L‘eau structurée a des propriétés différentes de l’eau classique. L’eau est le support des molécules les plus importantes de la vie, comme les protéines et l’ADN. Dans les cellules, les gels et le moteur de la vie, il est prouvé que l’eau est absolument nécessaire à toutes les activités des cellules. L’eau de nos cellules n’est pas comme l’eau d’un verre. Elle est en fait presque aussi ordonnée qu’un cristal. Comme la glace, elle piège les particules et les solutés lorsqu’elle se forme. L’espace qui en résulte est appelé la zone d’exclusion (ZE). Le Dr Pollack a découvert une nouvelle phase de l’eau. L’eau primaire est H2O, mais cette nouvelle phase aqueuse, l’eau structurée dans la zone d’exclusion, est H3O2. C’est la phase aqueuse nouvellement découverte. Si vous comptez la quantité d’hydrogène et d’oxygène, vous constaterez que ce n’est pas H2O. Si le quatrième état d’eau est appelée zone d’exclusion ou EZ, c’est parce que l’équipe du Dr Pollack a d’abord constaté qu’elle était tout à fait unique. Même les petites molécules sont exclues de l’eau structurée. Étonnamment, l’eau structurée est très abondante, y compris dans la plupart de vos cellules. Même vos tissus extracellulaires sont remplis de cette eau. Lors de la fonte des glaciers la glace devient de l’eau structurée. La phase entre le liquide et le solide est de l’eau structurée. Les tourbillons ou vortex sont un moyen très efficace d’ajouter de la texture. Il existe des dispositifs de tourbillonnement de l’eau sur le marché. L’un de ces appareils est une unité d’eau structurée d’apparence naturelle. La lumière du soleil est vitale pour notre santé, elle crée de l’eau structurée.
L’équilibre fragile de la microcouche de surface de la mer, change la forme des vagues
La pollution marine est une source d’inquiétude pour l’humanité depuis plusieurs décennies en raison des graves menaces qu’elle fait peser sur l’écosystème. En plus de nuire à la vie aquatique, les polluants pénètrent également dans la chaîne alimentaire et finissent par atteindre le corps humain. Les déchets marins comprennent les substances qui flottent à la surface de l’eau formant une couverture. La pollution des océans est due à de nombreuses sources, notamment les déversements/accidents de pétrole, les matières mortes en décomposition, les biofilms, les effluents industriels, les eaux usées provenant du ruissellement terrestre, le transport atmosphérique, l’acidification des océans. En plus de provoquer des changements dans l’écosystème marin, la contamination des surfaces est également connue pour affecter des phénomènes naturels tels que les vagues, qui influencent l’échange de masse, de quantité de mouvement et d’énergie à la frontière commune partagée par l’océan et l’atmosphère. L’une des conséquences majeures de la contamination des surfaces océaniques est l’amélioration de l’amortissement des vagues. Depuis le début du XXe siècle, il y a eu un intérêt croissant pour l’étude de l’amortissement des vagues dû aux tensioactifs [1]. La microcouche de surface (SML) de l’océan représente l’interface entre l’atmosphère et le corps de la surface de l’océan et a une épaisseur typique de 40 à 100 μm. Le SML est enrichi de composés organiques naturels, notamment de protéines, de lipides et de tensioactifs organiques, ce qui lui confère une composition chimique distincte. On sait que les contaminants anthropiques, y compris les polluants organiques persistants (POP), s’hyper-accumulent dans le SML, entraînant un enrichissement relatif par rapport à la colonne d’eau sous-jacente. Le SML est considéré comme un écosystème unique avec une grande biodiversité d’organismes et constitue un habitat essentiel pour les premiers stades de vie de nombreuses espèces de poissons et d’invertébrés. Il a été démontré que les POP présents dans les SML des eaux côtières polluées induisent une réaction toxique chez les larves de poissons. En tant que tel, l’enrichissement en POP dans le SML représente une menace potentielle à la fois pour la biodiversité marine naturelle [2]. En présence de tensioactifs, la mousse blanche est stabilisée et persiste environ 3 fois sa valeur dans l’eau de mer propre. La tension superficielle a été modifiée par l’ajout du tensioactif soluble : cela a abouti à une tension superficielle de 70 mN.m −1, ce qui a donné une pression de film d’environ 4 mN.m −1. La pression du film peut être définie comme la différence de tension superficielle entre l’eau de mer non contaminée (nominalement 74 mN·m −1 ) et l’eau de mer contaminée. Les deux groupes de données montrent une corrélation entre le temps de décroissance de la mousse et du panache, qui augmente avec l’augmentation de la pente des vagues [3]. Cet important système biogéochimique et écologique est essentiel à un large éventail de processus du système terrestre, notamment la synthèse, la transformation et le cycle des matières organiques, ainsi que l’échange air-mer de gaz, de particules et d’aérosols. Une approche progressive de la compréhension du SML et donc de son rôle dans la biogéochimie mondiale ne peut être réalisée qu’en considérant comme un tout intégré tous les composants clés de cet environnement complexe, du rôle central des micro-organismes dans le maintien des propriétés physicochimiques du SML et dans le maintien des processus biogéochimiques clés. La diversité des organismes associés à l’interface air-eau qui étaient écologiquement distincts du plancton dans l’eau sous-jacentes. Une gamme de polluants chimiques se trouvent dans la SML, notamment des hydrocarbures, des composés organochlorés et des métaux traces, qui peuvent généralement être dix à cent fois plus concentrés que dans les eaux sous-jacentes. Les polluants présentent donc toute une série de préoccupations environnementales et écotoxicologiques potentielles pour le fonctionnement de l’écosystème SML. Notamment, des accumulations plus élevées se trouvent dans le SML des eaux côtières proches des sources anthropiques de pollution [4]. Les variations horizontales de tension superficielle dues aux tensioactifs générés par le phytoplancton entraînent un stress de Marangoni en surface [5]. L’intérêt de créer une capacité de surveillance des surfactants océaniques est dû à l’hypothèse selon laquelle la prévalence des films océaniques suit de près la productivité biologique. La répartition mondiale actuelle des tensioactifs capables d’affecter les processus d’échange est largement inconnue. Il est en effet bien connu que la présence de tensioactifs réduit la tension superficielle à l’interface air/eau. Le gradient de tension superficielle qui en résulte conduit à une contrainte de cisaillement superficielle, communément appelée contrainte de Marangoni, qui, en raison de la viscosité, influence l’écoulement global qui est accéléré ou retardé `[7]. Une relation étroite apparaît entre l’accumulation de polluants et la baisse de la tension superficielle des nappes. Cela a une conséquence directe : l’effet amortisseur des vagues qui lisse la surface de la mer, rendant les nappes observables, caractéristiques de l’accumulation de polluants [6]. La microcouche de SML couvre plus de 70 % de la surface terrestre et constitue l’interface de couche limite entre l’océan et l’atmosphère. Cet important système biogéochimique et écologique est essentiel à un large éventail de processus du système terrestre, notamment la synthèse, la transformation et le cycle des matières organiques, ainsi que l’échange air-mer de gaz, de particules et d’aérosols. Des assemblages microbiens distincts qui participent aux échanges gazeux air-mer, la génération d’aérosols actifs sur le climat et l’accumulation de polluants anthropiques avec des implications potentiellement graves pour la santé de l’océan. Une gamme de polluants chimiques se trouvent dans la SML, notamment des hydrocarbures, des composés organochlorés et des métaux traces, qui peuvent généralement être dix à cent fois plus concentrés que dans les eaux sous-jacentes. Les polluants SML présentent donc toute une série de préoccupations environnementales et écotoxicologiques potentielles pour le fonctionnement de l’écosystème SML. Notamment, des accumulations plus élevées se trouvent dans le SML des eaux côtières proches des sources anthropiques de pollution [8]. L’effet du tensioactif soluble sur la persistance des bulles d’eau salée et leur capacité à produire des particules d’aérosol lors de leur éclatement, sont une propriété fondamentale des bulles simples ; définie comme le nombre de particules produites par surface de film à bulles a diminué de 79 % à 98 % suite à l’ajout d’un tensioactif et à l’augmentation de la pression du film de solution de 7 à 27 mN.m −1. Un tensioactif soluble a augmenté la persistance moyenne des bulles, ce qui a donné plus de temps aux bulles pour s’écouler et s’éclaircir. Un tensioactif peut résulter de l’amincissement spectaculaire de leurs coiffes ou de la réduction des forces de surface à une pression de film élevée. L’efficacité de la production d’aérosols a fortement diminué avec l’augmentation de la pression du film et les bulles stabilisées par un tensioactif persistaient plus longtemps et avaient des capsules de film beaucoup plus fines [9]. De nombreuses informations sont désormais disponibles démontrant que certains films monomoléculaires peuvent retarder considérablement l’évaporation de l’eau. Des études récentes ont montré que de tels films monomoléculaires modifient également la température de la surface de l’eau, la réduction du taux d’évaporation provoquant un réchauffement de la surface. En plus de leur effet sur l’évaporation, les films monomoléculaires modifient également la tension superficielle et la viscosité superficielle d’un substrat aqueux [10]. La microcouche fournit un habitat à un biote, notamment aux larves de nombreuses espèces de pêche commerciale, dont la densité est souvent très enrichie par rapport aux eaux souterraines situées à seulement quelques centimètres en dessous. La microcouche sert à la fois de source et de puits pour les matériaux présents dans l’atmosphère et la colonne d’eau. Parmi ces matériaux se trouvent de grandes quantités de substances anthropiques qui sont fréquemment présentes à des concentrations supérieures à celles de la colonne d’eau. Ceux-ci comprennent les plastiques, les morceaux de goudron, les hydrocarbures polyaromatiques, les hydrocarbures chlorés et les métaux potentiellement toxiques, tels que le plomb, le cuivre, le zinc et le nickel. La manière dont les processus uniques se produisant dans la microcouche affectent le sort des substances anthropiques n’est pas encore claire [11]. Parce que la surface de la mer contrôle diverses interactions entre l’océan et l’atmosphère, elle joue un rôle important dans la biogéochimie marine et la régulation du climat. La surface de la mer est la porte d’échange de gaz, de chaleur et de particules ayant un impact sur le climat. Nous avons trouvé jusqu’à 40 fois plus de particules d’exopolymère transparentes (TEP), à la base de tout biofilm, dans les nappes par rapport à l’eau sous-jacente. De plus, les nappes étaient caractérisées par une importante biomasse microbienne, une autre caractéristique commune aux biofilms conventionnels sur les SML. La matrice TEP crée des environnements spécifiques pour ses habitants. La distribution potentielle et la fréquence de la formation de nappes dans les régions côtières et océaniques, ainsi que leur effet sur les échanges de CO 2 air-mer. Nous estimons que les nappes peuvent réduire les flux de CO 2 jusqu’à 15 % et jouent donc un rôle local et régional important dans la régulation des interactions air-mer. Au cours des 60 dernières années, l’océan a subi des changements majeurs dus aux émissions anthropiques de gaz à effet de serre, de polluants et d’aérosols. Les changements les plus évidents sont l’acidification des océans et la répartition mondiale des produits chimiques fabriqués par l’homme. Les interactions entre l’océan et l’atmosphère contrôlent l’ampleur et la répartition de ces changements à l’échelle mondiale. Cependant, le SML a souvent été négligé dans les efforts visant à comprendre les changements globaux. Par exemple, ses propriétés sont mal caractérisées dans les modèles océaniques et climatiques existants [12]. Une relation étroite apparaît entre l’accumulation de polluants et la baisse de la tension superficielle des nappes. Cela a une conséquence directe : l’effet amortisseur des vagues qui lisse la surface de la mer, rendant les nappes observables, caractéristiques de l’accumulation de polluants [13]. Une étude révèle que la formation de biofilm bactérien avec des substances polymères extracellulaires était la stratégie des bactéries pour utiliser des HAP partiellement solubles. Cependant, en présence de tensioactif, cette stratégie a été modifiée. La présence de tensioactif à toutes les concentrations, les aspects physiologiques du biofilm attaché ont changé et la biodisponibilité du phénanthrène a augmenté avec l’ajout de tensioactif au dessus du CMC [14]. Des échantillons de microcouches de surface de la mer ont été collectés dans des zones côtières recevant différentes quantités d’apports anthropiques. Les échantillons ont été analysés pour détecter certains métaux traces, hydrocarbures chlorés et hydrocarbures aromatiques polycycliques. Les toxicités relatives des échantillons ont été déterminées à l’aide d’essais biologiques sur des embryons de poisson. Les concentrations de contaminants ont généralement augmenté des stations offshore vers les stations côtières. Les concentrations de contaminants étaient plusieurs fois plus élevées dans les échantillons de microcouches provenant des ports hautement industrialisés que dans les échantillons provenant d’un site situé à 15 km au large. Les échantillons de microcouches provenant des stations côtières étaient significativement plus toxiques et induisaient beaucoup plus d’anomalies de développement et d’aberrations chromosomiques que les échantillons provenant des stations offshore [19].
Perturbation par les produits tensioactifs
Les tensioactifs font partie des contaminants émergents les plus problématiques qui sont continuellement rejetés dans l’environnement par les usines de traitement des eaux usées (STEP). Les tensioactifs possèdent à la fois des propriétés hydrophiles et hydrophobes (queue d’hydrocarbure non polaire) et sont donc considérés comme des molécules amphipathiques. Les tensioactifs sont utilisés pour diverses applications domestiques et industrielles en raison de leurs propriétés physicochimiques uniques. Cependant, la persistance des produits transformés dans un environnement est très préoccupante pour la durabilité environnementale et la santé des écosystèmes. En perspective, les tensioactifs sont essentiels à la production industrielle de détergents, de textiles, de peintures, de polymères, de produits pharmaceutiques, de pesticides, de papier et de produits de soins personnels. Ces tensioactifs pourraient réduire la tension interfaciale et stabiliser les mousses et/ou les émulsions ; ils sont donc importants pour certaines opérations essentielles telles que la récupération du pétrole et l’exploitation minière. La taille du marché mondial des tensioactifs s’élève actuellement à environ 42,1 milliards de dollars américains et devrait atteindre 52,4 milliards de dollars d’ici 2025. Il y a plusieurs années, on estimait que les tensioactifs présents dans les eaux usées domestiques et industrielles se situaient respectivement entre 1 et 10 mg/L et 300 mg/L. Il est possible que les tensioactifs pénètrent dans l’eau potable par les stations d’épuration des eaux usées, posant ainsi un risque pour la santé humaine, animale et aquatique. De plus, le devenir et la structure chimique des surfactants, des systèmes environnementaux (aérobies ou anaérobies) et des accepteurs d’électrons contribuent principalement à la persistance, à la dégradabilité et aux effets écologiques des surfactants dans l’environnement.
Certains tensioactifs disponibles dans le commerce constituent une grave menace environnementale et publique pour les humains et les écosystèmes. Par exemple, les tensioactifs anioniques, principalement les alkylbenzènesulfonates linéaires (LAS), provoquent des impacts biochimiques, pathologiques, physiologiques et autres sur les écosystèmes aquatiques/terrestres. De plus, le LAS provoque des irritations cutanées et des problèmes respiratoires et réduit la résistance du biote aquatique au stress environnemental, à la reproduction et aux processus de croissance. Les tensioactifs augmentent généralement la solubilité des contaminants et facilitent ainsi l’eutrophisation. De plus, les propriétés hydrophobes croissantes des tensioactifs augmentent proportionnellement leur toxicité. Ces vastes impacts suscitent par conséquent des inquiétudes en matière de santé publique et d’environnement concernant la forte concentration de tensioactifs.
