Cet article fait partie du thème de recherche « Technologies avancées de bioremédiation et procédés de recyclage des composés organiques de synthèse (COS) ». Voir les 14 articles.
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) de faible masse moléculaire, tels que le naphtalène et ses dérivés (méthylnaphtalène, acide naphtoïque, 1-naphtyl-N-méthylcarbamate, etc.), sont largement utilisés dans diverses industries et sont génotoxiques, mutagènes et/ou cancérogènes pour les organismes vivants. Ces composés organiques de synthèse (COS), ou xénobiotiques, sont considérés comme des polluants prioritaires et constituent une menace sérieuse pour l'environnement et la santé publique à l'échelle mondiale. L'intensité des activités humaines (gazéification du charbon, raffinage du pétrole, émissions des véhicules et applications agricoles, par exemple) détermine la concentration, le devenir et le transport de ces composés omniprésents et persistants. Outre les méthodes de traitement et d'élimination physico-chimiques, les technologies vertes et respectueuses de l'environnement, telles que la bioremédiation, qui utilisent des micro-organismes capables de dégrader complètement les COS ou de les convertir en sous-produits non toxiques, apparaissent comme une alternative sûre, économique et prometteuse. Diverses espèces bactériennes appartenant aux phyla Proteobacteria (Pseudomonas, Comamonas, Burkholderia et Neosphingobacterium), Firmicutes (Bacillus et Paenibacillus) et Actinobacteria (Rhodococcus et Arthrobacter) présentes dans le microbiote du sol ont démontré leur capacité à dégrader divers composés organiques. Les études métaboliques, la génomique et l'analyse métagénomique contribuent à la compréhension de la complexité et de la diversité cataboliques de ces formes de vie simples, connaissances qui peuvent être mises à profit pour une biodégradation efficace. La présence prolongée des HAP a entraîné l'émergence de nouveaux phénotypes de dégradation par transfert horizontal de gènes, via des éléments génétiques tels que les plasmides, les transposons, les bactériophages, les îlots génomiques et les éléments conjugatifs intégrés. La biologie des systèmes et le génie génétique d'isolats spécifiques ou de communautés modèles (consortiums) peuvent permettre une bioremédiation complète, rapide et efficace de ces HAP grâce à des effets synergiques. Cette étude porte sur les différentes voies métaboliques et leur diversité, la composition et la diversité génétiques, ainsi que les réponses et adaptations cellulaires des bactéries dégradant le naphtalène et ses dérivés. Ces informations écologiques seront utiles pour les applications sur le terrain et l'optimisation des souches en vue d'une bioremédiation efficace.
Le développement rapide des industries (pétrochimie, agriculture, pharmacie, colorants textiles, cosmétiques, etc.) a contribué à la prospérité économique mondiale et à l'amélioration du niveau de vie. Ce développement exponentiel a entraîné la production d'un grand nombre de composés organiques de synthèse (COS), utilisés dans la fabrication de divers produits. Parmi ces composés exogènes, on trouve les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les pesticides, les herbicides, les plastifiants, les colorants, les produits pharmaceutiques, les organophosphorés, les retardateurs de flamme, les solvants organiques volatils, etc. Ils sont rejetés dans l'atmosphère et les écosystèmes aquatiques et terrestres, où ils exercent des impacts multidimensionnels, provoquant des effets néfastes sur diverses formes de vie par l'altération de leurs propriétés physico-chimiques et de la structure des communautés (Petrie et al., 2015 ; Bernhardt et al., 2017 ; Sarkar et al., 2020). De nombreux polluants aromatiques ont des impacts importants et destructeurs sur de nombreux écosystèmes intacts et points chauds de biodiversité (par exemple, les récifs coralliens, les calottes glaciaires arctiques et antarctiques, les lacs de haute montagne, les sédiments marins profonds, etc.) (Jones 2010 ; Beyer et al. 2020 ; Nordborg et al. 2020). Des études géomicrobiologiques récentes ont montré que le dépôt de matières organiques synthétiques (par exemple, les polluants aromatiques) et de leurs dérivés sur les surfaces de structures artificielles (environnement bâti) (par exemple, les sites du patrimoine culturel et les monuments en granit, en pierre, en bois et en métal) accélère leur dégradation (Gadd 2017 ; Liu et al. 2018). Les activités humaines peuvent intensifier et aggraver la dégradation biologique des monuments et des bâtiments par le biais de la pollution atmosphérique et du changement climatique (Liu et al. 2020). Ces contaminants organiques réagissent avec la vapeur d'eau présente dans l'atmosphère et se déposent sur la structure, provoquant une dégradation physique et chimique du matériau. La biodégradation est largement reconnue comme l'ensemble des modifications indésirables de l'apparence et des propriétés des matériaux, causées par des organismes vivants et affectant leur préservation (Pochon et Jaton, 1967). L'action microbienne (métabolisme) de ces composés peut réduire l'intégrité structurelle, l'efficacité de la conservation et la valeur culturelle (Gadd, 2017 ; Liu et al., 2018). En revanche, dans certains cas, l'adaptation et la réponse microbiennes à ces structures se révèlent bénéfiques, car elles permettent la formation de biofilms et d'autres croûtes protectrices qui ralentissent la dégradation/décomposition (Martino, 2016). Par conséquent, l'élaboration de stratégies de conservation durables et efficaces à long terme pour les monuments en pierre, en métal et en bois exige une compréhension approfondie des processus clés impliqués. Comparées aux processus naturels (processus géologiques, incendies de forêt, éruptions volcaniques, réactions végétales et bactériennes), les activités humaines entraînent le rejet de volumes importants d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et d'autres composés organiques dans les écosystèmes. De nombreux HAP utilisés en agriculture (insecticides et pesticides tels que le DDT, l'atrazine, le carbaryl, le pentachlorophénol, etc.), dans l'industrie (pétrole brut, boues/déchets pétroliers, plastiques dérivés du pétrole, PCB, plastifiants, détergents, désinfectants, fumigants, parfums et conservateurs), dans les produits de soins personnels (crèmes solaires, désinfectants, insectifuges et muscs polycycliques) et dans les munitions (explosifs tels que le 2,4,6-TNT) sont des xénobiotiques potentiels susceptibles d'avoir un impact sur la santé planétaire (Srogi, 2007 ; Vamsee-Krishna et Phale, 2008 ; Petrie et al., 2015). Cette liste peut être étendue aux composés dérivés du pétrole (fiouls, lubrifiants, asphaltènes), aux bioplastiques de haut poids moléculaire et aux liquides ioniques (Amde et al., 2015). Le tableau 1 répertorie divers polluants aromatiques et leurs applications dans différentes industries. Ces dernières années, les émissions anthropiques de composés organiques volatils, ainsi que de dioxyde de carbone et d'autres gaz à effet de serre, ont commencé à augmenter (Dvorak et al., 2017). Cependant, les impacts anthropiques dépassent largement les impacts naturels. De plus, nous avons constaté que plusieurs composés organiques semi-conducteurs (COS) persistent dans de nombreux milieux et ont été identifiés comme des polluants émergents ayant des effets néfastes sur les biomes (Figure 1). Des agences environnementales telles que l'Agence américaine de protection de l'environnement (USEPA) ont inclus nombre de ces polluants dans leur liste prioritaire en raison de leurs propriétés