sols et l’érosion mécanique ou chimique des roches (Nisbet and Fowler, 1995). Ils peuvent aussi être le produit des activités anthropiques liés aux rejets industriels, agricoles, urbains ou miniers et être transportés par les fleuves, l’air, le drainage des terres ou les rejets volontaires (Goldberg, 1995; Hill, 2004). Les métaux représentent l’un des polluants les plus persistants dans l’eau, qui s’accumule le long de la chaîne alimentaire et peut provoquer des risques à la fois écologiques et sanitaires.

Cas du cuivre

Principalement utilisé en agriculture et dans l’industrie, le cuivre a fait l’objet d’une utilisation intensive dans les peintures antifouling pour les coques de navires (Katranitsas et al., 2003; Schiff et al., 2004) en remplacement du toxique tributylétain depuis les années 1980 (Claisse and Alzieu, 1993) .

Cas du nickel

Le nickel en milieu marin a principalement une origine anthropique puisqu’il provient de la combustion du pétrole et du charbon, de la production industrielle d’acier, de batterie ou d’alliage et de l’épandage agricole dont les déchets se retrouvent dans les eaux usées et les stations d’épuration. Dans l’environnement, le nickel est majoritairement présent sous forme divalente et se complexe donc avec les ligands inorganiques dissous comme les chlorures, hydroxydes ou les carbonates .

Cas du plomb

Jusque dans les années 1980, le plomb a été utilisé comme antidétonant dans l’essence. Du fait de son interdiction, sa concentration dans le milieu marin a diminué d’un facteur 2 (Nicolas et al., 1994). A l’heure actuelle, le plomb est principalement utilisé dans l’industrie comme matière active des accumulateurs, en cristallerie et verrerie technique, ou comme stabilisant pour les plastiques .

Cas du zinc

Le zinc est naturellement présent dans l’environnement sous forme de sulfure. Ses sources anthropiques sont principalement la métallurgie lors de la fabrication d’alliages, de pigments, de piles électriques ou lors de la combustion de bois ou de charbon et les épandages agricoles. Par ailleurs, on le retrouve fortement concentré dans les zones portuaires soumises à la dissolution des peintures antirouille et des anodes qui protègent les coques de bateaux (INERIS, 2010) .

Réponse des organismes marins exposés à une pollution métallique

Toxicité des métaux pour les systèmes biologiques

En milieu marin, les organismes sont exposés à de multiples sources de pollution métallique liées aux courants marins, à la voie trophique ou au transfert vertical. Les métaux peuvent avoir des effets néfastes sur les organismes même à de très faibles concentrations. Les ETM sont incorporés par les invertébrés marins au travers des systèmes de transport des cellules membranaires par plusieurs biais dont le transport médié par une protéine membranaire, les canaux membranaires, la diffusion passive ou l’endocytose (Simkiss and Taylor, 1995). Une fois passé la membrane cellulaire, les ETM ont la capacité de se lier à des protéines cytosoliques non diffusibles qui portent des atomes et groupements affins pour ce métal. Celles-ci jouent donc un rôle crucial sur leur biodisponibilité dans la colonne d’eau et leur incorporation dans les tissus des organismes. En effet, bien que la concentration interne totale en métaux soit supérieure à celle du milieu externe, les métaux peuvent continuer à entrer passivement dans les cellules. Les métaux ne sont pas dégradables biologiquement et restent donc métaboliquement biodisponibles jusqu’à ce que la physiologie de l’organisme intervienne pour les excréter ou les détoxifier en les complexant à des molécules de forte affinité et dont ils ne peuvent se détacher (Mason and Jenkins, 1995). Les ETM ont une forte affinité pour le soufre, le phosphate et les carboxyles et se fixent donc sur les protéines ayant des acides aminés soufrés, ce qui les empêche de remplir leur rôle métabolique normal (Nieboer and Richardson, 1980; Rainbow, 2002). Les métaux, non  excrétés ou non détoxifiés, provoquent alors des perturbations biochimiques et physiologiques et peuvent avoir des impacts sur les fonctions biologiques tels que l’immunité, le métabolisme, la perméabilité membranaire, la reproduction, le développement embryonnaire ou l’homéostasie, ce qui entraîne des conséquences sur la croissance et la survie des organismes et des populations (Calabrese et al., 1977; Rainbow, 2002)

Cas du cuivre 

La toxicité du cuivre en milieu marin dépend de sa forme chimique et de son état d’oxydation. A faible concentration, le cuivre est un élément essentiel pour les organismes. Chez certaines espèces comme les mollusques, il participe au transport de l’oxygène via l’hémocyanine qui contient deux atomes de cuivre dans son site actif (Salvato et al., 1998). Le cuivre a un effet léthal sur les larves d’Ostrea edulis (CL50 à 48h de 1-3 µg.L-1) (Connor, 1972).

