La pollution provenant des activités humaines affecte tous les types d’organismes allant de la bactérie à l’être humain [1]. Même les plus bas niveaux de contaminants dans l’environnement présentent un risque d’accumulation via un processus appelé bioamplification (pollution amplifiée via la chaine alimentaire, par exemple si des plantes contiennent un contaminant, l’herbivore consommant ces plantes accumulera les contaminants de toutes ces plantes).

Les contaminants peuvent être séparés en deux classes :

Effets de la concentration de Cuivre sur la plante

Figure 1 : Effets de la concentration de Cuivre sur la plante

Les métaux ont des effets toxiques sur les plantes, même à faible concentration. De plus, ces effets augmentant avec la concentration comme visible ci-contre (Figure 1 : Effets de la concentration de Cuivre sur la plante [2]).

L’assimilation des métaux s’effectue dans la plupart des cas grâce à des transporteurs spécifiques (canaux) ou via des protéines de transports couplées à un transport de protons [3].

La phytoremédiation repose sur le principe de la combinaison de l’utilisation de plantes et de microorganismes pour réduire les niveaux de ces contaminants. C’est une technologie très coûteuse, mais beaucoup moins destructrice pour le sol que les techniques d’ingénierie. Un taux acceptable de polluants est atteint généralement en moins d’une décennie.

Cependant, cette technique possède des limites : son application est restreinte à des zones où le niveau de pollution n’est pas toxique pour les plantes et contenant les racines des plantes.

Figure 2 : Les différents types de phytoremédiation

Figure 2 : Les différents types de phytoremédiation

Divers types de phytoremédiation existent :

Ci-contre : Figure 2 : Les différents types de phytoremédiation [4]

La phytostabilisation

Elle a pour but de retenir les contaminants et d’éviter leur dispersion, ceux-ci sont ainsi stabilisés dans les racines ou dans la rhizosphère. Cette technique est relativement courante pour les anciennes mines grâce à des variétés de plantes résistantes aux métaux telles que Agrostis tenuis cv., Festuca rubra cv, Goginan cv. ou Parys [5] [6]. Ces résistances souvent augmentées grâce à une symbiose, colonisant les racines comme les mycorhizes à arbuscules via séquestration des métaux dans les hyphes fongiques. Les mycorhizes à arbuscules peuvent également excréter des glycoprotéines, les glomulines via les hyphes, complexant les métaux contenus dans le sol [7].

Les microorganismes du sol peuvent diminuer les effets toxiques des contaminants. Par exemple, des exsudats peptidiques chez la bactérie Pseudomonas putida diminuent la toxicité de Cadmium pour les plantes [8]. Des processus de conversion en une forme moins toxique peuvent entrer en jeu : par exemple la conversion du Chrome Cr(III) en Chrome Cr(VI) par des acides organiques contenus dans le sol [9]. On peut également diminuer la disponibilité de ces contaminants notamment via des agents chélateurs excrétés par les racines et complexant les métaux contenus dans la rhizosphère. Un mécanisme équivalent pour les plantes aquatiques consiste en l’excrétion d’oxygène par l’aérenchyme racinaire qui a pour effet de précipiter les ions fer sous forme de plaque métallique, agissant comme réservoir de Fe2+ pour l’exemple du fer [10].

Les plantes peuvent également excréter des biosurfactants augmentant l’import en contaminants dans la plante, permettant une décontamination plus rapide des sols [11].

La Phytodégradation

La phytodégradation comprend deux mécanismes distincts :

La Phytodégradation est particulièrement efficace pour des contaminants organiques hydrophobes; par exemple le peuplier (Populus spp.) est très utilisé pour la dégradation des composés organiques [13].

La Rhizodégradation implique la transformation des contaminants en substances moins toxiques dans la rhizosphère puis leur dégradation par les communautés microbiennes, processus facilités par l’excrétion de molécules organiques soutenant ces communautés. Une communauté spécifique peut ainsi être introduite afin de dégrader un composé [14].