cytotoxiques, génotoxiques, mutagènes et cancérogènes. Par conséquent, des réglementations strictes en matière d'élimination et des stratégies efficaces de traitement/élimination des déchets des écosystèmes contaminés sont nécessaires. Diverses méthodes de traitement physiques et chimiques, telles que la pyrolyse, le traitement thermique oxydant, l'aération de l'air, la mise en décharge, l'incinération, etc., sont inefficaces et coûteuses et génèrent des sous-produits corrosifs, toxiques et difficiles à traiter. Face à la prise de conscience environnementale croissante à l'échelle mondiale, les micro-organismes capables de dégrader ces polluants et leurs dérivés (tels que les composés halogénés, nitrés, alkylés et/ou méthylés) suscitent un intérêt grandissant (Fennell et al., 2004 ; Haritash et Kaushik, 2009 ; Phale et al., 2020 ; Sarkar et al., 2020 ; Schwanemann et al., 2020). L'utilisation de ces micro-organismes indigènes candidats, seuls ou en cultures mixtes (colonies), pour l'élimination des polluants aromatiques présente des avantages en termes de sécurité environnementale, de coût, d'efficacité et de durabilité. Les chercheurs explorent également l'intégration des processus microbiens aux méthodes électrochimiques d'oxydoréduction, notamment les systèmes bioélectrochimiques (BES), une technologie prometteuse pour le traitement/l'élimination des polluants (Huang et al., 2011). La technologie BES suscite un intérêt croissant en raison de sa haute efficacité, de son faible coût, de son innocuité environnementale, de son fonctionnement à température ambiante, de ses matériaux biocompatibles et de sa capacité à valoriser des sous-produits (électricité, carburant, produits chimiques, etc.) (Pant et al., 2012 ; Nazari et al., 2020). L'avènement du séquençage à haut débit du génome et des outils/méthodes « omiques » a permis d'obtenir une multitude d'informations nouvelles sur la régulation génétique, la protéomique et la fluxomique des réactions de divers micro-organismes dégradeurs. L'association de ces outils à la biologie des systèmes a permis d'approfondir notre compréhension de la sélection et de l'optimisation des voies cataboliques cibles chez les micro-organismes (conception métabolique) afin d'obtenir une biodégradation efficace. Pour concevoir des stratégies de bioremédiation efficaces à l'aide de micro-organismes candidats appropriés, il est essentiel de comprendre leur potentiel biochimique, leur diversité métabolique, leur composition génétique et leur écologie (autoécologie/synécologie).
Figure 1. Sources et voies de transport des HAP de faible masse moléculaire à travers divers milieux environnementaux et divers facteurs affectant le biote. Les lignes pointillées représentent les interactions entre les éléments de l'écosystème.
Dans cette revue, nous avons tenté de synthétiser les données relatives à la dégradation des HAP simples, tels que le naphtalène et les naphtalènes substitués, par diverses souches bactériennes. Nous avons abordé les voies métaboliques et leur diversité, les enzymes impliquées dans la dégradation, la composition et la diversité des gènes, les réponses cellulaires et divers aspects de la bioremédiation. La compréhension des mécanismes biochimiques et moléculaires permettra d'identifier des souches hôtes appropriées et de les modifier génétiquement afin d'optimiser la bioremédiation de ces polluants prioritaires. Ceci contribuera à l'élaboration de stratégies pour la mise en place de consortiums bactériens spécifiques à un site, en vue d'une bioremédiation efficace.
La présence d'un grand nombre de composés aromatiques toxiques et dangereux (satisfaisant la règle de Hückel 4n + 2π électrons, n = 1, 2, 3, …) constitue une menace sérieuse pour divers milieux environnementaux tels que l'air, le sol, les sédiments et les eaux de surface et souterraines (Puglisi et al., 2007). Ces composés possèdent un seul cycle benzénique (monocycliques) ou plusieurs cycles benzéniques (polycycliques) agencés de manière linéaire, angulaire ou en agrégats. Leur stabilité (ou instabilité) dans l'environnement est due à une énergie de résonance négative élevée, tandis que leur inertie (ou inertie) s'explique par leur hydrophobicité et leur état réduit. Lorsque le cycle aromatique est substitué par des groupements méthyle (-CH3), carboxyle (-COOH), hydroxyle (-OH) ou sulfonate (-HSO3), il devient plus stable, présente une plus forte affinité pour les macromolécules et est bioaccumulable dans les systèmes biologiques (Seo et al., 2009 ; Phale et al., 2020). Certains hydrocarbures aromatiques polycycliques de faible masse moléculaire (HAPM), tels que le naphtalène et ses dérivés [méthylnaphtalène, acide naphtoïque, naphtalènesulfonate et N-méthylcarbamate de 1-naphtyle (carbaryle)], figurent sur la liste des polluants organiques prioritaires de l’Agence américaine de protection de l’environnement (EPA) en raison de leur potentiel génotoxique, mutagène et/ou cancérogène (Cerniglia, 1984). Le rejet de cette classe de NM-PAH dans l'environnement peut entraîner la bioaccumulation de ces composés à tous les niveaux de la chaîne alimentaire, affectant ainsi la santé des écosystèmes (Binkova et al., 2000 ; Srogi, 2007 ; Quinn et al., 2009).
Les sources et les voies d'exposition des HAP au biote sont principalement liées à la migration et aux interactions entre différents composants des écosystèmes, tels que les sols, les eaux souterraines, les eaux de surface, les cultures et l'atmosphère (Arey et Atkinson, 2003). La figure 1 illustre les interactions et la distribution de différents HAP de faible masse moléculaire dans les écosystèmes, ainsi que leurs voies d'exposition au biote et à l'homme. Les HAP se déposent sur les surfaces suite à la pollution atmosphérique et par la migration (dérive) des émissions des véhicules, des gaz d'échappement industriels (gazéification du charbon, combustion et production de coke) et leur dépôt. Les activités industrielles telles que la fabrication de textiles synthétiques, de colorants et de peintures ; la préservation du bois ; la transformation du caoutchouc ; la production de ciment ; la production de pesticides ; et les applications agricoles constituent des sources majeures de HAP dans les systèmes terrestres et aquatiques (Bamforth et Singleton, 2005 ; Wick et al., 2011). Des études ont montré que les sols des zones périurbaines et urbaines, à proximité des autoroutes et dans les grandes villes, sont plus sensibles aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) en raison des émissions des centrales électriques, du chauffage résidentiel, de la pollution atmosphérique et routière, et des activités de construction (Suman et al., 2016). En 2008, une étude a révélé que la concentration de HAP dans les sols proches des routes à La Nouvelle-Orléans, en Louisiane (États-Unis), atteignait 7 189 μg/kg, contre seulement 2 404 μg/kg en espace ouvert. De même, des concentrations de HAP allant jusqu’à 300 μg/kg ont été mesurées à proximité des sites de gazéification du charbon dans plusieurs villes américaines (Kanaly et Harayama, 2000 ; Bamforth et Singleton, 2005). Des sols provenant de diverses villes indiennes, telles que Delhi (Sharma et al., 2008), Agra (Dubey et al., 2014), Mumbai (Kulkarni et Venkataraman, 2000) et Visakhapatnam (Kulkarni et al., 2014), présentent des concentrations élevées d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Les composés aromatiques sont plus facilement adsorbés par les particules de sol, la matière organique et les minéraux argileux, constituant ainsi d'importants puits de carbone dans les écosystèmes (Srogi, 2007 ; Peng et al., 2008). Les principales sources de HAP dans les écosystèmes