Classiquement, diverses techniques ont été déployées pour décontaminer les tensioactifs des eaux usées. Certaines de ces technologies d’assainissement comprennent des processus physico-chimiques, une filtration membranaire et une floculation-adsorption, une ultrafiltration, une électrocoagulation et une oxydation chimique et électro-oxydante. Cependant, lorsque les concentrations de tensioactifs dans les eaux usées sont élevées, presque toutes les techniques traditionnelles n’ont pas réussi à éliminer complètement la contamination par les tensioactifs. En général, le choix de technologies de traitement efficaces dépend en grande partie de la qualité de l’influent et de l’effluent. Les technologies de traitement physico-chimique possèdent d’excellentes efficacités d’élimination avec quelques défis notables. Par exemple, presque tous les traitements physiques et chimiques nécessitent des coûts d’investissement et des temps de rétention élevés et génèrent des boues. Cependant, le traitement physique nécessite moins d’intrants chimiques et opérationnels, tandis que le traitement chimique génère peu de boues. D’autre part, la facilité d’utilisation, le faible coût et l’efficacité d’élimination positionnent l’unité de traitement biologique et le système de boues activées cycliques comme une meilleure approche d’assainissement des tensioactifs. Cependant, le temps de rétention élevé, la formation de mousse, la mort de la biomasse et la génération massive de boues réduisent l’acceptation et l’applicabilité du traitement biologique. Des études antérieures ont prouvé que l’utilisation d’organismes thermophiles peut réduire les coûts opérationnels et la génération de boues et ainsi augmenter l’adoption du traitement biologique. L’adsorption est largement acceptée en raison de son excellente efficacité, de sa facilité d’utilisation et de modification des adsorbants, de sa rentabilité et de son respect de l’environnement. Auparavant, les nanotubes de carbone, la résine polymère, les cendres volantes-TiO 2 , les cendres volantes de charbon et les microsphères de chitosane réticulées par des acides aminés ont été utilisés pour éliminer les tensioactifs. Cependant, le charbon actif reste le candidat le plus approprié parmi de nombreux adsorbants développés pour éliminer les tensioactifs des eaux usées. Néanmoins, des efforts concertés sont nécessaires pour développer des adsorbants avancés dotés d’une efficacité exceptionnelle d’élimination des tensioactifs sans compromettre la sécurité environnementale et la santé publique.
Les tensioactifs peuvent pénétrer dans l’environnement à partir des effluents générés par les produits agrochimiques, les produits industriels et les activités domestiques et par conséquent provoquer une pollution environnementale. Par exemple, les biocides, les herbicides et les pesticides font partie des produits agrochimiques, tandis que les produits de soins personnels, les émulsifiants, les agents mouillants, les détergents et les revêtements ou adoucissants des tissus, du papier et des tapis sont des produits industriels notables qui contribuent continuellement à la protection de l’environnement grâce aux tensioactifs. pollution. De plus, la lessive, la désinfection et la fumigation sont d’importantes activités domestiques qui rejettent des tensioactifs dans l’environnement. Le devenir, la distribution et la persistance des tensioactifs dans l’environnement sont principalement influencés par la sorption et la bio/photodégradation. Ces processus dépendent principalement de divers facteurs environnementaux tels que le pH, la température et la salinité. Les stations d’épuration municipales reçoivent généralement une forte concentration de tensioactifs mais rejettent une faible concentration de tensioactifs et de leurs produits dégradés lors du traitement secondaire. La proportion de tensioactifs et de sous-produits post-traitement rejetés dépend davantage de l’efficacité des SMEEU.
Les produits transformés d’acides sulfophénylcarboxyliques, d’éthoxylates de nonylphénol, d’éthoxylates d’octylphénol et d’acides carboxyliques de nonylphénol ont été récemment signalés. Notamment, les éthoxylates de nonyl- ou d’octylphénol (NPEO) sont plus toxiques que leurs précurseurs, c’est-à-dire les alkylphénols (AP). Plusieurs études ont montré de graves impacts écologiques et sanitaires des tensioactifs toxiques sur les humains, d’autres vertébrés, la faune du sol, les micro-organismes, les crustacés et les plantes terrestres. Les critères critiques pour évaluer les risques environnementaux associés aux tensioactifs disponibles dans le commerce sont la photo ou la biodégradabilité, le comportement toxique et l’efficacité de sorption. Par exemple, la formation de mousse et la sédimentation des tensioactifs détériorent la qualité de l’eau en réduisant le transfert d’oxygène de l’air ou de l’eau et la capacité autonettoyante des rivières, à des degrés différents selon les classes de tensioactifs. De plus, les tensioactifs améliorent la solubilité des polluants organiques persistants (POP) dans la phase aqueuse, et les produits d’aérosols et de tensioactifs qui en résultent ont un impact significatif sur l’atmosphère et le climat. Les changements dans les activités physiologiques et biochimiques des organismes aquatiques par le LAS retardent leur métabolisme et leur croissance, endommagent la membrane cellulaire et provoquent la rupture du complexe protéique de la chlorophylle.
Selon le règlement REACH (enregistrement, évaluation, autorisation et restriction des produits chimiques), l’écotoxicité des tensioactifs peut être évaluée à l’aide de micro-biotests (QSAR, ECOSAR). Les procédures utilisent des tests tels que Daphtoxkit F, Daphnia IQ Test, Rotokit F/M, Ceriodaphtoxit K, Ostracode toxkit, Algal toxkit F et Microtoxkit. Les études antérieures ont montré que la toxicité des tensioactifs pouvait être influencée par les propriétés physicochimiques de l’eau (c’est-à-dire le pH, l’OD, les matières en suspension), les tensioactifs (c’est-à-dire le type, la concentration et la capacité d’absorption des tensioactifs) et des facteurs biotiques (l’âge et le type d’espèces). , sensibilité entre les espèces et leur acclimatation. La concentration médiane efficace (EC50) et la concentration médiane d’inhibition de la croissance (IC50) déterminent respectivement le risque et la toxicité des tensioactifs sur les animaux, les plantes et les micro-organismes : la CE50 à 96 h du chlorure d’acétyltriméthylammonium sur la microalgue verte Chlorella vulgaris est de 145 ± 13,35 μg/L, tandis que la CE50 du benzalkonium sur les invertébrés est de 5,90 μg/L. De plus, la CI50 du chlorure de benzyldiméthyldodécylammonium pour les bactéries est de 170,0 μg/L. Les tensioactifs peuvent retarder la croissance microbienne et augmenter les mutations microbiennes et la mortalité. Par exemple, les éthoxylates de nonylphénol (NPEO) peuvent dissocier la production d’énergie, ce qui peut par conséquent perturber les processus de croissance microbienne et de nitrification. De plus, les tensioactifs anioniques perturbent les structures internes et les fonctions microbiennes telles que la résistance environnementale, la croissance, le stress compétitif et la reproduction. L’absorption de tensioactifs par un micro-organisme peut dépolariser la membrane cellulaire microbienne et diminuer l’absorption des nutriments, l’acceptation de l’oxygène et la libération des métabolites toxiques. Certains tensioactifs ont de graves conséquences sur la santé humaine en raison de l’ingestion ou de la consommation d’aliments contaminés. Par exemple, les tensioactifs réagissent avec les protéines existantes dans le foie et le sérum, provoquant ainsi des effets métaboliques à long terme et une perturbation du système endocrinien humain. De même, il a été rapporté que certains tensioactifs provoquent des brûlures ou des irritations de la peau humaine ainsi que des problèmes oculaires et respiratoires. Les éthoxylates et carboxylates d’alkylphénol retardent la pénétration souterraine des composés pharmaceutiques. Les éthoxylates de nonylphénol ont des effets œstrogéniques sur les amphibiens, les mammifères et les Poissons. Certains tensioactifs tels que le LAS endommagent la membrane des cellules racinaires et modifient la structure de la membrane. Par conséquent, cela a altéré la transpiration et la translocation des nutriments essentiels et de l’eau.
Le rejet excessif de tensioactifs dans l’environnement met en danger la santé humaine et la sécurité écologique. Par conséquent, plusieurs techniques d’évaluation sont utilisées pour séparer, identifier et quantifier les tensioactifs dans une matrice environnementale. Cette section se concentre sur diverses techniques d’évaluation grâce auxquelles différents tensioactifs présents dans des échantillons environnementaux peuvent être quantifiés. L’intégrité et l’efficacité des techniques d’évaluation dépendent principalement du niveau de contamination environnementale et de l’efficacité des technologies d’assainissement. La présence de tensioactifs dans les environnements aquatiques et terrestres a des effets néfastes sur les micro-organismes, les plantes, les animaux et les humains. L’immense utilisation des tensioactifs, leurs risques pour la santé et les politiques réglementaires strictes concernant leur limite autorisée nécessitent leur contrôle dans l’environnement. Cette limite admissible a fait l’objet de débats entre plusieurs chercheurs. Par conséquent, plusieurs approches d’assainissement ont été recommandées pour nettoyer les tensioactifs présents dans l’environnement. Au cours des dernières décennies, la bioremédiation a souvent été utilisée pour éliminer les tensioactifs de la matrice environnementale. Récemment, les méthodes d’assainissement disponibles englobent les techniques physiques, chimiques, biologiques et membranaires. Les approches d’assainissement biologique et physique, y compris la décantation par gravité, ne peuvent pas éliminer complètement les tensioactifs anioniques et les matières organiques lorsque la concentration de polluants est élevée. La méthode d’assainissement appropriée est influencée par de nombreux facteurs tels que l’efficacité du traitement, la durée de fonctionnement, les caractéristiques des effluents et des affluents et la consommation d’énergie.
La présence de tensioactifs dans les environnements aquatiques et terrestres a des effets néfastes sur les micro-organismes, les plantes, les animaux et les humains. L’immense utilisation des tensioactifs, leurs risques pour la santé et les politiques réglementaires strictes concernant leur limite autorisée nécessitent leur contrôle dans l’environnement. Cette limite admissible a fait l’objet de débats entre plusieurs chercheurs. Par conséquent, plusieurs approches d’assainissement ont été recommandées pour nettoyer les tensioactifs présents dans l’environnement. Au cours des dernières décennies, la bioremédiation a souvent été utilisée pour éliminer les tensioactifs de la matrice environnementale. Récemment, les méthodes d’assainissement disponibles englobent les techniques physiques, chimiques, biologiques et membranaires. Les approches d’assainissement biologique et physique, y compris la décantation par gravité, ne peuvent pas éliminer complètement les tensioactifs anioniques et les matières organiques lorsque la concentration de polluants est élevée. La méthode d’assainissement appropriée est influencée par de nombreux facteurs tels que l’efficacité du traitement, la durée de fonctionnement, les caractéristiques des effluents et des affluents et la consommation d’énergie.
Cet examen complet a révélé les énormes implications écotoxicologiques et sur la santé humaine des tensioactifs dans l’environnement. La non-dégradabilité, la persistance et la toxicité de certains tensioactifs et de leurs produits transformés ont des conséquences environnementales extrêmes. Ainsi, l’équilibre et la durabilité des écosystèmes naturels pourraient être gérés grâce à l’évaluation, à l’analyse pratique et au traitement des tensioactifs. Par conséquent, plusieurs technologies d’analyse, d’évaluation et d’assainissement sont utilisées pour identifier, quantifier et nettoyer efficacement les tensioactifs des matrices environnementales. Sur la base de la littérature disponible, ces travaux ont montré que les techniques chromatographiques, en particulier la chromatographie fluide supercritique et quadripolaire à temps de vol MS (Q-ToF-MS), offrent une meilleure analyse des tensioactifs jusqu’à des concentrations en traces dans les matrices environnementales. Compte tenu des atouts et des défis des diverses méthodes d’assainissement disponibles pour les tensioactifs, le fractionnement des mousses, les réacteurs thermiques à membrane aérobie, les adsorbants avancés et les processus aérobies électrochimiques avancés sont des méthodes efficaces. Les recherches futures devraient se concentrer sur le développement d’adsorbants bon marché à partir de déchets. Cependant, des recherches approfondies sur leur récupération, régénération, réutilisation et valeurs technico-économiques devraient être envisagées. En outre, il est pertinent d’intégrer ou de coupler les technologies avancées d’assainissement actuelles aux usines de traitement des eaux usées (STEP) existantes pour une élimination efficace des tensioactifs des affluents. L’oxydation par faisceau d’électrons génère des radicaux puissants capables de minéraliser complètement les tensioactifs. Cependant, ses mécanismes, sa cinétique et ses coûts n’ont pas été suffisamment étudiés et documentés. Enfin, cette revue vise à favoriser une bonne compréhension des analyses et évaluations réalisables ainsi que des approches d’assainissement réalisables pour aider les chercheurs, les décideurs politiques et les organismes de réglementation dans leurs efforts visant à minimiser l’exposition environnementale aux tensioactifs toxiques. [41]
Depuis la seconde moitié du XXe siècle, la production et la consommation de composés organiques ont connu une croissance exponentielle dans le monde. Environ 1 500 nouveaux composés sont introduits sur le marché chaque année, selon l’Agence européenne pour l’environnement. Pour la plupart de ces substances, la plupart des aspects de leur comportement environnemental sont totalement inconnus, tout comme leur impact possible sur les écosystèmes une fois rejetées après utilisation. Parmi ces composés, les tensioactifs synthétiques sont parmi les plus importants. Ils sont introduits après leur rejet des stations d’épuration des eaux usées (STEP) et la valorisation agricole des boues provenant des STEP. Les tensioactifs sont utilisés dans une grande variété d’applications, principalement dans la formulation de détergents, mais également comme ingrédients dans des produits de soins personnels, des peintures, des pesticides et de nombreux autres produits. En conséquence, de nombreux types différents de tensioactifs ont été synthétisés, bien qu’ils puissent être classés en quatre groupes différents en fonction de leur charge. La plupart d’entre eux appartiennent aux deux principaux groupes, les anioniques et les non ioniques, qui représentent plus de 90 % de la production européenne. Concernant les anioniques, les alkylbenzènesulfonates linéaires (LAS) sont les tensioactifs les plus utilisés. Ils sont couramment utilisés dans les détergents ménagers et les nettoyants tout usage. Les éthoxysulfates d’alkyle (AES) et les sulfates d’alkyle (AS), qui sont principalement utilisés comme ingrédients dans les shampooings et autres produits de soins personnels en raison de leurs excellentes propriétés moussantes, arrivent en deuxième position en termes de production. Parmi les tensioactifs non ioniques, les polyéthoxylates d’alcool (POEA) et sont utilisés dans les nettoyants domestiques et industriels. En deuxième position en volume se trouvent les PEOA, bien que ces composés aient connu une diminution significative de leur volume de production ces dernières années en raison de politiques environnementales restrictives, visant à prévenir les effets négatifs, tels que l’œstrogénicité, manifestés par leurs intermédiaires de dégradation. Une fois utilisés, ces produits chimiques sont éliminés dans les égouts, où on estime que 50 % en volume sont dégradés, 25 % étant adsorbés dans les matières en suspension et 25 % dissous. Plus tard, les tensioactifs atteignent les STEP, où 95 à 99 % sont généralement éliminés lors du traitement. La plupart des tensioactifs utilisés sont biodégradés en aérobie lors du traitement secondaire, mais une fraction considérable est également éliminée sous forme de boues. Ces boues, souvent utilisées en agriculture après une digestion anaérobie préalable, sont également une source potentielle de contamination des sols, des eaux souterraines et des rivières adjacentes, car elles ont tendance à contenir des concentrations relativement importantes de tensioactifs, entre autres contaminants. une fois que les tensioactifs atteignent la colonne d’eau, ils se dégradent relativement rapidement ; les demi-vies estimées sont de plusieurs heures à quelques jours, selon le surfactant et les facteurs environnementaux. Cependant, des proportions importantes sont fixées sur les matières en suspension et finissent dans les sédiments, où, en dessous de quelques cm de profondeur, règnent des conditions anoxiques. , les tensioactifs ne peuvent donc être dégradés que par des voies anaérobies lentes et ont tendance à être préservés le long de la colonne sédimentaire [15]. Les tensioactifs synthétiques font partie des produits chimiques produits et consommés en plus grandes quantités dans le monde, en raison de leur variété d’applications, principalement comme ingrédients clés dans les détergents et les nettoyants, mais aussi comme agents mouillants, additifs pour peinture et désinfectants, entre autres utilisations. Le devenir des tensioactifs est également discuté en termes de sorption, de dégradation et de bioaccumulation. Les principaux aspects du potentiel toxique des tensioactifs, y compris les effets aigus et chroniques [18]. Les eaux grises se caractérisent par la présence de matières organiques, de savons, d’huiles, de nutriments, de micro-organismes, de matières solides en suspension, de tensioactifs et de minéraux. Les tensioactifs constituent un facteur de risque important parmi la diversité des contaminants. Ces tensioactifs proviennent de diverses sources telles que les textiles, les peintures, les produits de beauté, les produits pharmaceutiques et l’industrie du papier. Les tensioactifs sont des molécules composées de parties hydrophiles et hydrophobes et sont généralement destinées à être utilisées comme agent de nettoyage dans les détergents et les savons. Les tensioactifs sont généralement de trois types cationiques, anioniques et non ioniques. Les tensioactifs tels que les LAS, les éthoxylates d’alkylphénol (APE), les alkyléthoxysulfates (AES) et les composés d’ammonium quaternaire sont généralement présents dans les effluents d’eaux grises. La libération de ces tensioactifs constitue une double menace, à la fois en termes d’implications environnementales et de risques potentiels pour les organismes de l’écosystème. Dans la composition des eaux grises, les tensioactifs étant identifiés comme présentant le niveau de risque le plus élevé. L’examen souligne également l’importance d’atténuer les fuites de tensioactifs des eaux usées dans l’environnement, car elles ont un impact sur la qualité des sols, les écosystèmes aquatiques et divers organismes. Les tensioactifs sont fréquemment présents dans les produits d’entretien ménager et les articles de toilette. La tension superficielle entre deux liquides ou entre un liquide et un solide peut être réduite par ces tensioactifs. Les tensioactifs contenus dans les boues d’épuration (GW) peuvent affecter négativement les caractéristiques du sol et la croissance des plantes. Les GW contenant des tensioactifs, lorsqu’ils sont rejetés dans le sol, peuvent réduire sa capacité à retenir l’humidité et les minéraux. Cependant, l’élimination complète des tensioactifs reste un défi en raison de problèmes tels qu’une faible efficacité des systèmes de traitement [17].