Table des matières

Introduction générale
État de l’art
1. Les métaux dans le milieu marin
1.1. Les métaux
1.1.1. Généralités sur les métaux
1.1.2. Les Éléments-Traces Métalliques
1.2. Les métaux dans l’environnement
1.2.1. La pollution, une problématique contemporaine
1.2.2. Origine des pollutions métalliques marines
1.2.2.1. Cas du cuivre
1.2.2.2. Cas du nickel
1.2.2.3. Cas du plomb
1.2.2.4. Cas du zinc
1.3. Réponse des organismes marins exposés à une pollution métallique
1.3.1. Toxicité des métaux pour les systèmes biologiques
1.3.1.1. Cas du cuivre
1.3.1.2. Cas du nickel
1.3.1.3. Cas du plomb
1.3.1.4. Cas du zinc
1.3.2. Des organismes bioindicateurs et bioaccumulateurs de métaux
1.4. Les procédés de dépollution métallique
1.4.1. Les méthodes physico-chimiques
1.4.1.1. La précipitation chimique
1.4.1.2. L’échange d’ions
1.4.1.3. L’osmose inverse
1.4.2. La biodépollution
1.4.2.1. La phytoremédiation
1.4.2.2. La phycoremédiation
1.4.2.3. La bioremédiation
1.4.2.4. La zooremédiation
1.4.2.4.1. La zooremédiation par les mollusques bivalves
1.4.2.4.2. L’avenir de la zooremédiation : les Spongiaires ?
2. Bactéries marines tolérantes aux métaux
2.1. Communautés bactériennes des milieux marins riches en métaux
2.2. Réponse bactérienne à une exposition métallique
2.2.1. Systèmes d’import des métaux lourds
2.2.2. Toxicité des métaux lourds
2.2.3. Mécanismes de résistance
2.2.3.1. La séquestration
2.2.3.1.1. La séquestration intracellulaire
2.2.3.1.2. La séquestration extracellulaire
2.2.3.2. La conversion enzymatique
2.2.3.3. Les systèmes d’efflux
2.2.3.3.1. Les transporteurs primaires
2.2.3.3.2. Les transporteurs secondaires
2.3. Biorémédiation bactérienne
3. Présentation du modèle S. officinalis
3.1. Généralités sur les Spongiaires
3.2. La Démosponge S. officinalis et son habitat
3.3. Reproduction et cycle de vie chez S. officinalis
3.4. Organisation tissulaire et système aquifère
3.5. Une éponge filtreuse
3.6. Un outil de bioindication et de bioremédiation de pollution
3.6.1. Exposition à des micro-organismes pathogènes
3.6.2. Exposition aux métaux
3.6.2.1. Un bioindicateur de pollution métallique
3.6.2.2. Mécanismes de détoxification des métaux
3.6.2.2.1. Les granules de lépidocrocite
3.6.2.2.2. Les métallothionéines
3.6.3. Exposition aux polychlorobiphényles
3.6.4. Exposition aux agents tensio-actifs
3.7. S. officinalis comme source de molécules bio-actives
3.7.1. Terpènes
3.7.1.1. Terpènes de type furane
3.7.1.2. Sesterterpènes de type scalarane
3.7.1.3. Diterpènes
3.7.2. Stérols
3.7.2.1. Hydroxystérols
3.7.2.1.1. Les trihydroxystérols
3.7.2.1.2. Les tétrahydroxystérols
3.7.2.2. Sécostérols
3.7.2.3. Époxystérols
3.7.3. Acides gras
3.7.4. Autres composés
3.7.5. Bilan sur les molécules bioactives isolées chez S.officinalis
CHAPITRE 1 : Bactéries associées avec l’éponge marine Spongia officinalis et résistantes aux métaux
1. Résumé
2. Article
3. Matériel et méthodes complémentaires
3.1. Isolement des bactéries associées à S. officinalis et tolérantes aux métaux
3.2. Sélection des souches d’intérêt par amplification aléatoire d’ADN polymorphe (RAPD)
3.3. Analyse des séquences d’ADNr 16S des bandes du gel DGGE
3.4. Activités biologiques des souches bactériennes isolées
3.4.1. Mesure de l’activité antioxydante
3.4.2. Mesure de l’activité antimicrobienne
4. Résultats complémentaires
4.1. Sélection des souches d’intérêt par RAPD
4.2. Analyse phylogénétique des communautés bactériennes associées à S. officinalis
4.3. Activités biologiques des souches bactériennes isolées
4.3.1. Evaluation de l’activité antioxydante
4.3.2. Evaluation de l’activité antimicrobienne
CHAPITRE 2 : Pseudovibrio sp., une bactérie associée à Spongia officinalis résistante au cuivre
1. Introduction
2. Matériel et Méthodes
2.1. La souche bactérienne Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