aquatiques sont les précipitations (humides et sèches, et vapeur d'eau), le ruissellement urbain, les rejets d'eaux usées, la recharge des nappes phréatiques, etc. (Srogi, 2007). On estime qu'environ 80 % des HAP présents dans les écosystèmes marins proviennent des précipitations, de la sédimentation et des rejets (Motelay-Massei et al., 2006 ; Srogi, 2007). Les fortes concentrations d'HAP dans les eaux de surface ou les lixiviats provenant des sites d'enfouissement de déchets solides finissent par contaminer les eaux souterraines, constituant ainsi une menace majeure pour la santé publique, car plus de 70 % de la population d'Asie du Sud et du Sud-Est consomme de l'eau souterraine (Duttagupta et al., 2019). Une étude récente de Duttagupta et al. (2020) portant sur l'analyse d'eaux fluviales (32 échantillons) et souterraines (235 échantillons) au Bengale-Occidental, en Inde, a révélé qu'environ 53 % des citadins et 44 % des ruraux (soit 20 millions de personnes) pourraient être exposés au naphtalène (4,9–10,6 μg/L) et à ses dérivés. Les différences d'utilisation des sols et l'augmentation des prélèvements d'eau souterraine sont considérées comme les principaux facteurs contrôlant le transport vertical (advection) des HAP de faible masse moléculaire dans le sous-sol. Il a été constaté que les HAP sont présents dans les bassins hydrographiques et les sédiments du sous-sol à partir des eaux de ruissellement agricoles, des rejets d'eaux usées municipales et industrielles, ainsi que des rejets de déchets solides. Les précipitations atmosphériques aggravent la pollution par les HAP. De fortes concentrations de HAP et de leurs dérivés alkylés (51 au total) ont été relevées dans des rivières et des bassins versants du monde entier, notamment le Fraser, le Louan, le Denso, le Missouri, l'Anacostia, l'Èbre et le Delaware (Yunker et al., 2002 ; Motelay-Massei et al., 2006 ; Li et al., 2010 ; Amoako et al., 2011 ; Kim et al., 2018). Dans les sédiments du bassin du Gange, le naphtalène et le phénanthrène étaient les plus abondants (détectés dans 70 % des échantillons) (Duttagupta et al., 2019). Par ailleurs, des études ont montré que la chloration de l'eau potable peut entraîner la formation de HAP oxygénés et chlorés plus toxiques (Manoli et Samara, 1999). Les HAP s'accumulent dans les céréales, les fruits et les légumes suite à leur absorption par les plantes à partir de sols, d'eaux souterraines et de précipitations contaminés (Fismes et al., 2002). De nombreux organismes aquatiques, tels que les poissons, les moules, les palourdes et les crevettes, sont contaminés par les HAP via la consommation d'aliments et d'eau de mer contaminés, ainsi que par leurs tissus et leur peau (Mackay et Fraser, 2000). Les méthodes de cuisson et de transformation, comme le grillage, le rôtissage, le fumage, la friture, le séchage, la cuisson au four et la cuisson au charbon de bois, peuvent également entraîner la présence de quantités importantes de HAP dans les aliments. Ces quantités dépendent largement du choix du matériau de fumage, de sa teneur en hydrocarbures phénoliques et aromatiques, du mode de cuisson, du type de chauffage, du taux d'humidité, de l'apport en oxygène et de la température de combustion (Guillén et al., 2000 ; Gomes et al., 2013). Des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ont également été détectés dans le lait à des concentrations variables (0,75 à 2,1 mg/L) (Girelli et al., 2014). L'accumulation de ces HAP dans les aliments dépend également des propriétés physico-chimiques des aliments, tandis que leurs effets toxiques sont liés aux fonctions physiologiques, à l'activité métabolique, à l'absorption, à la distribution et à la répartition dans l'organisme (Mechini et al., 2011).
La toxicité et les effets nocifs des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont connus depuis longtemps (Cherniglia, 1984). Les hydrocarbures aromatiques polycycliques de faible masse moléculaire (HAP-PM) (à deux ou trois cycles) peuvent se lier de manière covalente à diverses macromolécules telles que l'ADN, l'ARN et les protéines et sont cancérogènes (Santarelli et al., 2008). Du fait de leur nature hydrophobe, ils sont séparés par les membranes lipidiques. Chez l'homme, les monooxygénases du cytochrome P450 oxydent les HAP en époxydes, dont certains sont très réactifs (par exemple, l'époxyde de baediol) et peuvent induire la transformation de cellules normales en cellules malignes (Marston et al., 2001). De plus, les produits de transformation des HAP, tels que les quinones, les phénols, les époxydes, les diols, etc., sont plus toxiques que les composés parents. Certains HAP et leurs intermédiaires métaboliques peuvent affecter les hormones et diverses enzymes impliquées dans le métabolisme, ce qui a des répercussions négatives sur la croissance, le système nerveux central, les systèmes reproducteur et immunitaire (Swetha et Phale, 2005 ; Vamsee-Krishna et al., 2006 ; Oostingh et al., 2008). Une exposition de courte durée aux HAP de faible poids moléculaire peut entraîner une altération de la fonction pulmonaire et des thromboses chez les asthmatiques, ainsi qu’une augmentation du risque de cancers de la peau, du poumon, de la vessie et du système gastro-intestinal (Olsson et al., 2010 ; Diggs et al., 2011). Des études animales ont également montré que l’exposition aux HAP peut avoir des effets néfastes sur la fonction reproductive et le développement, et provoquer des cataractes, des lésions rénales et hépatiques, ainsi qu’une jaunisse. Il a été démontré que divers produits de biotransformation des HAP, tels que les diols, les époxydes, les quinones et les radicaux libres (cations), forment des adduits à l’ADN. Il a été démontré que les adduits stables altèrent le mécanisme de réplication de l'ADN, tandis que les adduits instables peuvent dépuriner l'ADN (principalement en adénine et parfois en guanine) ; les deux peuvent générer des erreurs conduisant à des mutations (Schweigert et al., 2001). De plus, les quinones (benzo-/pan-) peuvent générer des espèces réactives de l'oxygène (ERO), causant des dommages irréversibles à l'ADN et à d'autres macromolécules, et affectant ainsi la fonction et la viabilité des tissus (Ewa et Danuta, 2017). Une exposition chronique à de faibles concentrations de pyrène, de biphényle et de naphtalène a été associée à l'induction de cancers chez les animaux de laboratoire (Diggs et al., 2012). Compte tenu de leur toxicité létale, la dépollution et l'élimination de ces HAP des sites affectés ou contaminés constituent une priorité.
Diverses méthodes physico-chimiques ont été utilisées pour éliminer les HAP des sites et environnements contaminés. Des procédés tels que l'incinération, la déchloration, l'oxydation UV, la fixation et l'extraction par solvant présentent de nombreux inconvénients, notamment la formation de sous-produits toxiques, la complexité du procédé, des problèmes de sécurité et de réglementation, une faible efficacité et un coût élevé. Cependant, la biodégradation microbienne (ou bioremédiation) constitue une approche alternative prometteuse qui repose sur l'utilisation de micro-organismes sous forme de cultures pures ou de colonies. Comparé aux méthodes physico-chimiques, ce procédé est respectueux de l'environnement, non invasif, économique et durable. La bioremédiation peut être réalisée sur le site contaminé (in situ) ou sur un site spécialement préparé (ex situ) et est donc considérée comme une méthode de remédiation plus durable que les méthodes physico-chimiques traditionnelles (Juhasz et Naidu, 2000 ; Andreoni et Gianfreda, 2007 ; Megharaj et al., 2011 ; Phale et al., 2020 ; Sarkar et al., 2020).