La consommation annuelle européenne de tensioactifs en 2011 était de 2,95 Mt, dont 1,40 Mt non ioniques et 1,22 Mt anioniques selon les données rapportées par le Comité européen des tensioactifs organiques et de leurs intermédiaires. Les LAS sont actuellement les tensioactifs anioniques les plus utilisés dans la formulation de détergents ménagers et de lessive, de liquides vaisselle, de shampoings et d’autres produits de soins personnels. Les LAS commerciaux sont disponibles sous forme de mélange d’homologues, avec une longueur différente de chaîne alkyle. Les polyéthoxylates de nonylphénol sont des tensioactifs non ioniques utilisés dans les détergents, les peintures, les herbicides, les pesticides, les agents mouillants, les cosmétiques et de nombreux autres produits industriels, agricoles et ménagers. En raison de leur utilisation et de leur production intensives, ils finissent dans les stations d’épuration des eaux usées, où ils sont éliminés principalement par des processus biologiques et physiques. En raison de voies métaboliques restreintes, les LAS ne sont pas biodégradables dans des conditions anaérobies ; néanmoins, ils sont fortement biodégradés dans des conditions aérobies, mais l’élimination majeure des eaux usées se fait par rétention sur les matières en suspension. Les polyéthoxylates de nonylphénol sont dégradés en intermédiaires métaboliques à chaîne plus courte, notamment le nonylphénol (NP), le mono-nonylphénol et le diéthoxylate. Les taux d’élimination des LAS étaient supérieurs à 80 % dans la plupart des études rapportées dans la littérature, alors qu’une dispersion plus élevée des taux d’élimination pour NP, NP 1 EO et NP 2 EO (NPE) a été décrit, allant de 0 % à 86 %. Plusieurs auteurs expliquent cette large dispersion par la dégradation des polyéthoxylates de nonylphénol dont les principaux produits de dégradation sont les NPE à chaîne courte. Néanmoins, ces composés ne sont pas complètement éliminés dans les STEP et sont donc continuellement introduits dans l’environnement. Les préoccupations concernant la présence de ces composés dans l’environnement ont conduit à limiter leurs concentrations dans les eaux de surface de l’Union européenne, au moyen de la Directive-cadre sur l’eau 2000/60/CE. Cette directive européenne identifie le NP comme substance prioritaire et fixe sa limite de concentration moyenne annuelle à 0,3 μg L − 1 et sa concentration maximale admissible à 2,0 μg L − 1 dans les eaux de surface. [20]
La présence de LAS dans les eaux usées pourrait poser problème pour l’application de la technologie anaérobie, car la récalcitrance et l’inhibition du LAS ont été signalées dans les systèmes anaérobies. De plus, la présence de LAS dans les milieux aquatiques peut entraîner la formation de mousse dans les ruisseaux et les rivières, dispersant ainsi la pollution. En conséquence, de nombreuses études ont été réalisées pour évaluer la dégradation du LAS dans des conditions anaérobie. La voie de dégradation du LAS implique des réactions de clivage des cycles aromatiques, de désulfonation et de β- et ω-oxydation dans des conditions aérobies et anaérobies. Des organismes aérobies, anaérobies facultatifs et anaérobies seraient impliqués dans la dégradation du LAS. Certains des genres fréquemment signalés comme hébergeant des espèces possédant cette capacité sont Acinetobacter, Aeromonas, Comamonas, Dechloromonas, Desulfovibrio, Geobacter, Holophaga, Parvibaculum, Pseudomonas, Sporomusa, Stenotrophomonas, Variovorax et Zoogloea. [21]
En raison de la formation de métabolites récalcitrants indésirables qui ont donné lieu à des préoccupations environnementales, les APEO sont interdits ou restreints en Europe. D’autres tensioactifs ont reçu moins d’attention. Plusieurs études ont porté sur le devenir des alkylbenzène sulfonates linéaires (LAS), des éthoxylates d’alcool (AE) et des diéthanolamides de noix de coco (CDEA) et ont rapporté des niveaux dans les effluents des STEP et dans les eaux côtières. L’élimination des tensioactifs dans certaines STEP catalanes s’est avérée incomplète, ce qui a entraîné des concentrations d’effluents dépassant dans de nombreux cas 20 μg/L pour les composés œstrogéniques et 200 μg/L pour les LAS. Cependant, malgré cela, des composés nonylphénoliques sont toujours présents dans le milieu marin recevant les STEP. [22]
Les tensioactifs sont largement utilisés dans les produits ménagers et industriels. Après utilisation, les tensioactifs ainsi que leurs produits sont principalement rejetés dans les stations d’épuration puis dispersés dans l’environnement via le rejet des effluents dans les eaux de surface et l’évacuation des boues sur les terrains. Les tensioactifs ont des comportements et des destins différents dans l’environnement. Les tensioactifs constituent un groupe diversifié de produits chimiques conçus pour avoir des propriétés de nettoyage ou de solubilisation. Ils sont généralement constitués d’un groupe de tête polaire, qui est bien solvaté dans l’eau, et d’une queue d’hydrocarbures non polaires, qui ne se dissout pas facilement dans l’eau. Ainsi, les tensioactifs combinent des propriétés hydrophobes et hydrophiles dans une seule molécule. Les tensioactifs synthétiques sont des produits chimiques économiquement importants. Ils sont largement utilisés dans les détergents ménagers, les produits de soins personnels, les textiles, les peintures, les polymères, les formulations de pesticides, les produits pharmaceutiques, les mines, la récupération du pétrole et les industries des pâtes et papiers. La production mondiale de tensioactifs synthétiques s’élève à 7,2 millions de tonnes par an. Les tensioactifs étaient principalement de trois types : anioniques, non ioniques et cationiques. Les alkylbenzènesulfonates linéaires (LAS), les alkyléthoxysulfates (AES), les alkylsulfates (AS), les alkylphénol éthoxylates (APE), les alkyléthoxylates (AE) et les composés d’ammonium quaternaire (QAC) sont les tensioactifs commerciaux couramment utilisés. En particulier, LAS, APE et QAC sont les tensioactifs les plus étudiés. Les LAS sont les tensioactifs anioniques synthétiques les plus couramment utilisés. Avec une consommation mondiale estimée à 2,8 millions de tonnes en 1998. Les éthoxylates d’alkylphénol (APE) constituent une grande partie du marché des tensioactifs non ioniques. La production mondiale d’APE était estimée à 500 000 tonnes en 1997 avec 80 % d’éthoxylates de nonylphénol (NPE) et 20 % d’éthoxyalyses d’octylphénol (OPE). L’inquiétude s’est récemment accrue quant à l’utilisation généralisée des APE en raison de leurs produits de biodégradation relativement stables, le nonylphénol (NP) et l’octylphénol (OP). Il a été démontré que le NP et l’OP sont toxiques pour les espèces marines et d’eau douce et qu’ils induisent des réponses œstrogéniques chez les poissons. Les tensioactifs à base d’ammonium quaternaire (QAC) sont des molécules comportant au moins une chaîne hydrocarbonée hydrophobe liée à un atome d’azote chargé positivement, les autres groupes alkyle étant pour la plupart des substituants à chaîne courte tels que les groupes méthyle ou benzyle. Les principales utilisations de ce groupe de tensioactifs cationiques sont les assouplissants textiles et les agents antiseptiques dans les détergents à lessive ainsi que d’autres utilisations industrielles. L’ingrédient actif le plus largement utilisé dans les assouplissants textiles était jusqu’à récemment le chlorure de suif diméthylammonium (DTDMAC). Cependant, le remplacement du DTDMAC par des tensioactifs cationiques esters tels que le chlorure de diéthylester diméthylammonium (DEEDMAC) a récemment commencé en Europe.
Après utilisation, les tensioactifs résiduels et leurs produits de dégradation sont rejetés vers les stations d’épuration ou directement dans les eaux de surface, puis dispersés dans différents compartiments environnementaux. En raison de leur utilisation répandue et de leur forte consommation, les tensioactifs et leurs produits de dégradation ont été détectés à diverses concentrations dans les eaux de surface, les sédiments et les sols amendés par des boues. Afin d’évaluer leurs risques environnementaux, nous devons comprendre la distribution, le comportement, le devenir et les effets biologiques de ces tensioactifs dans l’environnement. Différents types de tensioactifs ont été détectés dans les effluents d’eaux usées avec des concentrations allant jusqu’à 1 090 μg/L pour les LAS, jusqu’à 332 μg/L pour les APE et jusqu’à 62 μg/L pour les APE. μg/L pour le DTDMAC. Ces tensioactifs ont également été trouvés dans les boues traitées à des concentrations élevées allant jusqu’à 30 200 mg/kg de poids sec pour les LAS, jusqu’à 81 mg/kg pour les APE, et jusqu’à à 5 870 mg/kg pour le DTDMAC. Ils ont également été rapportés dans les eaux de surface à des concentrations allant jusqu’à 416 μg/L pour le LAS, et les produits de dégradation de l’APE ont été largement détectés dans différents compartiments environnementaux (air, eau, sédiments). Cet article de synthèse s’est principalement concentré sur le comportement et le devenir ainsi que sur l’écotoxicité de différents types de tensioactifs dans l’environnement. Les tensioactifs non ioniques et cationiques présentaient une sorption sur le sol et les sédiments beaucoup plus élevée que les tensioactifs anioniques tels que le LAS. La plupart des tensioactifs peuvent être dégradés par les microbes présents dans l’environnement, bien que certains tensioactifs tels que le LAS et le DTDMAC ainsi que les alkylphénols puissent être persistants dans des conditions anaérobies. Il a été constaté que les LAS se dégradent dans les sols amendés par des boues avec une demi-vie de 7 à 33 jours. La plupart des surfactants ne sont pas toxiques de manière aiguë pour les organismes aux concentrations environnementales et la toxicité aquatique chronique des surfactants s’est produite à des concentrations généralement supérieures à 0,1 mg/L. Cependant, les alkylphénols se sont révélés capables d’induire la production de vitellogénine chez les poissons mâles à une concentration aussi faible que 5 μg/L.
Les tensioactifs pénétrant dans l’environnement par le rejet d’effluents d’eaux usées dans les eaux de surface et l’épandage de boues d’épuration sur le sol peuvent avoir un impact sur l’écosystème en raison de leur toxicité sur les organismes de l’environnement. Ils sont également mesurés dans les sols amendés par des boues en raison des concentrations résiduelles élevées dans les boues. Les tensioactifs ont une sorption relativement élevée sur les boues, les sédiments et le sol, et leur sorption est de l’ordre : cationique > non ionique > anionique. Ils sont fortement associés aux particules ou aux sédiments. Les tensioactifs pénétrant dans l’environnement par le rejet d’effluents d’eaux usées dans les eaux de surface et l’épandage de boues d’épuration sur le sol peuvent avoir un impact sur l’écosystème en raison de leur toxicité sur les organismes de l’environnement. [23]
Bien que les métabolites des éthoxylates d’alkylphénol (APEO) soient classés comme substances dangereuses, ils continuent d’être rejetés dans l’environnement à partir de diverses sources et ne sont généralement pas surveillés. Leur large utilisation a conduit à une augmentation des voies d’exposition possibles pour l’homme, ce qui est alarmant. De plus, il existe un manque de connaissances sur le comportement de ces métabolites vis-à-vis de l’environnement et de leur toxicité, ainsi que sur leurs effets biologiques sur la santé humaine. L’objectif de ce travail est de donner un aperçu des métabolites de l’APEO et de leur analyse, de leur occurrence et de leur toxicité dans divers échantillons environnementaux et humains. Les métabolites de l’APEO ont des effets néfastes sur les humains, la faune et l’environnement en raison de leur libération dans l’environnement. Actuellement, certaines études sont disponibles sur le comportement des alkylphénols dans le sol, les sédiments, les eaux souterraines, les eaux de surface et les aliments. Cependant, aucun de ces articles ne considère leur toxicité chez l’homme et surtout leur effet sur le système nerveux et immunitaire. Ce travail résume les occurrences environnementales des métabolites des APEO dans des matrices, par exemple l’eau, les aliments et les matrices biologiques, leurs effets sur les systèmes immunitaire et nerveux, ainsi que les problèmes spécifiques aux isomères. Grâce à cet accent, nous sommes en mesure de couvrir les événements les plus courants d’exposition humaine, qu’ils soient directs ou indirects.
La capacité de se concentrer sur différentes surfaces et de former des micelles dans des solutions est la principale caractéristique des composés tensioactifs. La structure amphiphile de la molécule tensioactive, qui comporte une partie polaire (hydrophile) et non polaire (hydrophobe), est à l’origine de leur activité de surface. Les APEO étant des tensioactifs, ils sont largement utilisés dans les formulations de nettoyage et comme auxiliaires de processus industriels. Ils ont donc une large gamme d’applications, notamment comme agents dispersants dans la production de papier et de pâte à papier, agents émulsifiants dans les peintures au latex et les formulations de pesticides, agents de flottation, nettoyants industriels (surfaces métalliques, transformation textile et industrie alimentaire), nettoyants à froid pour voitures, et les produits d’entretien ménager. La plupart des APEO sont utilisés dans des solutions aqueuses pour faciliter leur manipulation, ce qui signifie qu’ils sont rejetés dans les eaux usées municipales et industrielles , puis transportés vers les usines de traitement des eaux usées. Au cours des différentes étapes du traitement des eaux usées, les APEO subissent un processus de biodégradation complexe dans lequel plusieurs micro-organismes métabolisent les APEO par leur chaîne éthoxy et forment plusieurs produits de dégradation. Ces produits de dégradation sont persistants, bioaccumulables et toxiques. Certaines sont déjà considérées comme des substances prioritaires ou répertoriées comme substances dangereuses prioritaires dans la directive-cadre sur l’eau de l’Union européenne. Parmi ces substances, le NP est considéré comme le métabolite le plus important et le plus dangereux ; les NP et OP les plus courants.