2.2. Dosages
2.2.1. Dosage des métaux
2.2.1.1. ICP-MS
2.2.1.2. Dosage colorimétrique
2.2.2. Dosage des oses neutres
2.2.3. Dosage des protéines
2.2.3.1. Méthode de l’acide bicinchonique
2.2.3.2. Méthode de Bradford
2.3. Isolement des protéines et des polysaccharides extracellulaires
2.3.1. Production et extraction des substances exopolymériques (EPS)
2.3.2. Isolement des protéines et des polysaccharides à partir des EPS
2.4. Interactions des bactéries ou des EPS avec le cuivre
2.4.1. Interaction de Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53 avec le cuivre
2.4.2. Interaction entre les EPS et le cuivre
2.5. Observations microscopiques de la souche Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
2.5.1. Conditions de culture de la souche Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
2.5.1.1. Culture en milieu liquide
2.5.1.2. Formation de biofilms
2.5.2. Fixation des échantillons
2.5.2.1. Culot bactériens
2.5.2.2. Biofilms sur lamelle
2.5.3. Lavage et déshydratation
2.5.4. Métallisation et observation microscopique
2.5.5. Protocole sans étapes de fixation, déshydratation
2.6. Séquençage du génome de Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
2.6.1. Préparation des échantillons à séquencer
2.6.1.1. Extraction de l’ADN génomique
2.6.1.2. Préparation de la librairie d’amplicons d’ADN génomique
2.6.1.2.1. Fragmentation de l’ADNg, réparation des extrémités et purification
2.6.1.2.2. Réparation des extrémités des fragments d’ADN
2.6.1.2.3. Ligation des adaptateurs
2.6.1.2.4. Amplification des fragments d’ADNg
2.6.1.2.5. Quantification de la librairie d’amplicons d’ADNg
2.6.1.3. Préparation de la matrice de séquençage
2.6.2. Séquençage du génome en Ion Torrent
2.6.3. Analyse des données de séquençage de l’ADNg
2.7. Caractérisation des protéines
2.7.1. Électrophorèse sur gel d’acrylamide en présence de SDS (SDS-PAGE)
2.7.2. Électrophorèse bidimentionelle
2.7.2.1. Préparation des échantillons à partir d’un culot bactérien
2.7.2.2. Précipitation des protéines
2.7.2.3. Dessalage des protéines
2.7.2.4. Electrophorèse bidimensionnelle
2.7.2.4.1. La focalisation isoélectrique
2.7.2.4.2. Electrophorèse SDS-PAGE
2.7.2.5. Analyse des gels
2.7.3. Digestion enzymatique et identification protéique
2.7.3.1. Digestion des protéines sur gel
2.7.3.2. Analyse par chromatographie liquide haute performance couplé à la spectrométrie de masse
3. Résultats et Discussion
3.1. Étude des substances polymériques extracellulaires (EPS) produites par Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
3.1.1. Production et extraction des EPS
3.1.2. Caractérisation des EPS
3.1.3. Identification de protéines des EPS associées au culot bactérien
3.2. Quantification de la capacité de la souche Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53 à détoxifier le cuivre
3.2.1. Mesure de l’accumulation du cuivre par la souche en culture
3.2.2. Adsorption du cuivre par les EPS
3.2.3. Observations microscopique de la souche Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53 sous des conditions de stress métallique
3.3. Séquençage du génome de Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
3.3.1. Séquençage du génome par la technologie Ion Torrent
3.3.2. « Mapping » contre des génomes proches connus
3.3.3. Analyse de la qualité des données
3.3.4. Comparaison des librairies
3.3.5. Création d’une séquence concensus
3.3.6. Assemblage du génome de Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53
3.4. Étude protéique de la réponse de Pseudovibrio sp. 2011SOCNI53 à un stress métallique
4. Conclusion
CHAPITRE 3 : Variabilité de l’expression des furanoterpènes chez Spongia officinalis, une éponge accumulatrice de métaux
1. Résumé
2. Article
Conclusions

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