Comprendre les étapes métaboliques microbiennes impliquées dans la dégradation des polluants aromatiques a des implications scientifiques et économiques considérables pour la durabilité écologique et environnementale. On estime à 2,1 × 10¹⁸ grammes la quantité de carbone (C) stockée dans les sédiments et les composés organiques (pétrole, gaz naturel et charbon, c'est-à-dire les combustibles fossiles) à l'échelle mondiale, contribuant ainsi de manière significative au cycle global du carbone. Cependant, l'industrialisation rapide, l'extraction des combustibles fossiles et les activités humaines épuisent ces réservoirs de carbone lithosphériques, libérant chaque année dans l'atmosphère environ 5,5 × 10¹⁵ g de carbone organique (sous forme de polluants) (Gonzalez-Gaya et al., 2019). La majeure partie de ce carbone organique pénètre dans les écosystèmes terrestres et marins par sédimentation, transport et ruissellement. De plus, de nouveaux polluants synthétiques dérivés des combustibles fossiles, tels que les plastiques, les plastifiants et les stabilisants plastiques (phtalates et leurs isomères), polluent gravement les écosystèmes marins, terrestres et aquatiques ainsi que leur biote, aggravant ainsi les risques climatiques mondiaux. Divers types de microplastiques, de nanoplastiques, de fragments de plastique et leurs monomères toxiques dérivés du polyéthylène téréphtalate (PET) s'accumulent dans l'océan Pacifique, entre l'Amérique du Nord et l'Asie du Sud-Est, formant le « Grand Vortex de déchets du Pacifique » et nuisant à la vie marine (Newell et al., 2020). Des études scientifiques ont démontré qu'il est impossible d'éliminer ces polluants/déchets par des méthodes physiques ou chimiques. Dans ce contexte, les micro-organismes les plus utiles sont ceux capables de métaboliser par oxydation les polluants en dioxyde de carbone, en énergie chimique et en d'autres sous-produits non toxiques qui intègrent ensuite d'autres cycles nutritifs (H, O, N, S, P, Fe, etc.). Ainsi, la compréhension de l'écophysiologie microbienne de la minéralisation des polluants aromatiques et de sa régulation environnementale est cruciale pour évaluer le cycle microbien du carbone, le bilan carbone net et les risques climatiques futurs. Face à l'urgence d'éliminer ces composés de l'environnement, diverses éco-industries axées sur les technologies propres ont vu le jour. Par ailleurs, la valorisation des déchets industriels et des produits chimiques résiduels accumulés dans les écosystèmes (approche « des déchets vers la richesse ») est considérée comme un pilier de l’économie circulaire et des objectifs de développement durable (Close et al., 2012). De ce fait, la compréhension des aspects métaboliques, enzymatiques et génétiques de ces candidats potentiels à la dégradation est primordiale pour l’élimination et la bioremédiation efficaces de ces polluants aromatiques.
Parmi les nombreux polluants aromatiques, nous portons une attention particulière aux HAP de faible masse moléculaire tels que le naphtalène et ses dérivés. Ces composés sont des constituants majeurs des carburants dérivés du pétrole, des colorants textiles, des produits de consommation, des pesticides (antimoines et insecticides), des plastifiants et des tanins, et sont donc largement répandus dans de nombreux écosystèmes (Preuss et al., 2003). Des études récentes mettent en évidence l'accumulation de naphtalène dans les sédiments aquifères, les eaux souterraines et les sols de subsurface, les zones non saturées et les lits de rivières, suggérant sa bioaccumulation dans l'environnement (Duttagupta et al., 2019, 2020). Le tableau 2 récapitule les propriétés physico-chimiques, les applications et les effets sur la santé du naphtalène et de ses dérivés. Comparativement aux autres HAP de haut poids moléculaire, le naphtalène et ses dérivés sont moins hydrophobes, plus solubles dans l'eau et largement répandus dans les écosystèmes. De ce fait, ils sont souvent utilisés comme substrats modèles pour étudier le métabolisme, la génétique et la diversité métabolique des HAP. Un grand nombre de micro-organismes sont capables de métaboliser le naphtalène et ses dérivés, et des informations complètes sont disponibles sur leurs voies métaboliques, leurs enzymes et leurs mécanismes de régulation (Mallick et al., 2011 ; Phale et al., 2019, 2020). Par ailleurs, le naphtalène et ses dérivés sont considérés comme des composés prototypes pour l'évaluation de la pollution environnementale en raison de leur abondance et de leur biodisponibilité élevées. L’Agence américaine de protection de l’environnement (EPA) estime que les concentrations moyennes de naphtalène dans la fumée de cigarette sont de 5,19 µg/m³, principalement dues à une combustion incomplète, et de 7,8 à 46 µg/m³ dans la fumée secondaire. L’exposition à la créosote et au naphtalène est quant à elle 100 à 10 000 fois supérieure (Preuss et al., 2003). Le naphtalène, en particulier, présente une toxicité respiratoire et une cancérogénicité variables selon l’espèce, la région et le sexe. Sur la base d’études animales, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé le naphtalène comme « cancérogène possible pour l’homme » (Groupe 2B)¹. L’exposition aux naphtalènes substitués, principalement par inhalation ou administration parentérale (orale), provoque des lésions du tissu pulmonaire et augmente l’incidence des tumeurs pulmonaires chez le rat et la souris (Programme national de toxicologie²). Les effets aigus comprennent nausées, vomissements, douleurs abdominales, diarrhée, maux de tête, confusion, transpiration excessive, fièvre, tachycardie, etc. Par ailleurs, le carbaryl (1-naphtyl N-méthylcarbamate), un insecticide carbamate à large spectre, est toxique pour les invertébrés aquatiques, les amphibiens, les abeilles et l'homme. Il a également été démontré qu'il inhibe l'acétylcholinestérase, provoquant ainsi une paralysie (Smulders et al., 2003 ; Bulen et Distel, 2011). Par conséquent, la compréhension des mécanismes de dégradation microbienne, de la régulation génétique et des réactions enzymatiques et cellulaires est essentielle au développement de stratégies de bioremédiation dans les environnements contaminés.
Tableau 2. Informations détaillées sur les propriétés physico-chimiques, les utilisations, les méthodes d'identification et les maladies associées au naphtalène et à ses dérivés.
Dans les milieux pollués, les polluants aromatiques hydrophobes et lipophiles peuvent induire divers effets cellulaires sur le microbiome environnemental (communauté), tels que des modifications de la fluidité et de la perméabilité membranaire, un gonflement de la bicouche lipidique, des perturbations du transfert d'énergie (chaîne de transport d'électrons/force proton-motrice) et de l'activité des protéines membranaires (Sikkema et al., 1995). De plus, certains intermédiaires solubles, comme les catéchols et les quinones, génèrent des espèces réactives de l'oxygène (ERO) et forment des adduits avec l'ADN et les protéines (Penning et al., 1999). Ainsi, l'abondance de ces composés dans les écosystèmes exerce une pression de sélection sur les communautés microbiennes, les incitant à devenir des dégradeurs efficaces à différents niveaux physiologiques, notamment l'absorption/le transport, la transformation intracellulaire, l'assimilation/l'utilisation et la compartimentation.