Outre les propriétés négatives mentionnées, certains métabolites tels que les NP peuvent agir comme l’hormone féminine 17 β -estradiol en se liant au récepteur des œstrogènes et en déplaçant le 17 β -estradiol de manière compétitive. Étant donné que l’effet œstrogénique et le comportement de dégradation dans l’environnement des APEO individuels et de leurs métabolites dépendent fortement de la structure et de l’encombrement de la chaîne latérale, il est absolument nécessaire de considérer ce problème d’un point de vue spécifique aux isomères. Des études ont montré que le potentiel œstrogénique d’un seul isomère est deux à quatre fois supérieur à celui de la substance de référence, et lorsque l’on compare les isomères biodégradables les plus faciles avec les plus persistants, les demi-vies sont trois à quatre fois plus longues. Les isomères uniques des métabolites de l’APEO sont importants pour évaluer leurs effets écologiques et sanitaires. Cependant, l’évaluation des risques ainsi que d’importantes études toxicologiques sur ces substances ont été réalisées sans tenir compte des effets spécifiques aux isomères. Compte tenu du rôle clé que jouent les œstrogènes dans les processus de développement et les fonctions de reproduction, les composés ayant un effet œstrogénique (c’est-à-dire les métabolites de l’APEO) sont une source de préoccupation majeure. Pour le NP et l’OP, il a été démontré qu’ils sont extrêmement toxiques pour les poissons, les invertébrés et les algues à des concentrations de 17 à 3 000 μg/L et qu’ils présentent une toxicité chronique dans la plage de 3,7 à 6 μg/L. Un autre problème important est leur impact sur le développement du système nerveux et immunitaire des mammifères. Des effets à faible dose de perturbateurs endocriniens sur le système nerveux et immunitaire, qui est un système vulnérable qui peut réagir aux changements par une réaction allergique. Ces maladies complexes dépendent fortement des interactions gènes-environnement et des études épidémiologiques ont montré que divers facteurs de risque peuvent déclencher des maladies allergiques. L’un de ces facteurs de risque est le groupe des perturbateurs endocriniens (EDC), qui peuvent déclencher ou même exacerber des maladies allergiques. Même à faibles doses, les perturbateurs endocriniens peuvent interférer avec le système endocrinien et reproducteur et inhiber la synthèse et/ou le transport d’hormones spécifiques. De plus, les hormones sont un facteur clé dans le bon développement de divers systèmes organiques et tissus tels que ceux de l’appareil reproducteur, du cerveau et du système neuroendocrinien. Les complications de la grossesse telles que l’échec de l’implantation et la perte du fœtus sont quelques-uns des résultats d’un réseau de cytokines déséquilibré à l’interface materno-fœtale. Les perturbateurs endocriniens comme les NP suscitent des inquiétudes considérables quant à l’exposition maternelle pendant la grossesse, même à faibles doses. En 2013, l’Agence européenne des produits chimiques a inclus le NP sur la liste des substances candidates extrêmement préoccupantes à inclure dans l’annexe XIV (Liste d’autorisation) du règlement 1907/2006/CE (REACH). [24]
Ces tensioactifs subissent différents types de modifications physiques et chimiques lorsqu’ils sont rejetés dans l’environnement. La présence de tensioactifs dans l’eau peut entraîner la mort de bactéries, champignons et autres micro-organismes. Des concentrations plus élevées peuvent avoir des effets sur la santé humaine, comme une irritation de la peau, des yeux et du système respiratoire [9]. L’effet toxique des tensioactifs dépend de leur activité de surface. L’interaction des tensioactifs avec la membrane cellulaire du biote dépend des activités de surface, car l’interaction avec la membrane est facilitée par la tension superficielle. Les tensioactifs sont également responsables des processus chimiques dans les eaux des rivières et des effluents liquides des stations d’épuration et de la réduction des paramètres de qualité de l’eau. De plus, la réduction de la tension superficielle permet aux autres polluants de s’écouler facilement et fournit également des conditions appropriées aux organismes vivants dans l’eau. Les eaux de surface et les eaux usées sont les principales sources de tensioactifs dans l’environnement. Les eaux souterraines peuvent également contenir une petite quantité de tensioactifs en raison du lessivage des eaux usées contaminées. Il est maintenant établi que ces substances chimiques pénètrent dans l’environnement à partir d’un certain nombre de sources et de voies, par le biais des effluents d’eaux usées provenant des usines de traitement municipales, des fosses septiques, des effluents des hôpitaux, des activités d’élevage, des déchets agricoles et industriels. Par conséquent, il existe un besoin urgent d’une compréhension globale de la chimie des voies et des charges environnementales, ainsi que des protocoles AQ/CQ pour l’analyse d’échantillons provenant de différentes sources afin d’utiliser en toute sécurité les tensioactifs. [25]
Des exemples sur l’effet des tensioactifs anioniques sur les membranes cellulaires, sur l’activité des enzymes, sur la liaison à diverses protéines et à d’autres composants cellulaires et sur leur toxicité pour l’homme sont présentés. Le rôle des tensioactifs anioniques dans l’environnement est ambigu : ils peuvent provoquer une grave pollution de l’environnement ayant un effet toxique sur les organismes vivants ; sinon, ils peuvent favoriser la décomposition et/ou l’élimination d’autres polluants inorganiques et organiques de l’environnement. La relation entre leur structure chimique, leurs paramètres physico-chimiques, leur activité biologique et leur impact environnemental n’est pas bien comprise. Un nombre considérable de données sont nécessaires pour le développement de nouveaux tensioactifs anioniques et pour l’application réussie de ceux existants afin de réduire l’adversaire et de promouvoir les effets bénéfiques. [26]
33 stations d’épuration conventionnelles ont été analysés pour détecter les LAS et les alkyléthoxysulfates (AES) et ont été examinés par une sélection de suspects à grande échelle pour 1564 tensioactifs et leur transformation. Les échantillons d’influents composites correspondants sur sept jours de STEP ont montré des concentrations d’influents élevées ainsi que des taux d’élimination très élevés pour le LAS et l’AES. Cependant, les concentrations moyennes totales des effluents LAS et AES étaient toujours de 14,4 μg/L et 0,57 μg/L, respectivement. Les sous-produits LAS, les di-alkyltétraline sulfonates (DATS), les TP sulfophényl alkyle acides sulfophényl alkyl carboxyliques(SPAC) et les acides sulfo-tétraline alkylcarboxyliques (STAC) ont atteint des concentrations maximales dans les effluents de 19 μg/L, 17 μg/L et 5,3 μg/L, respectivement. [27]
Ces tensioactifs subissent différents types de modifications physiques et chimiques lorsqu’ils sont rejetés dans l’environnement. La présence de tensioactifs dans l’eau peut entraîner la mort de bactéries, champignons et autres micro-organismes. Des concentrations plus élevées peuvent avoir des effets sur la santé humaine, comme une irritation de la peau, des yeux et du système respiratoire. L’effet toxique des tensioactifs dépend de leur activité de surface. L’interaction des tensioactifs avec la membrane cellulaire du biote dépend des activités de surface, car l’interaction avec la membrane est facilitée par la tension superficielle. Il existe un besoin urgent d’une compréhension globale de la chimie des voies et des charges environnementales. Il a été établi à plusieurs reprises que les parties hydrophobes et hydrophiles interagissent facilement avec les sous-structures polaires et apolaires des marcomolécules telles que les protéines. Les tensioactifs anioniques eux-mêmes présentent également une activité biologique marquée, soit en se liant à diverses macromolécules bioactives telles que l’amidon, les protéines, les peptides et l’ADN, soit en insérant dans divers membranes phospholipidiques provoquant un dysfonctionnement. Les tensioactifs anioniques peuvent influencer considérablement l’efficacité biologique des ingrédients actifs dans les formulations pharmaceutiques, soit en se liant directement au médicament, soit en influençant les processus d’adsorption et d’absorption et la répartition des médicaments entre les substances hydrophobes. Les tensioactifs sont également responsables des processus chimiques dans les eaux des rivières et des effluents liquides des stations d’épuration et de la réduction des paramètres de qualité de l’eau. De plus, la réduction de la tension superficielle permet aux autres polluants de s’écouler facilement et fournit également des conditions appropriées aux organismes vivants dans l’eau. Il est maintenant établi que ces substances chimiques pénètrent dans l’environnement à partir d’un certain nombre de sources et de voies, par le biais des effluents d’eaux usées provenant des usines de traitement municipales, des fosses septiques, des effluents des hôpitaux, des activités d’élevage, des déchets agricoles et industriels. Par conséquent, il existe un besoin urgent d’une compréhension globale de la chimie des voies et des charges environnementales. [28]
Les protéines de transport sont essentielles aux cellules car elles permettent l’échange de substances entre les cellules et leur environnement à travers la bicouche lipidique formant une barrière étanche. Les lipides membranaires modulent la fonction des protéines transmembranaires telles que les transporteurs de deux manières : les lipides sont étroitement et spécifiquement liés aux protéines de transport et, en outre, ils modulent à partir de la majeure partie de la bicouche lipidique la fonction des protéines de transport. Les maladies humaines entraînant une altération de l’homéostasie lipidique entraîneront une altération de la composition lipidique membranaire, qui à son tour affectera la fonction des protéines transporteuses. [29]
Les effets sur les paramètres respiratoires mitochondriaux des LAS, des polyéthoxylates de nonylphénol (NPEO) et de certains de leurs produits de biotransformation, à savoir les carboxylates de sulfophényle (SPC), le nonylphénol (NP) et l’acide nonylphénoxy acétique (NP1EC). La toxicité de ces composés a été estimée en déterminant leurs effets sur le transfert d’électrons inverse couplé à l’énergie (RET), qui est induit par l’ATP et le succinate au premier niveau de la chaîne respiratoire et réduit le NAD + exogène en NADH. La toxicité des substances, exprimée en concentration de toxique diminuant le taux de réduction du NAD + jusqu’à 50 % (CE50), variait de 0,61 mg/L pour un mélange LAS commercial à 18 000 mg/L pour des RCP individuels ; de 1,3 mg/L pour NPEO, avec une moyenne de 10 unités éthoxy, à 8,2 et 1,8 mg/L pour NP1EC et NP, respectivement. [32]
Bien que la plupart des tensioactifs soient efficacement éliminés dans les STEP, des concentrations de l’ordre de quelques microgrammes par litre peuvent être trouvées dans les eaux de surface réceptrices. Des sédiments de surface et des carottes datées ont été collectés dans la baie de Jamaica, un estuaire fortement pollué par les eaux usées de la ville de New York. Les concentrations de tensioactifs dans les sédiments de surface étaient comprises entre 18 et > 200 μg g −1 . Leurs niveaux augmentent dans les sédiments car ils constituent des puits naturels pour les tensioactifs en raison de l’affinité relativement élevée de ces produits chimiques pour les particules de carbone organique et/ou les surfaces chargées. En raison de leur utilisation répandue, de la spécificité de leur source et de leur taux de dégradation généralement faible dans des conditions anaérobies, de nombreux tensioactifs peuvent être utilisés comme indicateurs moléculaires dans les sédiments pour surveiller la contamination causée par les activités humaines. Le comportement à long terme de ces composés dans ce compartiment environnemental est encore largement inconnu. mais essentiel pour comprendre leur sort final dans les systèmes aquatiques. [33]
il a été démontré que l’exposition à certains tensioactifs, tels que les chlorures de benzalkonium (BAC), peut augmenter la résistance des microbes aux antibiotiques. Ces préoccupations ont conduit, en Europe, à une réglementation beaucoup plus stricte en termes de biodégradabilité des tensioactifs et de leur teneur en composés phosphorés. Malgré le renforcement de la réglementation, l’élimination des tensioactifs des eaux usées reste une préoccupation croissante, surtout compte tenu de la forte toxicité et de l’omniprésence des tensioactifs. Cela se reflète dans l’augmentation constante du nombre de publications traitant à la fois des tensioactifs et du traitement des eaux usées. En général, on constate un manque d’attention portée aux problèmes posés par les tensioactifs dans le processus de traitement des eaux usées, malgré l’augmentation globale des publications observées dans la littérature. Un aperçu global de l’impact des tensioactifs sur le processus de traitement des eaux usées est souvent absent de la littérature traitant du sujet. [34]
Le tensioactif anionique peut également affecter les microbes anaérobies dans le réacteur et l’activité de production de méthane. Il a été rapporté que le LAS favorise un taux de production de méthane plus faible en raison de l’inhibition des étapes méthanogènes et acidogènes du processus anaérobie. La concentration plus élevée de LAS entraîne une production de méthane plus faible, ce qui peut être attribué au taux de croissance plus faible des micro-organismes anaérobies. Les résultats ont indiqué que le LAS était plutôt adsorbé à la surface des boues que dégradé et que son adsorption entraînait en effet des charges importantes dans les boues d’épuration. L’efficacité de la récupération du méthane dans le traitement des eaux usées a diminué en raison de la présence de LAS dans les eaux usées. L’efficacité d’élimination du LAS de 30 à 70 % a été attribuée à l’adsorption plutôt qu’à la dégradation et son adsorption diminue l’activité de production de méthane des boues. Le LAS a eu un effet plus négatif sur les méthanogènes acétoclastiques que le microbiote acidogène et l’inhibition du LAS sur l’activité méthanogène en était responsable. [35]
Il est suggéré que les tensioactifs pourraient exercer des effets significatifs sur l’adsorption et la libération de matières organiques et de métaux lourds. Les mécanismes comprennent principalement la compétition d’adsorption, les réactions de complexation, la solubilisation et la répulsion électrostatique . Compte tenu de l’utilisation répandue de tensioactifs et de la toxicité manifeste de l’arsenic, cette étude a examiné les effets potentiels des tensioactifs sur le comportement de l’arsenic dans l’environnement. La production massive et l’utilisation généralisée de tensioactifs ont entraîné le rejet d’une grande quantité de résidus de tensioactifs dans l’environnement, ce qui pourrait avoir un impact sur le comportement de l’arsenic. La rétention de l’arsenic sur les particules et son transport dans les sédiments sont deux facteurs principaux contrôlant sa biodisponibilité et sa toxicité. Les deux processus sont dans une large mesure influencés par des substances coexistantes telles que les matières organiques naturelles (MON) et les anions. Il a été bien documenté que ces substances peuvent réduire l’adsorption de l’arsenic et améliorer le transport de l’arsenic par compétition d’adsorption, réactions de complexation, échange d’anions et répulsion électrostatique. Ainsi, grâce à de tels mécanismes, les molécules de tensioactifs peuvent potentiellement influencer le comportement d’adsorption et de transport de l’arsenic dans l’environnement. Dans la présente étude, l’influence du tensioactif anionique dodécylbenzène sulfonate de sodium ( SDBS) et du tensioactif non ionique polyéthylèneglycol octylphényléther (Triton X-100) sur le comportement de l’arsenic a été étudiée dans des tests par lots et en colonne. La présence de SDBS et de Triton X-100 a réduit la rétention d’arsenic sur la ferrihydrite (FH), a amélioré le transport de l’arsenic à travers les colonnes de sable enrobé de FH (sable FH) et a favorisé la libération d’arsenic de la surface du FH. [36]
Les solutions de tensioactifs et les résidus de tensioactifs dans le sol ont montré un potentiel d’inhibition envers les plantes supérieures. BOK-6, en raison de son profil chimique et écotoxique, a complètement inhibé la germination des graines dans le sol traité. Le tensioactif moins écotoxique AddiMax PV01 a inhibé la croissance des plantes de 38 % par rapport au témoin. Le traitement a augmenté l’écotoxicité et l’activité déshydrogénase activité et a encore abaissé l’ activité catalase du sol de fond et, par conséquent, les résidus de tensioactifs migrant vers les territoires non contaminés doivent être contrôlés. [37]
Les tensioactifs sont des molécules amphiphiles qui réduisent la tension superficielle aqueuse et augmentent la solubilité des composés organiques hydrophobes (HOC). L’assainissement des sols et aquifères contaminés par des tensioactifs modifiés par des tensioactifs a fait l’objet d’une attention particulière en tant que stratégie de traitement efficace – un concept similaire à l’utilisation de savons et de détergents comme agents de lavage pour éliminer la graisse des tissus souillés. Les mécanismes proposés impliqués dans l’assainissement modifié par les surfactants comprennent : l’abaissement de la tension interfaciale, la solubilisation des HOC par les surfactants et le transfert de phase des HOC de la phase sorbée dans le sol à la phase pseudo-aqueuse. Cependant, comme pour toute contre-mesure chimique proposée , le sort du surfactant ajouté suscite des inquiétudes. Le surfactant en phase sorbée peut représenter la majorité du surfactant ajouté dans les applications d’assainissement modifiés par le surfactant, ce qui peut entraîner une répartition accrue des HOC sur le sol jusqu’à ce que la solubilisation des HOC par le surfactant en phase micellaire entre en concurrence avec succès avec une sorption accrue des HOC sur le sol modifié par le surfactant. [38]
Dans les systèmes aérobies à boues activées, les CAQ peuvent inhiber l’absorption et l’utilisation de l’oxygène [35]. Lorsque la concentration de QACs était inférieure à 120 mg/L, ils peuvent être utilisés comme substrat pour des micro-organismes aérobies, mais dont les activités seraient significativement inhibées au-dessus de 180 mg/L. Bien que les CAQ puissent être biodégradables en unité aérobie, la forte adsorption des CAQ sur les boues activées reste le principal moyen d’élimination lors du traitement des eaux usées. Les QAC sont considérés comme des polluants persistants dans l’environnement, ainsi qu’une sorte de contaminants organiques émergents largement enrichis, et sont toxiques pour les organismes aquatiques. De plus, l’exposition à long terme des micro-organismes aux QAC peut entraîner un enrichissement sélectif à la fois des bactéries résistantes aux QAC et des gènes de résistance aux antibiotiques, dont les gènes de multirésistance aux médicaments sont nocifs pour la santé environnementale. Lorsque la concentration de QAC dépassait 25 mg/L dans les eaux usées, la méthanogenèse était progressivement inhibée, et elle était complètement inhibée à la concentration de 100 mg/L. Lorsque les QAC fonctionnent comme agents bactéricides pour désintégrer les matières polymères microbiennes. [39]
L’utilisation largement dispersée du LAS, son activité de surface et ses effets bio-membranaires, ainsi que son rejet dans les eaux côtières, souvent sans traitement des eaux usées, sont autant de raisons pertinentes pour étudier sa toxicocinétique et sa distribution dans les organismes marins. Dans les régimes d’exposition aiguë, il a été évalué que le LAS agit comme un narcotique polaire et des expositions au LAS dans la plage de 10 à 100 mg L −1 entraîneront une perturbation de la biomembrane. Cette toxicité dépend plutôt de l’efficacité de l’accumulation, de la concentration d’exposition et de la durée de l’exposition au site cible. [40]
Les tensioactifs anioniques impliquent un groupe de composés xénobiotiques qui possèdent des groupes sulfonés ou ester sulfate qui sont des ingrédients largement utilisés dans plusieurs utilitaires industriels. En raison de leur grande consommation dans le monde, les tensioactifs anioniques ont le potentiel d’être largement expulsés dans les environnements aquatiques et terrestres. L’alkylbenzène sulfoné linéaire (LAS) est l’un des principaux tensioactifs anioniques xénobiotiques qui ont des applications industrielles à grande échelle et donc une large diffusion dans l’environnement. Ce tensioactif est en grande partie rejeté lors du traitement des eaux usées, mais une partie des eaux usées peut rejeter du LAS directement dans l’environnement. Des effets toxiques possibles du LAS ont été rapportés dans des sols agricoles recevant des charges élevées de ce tensioactif provenant de boues d’épuration recyclées ou d’eau d’irrigation contaminée. Apparemment, la voie de biodégradation microbienne représente le principal mécanisme d’élimination des LAS provenant d’un environnement pollué. Structurellement, le LAS commercial contient une chaîne alkyle linéaire, un cycle benzénique et un groupe sulfoné. Un aperçu de la voie de biodégradation du LAS a été élaboré, qui commence par une oxygénation à l’extrémité terminale de la chaîne alkyle suivie d’une β-oxydation et d’une ouverture du cycle ainsi que d’une conversion du groupe sulfoné en sulfate inorganique. En raison des besoins stricts en oxygène au début de cette voie, la biodégradation du LAS est généralement plus favorisée dans des conditions aérobies qu’anaérobies. Des expériences avec des boues d’eau de mer ont montré que les communautés bactériennes dégradent le LAS avec une plus grande efficacité que les souches isolées [9] et donc, un consortium de plusieurs souches bactériennes est normalement nécessaire pour réaliser la minéralisation de ce tensioactif en conditions aérobies. Les isolats bactériens uniques ont généralement une capacité limitée à dégrader la chaîne alkyle et n’ont pas non plus la capacité de cliver le cycle aromatique sulfoné du LAS.