La Phytovolatilisation 

Ce processus implique la transformation des contaminants en une forme gazeuse et un relâchement de ceux-ci dans l’atmosphère. Ce processus est médié par l’évapotranspiration de la plante.

Les composés organiques, spécialement les composés volatils sont passivement volatilisés par la plante. On peut citer l’exemple de la volatilisation du trichloréthylène par conversion en chlorure d’acétates et en dioxyde de carbone par des peupliers hybrides [15].

Les métaux tels que le sélénium (Se) peuvent être volatilisés par transformation en dimethylselenide [Se(CH3)2] [16].

Les capacités de volatiliser des contaminants peuvent également être induites par ingénierie génétique, par exemple la capacité de volatilisation du methyl-Hg du tulipier (Liriodendron tulipifera) dans l’atmosphère sous forme d’Hg par introductiondu gène codant l’enzyme merA (mercuric ion reductase) d’E. coli)[17].

La Phytoextraction 

La phytoextraction utilise la capacité des plantes à capter et à accumuler les contaminants, les plantes sont ensuite régulièrement récoltées et brûlées, afin de permettre une décontamination en continu du sol. Ce processus s’effectue grâce à l’accumulation graduelle de contaminants, via des plantes dites hyperaccumulatrices pouvant accumuler les métaux sans effet toxique ou grâce à l’usage de produits chimiques augmentant la disponibilité des métaux dans le sol.

On dénombre actuellement plus de 400 espèces de plantes pouvant hyperaccumuler plusieurs métaux et la plupart des plantes peuvent hyperaccumuler un métal spécifique [18]. Une plante hyperaccumulatrice peut accumuler plus de 1% d’un métal dans sa masse sèche, par exemple Berkheya coddi est capable d’accumuler 3,7% de Nickel dans sa masse sèche [19].

Les mécanismes d’hyperaccumulation reposent sur la surexpression de gènes régulant les transporteurs membranaires, on peut citer les transporteurs de cuivre COPT1 ou de zinc ZNT1 [20]. L’hyperaccumulation est principalement limitée par une faible croissance et production de biomasse, bien que des plantes hyperaccumulatrices à croissance rapide soient actuellement à l’étude. L’association des plantes à des microorganismes doit également être prise en compte, les mycorhizes à arbuscules permettant une croissance accélérée. Cependant, les rôles de ces mycorhizes dans l’accumulation est métal spécifique et extrêmement variable en fonction des espèces de mycorhizes et de plantes [21]. On note tout de même que l’incorporation de Ni, Pb et As par la plante est augmentée par les mycorhizes à arbuscules et peut être augmentée par l’ajout d’agent chélateur tel que l’EDTA [22].

La phytoremédiation est une technologie récemment développée permettant une solution de dépollution coûteuse par l’utilisation de plantes en association à des microorganismes dans le but de diminuer les contaminants présents dans l’environnement, ceux-ci représentant une menace pour tous les types d’organismes.

Une liste des plantes utilisées pour la phytoremédiation est disponible ici.

Sources

[1] Lanphear, B. P. et al. Low-level environmental lead exposure and children’s intellectual function: An international pooled analysis. Environmental Health Perspectives 113, 894–899 (2005)

[2] Informations concernant la tolérance des arbres aux métaux lourds

[3] Assunção, A. G. L. et al. Elevated expression of metal transporter genes in three accessions of the metal hyperaccumulator Thlaspi caerulescens.Plant Cell and Environment 24, 217–226 (2001)

[4] Rusty D et al. Environmental specimen banks as a resource for mercury and mercury isotope research in marine ecosystems, Environ. Sci.: Processes Impacts, 2014,16, 10-27

[5] Johnson, M.S., Cooke, J.A. and Stevenson, J.K. 1994. Revegetation of metalliferous wastes and land after metal mining. In: Mining and its Environmental Impact. Hester R.E. and Harrison R.M. (eds). Issues in Environmental Science and Technology, Royal Society of Chemistry, Letchworth, England, pp. 31–48.