Une recherche dans la base de données Ribosomal Database Project-II (RDP-II) a révélé que 926 espèces bactériennes ont été isolées à partir de milieux de culture ou de cultures d'enrichissement contaminés par du naphtalène ou ses dérivés. Le groupe des Proteobacteria était le plus représenté (n = 755), suivi des Firmicutes (52), des Bacteroidetes (43), des Actinobacteria (39), des Tenericutes (10) et de bactéries non classées (8) (Figure 2). Les γ-Proteobacteria (Pseudomonadales et Xanthomonadales) dominaient tous les groupes Gram négatif à forte teneur en G+C (54 %), tandis que les Clostridiales et les Bacillales (30 %) étaient des groupes Gram positif à faible teneur en G+C. Il a été démontré que les Pseudomonas (représentant le plus grand nombre d'espèces, soit 338) sont capables de dégrader le naphtalène et ses dérivés méthylés dans divers écosystèmes pollués (goudron de houille, pétrole, pétrole brut, boues, marées noires, eaux usées, déchets organiques et décharges) ainsi que dans des écosystèmes intacts (sols, rivières, sédiments et eaux souterraines) (Figure 2). De plus, des études d'enrichissement et une analyse métagénomique de certaines de ces régions ont révélé que des espèces non cultivées de Legionella et de Clostridium pourraient posséder une capacité de dégradation, ce qui souligne la nécessité de cultiver ces bactéries afin d'étudier de nouvelles voies métaboliques et la diversité métabolique.
Fig. 2. Diversité taxonomique et distribution écologique des représentants bactériens dans les environnements contaminés par le naphtalène et ses dérivés.
Parmi les différents micro-organismes dégradant les hydrocarbures aromatiques, la plupart sont capables de dégrader le naphtalène comme unique source de carbone et d'énergie. La séquence des événements impliqués dans le métabolisme du naphtalène a été décrite pour Pseudomonas sp. (Souches : NCIB 9816-4, G7, AK-5, PMD-1 et CSV86), Pseudomonas stutzeri AN10, Pseudomonas fluorescens PC20 et d’autres souches (ND6 et AS1) (Mahajan et al., 1994 ; Resnick et al., 1996 ; Annweiler et al., 2000 ; Basu et al., 2003 ; Dennis et Zylstra, 2004 ; Sota et al., 2006). Le métabolisme est initié par une dioxygénase multicomposante [naphtalène dioxygénase (NDO), une dioxygénase hydroxylante de cycle] qui catalyse l’oxydation de l’un des cycles aromatiques du naphtalène en utilisant l’oxygène moléculaire comme autre substrat, convertissant ainsi le naphtalène en cis-naphtalènediol (Figure 3). Le cis-dihydrodiol est ensuite converti en Le 1,2-dihydroxynaphtalène est dégradé par une déshydrogénase. Une dioxygénase à clivage de cycle, la 1,2-dihydroxynaphtalène dioxygénase (12DHNDO), convertit le 1,2-dihydroxynaphtalène en acide 2-hydroxychromène-2-carboxylique. L'isomérisation enzymatique cis-trans produit le trans-o-hydroxybenzylidènepyruvate, qui est clivé par l'hydratase aldolase en aldéhyde salicylique et pyruvate. L'acide organique pyruvate est le premier composé C3 dérivé du squelette carboné du naphtalène et dirigé vers la voie métabolique centrale. De plus, la salicylaldéhyde déshydrogénase NAD+-dépendante convertit l'aldéhyde salicylique en acide salicylique. Le métabolisme à ce stade est appelé la « voie supérieure » de dégradation du naphtalène. Cette voie est très courante chez la plupart des bactéries dégradant le naphtalène. Cependant, il existe quelques exceptions ; par exemple, chez la bactérie thermophile Bacillus hamburgii 2, La dégradation du naphtalène est initiée par la naphtalène 2,3-dioxygénase pour former du 2,3-dihydroxynaphtalène (Annweiler et al., 2000).
Figure 3. Voies de dégradation du naphtalène, du méthylnaphtalène, de l'acide naphtoïque et du carbaryl. Les numéros encerclés représentent les enzymes responsables de la conversion séquentielle du naphtalène et de ses dérivés en produits subséquents. 1 — naphtalène dioxygénase (NDO) ; 2 — cis-dihydrodiol déshydrogénase ; 3 — 1,2-dihydroxynaphtalène dioxygénase ; 4 — 2-hydroxychromène-2-carboxylate isomérase ; 5 — trans-O-hydroxybenzylidènepyruvate hydratase aldolase ; 6 — salicylaldéhyde déshydrogénase ; 7 — salicylate 1-hydroxylase ; 8 — catéchol 2,3-dioxygénase (C23DO) ; 9 — 2-hydroxymuconate semialdéhyde déshydrogénase ; 10 — 2-oxopent-4-énoate hydratase. 11, 4-hydroxy-2-oxopentanoate aldolase ; 12, acétaldéhyde déshydrogénase ; 13, catéchol-1,2-dioxygénase (C12DO) ; 14, muconate cycloisomérase ; 15, muconolactone delta-isomérase ; 16, β-cétoadipaténollactone hydrolase ; 17, β-cétoadipate succinyl-CoA transférase ; 18, β-cétoadipate-CoA thiolase ; 19, succinyl-CoA : acétyl-CoA succinyltransférase ; 20, salicylate 5-hydroxylase ; 21 – gentisate 1,2-dioxygénase (GDO) ; 22, maléylpyruvate isomérase ; 23, fumarylpyruvate hydrolase ; 24, méthylnaphtalène hydroxylase (NDO); 25, hydroxyméthylnaphtalène déshydrogénase; 26, naphtaldéhyde déshydrogénase; 27, 3-formylsalicylate oxydase; 28, hydroxyisophtalate décarboxylase; 29, carbaryl hydrolase (CH); 30, 1-naphtol-2-hydroxylase.
Selon l'organisme et son patrimoine génétique, l'acide salicylique résultant est ensuite métabolisé soit par la voie des catécholamines, via la salicylate 1-hydroxylase (S1H), soit par la voie du gentisate, via la salicylate 5-hydroxylase (S5H) (Figure 3). L'acide salicylique étant le principal intermédiaire du métabolisme du naphtalène (voie supérieure), les étapes menant de l'acide salicylique à l'intermédiaire du cycle de Krebs sont souvent désignées sous le terme de voie inférieure, et les gènes correspondants sont organisés en un seul opéron. Il est fréquent d'observer que les gènes des opérons des voies supérieure (nah) et inférieure (sal) sont régulés par des facteurs de régulation communs ; par exemple, NahR et l'acide salicylique agissent comme inducteurs, permettant aux deux opérons de métaboliser complètement le naphtalène (Phale et al., 2019, 2020).
De plus, le catéchol est clivé cycliquement en semi-aldéhyde 2-hydroxymuconate par la voie méta grâce à la catéchol 2,3-dioxygénase (C23DO) (Yen et al., 1988), puis hydrolysé par la semi-aldéhyde 2-hydroxymuconate hydrolase pour former l'acide 2-hydroxypent-2,4-diénoïque. Ce dernier est ensuite converti en pyruvate et acétaldéhyde par une hydratase (2-oxopent-4-énoate hydratase) et une aldolase (4-hydroxy-2-oxopentanoate aldolase), puis intègre la voie centrale du métabolisme du carbone (Figure 3). Alternativement, le catéchol est clivé cycliquement en cis,cis-muconate par la voie ortho grâce à la catéchol 1,2-oxygénase (C12DO). La muconate cycloisomérase, la muconolactone isomérase et la β-cétoadipate-nollactone hydrolase convertissent le cis,cis-muconate en 3-oxoadipate, qui entre dans la voie centrale du carbone via le succinyl-CoA et l'acétyl-CoA (Nozaki et al., 1968) (Figure 3).