Les composés de sulfate d’alkyle aliphatique communément représentés par le dodécylsulfate de sodium (SDS) sont d’autres tensioactifs anioniques qui peuvent facilement se retrouver dans l’environnement par les eaux usées domestiques et industrielles. Ils se caractérisent par leur structure linéaire d’ester sulfate à longue chaîne qui peut être dégradée par plusieurs souches bactériennes par désulfatation et assimilation ultérieure. Certaines souches d’Acinetobacter sont connues pour être impliquées dans la biodégradation de différents polluants tels que le biphényle ou le chlorobiphényle, l’aniline, le phénol, le benzoate, le pétrole brut et l’acétonitrile. Acinetobacter calcoaceticus , une souche anaérobie facultative capable de dégrader davantage les alcanes que les fractions aromatiques du pétrole brut. Il a bien poussé sur les n -alcanes jusqu’au C33 ainsi que sur les alcanes à chaîne ramifiée, mais n’a pas réussi à croître sur les cycloalcanes. La Pantoea agglomerans est une autre souche anaérobie facultative, associée à la biodégradation du kérosène, du toluène et de la vaseline.
Bien que des travaux considérables aient été menés sur la biodégradation individuelle des tensioactifs anioniques aromatiques LAS ou SDS aliphatiques, peu d’attention a été accordée à la comparaison des conditions de biodégradation de ces deux composés structurellement différents. Il n’existait pas non plus de documentation sur un système bactérien unique capable de biodégrader les deux tensioactifs. Le présent travail a été axé sur ces aspects particuliers de la biodégradation du LAS et du SDS en utilisant un nouveau consortium de cultures mixtes contenant A. calcoaceticus et P. agglomerans . Les tensioactifs anioniques alkylbenzosulfonate linéaire (LAS) et dodécylsulfate de sodium (SDS) ont été dégradés par un consortium d’ anaérobies facultatifs mixtes Acinetobacter calcoaceticus et Pantoea agglomerans isolés des eaux usées. La croissance de ce consortium dans un milieu de bouillon nutritif à une température de 30 °C ; pH 8,5 ; et des taux d’agitation de 250 tr/min, ont pu dégrader une biomasse élevée des deux tensioactifs. Dans ces conditions de croissance, une dégradation complète de 4 000 ppm de biomasse SDS a été obtenue en 120 h d’incubation , alors qu’une période plus longue (150 h) n’a permis de dégrader que 60 % de la biomasse LAS à 300 ppm. Cependant, une dégradation complète du LAS a été obtenue grâce à une supplémentation supplémentaire de la culture mixte avec certaines sources de carbone. En outre, une supplémentation alternative en nutriments azotés a augmenté le degré de biodégradation du LAS de 60 % à 90 %. En revanche, une telle supplémentation de la culture mixte avec des nutriments carbonés et azotés a eu des effets néfastes sur l’induction de la dégradation du SDS.
Les deux tensioactifs, à des concentrations plus élevées, sont devenus toxiques pour les bactéries de co-culture mixte, affectant particulièrement la souche A. calcoaceticus du consortium. La supplémentation de l’un ou l’autre tensioactif comme seule source de carbone à la culture mixte poussant dans un milieu minimal a produit respectivement 10 % de dégradation du SDS et 60 % de dégradation du LAS. Ces données sont discutées en termes de différences entre l’induction enzymatique de la biodégradation bactérienne LAS et SDS. [42]
Hydrocarbure Aromatique Polycyclique
Parmi la grande variété de substances dangereuses que reçoivent les zones côtières, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont reconnus comme une préoccupation majeure en raison de leur accumulation potentielle et de leurs effets mutagènes et cancérigènes sur les organismes. Les apports de HAP peuvent être soit directs (par exemple les rejets d’eaux usées, le ruissellement continental, les marées noires directes et les opérations de transport de pétrole) ou indirects (par exemple les dépôts atmosphériques et les échanges gazeux air-mer), et peuvent subir une série de processus (par exemple dépôt, volatilisation, naufrage), remise en suspension et dégradation qui déterminent leur devenir ultime dans l’environnement. Le transport de contaminants, dont les HAP, entre l’atmosphère et les océans fait l’objet d’une attention particulière depuis le début des années 80. Cependant, les processus physiques et biochimiques contrôlant les échanges air-mer ne sont pas encore bien établis. Le rôle du SML en tant que compartiment côtier ne peut être négligé puisqu’il a été reconnu qu’il concentre des contaminants hydrophobes et d’autres substances et affecte les échanges air-mer par l’apparition de films organiques biogéniques et anthropiques. Ces films sont variables dans le temps et dans l’espace, ce qui rend difficile une compréhension globale du rôle du compartiment SML dans le transport global des contaminants. De plus, le SML a été impliqué dans la modification des flux de gaz biogènes tels que le méthane à travers l’interface air-mer, probablement en raison de l’activité microbienne dans le SML. [30] Les sédiments et les animaux collectés à proximité de la zone de rejet de la station d’épuration des eaux usées du comté de Los Angeles ont été analysés pour détecter 27 composés organiques sélectionnés qui avaient été identifiés dans les effluents. Il a été constaté que les concentrations de ces composés organiques dans les sédiments et les tissus étaient positivement corrélées entre elles et avec le coefficient de partage n -octanol/eau, mais qu’elles étaient négativement corrélées avec la concentration de l’effluent. Il a été conclu que les coefficients de partage n -octanol/eau devraient être utilisés pour prédire quels composés organiques ont le potentiel de se bioaccumuler et donc de provoquer des effets biologiques. [31]
Cycle biogéochimique du souffre
Le diméthylsulfure (DMS) est ce que principal gaz biogénique sulfuré émis de l’océan vers l’atmosphère. Il peut exercer un effet refroidissant sur le climat formant des aérosols sulfates et intensifiant l’albédo des nuages de basses altitudes, diminue la quantité d’énergie radiative atteindre la surface de la Terre. Bien que le SGD homme être produit directement par certaines espèces phytoplanctoniques, il provient principalement des bactéries hétérotrophes via la dégradation de fils précurseur, le diméthylsulfoniopropionate(DMSP). Le DMSP est synthétisé par le phytoplancton en différentes concentrations selon les conditions environnementales, incluant la disponibilité du fer. Le diméthylsulfoniopropionate (DMSP) est produit en quantités variables par de nombreux organismes marins dont le phytoplancton, les macroalgues, les herbiers marins, ainsi que des angiospermes terrestres, en particulier certaines plantes des marais salants intertidaux comme certaines espèces de Spartina. Plusieurs rôles physiologiques et écologiques ont été attribués au DMSP, tels qu’osmolyte, osmorégulateur, agent de dissuasion des herbivores, cryoprotecteur, antioxydant contre les espèces réactives de l’oxygène (ROS), métabolite de débordement du carbone, antimicrobien contre les virus ou les bactéries. Le diméthylsulfoxyde (DMSO) est présent dissous dans l’eau de mer, ainsi que de manière intracellulaire dans le phytoplancton et dans les macrophytes intertidaux tels que Spartina. Le DMSO est formé à partir de l’oxydation du sulfure de diméthyle (DMS) dans l’eau de mer par photo-oxydation et dans les cellules, vraisemblablement par piégeage des ROS. [43]
Le fer est essentiel à la croissance du phytoplancton, car il intervient dans de nombreux processus métaboliques. Il contrôle la photosynthèse ainsi que de nombreux processus enzymatiques. Ainsi, le fer affecte l’approvisionnement énergétique de la cellule et contribue à l’assimilation du carbone et de l’azote. Dans des conditions de forte luminosité, les concentrations intracellulaires de DMSP ont augmenté. Ces observations sont discutées par rapport au métabolisme du carbone et de l’azote et à la voie de biosynthèse du DMSP. Il est avancé que dans des conditions de forte luminosité et de faible teneur en fer, les cellules étaient à la limite d’une carence en azote induite par une limitation en fer, alors que dans des conditions de faible luminosité et de faible teneur en fer, les cellules étaient limitées en énergie, ce qui entraînait une suppression globale des taux métaboliques. Entre les traitements, les ratios DMSP/chlorophylle- a variaient d’un facteur 5, démontrant la dépendance de ce paramètre sur l’état physiologique de la cellule. [44]
Le soufre contrôle le sort de nombreux éléments géochimiques présents dans les sédiments lacustres , notamment le fer, le phosphore et des oligo-éléments importants pour l’environnement. Nous avons mesuré la spéciation du soufre lié aux eaux interstitielles et aux sédiments (sulfate et sulfures aqueux, soufre élémentaire, monosulfure de fer , pyrite, soufre organique) et les variables géochimiques de soutien (carbone, oxygène, fer) dans les sédiments d’un milieu oxygéné en permanence et d’un bassin saisonnièrement anoxique. La biogéochimie du soufre (S) est complexe et d’un grand intérêt en raison de son impact sur de nombreux processus environnementaux fondamentaux, allant de la productivité primaire terrestre et du métabolisme microbien des sédiments, jusqu’à la matière organique (MO). Dans les lacs, le cycle du S dans les sédiments est dynamique spatialement et temporellement, et étroitement couplé à d’autres espèces et processus biogéochimiques, car il participe à un réseau complexe de réactions géochimiques impliquant 8 états de valence, allant de + 6 (par exemple, sulfate, SO 4 2− ), 0 (par exemple, soufre élémentaire, S 0 ), à −2 (par exemple, sulfure, S −II et soufre organique réduit). La principale source de S dans les sédiments est la sédimentation de l’ester-sulfate organique (RO-SO 3 -H). L’hydrolyse de ces composés fournit une source supplémentaire de sulfate pour l’oxydation microbienne anaérobie de la matière organique sédimentaire, libérant du sulfure dans l’eau interstitielle. Les espèces S réduites liées aux solides s’accumulent sous forme de thiols (R-SH) et de sulfures de fer dans le bassin perpétuellement oxygéné et saisonnièrement anoxique, respectivement. Les enrichissements en sulfure de fer formés au cours des dernières décennies de dépôts atmosphériques élevés de SO 4 sont actuellement en train de se dissoudre. En effet, une intégration plus complète du cycle S dans les modèles diagénétiques constitue un tremplin pour une prédiction plus précise des cycles biogéochimiques d’autres éléments, tels que C, O, Fe et P. [46]
Le sulfate est absorbé par les algues et les plantes, puis réduit et incorporé aux composés organosoufrés. Les algues marines produisent du propionate de diméthylsulfonium (DMSP), qui a une fonction osmorégulatrice mais peut également être clivé par voie enzymatique pour produire le sulfure de diméthyle volatil (DMS). Les tentatives visant à identifier les variables qui contrôlent la production océanique de DMS ont montré qu’il n’existe pas de relations simples avec la biomasse algale ou la productivité primaire, mais suggèrent que la concentration de DMS dans l’océan est régulée par une interaction complexe de spéciation algale et d’interactions trophiques. Une partie du DMS produit biogéniquement se diffuse dans l’atmosphère, où il est oxydé, principalement en sulfate d’aérosol. La capacité de ces particules d’aérosol à nucléer des gouttelettes nuageuses, et ainsi à influencer la réflectivité et la stabilité des nuages, constitue la base d’une boucle de rétroaction géophysiologique proposée impliquant le phytoplancton, le soufre atmosphérique et le climat. Le sulfure de carbonyle (COS) est produit photochimiquement à partir de matière organique dissoute dans l’eau de mer. Le mécanisme de cette réaction est encore inconnu. La diffusion du COS de l’océan vers l’atmosphère est une source mondialement importante de ce gaz, qui participe au cycle de l’ozone stratosphérique. Le sulfure d’hydrogène et le disulfure de carbone sont produits à la surface des océans par des processus encore non identifiés, qui semblent liés à l’activité biogénique. [61]
Le cycle microbien des composés organiques volatils du soufre (VOSC), en particulier le sulfure de diméthyle (DMS) et le méthanethiol (MT), est étudié de manière intensive car ces composés jouent un rôle important dans les processus de réchauffement climatique, de précipitations acides et du cycle mondial du soufre. Les concentrations de VOSC dans les sédiments d’eau douce sont faibles en raison de l’équilibre entre la formation et la dégradation de ces composés. Ces réactions se produisent pour la plupart à l’interphase oxique/anoxique des sédiments et de la colonne d’eau. Contrairement aux écosystèmes marins, où le diméthylsulfoniopropionate est le principal précurseur du MT et du DMS, dans les écosystèmes d’eau douce, les VOSC sont formés principalement par la méthylation du sulfure et, dans une moindre mesure, par la dégradation des acides aminés contenant du S. L’une des principales voies de formation de DMS et de MT par méthylation des sulfures est la O-déméthylation anaérobie des composés aromatiques méthoxylés. Des études d’inhibition ont révélé que la majeure partie du MT et du DMS produits de manière endogène est dégradée de manière anaérobie par les méthanogènes. [47]
Le sulfure de diméthyle (DMS) est la forme de soufre volatil la plus abondante dans les océans de la Terre et est principalement produit par le clivage enzymatique du diméthylsulfoniopropionate (DMSP). Le DMS et le DMSP jouent un rôle important dans le cycle mondial du soufre et peuvent affecter le climat. Le DMSP est proposé pour servir d’osmolyte, de dissuasion du broutage, de molécule de signalisation, d’antioxydant, de cryoprotecteur et/ou de puits pour l’excès de soufre. On a longtemps cru que seuls les eucaryotes marins comme le phytoplancton produisaient du DMSP. Cependant, nous avons récemment découvert que les bactéries marines hétérotrophes peuvent également produire du DMSP, ce qui en fait une source potentiellement importante de DMSP. À l’heure actuelle, une enzyme de synthèse de DMSP procaryote et deux eucaryotes ont été identifiées. Les bactéries marines hétérotrophes sont probablement les principaux dégradants du DMSP, en utilisant deux voies connues : la déméthylation et le clivage. De nombreux phytoplanctons et certains champignons peuvent également cliver le DMSP. Jusqu’à présent, sept DMSP lyases procaryotes et une eucaryotes différentes ont été identifiées. Cette revue décrit le modèle de distribution mondiale du DMSP et du DMS, les gènes connus pour la biosynthèse et le clivage du DMSP, ainsi que les fonctions physiologiques et écologiques de ces molécules organosulfurées importantes, ce qui améliorera la compréhension des mécanismes de production du DMSP et du DMS et de leurs rôles dans l’environnement. [56]
Le diméthylsulfoniopropionate (DMSP), un composé organosoufré d’importance mondiale, est produit en quantités prodigieuses (2,0 Pg de soufre) chaque année dans le milieu marin par le phytoplancton, les macroalgues, les bactéries hétérotrophes, certains coraux et certaines plantes supérieures. Il s’agit d’un osmolyte marin important et d’une molécule précurseur majeure pour la production de sulfure de diméthyle (DMS), un gaz volatil actif sur le plan climatique. La synthèse du DMSP s’effectue via trois voies : une « voie » de transamination chez certaines bactéries et algues marines, une « voie » de Met-méthylation chez les angiospermes et les bactéries et une « voie » de décarboxylation chez le dinoflagellé Crypthecodinium. Les enzymes DSYB et TpMMT sont impliquées dans la biosynthèse du DMSP chez les eucaryotes tandis que les bactéries hétérotrophes marines engagent des enzymes clés telles que DsyB et MmtN. Plusieurs communautés bactériennes marines importent du DMSP et le dégradent via des voies de clivage, de déméthylation ou d’oxydation, générant ainsi respectivement du DMS, du méthanethiol et du propionate de diméthylsulfoxonium. Le DMSP est clivé par diverses enzymes DMSP lyase dans les bactéries et via l’enzyme Alma1 dans le phytoplancton. La voie de déméthylation implique quatre enzymes différentes, à savoir DmdA, DmdB, DmdC et DmdD/AcuH. Cependant, les enzymes impliquées dans la voie d’oxydation n’ont pas encore été identifiées. Nous avons passé en revue les progrès récents sur la synthèse et le catabolisme du DMSP et des enzymes impliquées dans ces processus. [57]