[6] Smith R.A.H. & Bradshaw A.D. (1979) The use of metal tolerant plant populations for the reclamation of metalliferous wastes. Journal of Applied Ecology, 16, 595-612

[7] Gohre, V. & Paszkowski, U. Contribution of the arbuscular mycorrhizal symbiosis to heavy metal phytoremediation. Planta 223, 1115–1122 (2006) doi:10.1007/s00425-006-0225-0.

[8] Mastretta, C., Taghavi S., van der Lelie D., Mengoni, A., Galardi, F., Gonnelli, C., Barac, T., Boulet, J., Weyens, N., and Vangronsveld, J. Endophytic bacteria from seeds of Nicotiana tabacum can reduce cadmium phytotoxicity.  International Journal of Phytoremediation, 11(3):251-267 (March, 2009).

[9] Tian, Xiaofeng; Gao, Xianchao; Yang, Feng; Lan, Yeqing; Mao, J. D.; Zhou, Lixiang, 2010: Catalytic role of soils in the transformation of CrVI to CrIII in the presence of organic acids containing alpha -OH groups. Geoderma 159.3-4.

[10] Yang, Junxing; Tam, Nora Fung-Yee; Ye, Zhihong. Root porosity, radial oxygen loss and iron plaque on roots of wetland plants in relation to zinc tolerance and accumulation. Plant and Soil (2014) 374: 815-828 , January 01, 2014.

[11] Almeida, CMR, Dias, AC, Mucha, AP, Bordalo, AA, Vasconcelos, MTSD. 2009. Influence of surfactants on the Cu phytoremediation potential of a salt marsh plant. Chemosphere. 75; 135-140. IF=3.253.

[12] Kagalkar, A. N. ; Jadhav, M. U. ; Bapat, V. A. ; Govindwar, S. P. Phytodegradation of the triphenylmethane dye Malachite Green mediated by cell suspension cultures of Blumea malcolmii Hook. BIORESOURCE TECHNOLOGY; 102, 22; 10312-10318.

[13] Lee A Newman and Charles M Reynolds, Phytodegradation of organic compounds, Current Opinion in Biotechnology 2004, 15:225–230.

[14] Wu, C. H. et al. Engineering plant-microbe symbiosis for rhizoremediation of heavy metals. Applied and Environmental Microbiology 72, 1129–1134 (2006) doi:10.1128/AEM.72.2.1129-1134.2006.

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[16] Lewis B. G., Johnson C.M. and Broyer T.C. Volatile selenium in higher plants: the production of dimethyl selenide in carbage leaves by enzymatic cleavage of Se-Methyl Selenomethionine Selenonium Salt, Plant and Soil 40, 107-118 (1974).

[17] Borole, Abhijeet P. Removal of mercury from coal via a microbial pretreatment process (Knoxville, TN); Hamilton, Choo Y. (Knoxville, TN), 2011-08-16.

[18] Majeti Narasimha Vara Prasa and Helena Maria de Oliveira Freitas, 2002, Metal hyperaccumulation in plants – Biodiversity prospecting for phytoremediation technology, Electronic Journal of Biotechnology ISSN: 0717-3458

[19] D. E. Salt1, R. D. Smith2, and I. Raskin, PHYTOREMEDIATION, Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 49:643–68

[20] Asha A. Juwarkar and Santosh K. Yadav, 2010, Bioaccumulation and biotransformation of Heavy Metals, Bioremediation technology: recent advances, Fulekar, M. H. (Ed)

[21] Vestberg M, Cassells AC (2009) The use of AMF and PGPR inoculants singly and combined to promote microplant establishment, growth and health. In: Varma A, Karkwal AC (eds) Symbiotic fungi: principles and practice. Springer, Berlin, pp 327–360

[22] Meers, E. et al. Chemically assisted phytoextraction: A review of potentially soil amendments for increasing plant uptake of heavy metals. International Journal of Phytoremediation 10, 390–414 (2008) doi:10.1080/15226510802100515.