Dans la voie du gentisate (2,5-dihydroxybenzoate), le cycle aromatique est clivé par la gentisate 1,2-dioxygénase (GDO) pour former le maléylpyruvate. Ce produit peut être directement hydrolysé en pyruvate et malate, ou isomérisé en fumarylpyruvate, lequel peut ensuite être hydrolysé en pyruvate et fumarate (Larkin et Day, 1986). Le choix de cette voie alternative a été observé chez les bactéries Gram-négatives et Gram-positives, tant au niveau biochimique que génétique (Morawski et al., 1997 ; Whyte et al., 1997). Les bactéries Gram-négatives (Pseudomonas) privilégient l'utilisation de l'acide salicylique, inducteur du métabolisme du naphtalène, qu'elles décarboxylent en catéchol grâce à la salicylate 1-hydroxylase (Gibson et Subramanian, 1984). En revanche, chez les bactéries Gram-positives (Rhodococcus), la salicylate 5-hydroxylase convertit l'acide salicylique en acide gentisique, alors que l'acide salicylique n'a aucun effet inducteur sur la transcription des gènes du naphtalène (Grund et al., 1992) (Figure 3).
Il a été rapporté que des espèces telles que Pseudomonas CSV86, Oceanobacterium NCE312, Marinhomonas naphtotrophicus, Sphingomonas paucimobilis 2322, Vibrio cyclotrophus, Pseudomonas fluorescens LP6a, ainsi que des espèces de Pseudomonas et de Mycobacterium, peuvent dégrader le monométhylnaphtalène ou le diméthylnaphtalène (Dean-Raymond et Bartha, 1975 ; Cane et Williams, 1982 ; Mahajan et al., 1994 ; Dutta et al., 1998 ; Hedlund et al., 1999). Parmi elles, la voie de dégradation du 1-méthylnaphtalène et du 2-méthylnaphtalène par Pseudomonas sp. CSV86 a été étudiée en détail aux niveaux biochimique et enzymatique (Mahajan et al., 1994). Le 1-méthylnaphtalène est métabolisé par deux voies. Premièrement, le cycle aromatique (le cycle non substitué du méthylnaphtalène) est hydroxylé pour former le cis-1,2-dihydroxy-1,2-dihydro-8-méthylnaphtalène, qui est ensuite oxydé en salicylate de méthyle et en méthylcatéchol, puis intègre la voie centrale du carbone après clivage du cycle (Figure 3). Cette voie est appelée « voie de la source de carbone ». Dans la seconde voie, dite « voie de détoxification », le groupe méthyle peut être hydroxylé par la NDO pour former le 1-hydroxyméthylnaphtalène, qui est ensuite oxydé en acide 1-naphtoïque et excrété dans le milieu de culture comme produit final. Des études ont montré que la souche CSV86 est incapable de croître sur l'acide 1- et 2-naphtoïque comme unique source de carbone et d'énergie, confirmant ainsi sa voie de détoxification (Mahajan et al., 1994 ; Basu et al., 2003). Dans le 2-méthylnaphtalène, le groupe méthyle subit une hydroxylation par une hydroxylase pour former le 2-hydroxyméthylnaphtalène. Par ailleurs, le cycle non substitué du naphtalène subit une hydroxylation de cycle pour former un dihydrodiol, lequel est oxydé en 4-hydroxyméthylcatéchol par une série de réactions enzymatiques et intègre la voie de biosynthèse du carbone central via la voie de clivage du cycle méta. De même, il a été rapporté que S. paucimobilis 2322 utilise la NDO pour hydroxyler le 2-méthylnaphtalène, qui est ensuite oxydé pour former le salicylate de méthyle et le méthylcatéchol (Dutta et al., 1998).
Les acides naphtyoïques (substitués ou non) sont des sous-produits de détoxification/biotransformation formés lors de la dégradation du méthylnaphtalène, du phénanthrène et de l'anthracène, et libérés dans le milieu de culture épuisé. Il a été rapporté que la souche de Stenotrophomonas maltophilia CSV89, isolée du sol, est capable de métaboliser l'acide 1-naphtoïque comme source de carbone (Phale et al., 1995). La métabolisation débute par la dihydroxylation du cycle aromatique pour former le 1,2-dihydroxy-8-carboxynaphtalène. Le diol résultant est oxydé en catéchol via le 2-hydroxy-3-carboxybenzylidènepyruvate, l'acide 3-formylsalicylique, l'acide 2-hydroxyisophtalique et l'acide salicylique, puis intègre la voie métabolique centrale du carbone par clivage du cycle méta (Figure 3).
Le carbaryl est un pesticide de la famille des carbamates de naphtyle. Depuis la Révolution verte en Inde dans les années 1970, l'utilisation d'engrais chimiques et de pesticides a entraîné une augmentation des émissions d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) provenant de sources agricoles diffuses (Pingali, 2012 ; Duttagupta et al., 2020). On estime que 55 % (85 722 000 hectares) des terres cultivées en Inde sont traitées avec des pesticides chimiques. Au cours des cinq dernières années (2015-2020), le secteur agricole indien a utilisé en moyenne entre 55 000 et 60 000 tonnes de pesticides par an (Département des coopératives et du bien-être des agriculteurs, ministère de l'Agriculture, gouvernement indien, août 2020). Dans les plaines du Gange, au nord et au centre (les États les plus peuplés et les plus densément peuplés), l'utilisation de pesticides sur les cultures est généralisée, les insecticides étant prédominants. Le carbaryl (1-naphtyl-N-méthylcarbamate) est un insecticide carbamate à large spectre, modérément à très toxique, utilisé en agriculture en Inde à une dose moyenne de 100 à 110 tonnes. Il est couramment commercialisé sous le nom de Sevin et sert à lutter contre les insectes (pucerons, fourmis de feu, puces, acariens, araignées et de nombreux autres ravageurs extérieurs) qui affectent diverses cultures (maïs, soja, coton, fruits et légumes). Certains micro-organismes, tels que Pseudomonas (NCIB 12042, 12043, C4, C5, C6, C7, Pseudomonas putida XWY-1), Rhodococcus (NCIB 12038), Sphingobacterium spp. (CF06), Burkholderia (C3), Micrococcus et Arthrobacter, peuvent également être utilisés pour lutter contre d'autres ravageurs. Il a été rapporté que la souche RC100 peut dégrader le carbaryl (Larkin et Day, 1986 ; Chapalamadugu et Chaudhry, 1991 ; Hayatsu et al., 1999 ; Swetha et Phale, 2005 ; Trivedi et al., 2017). La voie de dégradation du carbaryl a été largement étudiée aux niveaux biochimique, enzymatique et génétique chez des isolats de sol de Pseudomonas sp. souches C4, C5 et C6 (Swetha et Phale, 2005 ; Trivedi et al., 2016) (Fig. 3). La voie métabolique débute par l’hydrolyse de la liaison ester par la carbaryl hydrolase (CH) pour former du 1-naphtol, de la méthylamine et du dioxyde de carbone. Le 1-naphtol est ensuite converti en 1,2-dihydroxynaphtalène par la 1-naphtol hydroxylase (1-NH), lequel est métabolisé par la voie centrale du carbone via le salicylate et le gentisate. Certaines bactéries dégradant le carbaryl le métabolisent en acide salicylique par clivage du cycle catéchol en position ortho (Larkin et Day, 1986 ; Chapalamadugu et Chaudhry, 1991). Il est à noter que les bactéries dégradant le naphtalène métabolisent principalement l’acide salicylique via le catéchol, tandis que les bactéries dégradant le carbaryl privilégient la voie du gentisate.