L’osmolyte diméthylsulfoniopropionate (DMSP) est produit en quantités pétagrammes dans les environnements marins et joue un rôle important dans le cycle mondial du soufre et du carbone. De nombreux micro-organismes marins catabolisent le DMSP via des DMSP lyases, générant ainsi du sulfure de diméthyle (DMS), un gaz actif pour le climat. Les produits d’oxydation du DMS participent à la formation des noyaux de condensation des nuages et peuvent ainsi influencer les conditions météorologiques et le climat. Lorsqu’il est rejeté dans l’atmosphère depuis les océans, le DMS peut être oxydé photochimiquement en DMSO ou en aérosols sulfates, qui forment des noyaux de condensation des nuages qui influencent la réflectivité des nuages et, par conséquent, la température mondiale. Les bactéries SAR11 sont les bactéries hétérotrophes marines les plus abondantes, et beaucoup d’entre elles contiennent de la DMSP lyase DddK pour cliver le DMSP, générant ainsi du DMS. [58]
Le diméthylsulfoniopropionate (DMSP) est un composé organique abondant dans les eaux de surface marines et une source de sulfure de diméthyle (DMS), la plus grande source naturelle de soufre dans la haute atmosphère. Les bactéries marines minéralisent le DMSP par la voie de déméthylation ou le transforment en DMS par la voie de clivage. Le stress oxydatif a réduit l’expression des gènes dans la voie de déméthylation et a augmenté l’expression de ceux codant pour la voie de clivage. Ces résultats sont contraires à l’hypothèse de la demande en soufre, selon laquelle le métabolisme du DMSP dépend des besoins en soufre des cellules bactériennes. Au lieu de cela, nous trouvons des preuves solides cohérentes avec le contrôle du stress oxydatif sur le passage du métabolisme du DMSP de la déméthylation à la production de DMS chez une bactérie marine écologiquement pertinente. Ces bactéries marines sont également exposées au stress oxydatif. Des expériences de séquençage ont montré que le stress oxydatif induit en laboratoire réduisait l’expression des gènes codant pour la consommation de DMSP via la voie de déméthylation et augmentait l’expression des gènes codant pour la production de DMS via la voie de clivage dans la bactérie marine Ruegeria pomeroyi. Ces résultats soutiennent un modèle dans lequel la production de DMS dans l’océan est régulée en partie par le stress oxydatif. [59]
Le diméthylsulfoniopropionate (DMSP) est une molécule organosoufrée abondante et omniprésente dans les environnements marins, jouant un rôle important dans le cycle mondial du soufre et des nutriments. Diverses lyases DMSP présentes dans certaines algues, bactéries et champignons clivent le DMSP pour produire du sulfure de diméthyle gazeux (DMS), un infochimique jouant un rôle important dans la chimie atmosphérique. Ici, nous avons identifié une nouvelle DMSP lyase dépendante de l’ATP, DddX. Le cycle mondial du soufre est un ensemble de processus géologiques et biologiques qui font circuler des composés contenant du soufre dans les océans, les roches et l’atmosphère. Le soufre lui-même est essentiel à la vie et important pour la croissance des plantes, d’où son utilisation répandue dans les engrais. Les organismes marins tels que les bactéries, les algues et le phytoplancton produisent en quantités massives un composé soufré particulier, appelé diméthylsulfoniopropionate, ou DMSP. Le DMSP produit dans les océans est facilement converti en un gaz appelé sulfure de diméthyle (DMS), qui constitue la plus grande source naturelle de soufre entrant dans l’atmosphère. Dans l’air, le DMS est converti en sulfate et en d’autres sous-produits qui peuvent agir comme des noyaux de condensation des nuages qui, comme leur nom l’indique, sont impliqués dans la formation des nuages. De cette manière, le DMS peut influencer les conditions météorologiques et le climat, c’est pourquoi il est souvent qualifié de gaz « actif sur le plan climatique ». On sait qu’au moins huit enzymes scindent le DMSP en gaz DMS avec quelques sous-produits. Ces enzymes se trouvent dans les algues, les bactéries et les champignons et sont appelées lyases, en raison de la façon dont elles décomposent leurs composés cibles. Cette étude offre des informations importantes sur la manière dont les bactéries marines génèrent le gaz DMS, important sur le plan climatique, à partir du DMSP, conduisant à une meilleure compréhension du cycle mondial du soufre. Il donne aux écologistes microbiens une perspective plus complète de ces processus environnementaux et fournit aux biochimistes des données sur une famille d’enzymes jusqu’alors inconnues pour agir sur des composés contenant du soufre. [60]
Le sulfure de diméthyle (DMS) est la principale source de biosoufre émis dans l’atmosphère et joue un rôle clé dans le cycle mondial du soufre et potentiellement dans la régulation du climat. On pense que le principal précurseur du DMS est le diméthylsulfoniopropionate. Cependant, le sulfure d’hydrogène (H 2 S), un volatile largement répandu et abondant dans les environnements naturels, peut être méthylé en DMS. Les micro-organismes et les enzymes qui convertissent le H 2 S en DMS, ainsi que leur importance dans le cycle global du soufre, étaient inconnus. Nous démontrons ici que l’enzyme bactérienne MddA, précédemment connue sous le nom de méthanethiol S -méthyltransférase, pourrait méthyler le H 2 S inorganique en DMS. Nous déterminons les résidus clés impliqués dans la catalyse MddA et proposons le mécanisme de méthylation du H 2 S. Ces résultats ont permis l’identification ultérieure d’enzymes MddA fonctionnelles dans d’abondantes haloarchées et dans une gamme diversifiée d’algues, élargissant ainsi l’importance de la méthylation de H 2 S médiée par MddA à d’autres domaines de la vie. De plus, nous apportons la preuve que la méthylation du H 2 S constitue une stratégie de détoxification chez les micro-organismes. Le gène mddA était abondant dans divers environnements, notamment les sédiments marins, les sédiments lacustres, les sources hydrothermales et les sols. Ainsi, l’importance de la méthylation du H 2 S inorganique induite par MddA pour la production mondiale de DMS et le cycle du soufre a probablement été considérablement sous-estimée. [64]
Du soufre au méthane
La consommation de méthane par les microbes aérobies et anaérobies régit le niveau atmosphérique de ce puissant gaz à effet de serre. Alors que la compréhension biochimique de la méthanotrophie aérobie est bien développée, une compréhension mécaniste de la méthanotrophie anaérobie a été empêchée par l’indisponibilité de cultures pures. Nous rapportons ici une étude biochimique de Methanosarcina acetivorans , une espèce productrice de méthane capable de croissance méthanotrophique anaérobie dépendante de la réduction de Fe (III). Nos résultats soutiennent une voie ancrée par des mécanismes dépendants du Fe (III) pour la conservation de l’énergie conduisant à des réactions endergoniques qui sont essentielles à la croissance méthanotrophique. La production et la consommation de méthane sont une composante du cycle mondial du carbone. Produit final de la décomposition anaérobie de la biomasse, près d’un milliard de tonnes de méthane sont produites chaque année dans divers habitats anaérobies de la biosphère terrestre de la Terre. Le méthane est également produit dans les sédiments marins anaérobies et libéré par de vastes réservoirs d’hydrates de gaz. Le méthane est un gaz à effet de serre important, près de 20 fois plus puissant que le CO 2. Heureusement, les rejets dans l’atmosphère sont atténués par l’oxydation aérobie et anaérobie du méthane ou par son assimilation dans la biomasse cellulaire par les microbes qui contrôlent en fin de compte le climat de la Terre. L’oxydation anaérobie du méthane (AOM) nécessite une réduction des accepteurs d’électrons (Fe(III), Mn(IV), nitrate ou sulfate) pour être thermodynamiquement favorable. La voie biochimique proposée élève l’AOM de M. acetivorans à un niveau mécaniste fondamental de compréhension. La voie est essentiellement une inversion des voies méthanogènes acétoclastiques et de réduction du CO 2 caractérisées biochimiquement , bien que dépendantes de la réduction du Fe(III). Les résultats révèlent le rôle que joue le Fe (III) dans la conservation de l’énergie et dans la conduite des réactions endergoniques qui soutiennent la croissance méthanotrophique. [48]
Le sulfure d’hydrogène (H 2 S) et le méthane (CH 4 ) sont produits dans des environnements anoxiques par réduction des sulfates et décomposition de la matière organique. Les deux gaz diffusent vers le haut dans les zones oxiques où les méthanotrophes aérobies atténuent les émissions de CH 4 en oxydant ce puissant gaz à effet de serre. Bien que les méthanotrophes, dans une myriade d’environnements, rencontrent du H 2 S toxique, on ignore pratiquement comment ils sont affectés. Grâce à une culture chimiostatique approfondie, nous montrons qu’un seul micro-organisme peut oxyder CH 4 et H 2 S simultanément à des taux également élevés. En oxydant le H 2 S en soufre élémentaire, le méthanotrophe thermoacidophile Méthylacidiphilum fumariolicum SolV atténue les effets inhibiteurs du H 2 S sur la méthanotrophie. La souche SolV s’adapte à l’augmentation du H 2 S en exprimant une oxydase terminale de type ba 3 insensible aux sulfures et se développe en tant que chimiolithoautotrophe en utilisant le H 2 S comme seule source d’énergie. Le sulfure d’hydrogène (H 2 S) est la forme la plus réduite de soufre (S) et une puissante source d’énergie et de soufre, un toxique et une molécule de signalisation. C’est un acide faible qui diffuse facilement à travers les membranes et inhibe divers processus tels que la respiration aérobie en se liant aux cytochromes c oxydases. De plus, d’autres processus métaboliques qui utilisent des enzymes contenant du cuivre et du fer sont sévèrement inhibés par H 2 S. Par conséquent, les micro-organismes vivant dans des environnements riches en sulfures nécessitent des mécanismes adéquats pour détoxifier le H 2 S. Dans une myriade d’environnements, tels que les zones humides, les sédiments marins, le sol, les usines de traitement des eaux usées, les lacs, les rizières, les décharges et les environnements géothermiques acides, le H 2 S est produit par réduction des sulfates (SO 4 2− ), minéralisation de la matière organique. Lors de l’épuisement du sulfate, la matière organique est finalement convertie en méthane (CH 4 ) dans les écosystèmes appauvris en oxygène. Lorsque H 2 S et CH 4 diffusent dans les zones oxiques superposées, le CH 4 peut être utilisé comme source d’énergie par des bactéries aérobies oxydant le méthane, censées atténuer la plupart des émissions de ce puissant gaz à effet de serre. [49]
Le sulfure de diméthyle (DMS) est la principale source de biosoufre émis dans l’atmosphère et joue un rôle clé dans le cycle mondial du soufre et potentiellement dans la régulation du climat. On pense que le principal précurseur du DMS est le diméthylsulfoniopropionate. Cependant, le sulfure d’hydrogène (H 2 S), un volatile largement répandu et abondant dans les environnements naturels, peut être méthylé en DMS. Les micro-organismes et les enzymes qui convertissent le H 2 S en DMS, ainsi que leur importance dans le cycle global du soufre, étaient inconnus. Nous démontrons ici que l’enzyme bactérienne MddA, précédemment connue sous le nom de méthanethiol S -méthyltransférase, pourrait méthyler le H 2 S inorganique en DMS. Nous déterminons les résidus clés impliqués dans la catalyse MddA et proposons le mécanisme de méthylation du H 2 S S. Ces résultats ont permis l’identification ultérieure d’enzymes MddA fonctionnelles dans d’abondantes haloarchées et dans une gamme diversifiée d’algues, élargissant ainsi l’importance de la méthylation de H 2 S médiée par MddA à d’autres domaines de la vie. De plus, nous apportons la preuve que la méthylation du H 2 S, constitue une stratégie de détoxification chez les micro-organismes. Le gène mddA était abondant dans divers environnements, notamment les sédiments marins, les sédiments lacustres, les sources hydrothermales et les sols. Ainsi, l’importance de la méthylation du H 2 S inorganique induite par MddA pour la production mondiale de DMS et le cycle du soufre a probablement été considérablement sous-estimée. [50]
L’oxydation anaérobie du méthane (AOM) couplée aux sulfates est un puits de méthane majeur dans les sédiments marins. Plusieurs lignées d’archées anaérobies méthanotrophes (ANME) coexistent souvent dans les sédiments et catalysent ce processus de manière syntrophique avec les bactéries sulfato-réductrices (SRB), mais les différences potentielles dans l’écophysiologie de l’ANME et les mécanismes de syntrophie restent non résolues. Un analogue de l’acide humique, l’anthraquinone 2,6-disulfonate (AQDS), pourrait découpler la méthanotrophie archée de la réduction bactérienne du sulfate et servir d’accepteur terminal d’électrons pour l’AOM (AOM couplée à l’AQDS). Le soufre fait partie intégrante des consortiums AOM pour plusieurs raisons. En tant qu’accepteur d’électrons terminal prédominant pour l’AOM dans les environnements marins, on pense généralement que le sulfate est réduit par les partenaires SRB. Au-delà de la respiration microbienne, le soufre est un élément essentiel dans tous les organismes, représentant environ 1 % de la biomasse d’une cellule et joue un rôle clé dans de nombreux processus anabolisants en tant que composant des acides aminés et des coenzymes avec des états d’oxydation du soufre variant de +4 à -2. De plus, des composés organosulfurés sont également produits en tant que métabolites secondaires et ont été signalés par les consortiums. L’oxydation du méthane a été couplée à la réduction des sulfates avec une stœchiométrie proche du rapport 1:1 attendu. [51]
Les concentrations dans l’eau de mer du composé sulfuré volatil diméthylsulfure (DMS) qui refroidit le climat sont le résultat de nombreux processus de production et de consommation au sein de l’écosystème marin. En raison de cette nature complexe, il est difficile de prédire les schémas de distribution temporelle et géographique des concentrations de DMS et l’inclusion du DMS dans les modèles climatiques océaniques mondiaux n’a été tentée que récemment. La description des processus comprend : (1) les paramètres contrôlant la production de DMSP tels que la composition en espèces et les facteurs abiotiques ; (2) la conversion du DMSP en DMS par des enzymes algales et bactériennes ; (3) le sort du DMSP-soufre dû, par exemple, au pâturage, à la consommation microbienne et à la sédimentation et (4) aux facteurs contrôlant l’élimination du DMS de la colonne d’eau, tels que la consommation microbienne, la photo-oxydation et l’émission dans l’atmosphère. Le sulfure de diméthyle (DMS) est un composé organique semi-volatile du soufre qui représente 50 à 60 % du flux total naturel de soufre réduit dans l’atmosphère, y compris les émissions des volcans et de la végétation. En fournissant 95 % du flux vers l’atmosphère, les océans sont la principale source de DMS. À la fin des années 1980, l’hypothèse selon laquelle le DMS serait impliqué dans la régulation biologique du climat global a été avancée. Ce n’est cependant que récemment que le DMS a été incorporé dans les modèles climatiques mondiaux. Après émission dans l’atmosphère, ce composé soufré volatil est oxydé en dioxyde de soufre (SO 2 ) et en d’autres produits. À partir du SO 2 , du sulfate non marin (nss) est produit, qui peut former du sulfate (SO2−4) particules qui agissent comme noyaux de condensation de la vapeur d’eau. Ces noyaux affectent les propriétés radiatives de l’atmosphère et des nuages, avec des implications sur le climat. Un nombre plus élevé de noyaux de condensation détournera davantage de rayonnement solaire entrant vers l’espace et réduira ainsi la température sur Terre. L’hypothèse selon laquelle ce processus pourrait moduler l’effet de serre dû à l’augmentation des apports anthropiques de CO 2 dans l’atmosphère a été indirectement étayée par les résultats de la modélisation de l’effet des apports anthropiques de SO 2 dans l’atmosphère. Bien que cette étude ait donné une indication approximative des effets antagonistes du SO 2 et du CO 2 atmosphériques , une compréhension quantitative de toutes les sources et puits d’aérosols atmosphériques fait encore défaut. Actuellement, la production anthropique de SO 2 dépasse la production naturelle de SO 2 d’un facteur 3, mais l’impact de la première sur la production d’aérosols est largement confiné aux zones industrialisées de l’hémisphère Nord. Par conséquent, l’échange de DMS marins revêt une grande importance régionale et peut affecter le climat à l’échelle mondiale. [45] …..
Le phytoplancton est un élément clé des cycles océaniques du carbone et du soufre. Lors des épisodes de prolifération, certaines espèces peuvent émettre de grandes quantités de sulfure de diméthyle volatil (DMS) organosoufré dans l’océan et, par conséquent, dans l’atmosphère, où il peut moduler la formation d’aérosols et affecter le climat. Dans les environnements aquatiques, le DMS joue un rôle important en tant que signal chimique médiateur de diverses interactions trophiques. Pourtant, son rôle dans les interactions microbiennes prédateur-proie reste insaisissable avec des preuves contradictoires quant à son rôle dans la défense chimique des algues ou dans la chimio-attraction des brouteurs vers les cellules des proies. Ici, nous avons étudié le rôle de signalisation du DMS lors des interactions zooplancton-algues par manipulation génétique et biochimique de l’enzyme génératrice de DMS d’algues, la diméthylsulfoniopropionate lyase (DL) dans l’algue formant des efflorescences Emiliania huxleyi. Nous avons montré que l’activité des algues DL ne servait pas de défense chimique anti-pâturage mais renforçait paradoxalement la prédation par le brouteur Oxyrrhis marina et d’autres microzooplanctons et mésozooplanctons, notamment les ciliés et les copépodes. Dans l’ensemble, nos résultats démontrent que le pâturage médié par le DMS peut être écologiquement important et répandu au cours de la dynamique proie-prédateur dans les écosystèmes aquatiques. Le rôle du DMS d’algues révélé ici, agissant comme un signal de consommation pour les brouteurs, soulève des questions fondamentales concernant la rétention de son enzyme biosynthétique à travers l’évolution du phytoplancton dominant formant des proliférations dans l’océan. [52]
L’oxydation anaérobie du méthane (AOM) couplée aux sulfates est un puits de méthane majeur dans les sédiments marins. Plusieurs lignées d’archées anaérobies méthanotrophes (ANME) coexistent souvent dans les sédiments et catalysent ce processus de manière syntrophique avec les bactéries sulfato-réductrices (SRB), mais les différences potentielles dans l’écophysiologie de l’ANME et les mécanismes de syntrophie restent non résolues. Un analogue de l’acide humique, l’anthraquinone 2,6-disulfonate (AQDS), pourrait découpler la méthanotrophie archée de la réduction bactérienne du sulfate et servir d’accepteur terminal d’électrons pour l’AOM. Ici, dans des expériences en microcosme de sédiments, nous avons examiné les variations de la réponse physiologique entre deux familles d’ANME-2 concomitantes (ANME-2a et ANME-2c) et testé l’hypothèse de la respiration sulfate par ANME-2. L’activité anabolique de l’ANME-2a était significativement supérieure à celle de l’ANME-2c, ce qui suggère que l’ANME-2a était principalement responsable de la stimulation par le sulfate observée de l’AOM couplée à l’AQDS. Collectivement, ces données indiquent que les archées ANME-2 sont incapables de respirer du sulfate, mais la disponibilité du sulfate stimule différemment la croissance et l’activité AOM de différentes lignées ANME. L’AOM couplée au sulfate est un processus microbien qui consomme >90 % du flux annuel de méthane provenant des sédiments marins. Une symbiose entre les archées méthanotrophes anaérobies (ANME) et les SRB catalyse l’AOM couplée au sulfate. Depuis la découverte de ces consortiums il y a vingt ans, diverses lignées ANME (par exemple ANME-1a/1b/2a/2b/2c/3) ont été reconnues pour former des partenariats avec différentes lignées SRB (par exemple HotSeep-1, SEEP-SRB1a/1g). ). Ces lignées représentent différentes espèces, genres, familles et même ordres, et codent pour un pangénome étendu. Cette diversité phylogénétique et génomique favorise probablement les différences dans les propriétés métaboliques, les interactions symbiotiques et l’adaptation écologique entre les consortiums AOM dans les écosystèmes de suintement de méthane. [65]
Algues vertes
Le sulfate est absorbé par les algues et les plantes, puis réduit et incorporé aux composés organosoufrés. Les algues marines produisent du propionate de diméthylsulfonium (DMSP), qui a une fonction osmorégulatrice mais peut également être clivé par voie enzymatique pour produire le sulfure de diméthyle volatil (DMS). Les tentatives visant à identifier les variables qui contrôlent la production océanique de DMS ont montré qu’il n’existe pas de relations simples avec la biomasse algale ou la productivité primaire, mais suggèrent que la concentration de DMS dans l’océan est régulée par une interaction complexe de spéciation algale et d’interactions trophiques. Une partie du DMS produit biogéniquement se diffuse dans l’atmosphère, où il est oxydé, principalement en sulfate d’aérosol. La capacité de ces particules d’aérosol à nucléer des gouttelettes nuageuses, et ainsi à influencer la réflectivité et la stabilité des nuages, constitue la base d’une boucle de rétroaction géophysiologique proposée impliquant le phytoplancton, le soufre atmosphérique et le climat. Le sulfure de carbonyle (COS) est produit photochimiquement à partir de matière organique dissoute dans l’eau de mer. Le mécanisme de cette réaction est encore inconnu. La diffusion du COS de l’océan vers l’atmosphère est une source mondialement importante de ce gaz, qui participe au cycle de l’ozone stratosphérique. Le sulfure d’hydrogène et le disulfure de carbone sont produits à la surface des océans par des processus encore non identifiés, qui semblent liés à l’activité biogénique. Pour ces gaz, les océans constituent une source mineure dans la troposphère. [53]
La marée verte est un phénomène écologique anormal provoqué par la croissance excessive et l’accumulation d’algues du phylum Chlorophyta. Les plus grandes proliférations de macroalgues au monde causées par Ulva prolifera se produisent chaque été depuis 2007 dans le sud de la mer Jaune. Ces proliférations peuvent entraîner des pertes économiques en menaçant l’aquaculture et le tourisme, en plus des conséquences écologiques résultant des changements dans la structure et la fonction de la communauté marine, qui ont suscité des recherches approfondies. Les proliférations d’ U. prolifera proviennent généralement des eaux côtières du Jiangsu fin avril ou début mai de chaque année, apparaissant au début sous la forme de petites parcelles d’algues flottantes, mais s’étendant pour couvrir de vastes zones du sud de la mer Jaune lorsque les conditions de croissance sont favorables. Une quantité importante de macroalgues arrive régulièrement sur la côte de Qingdao vers le mois de juin de chaque année. Lorsque la prolifération d’algues vertes se produit, l’environnement chimique de l’eau de mer peut être considérablement modifié. La photosynthèse efficace d’ U. prolifera pendant la période de croissance rapide peut rapidement assimiler le carbone inorganique, ce qui peut provoquer une augmentation brutale du pH. La décomposition d’ U. prolifera peut consommer une grande quantité d’oxygène pendant la période de déclin, ce qui entraîne des conditions anoxiques dans l’eau de mer locale et affecte ainsi la structure de la communauté, la biomasse et les habitants. En outre, les accumulations massives de macroalgues lors d’une prolifération peuvent constituer une source importante de matière organique dissoute via la photosynthèse et d’autres processus métaboliques dans les eaux côtières, ce qui peut avoir un impact significatif sur la composition organique originale de l’eau de mer régionale. L’ Ulva peut rapidement assimiler et utiliser du sulfate et synthétiser du diméthylsulfoniopropionate (DMSP), ce qui non seulement affecte l’environnement écologique en tant que l’une des sources de soufre et de carbone les plus importantes pour de nombreuses bactéries marines, mais peuvent avoir des effets négatifs sur la croissance d’autres espèces d’algues. La croissance rapide et abondante d’ Ulva en fait un contributeur clé au cycle biogéochimique côtier ; son rôle dans les cycles du soufre marin est particulièrement important car il produit des niveaux élevés de DMSP. Les concentrations de DMSP dans les algues vertes du genre Ulva peuvent atteindre 200 à 300 μmol g −1 de masse sèche. Le DMSP dans l’océan est dégradé par deux voies principales, soit par déméthylation pour produire de l’acide acrylique (AA) et du méthanethiol, soit par dégradation par le DMSP. lyase produite par le phytoplancton et les bactéries qui génère du diméthylsulfure équimolaire (DMS) et de l’AA. Le DMS est le composé soufré volatil biogénique marin le plus abondant et représente environ 90 % du flux de soufre de l’océan vers l’atmosphère. De nombreux chercheurs ont conclu que les produits d’oxydation du DMS contribuent directement aux noyaux de condensation des nuages (CCN), qui à leur tour peuvent affecter le climat en augmentant l’albédo des aérosols. L’acide acrylique, un acide gras à chaîne courte que l’on trouve couramment dans l’océan, peut être généré par le clivage du DMSP, mais il est également abondant dans les apports terrestres des eaux côtières. Des recherches antérieures ont démontré que les AA sont une source importante de carbone pour les communautés bactériennes , mais qu’ils peuvent, dans des conditions spécifiques, avoir des effets antibactériens. [54]
Le sulfure de diméthyle (DMS), une espèce de soufre organique dominante à la surface des océans, peut agir comme une molécule de signalisation et contribuer aux interactions mutualistes entre les bactéries et les algues marines. Ces fonctions proposées dépendent de la concentration de DMS au voisinage des micro-organismes. Ici, nous avons modélisé l’enrichissement en DMS à la surface des cellules d’algues marines libérant du DMS en fonction du taux de production de DMS, du rayon des cellules d’algues et de la turbulence. Nos résultats montrent que la concentration de DMS à la surface du phytoplancton non stressé avec de faibles taux de production de DMS peut être enrichie de <1 nM, alors que pour les algues soumises à un stress mécanique avec des activités élevées de l’enzyme DMSP-lyase (un coccolithophore et un dinoflagellé), la surface cellulaire du DMS les enrichissements peuvent atteindre environ 10 nM et pourraient potentiellement atteindre des niveaux de µM dans les grandes cellules. Ces enrichissements en DMS sont bien supérieurs à la concentration médiane de DMS à la surface de l’océan (1,9 nM) et peuvent donc attirer et soutenir la croissance des bactéries vivant dans la phycosphère. Les bactéries, à leur tour, peuvent fournir des chélateurs photoactifs du fer (sidérophores) qui améliorent l’absorption du fer par les algues et fournissent des facteurs de croissance aux algues tels que les auxines et les vitamines. La présente étude met en évidence de nouvelles connaissances sur l’étendue et l’impact des enrichissements en DMS à micro-échelle sur les surfaces d’algues, contribuant ainsi à notre compréhension des rôles potentiels chimioattractants et mutualistes du DMS dans les micro-organismes marins. [55]
Dans la couche superficielle de l’océan, le sulfure de diméthyle (DMS) produit par le plancton est le gaz de soufre actif réduit le plus important échangé de la mer vers l’air. Dans l’atmosphère, le DMS peut être oxydé en sulfate non marin et en acide méthane sulfonique, responsable d’une partie de la formation de noyaux de condensation des nuages. Ces processus affectent ainsi l’équilibre radiatif de la Terre à la fois directement, par la rétrodiffusion du rayonnement solaire, et indirectement, par la formation de noyaux de condensation des nuages. Ainsi, la production planctonique de DMS et son émission ultime dans l’atmosphère pourraient contrecarrer la tendance au réchauffement climatique ; à son tour, ce changement climatique pourrait avoir un impact sur la biogenèse du DMS dans l’océan. Dans l’océan, le DMS provient d’un soluté compatible, le diméthylsulfoniopropionate ((CH 3 ) 2 S + CH 2 CH 2 COO − ; DMSP). Ce composé tertiaire sulfonium est un osmolyte, antioxydant et cryo-protecteur synthétisé principalement par une grande variété de phytoplancton marin, de macroalgues et de plantes aquatiques submergées. Le DMSP est largement distribué dans la région euphotique des océans à un niveau plus élevé de 10 à 100 nM dans tous les océans. De plus, la production de DMSP est associée à la spéciation des algues ; par conséquent, la répartition du DMSP est hétérogène et, dans la plupart des cas, n’est pas strictement liée à la biomasse algale totale . Des observations ont également montré une corrélation entre les concentrations de DMSP et la chlorophylle du phytoplancton dans certaines conditions environnementales. De plus, le DMSP est un substrat crucial dans le réseau trophique microbien dans lequel il fournit suffisamment de soufre et de carbone pour satisfaire les exigences de la croissance bactérienne marine par la médiation biologique de DMSP, affectant en outre directement le rendement DMS du DMSP. Ainsi, le DMS et son précurseur DMSP constituent le réservoir majeur de soufre organique dans le milieu marin et la production et la transformation de ces composés constituent une partie importante du cycle du soufre océanique. La libération et la dégradation du DMSP, ainsi que le renouvellement du DMS, sont étroitement liés aux activités du réseau trophique. Les concentrations de DMS sont déterminées par l’équilibre entre ses mécanismes de production et de perte , qui font partie d’un réseau complexe de processus écologiques et biogéochimiques. Les facteurs qui contrôlent la libération du DMS dans l’eau ne sont pas clairement compris, mais les mécanismes possibles sont l’excrétion métabolique accompagnant la croissance du phytoplancton, le broutage du phytoplancton par le zooplancton, la sénescence des microalgues, l’interaction du bactérioplancton et des agents pathogènes viraux. Une fois produit, le DMS est perdu dans l’eau de mer par trois voies principales : l’échange mer-air, la consommation biologique et la transformation photochimique, ces deux derniers processus conduisant à la formation de diméthylsulfoxyde (DMSO). Certes, l’interaction intime entre la formation et la dégradation du DMS apporte une contribution considérable à la concentration in situ du DMS ainsi qu’à sa variabilité spatio-temporelle. [62]
Pour finalement perturber tous les autres cycles biogéochimiques
Une quantité considérable de gaz naturel est générée à partir de sédiments des grands fonds marins et de suintements d’hydrocarbures dans les marges continentales et les écosystèmes terrestres. La majeure partie du gaz naturel rejeté est consommée par des micro-organismes dans les zones anoxiques avant que le gaz ne se diffuse dans les environnements oxiques et dans l’atmosphère. Les études sur l’oxydation anaérobie du gaz naturel se sont concentrées sur le puissant gaz à effet de serre, le méthane, comme composant le plus abondant (~ 60 à 90 %). Cependant, les alcanes gazeux à chaîne courte (SCGA), notamment l’éthane, le propane, le n-butane et l’ isobutane , sont également des constituants importants du gaz naturel (jusqu’à environ 20 %) et sont d’importants précurseurs de l’ozone et des aérosols organiques. Les émissions atmosphériques mondiales de SCGA sont estimées à 9,2 à 9,6 Tg an −1 pour l’éthane, à 9,6 à 10,5 Tg an −1 pour le propane, à 10 Tg an −1 pour le butane et à 4,2 Tg an −1 pour l’iso -butane. Les micro-organismes anaérobies jouent un rôle essentiel dans la régulation du flux d’alcanes gazeux à chaîne courte (SCGA) des écosystèmes terrestres et aquatiques vers l’atmosphère. Il a été confirmé que le sulfate agit comme accepteur d’électrons favorisant l’oxydation anaérobie microbienne des SCGA, mais plusieurs autres accepteurs énergétiquement plus favorables coexistent avec ces gaz dans des environnements anaérobies. Nos résultats suggèrent que le nitrate est un puits d’électrons pertinent pour l’oxydation du SCGA dans les environnements anaérobies, constituant un nouveau lien à médiation microbienne entre les cycles du carbone et de l’azote.