Les dérivés de l'acide naphtalènesulfonique/disulfonique et de l'acide naphtylaminesulfonique peuvent être utilisés comme intermédiaires dans la production de colorants azoïques, d'agents mouillants, de dispersants, etc. Bien que ces composés présentent une faible toxicité pour l'homme, des tests de cytotoxicité ont montré leur létalité pour les poissons, les daphnies et les algues (Greim et al., 1994). Il a été rapporté que des représentants du genre Pseudomonas (souches A3 et C22) initient leur métabolisme par double hydroxylation du cycle aromatique contenant le groupe acide sulfonique, formant ainsi un dihydrodiol. Ce dernier est ensuite converti en 1,2-dihydroxynaphtalène par clivage spontané du groupe sulfite (Brilon et al., 1981). Le 1,2-dihydroxynaphtalène ainsi formé est catabolisé par la voie classique du naphtalène, c'est-à-dire la voie du catéchol ou du gentisate (Figure 4). Il a été démontré que l'acide aminonaphtalènesulfonique et l'acide hydroxynaphtalènesulfonique peuvent être complètement dégradés par des consortiums bactériens mixtes possédant des voies cataboliques complémentaires (Nortemann et al., 1986). Il a été montré qu'un membre du consortium désulfure l'acide aminonaphtalènesulfonique ou l'acide hydroxynaphtalènesulfonique par 1,2-dioxygénation, tandis que l'aminosalicylate ou l'hydroxysalicylate est libéré dans le milieu de culture comme métabolite final et est ensuite absorbé par d'autres membres du consortium. L'acide naphtalènedisulfonique est relativement polaire mais peu biodégradable et peut donc être métabolisé par différentes voies. La première désulfuration se produit lors d'une dihydroxylation régiosélective du cycle aromatique et du groupe acide sulfonique. La seconde désulfuration a lieu lors de l'hydroxylation de l'acide 5-sulfosalicylique par la salicylate 5-hydroxylase pour former l'acide gentisique, qui intègre la voie métabolique centrale du carbone (Brilon et al., 1981) (Figure 4). Les enzymes responsables de la dégradation du naphtalène interviennent également dans le métabolisme du sulfonate de naphtalène (Brilon et al., 1981 ; Keck et al., 2006).
Figure 4. Voies métaboliques de dégradation du sulfonate de naphtalène. Les chiffres à l'intérieur des cercles représentent les enzymes responsables du métabolisme du sulfonate de naphtyle, similaires ou identiques à celles décrites dans la figure 3.
Les HAP de faible masse moléculaire (HAP-LMW) sont réductibles, hydrophobes et peu solubles, et donc peu susceptibles de dégradation naturelle. Cependant, les micro-organismes aérobies sont capables de les oxyder en absorbant l'oxygène moléculaire (O₂). Ces enzymes appartiennent principalement à la classe des oxydoréductases et peuvent catalyser diverses réactions telles que l'hydroxylation (mono- ou dihydroxylation), la déshydrogénation et le clivage du cycle aromatique. Les produits obtenus présentent un degré d'oxydation plus élevé et sont plus facilement métabolisés par la voie centrale du carbone (Phale et al., 2020). Il a été démontré que les enzymes impliquées dans la voie de dégradation sont inductibles. Leur activité est très faible, voire négligeable, lorsque les cellules sont cultivées sur des sources de carbone simples comme le glucose ou les acides organiques. Le tableau 3 récapitule les différentes enzymes (oxygénases, hydrolases, déshydrogénases, oxydases, etc.) impliquées dans le métabolisme du naphtalène et de ses dérivés.
Tableau 3. Caractéristiques biochimiques des enzymes responsables de la dégradation du naphtalène et de ses dérivés.
Des études utilisant des radio-isotopes (¹⁸O₂) ont montré que l'incorporation d'oxygène moléculaire (O₂) dans les cycles aromatiques par les oxygénases est l'étape cruciale de l'activation de la biodégradation ultérieure d'un composé (Hayaishi et al., 1955 ; Mason et al., 1955). L'incorporation d'un atome d'oxygène (O) provenant de l'oxygène moléculaire (O₂) dans le substrat est initiée par des monooxygénases (également appelées hydroxylases) endogènes ou exogènes. Un autre atome d'oxygène est réduit en eau. Les monooxygénases exogènes réduisent la flavine avec du NADH ou du NADPH, tandis que dans les monooxygénases endogènes, la flavine est réduite par le substrat. La position de l'hydroxylation détermine la diversité des produits formés. Par exemple, la salicylate 1-hydroxylase hydroxyle l'acide salicylique en position C1, formant ainsi du catéchol. D'autre part, la salicylate 5-hydroxylase multicomposante (contenant des sous-unités réductase, ferrédoxine et oxygénase) hydroxyle l'acide salicylique en position C5, formant l'acide gentisique (Yamamoto et al., 1965).
Les dioxygénases incorporent deux atomes d'oxygène (O₂) dans le substrat. Selon les produits formés, elles sont classées en dioxygénases hydroxylantes et dioxygénases clivantes. Les dioxygénases hydroxylantes transforment les substrats aromatiques en cis-dihydrodiols (par exemple, le naphtalène) et sont largement répandues chez les bactéries. À ce jour, il a été démontré que les organismes possédant des dioxygénases hydroxylantes sont capables de se développer sur diverses sources de carbone aromatiques. Ces enzymes sont classées comme suit : NDO (naphtalène), toluène dioxygénase (TDO, toluène) et biphényl dioxygénase (BPDO, biphényle). La NDO et la BPDO catalysent toutes deux la double oxydation et l'hydroxylation de la chaîne latérale de divers hydrocarbures aromatiques polycycliques (toluène, nitrotoluène, xylène, éthylbenzène, naphtalène, biphényle, fluorène, indole, méthylnaphtalène, naphtalènesulfonate, phénanthrène, anthracène, acétophénone, etc.) (Boyd et Sheldrake, 1998 ; Phale et al., 2020). La NDO est un système multicomposant constitué d'une oxydoréductase, d'une ferrédoxine et d'un composant oxygénase contenant un site actif (Gibson et Subramanian, 1984 ; Resnick et al., 1996). L'unité catalytique de la NDO est composée d'une grande sous-unité α et d'une petite sous-unité β disposées selon une configuration α₃β₃. La NDO appartient à une vaste famille d'oxygénases. Sa sous-unité α contient un site Rieske [2Fe-2S] et un fer mononucléaire non héminique, ce qui détermine la spécificité de substrat de la NDO (Parales et al., 1998). Typiquement, lors d'un cycle catalytique, deux électrons issus de la réduction d'un nucléotide de pyridine sont transférés à l'ion Fe(II) du site actif via une réductase, une ferrédoxine et un site Rieske. Les équivalents réducteurs activent l'oxygène moléculaire, condition nécessaire à la dihydroxylation du substrat (Ferraro et al., 2005). À ce jour, seules quelques NDO ont été purifiées et caractérisées en détail à partir de différentes souches, et le contrôle génétique des voies impliquées dans la dégradation du naphtalène a été étudié en détail (Resnick et al., 1996 ; Parales et al., 1998 ; Karlsson et al., 2003). Les dioxygénases à clivage de cycle (enzymes endo- ou ortho-clivage et enzymes exodiol- ou méta-clivage) agissent sur les composés aromatiques hydroxylés. Par exemple, la catéchol-1,2-dioxygénase est l'enzyme ortho-clivage du cycle, tandis que la catéchol-2,3-dioxygénase est l'enzyme méta-clivage du cycle (Kojima et al., 1961 ; Nozaki et al., 1968). Outre ces oxygénases, il existe également diverses déshydrogénases catalysant la déshydrogénation des dihydrodiols, alcools et aldéhydes aromatiques, en utilisant le NAD+/NADP+ comme accepteur d'électrons. Ces enzymes figurent parmi les plus importantes du métabolisme (Gibson et Subramanian, 1984 ; Shaw et Harayama, 1990 ; Fahle et al., 2020).