L’oxydation anaérobie du méthane (AOM) a été largement étudiée et est relativement bien comprise. Les archées méthanotrophes anaérobies (ANME) oxydent le méthane via la voie de la méthanogenèse inverse, y compris le complexe clé méthyl-CoM réductase (MCR). L’ANME transporte les électrons du méthane vers les bactéries sulfato-réductrices syntrophiques (SRB) ou directement vers la réduction des nitrates et des oxydes métalliques. La bactérie « Candidatus Méthylomirabilis oxyfera » réalise l’OMA via la voie « intra-aérobie » d’oxydation du méthane en utilisant le nitrite comme seul accepteur d’électrons. À ce jour, le sulfate a été le seul puits d’électrons identifié pour soutenir l’oxydation anaérobie des SCGA. L’isolat deltaprotéobactérien Desulfosarcina aeriophaga BuS5 oxyde le propane et le butane via la voie d’addition de fumarate générant des succinates alkyl-substitués, un processus médié par l’alkylsuccinate synthase (ASS) , et réduit directement le sulfate en sulfure. De même, l’oxydation anaérobie de l’éthane a été liée au « Candidatus Argoarchaeum ethanivorans », qui codait également pour un complexe de type MCR et il a été suggéré qu’il forme une relation syntrophique avec SRB. Comme le sulfate, le nitrate est un accepteur d’électrons courant dans les écosystèmes naturels et est utilisé par l’archéon ANME ‘ Ca’ . Methanoperedens nitroreducens’ pour AOM. La réduction des nitrates couplée à l’oxydation des SCGA, en utilisant le propane, est également plus réalisable thermodynamiquement par rapport aux réactions d’oxydation des SCGA couplées à la réduction des sulfates. [63]
Le cycle global de l’azote (N) est régi par la fixation de l’azote moléculaire atmosphérique inerte (N 2 ) et la formation de composés azotés réactifs biodisponibles, tels que le nitrate (NO 3 − ), l’ammonium (NH 4 + ) et le N- oxydes. Les humains ont accéléré ce cycle grâce à la production et à l’utilisation d’engrais et à la combustion de combustibles fossiles. La dénitrification est le processus microbien qui élimine le NO 3 − , le réduisant de manière anaérobie en nitrite (NO 2 − ), en oxyde nitrique (NO), en oxyde d’azote (N 2 O), un gaz à effet de serre, et en N 2 . Dans les sols agricoles, le NO 3 − provient principalement des engrais, du fumier animal, des résidus de récolte et de la matière organique du sol. Les substrats organiques doivent d’abord être minéralisés en ammonium par des micro-organismes hétérotrophes, tandis que les bactéries nitrifiantes oxydent ensuite le NH 4 + en NO 2 − et NO 3 − . Dans les écosystèmes naturels, les principales sources d’azote sont la fixation biologique de N 2 et les dépôts atmosphériques. Dans les écosystèmes terrestres, la dénitrification se produit principalement dans les sols, les eaux souterraines et les zones riveraines. D’autres systèmes gérés par l’homme où se produit la dénitrification comprennent les systèmes de stockage du fumier, les usines de traitement des eaux usées, les bioréacteurs et les zones humides construites ou récupérées. La dénitrification est un processus important car elle entraîne des pertes significatives d’azote dans les systèmes agricoles, tandis qu’en convertissant NO 3 − et NO 2 − en N 2 gazeux , N 2 O et NO x , la dénitrification réduit le problème de une surcharge globale en N sur le système hydrologique. Ce faisant, la dénitrification transfère cette surcharge dans l’atmosphère, où N 2 O et NO x peuvent avoir des impacts environnementaux négatifs. La dénitrification étant un processus anaérobie, l’O 2 est le régulateur le plus important. Le nitrate est l’accepteur d’électrons et la source de N, et le C sert de donneur d’électrons et de source d’énergie pour les bactéries dénitrifiantes hétérotrophes. Le pH du sol a un effet marqué sur la dénitrification, avec des taux plus faibles dans des conditions acides que dans des conditions légèrement alcalines. La dénitrification a une plage de température optimale de 25 à 30 °C. La température contrôle également les taux de décomposition et de nitrification, et régule donc la disponibilité de O 2 , NO 3 − et C organique. La dénitrification du sol ainsi que la production et la consommation de N 2 O sont extrêmement variables dans le temps et dans l’espace en raison de la variabilité de les principaux régulateurs.
Les rejets d’eaux souterraines vers les eaux de surface sont généralement constitués d’un mélange d’eau provenant de différentes parties de l’aquifère, caractérisé par une large gamme de temps de parcours. La concentration de NO 3 − dans les eaux souterraines dépend du temps d’infiltration dans la zone saturée, de la concentration de NO 3 − de cette eau et de la perte par dénitrification lors de son transport. À mesure que l’O 2 devient limitant dans la zone saturée, les micro-organismes hétérotrophes se tournent de plus en plus vers le NO 3 − comme accepteur d’électrons pour l’oxydation du C organique. Ce C organique peut être présent sous forme dissoute ou dans la matrice sédimentaire. Si la pyrite est présente dans les sédiments souterrains, la dénitrification couplée à l’oxydation de la pyrite peut devenir le processus d’élimination dominant. La pyrite est un disulfure de fer commun et se trouve souvent en association avec des dépôts marins non consolidés dans le sous-sol terrestre et en association avec des dépôts de charbon et de schiste. Les zones riveraines sont des zones humides situées à l’interface entre les composantes terrestres et aquatiques du paysage, qui, de par leur position, contribuent au contrôle des flux de nutriments et d’énergie vers les eaux de surface. La dénitrification riveraine est un mécanisme important pour éliminer le N dans le ruissellement souterrain et les eaux souterraines peu profondes se déplaçant des hautes terres vers les ruisseaux. À l’instar des sols, les émissions de N 2 O des zones riveraines sont causées par un déséquilibre entre la production et la consommation de N 2 O. Ces déséquilibres augmentent à des concentrations élevées d’O 2 et de NO 3 − dans le sol et à un pH faible. Bien que limitées en superficie, les zones riveraines ont été identifiées comme des points chauds pour la dénitrification et l’émission de N 2 O, en particulier le long des cours d’eau d’ordre inférieur.
Les taux de dénitrification et les émissions de N 2 O ont changé à la suite de l’intervention humaine dans le cycle mondial de l’azote. La croissance démographique et le développement économique futurs pourraient conduire à une nouvelle accélération du cycle mondial de l’azote. Quantifier où, quand et dans quelle mesure la dénitrification se produit sur la seule base de mesures est pratiquement impossible. Les modèles sont donc devenus des outils essentiels. Dans cet article, nous abordons le changement possible de la dénitrification terrestre et des émissions de N 2 O des sols, des eaux souterraines et des zones riveraines dans le cadre du changement climatique passé et futur, de l’augmentation de la production alimentaire et énergétique et de l’intensification agricole, à l’aide d’un modèle de simulation. Le terme dénitrification est utilisé pour indiquer la réduction totale des nitrates en N 2 , N 2 O et NO. Des détails sur les données, les modèles et les scénarios utilisés ainsi qu’une partie des résultats sont fournis dans le matériel électronique supplémentaire. Notre tentative de simuler la dénitrification riveraine et l’émission de N 2 O est la première jamais réalisée et indique que les zones riveraines peuvent être un élément important du paysage pour l’élimination de l’azote au niveau mondial ; étant donné les conditions dans de nombreuses zones riveraines, avec une dénitrification incomplète accompagnée d’une production fractionnée élevée de N 2 O, les émissions mondiales de N 2 O des zones riveraines peuvent dépasser celles des eaux souterraines. Les scénarios indiquent que l’augmentation progressive du transfert réactif d’azote vers les eaux de surface et l’atmosphère se poursuivra au cours des prochaines décennies, à moins que des améliorations drastiques de la gestion agricole ne soient apportées. Cela peut avoir des conséquences importantes sur la biogéochimie des réseaux fluviaux et des mers côtières, induisant une série de processus, tels que la stimulation de la croissance des plantes, la prolifération d’algues, la décomposition, l’enfouissement et l’hypoxie. [66]
Les effets des émissions anthropiques d’oxyde d’azote (N 2 O), de dioxyde de carbone (CO 2 ), de méthane (CH 4 ) et d’halocarbures sur l’ozone stratosphérique (O 3 ) au cours des XXe et XXIe siècles sont isolés à l’aide d’un modèle chimique. de la stratosphère. L’évolution future de l’ozone dépendra de chacun de ces gaz, le N 2 O et le CO 2 jouant probablement les rôles dominants à mesure que les halocarbures reviennent vers les niveaux préindustriels. Il existe des interactions non linéaires entre ces gaz qui empêchent de séparer sans ambiguïté leurs effets sur l’ozone. Par exemple, l’augmentation du CH 4 au cours du XXe siècle a réduit les pertes d’ozone dues à l’augmentation des halocarbures, et la destruction chimique de l’O 3 par le N 2 O est amortie par les effets thermiques du CO 2 dans la stratosphère moyenne (d’environ 20 % pour le GIEC). Scénario A1B/OMM A1 sur la période 1900-2100). Néanmoins, on s’attend à ce que le N 2 O continue d’être la plus grande émission anthropique d’un composé destructeur d’O 3 dans un avenir prévisible. Les réductions des émissions anthropiques de N 2 O offrent de plus grandes possibilités de réduction de l’épuisement futur de l’O 3 que n’importe quelle autre émission non contrôlée d’halocarbures. Il est également démontré que les niveaux d’O 3 de 1980 étaient affectés par les halocarbures, le N 2 O, le CO 2 et le CH 4 et qu’ils ne constituent donc peut-être pas un bon choix de référence pour la récupération de l’O 3 . De nombreux processus constituant les cycles globaux des éléments peuvent se produire sans catalyse microbienne, bien que souvent à un rythme considérablement plus faible ; le cycle de l’azote est cependant unique en ce sens qu’il dépend presque exclusivement de réactions redox régulées par des micro-organismes. Par conséquent, les microbes sont non seulement essentiels au maintien du cycle, mais également à la biodisponibilité de l’azote et constituent donc un facteur de contrôle clé de la production primaire. L’importance de la transformation de l’azote dans les sédiments à forte charge organique est éclipsée par d’autres réactions redox telles que la réduction des sulfates. Le déséquilibre des activités métaboliques des nitrifiants et des dénitrifiants maintient des concentrations élevées de nitrate dans toute la colonne de sédiments et est probablement dû à une disponibilité limitée de carbone pour les dénitrifiants. [67]
Plus de la moitié des fonds océaniques mondiaux sont recouverts de sédiments pauvres en nutriments, caractérisés par une pénétration profonde de l’oxygène et une prédominance d’azote oxydé. Malgré une faible disponibilité énergétique, cet habitat héberge une vaste population microbienne et les caractéristiques géochimiques suggèrent que les composés azotés sont une source d’énergie essentielle au maintien de cette biomasse. Cependant, les taux métaboliques de transformation de l’azote et leur lien avec la survie microbienne dans cet écosystème à l’échelle mondiale restent pratiquement inconnus. Nous fournissons ici des contraintes quantitatives sur le cycle microbien de l’azote dans les sédiments oligotrophes des océans, du fond marin au sous-sol, sur environ 8 millions d’années. Nous constatons une transformation microbienne active de l’azote dans toute la colonne de sédiments, mais à des taux très faibles. Des pics locaux de diversité et d’abondance de nitrifiants et de dénitrifiants se produisent dans les zones de transition rédox situées profondément dans les sédiments, ce qui indique fortement que ces microbes sont réanimés de leur état de maintenance et recommencent à croître après des millions d’années d’attrition. Les communautés microbiennes présentes dans les sédiments marins ont un impact sur tous les principaux cycles biogéochimiques mondiaux, notamment ceux de l’oxygène, du carbone, de l’azote, du manganèse, du fer et du soufre. En assurant la médiation du flux de composés chimiques entrant et sortant des sédiments, cette biosphère cachée influence la composition de l’océan et de l’atmosphère. De nombreux processus constituant les cycles globaux des éléments peuvent se produire sans catalyse microbienne, bien que souvent à un rythme considérablement plus faible ; le cycle de l’azote est cependant unique en ce sens qu’il dépend presque exclusivement de réactions redox régulées par des micro-organismes. Par conséquent, les microbes sont non seulement essentiels au maintien du cycle, mais également à la biodisponibilité de l’azote et constituent donc un facteur de contrôle clé de la production primaire. Il est clair que les micro-organismes présents dans les sédiments marins jouent un rôle important dans l’équilibre du cycle mondial de l’azote 6 , mais malgré les progrès récents dans notre compréhension des transformations de l’azote dans l’environnement marin, notre connaissance des principaux les processus, les flux, les taux de renouvellement, les rendements énergétiques, les répartitions spatiales et la taille des populations dans les sédiments des grands fonds sont étonnamment limités. L’une des principales raisons de cette limitation est l’accent historique mis sur les sédiments riches en matières organiques sur les marges continentales ou dans les zones d’upwelling. Dans de tels systèmes, la disponibilité d’énergie, sous forme de carbone organique, s’accompagne d’une activité microbienne élevée, limitant la pénétration de l’oxygène et des nitrates à une profondeur de quelques centimètres ou moins. Ainsi, l’importance de la transformation de l’azote dans les sédiments à forte charge organique est éclipsée par d’autres réactions redox telles que la réduction des sulfates, pour lesquelles les zones de réaction peuvent s’étendre jusqu’à des profondeurs de plusieurs centaines de mètres. Cependant, à mesure que les chercheurs portent leur attention sur les vastes régions oligotrophes du fond océanique, il devient évident que la pénétration profonde de l’oxygène et la persistance des nitrates dans la colonne de sédiments représentent un scénario géochimique répandu qui diffère nettement de la séquence redox diagénétique classique des sédiments riches en matières organiques. sédiments. Considérant que plus de la moitié du fond océanique est recouverte de sédiments oligotrophes, ces nouvelles connaissances suggèrent que la transformation de l’azote est un processus omniprésent dans la biosphère sédimentaire profonde.
Résumé schématique de la transformation de l’azote et des changements de la communauté nitrifiante dans les sédiments oligotrophes avec un socle hydrologiquement actif. L’eau de mer oxygénée des fonds océaniques et de l’aquifère crustal provoque un afflux d’oxygène dans la colonne de sédiments par le haut et par le bas. La minéralisation rapide du carbone organique dans les sédiments de surface libère de l’ammoniac, qui est instantanément consommé par les nitrifiants, favorisant ainsi leur abondance et leur diversité initiales élevées. Sous les couches superficielles de haute activité, l’abondance et la diversité des nitrifiants diminuent en raison d’une minéralisation restreinte du carbone organique et donc d’une disponibilité limitée de l’ammoniac. Dans la zone de transition oxique-anoxique (OATZ), l’ammoniac est à nouveau rendu disponible par diffusion à partir des couches anoxiques plus profondes qui soutiennent la minéralisation anaérobie et la libération d’ammoniac, provoquant une augmentation de l’abondance et de la diversité des cellules nitrifiantes dans l’OATZ. Dans la zone anoxique, la nitrification est inhibée et la diversité et l’abondance des nitrifiants diminuent. En entrant dans la zone de transition anoxique-oxique (AOTZ), les nitrifiants ne sont plus limités en oxygène, et on détecte une augmentation en abondance mais pas en diversité. À mesure que les nitrifiants quittent l’AOTZ, leur abondance diminue et leur diversité reste faible. Bien que la dénitrification se produise dans toute la colonne de sédiments, la disponibilité limitée de carbone organique est probablement responsable du maintien des taux de dénitrification à un niveau inférieur à la production de nitrate, ce qui entraîne un efflux de nitrate dans le fond océanique sus-jacent et dans la croûte sous-jacente. [68]