Les hydrolases (estérases, amidases) constituent une autre classe importante d'enzymes qui utilisent l'eau pour cliver les liaisons covalentes et présentent une large spécificité de substrat. L'hydrolase du carbaryle et d'autres hydrolases sont considérées comme des composants du périplasme (transmembranaire) chez les bactéries Gram négatives (Kamini et al., 2018). Le carbaryle possède à la fois une liaison amide et une liaison ester ; il peut donc être hydrolysé par une estérase ou une amidase pour former du 1-naphtol. Chez Rhizobium rhizobium souche AC10023 et Arthrobacter souche RC100, le carbaryle fonctionne respectivement comme une estérase et une amidase. Chez Arthrobacter souche RC100, il fonctionne également comme une amidase. Il a été démontré que RC100 hydrolyse quatre insecticides de la classe des N-méthylcarbamates, tels que le carbaryl, le méthomyl, l'acide méfénamique et le XMC (Hayaatsu et al., 2001). Il a été rapporté que CH chez Pseudomonas sp. C5pp peut agir sur le carbaryl (activité de 100 %) et l'acétate de 1-naphtyle (activité de 36 %), mais pas sur le 1-naphtylacétamide, ce qui indique qu'il s'agit d'une estérase (Trivedi et al., 2016).
Des études biochimiques, des profils de régulation enzymatique et des analyses génétiques ont montré que les gènes de dégradation du naphtalène sont constitués de deux unités régulatrices inductibles, ou « opérons » : nah (voie amont, convertissant le naphtalène en acide salicylique) et sal (voie aval, convertissant l’acide salicylique en acide salicylique via le catéchol). L’acide salicylique et ses analogues peuvent agir comme inducteurs (Shamsuzzaman et Barnsley, 1974). En présence de glucose ou d’acides organiques, l’opéron est réprimé. La figure 5 illustre l’organisation génétique complète de la dégradation du naphtalène (sous forme d’opéron). Plusieurs variants/formes du gène nah (ndo/pah/dox) ont été décrits et présentent une forte homologie de séquence (90 %) chez toutes les espèces de Pseudomonas (Abbasian et al., 2016). Les gènes de la voie amont du naphtalène sont généralement organisés selon un ordre consensus, comme le montre la figure 5A. Un autre gène, nahQ, impliqué dans le métabolisme du naphtalène, est généralement situé entre nahC et nahE, mais sa fonction exacte reste à élucider. De même, le gène nahY, responsable de la chimiotaxie sensible au naphtalène, a été trouvé à l'extrémité distale de l'opéron nah chez certains membres. Chez Ralstonia sp., le gène U2 codant pour la glutathion S-transférase (gsh) est situé entre nahAa et nahAb, mais n'affecte pas les caractéristiques d'utilisation du naphtalène (Zylstra et al., 1997).
Figure 5. Organisation génétique et diversité observées lors de la dégradation du naphtalène parmi les espèces bactériennes ; (A) Voie supérieure du naphtalène, métabolisme du naphtalène en acide salicylique ; (B) Voie inférieure du naphtalène, acide salicylique via le catéchol vers la voie centrale du carbone ; (C) acide salicylique via le gentisate vers la voie centrale du carbone.
La voie métabolique inférieure (opéron sal) est généralement constituée des gènes nahGTHINLMOKJ et convertit le salicylate en pyruvate et en acétaldéhyde via la voie de clivage du cycle métachol. Le gène nahG (codant pour la salicylate hydroxylase) est conservé à l'extrémité proximale de l'opéron (Fig. 5B). Chez P. putida CSV86, contrairement à d'autres souches dégradant le naphtalène, les opérons nah et sal sont en tandem et très proches (environ 7,5 kb). Chez certaines bactéries Gram négatives, telles que Ralstonia sp. U2, Polaromonas naphthalenivorans CJ2 et P. putida AK5, le naphtalène est métabolisé comme un métabolite carboné central via la voie du gentisate (sous la forme de l'opéron sgp/nag). La cassette de gènes est généralement représentée sous la forme nagAaGHAbAcAdBFCQEDJI, où nagR (codant pour un régulateur de type LysR) est situé à l'extrémité supérieure (Figure 5C).
Le carbaryl intègre le cycle central du carbone via le métabolisme du 1-naphtol, du 1,2-dihydroxynaphtalène, de l'acide salicylique et de l'acide gentisique (Figure 3). D'après des études génétiques et métaboliques, il a été proposé de diviser cette voie métabolique en trois étapes : « amont » (conversion du carbaryl en acide salicylique), « intermédiaire » (conversion de l'acide salicylique en acide gentisique) et « aval » (conversion de l'acide gentisique en intermédiaires du cycle central du carbone) (Singh et al., 2013). L'analyse génomique de C5pp (supercontig A, 76,3 kb) a révélé que le gène mcbACBDEF est impliqué dans la conversion du carbaryl en acide salicylique, suivi par mcbIJKL dans la conversion de l'acide salicylique en acide gentisique, et mcbOQP dans la conversion de l'acide gentisique en intermédiaires de carbone centraux (fumarate et pyruvate, Trivedi et al., 2016) (Figure 6).
Il a été rapporté que les enzymes impliquées dans la dégradation des hydrocarbures aromatiques (dont le naphtalène et l'acide salicylique) peuvent être induites par les composés correspondants et inhibées par des sources de carbone simples telles que le glucose ou les acides organiques (Shingler, 2003 ; Phale et al., 2019, 2020). Parmi les différentes voies métaboliques du naphtalène et de ses dérivés, les mécanismes de régulation du naphtalène et du carbaryl ont été étudiés. Pour le naphtalène, les gènes des voies en amont et en aval sont régulés par NahR, un régulateur positif trans-actif de type LysR. Ce dernier est nécessaire à l'induction du gène nah par l'acide salicylique et à sa forte expression subséquente (Yen et Gunsalus, 1982). De plus, des études ont montré que le facteur hôte intégratif (IHF) et XylR (régulateur transcriptionnel dépendant de sigma 54) sont également essentiels à l'activation transcriptionnelle des gènes du métabolisme du naphtalène (Ramos et al., 1997). Des études ont montré que les enzymes de la voie d'ouverture du cycle méta du catéchol, notamment la catéchol 2,3-dioxygénase, sont induites en présence de naphtalène et/ou d'acide salicylique (Basu et al., 2006). D'autres études ont montré que les enzymes de la voie d'ouverture du cycle ortho du catéchol, notamment la catéchol 1,2-dioxygénase, sont induites en présence d'acide benzoïque et de cis,cis-muconate (Parsek et al., 1994 ; Tover et al., 2001).
Chez la souche C5pp, cinq gènes, mcbG, mcbH, mcbN, mcbR et mcbS, codent des régulateurs appartenant à la famille LysR/TetR des régulateurs transcriptionnels responsables du contrôle de la dégradation du carbaryl. Le gène homologue mcbG présente une forte homologie avec le régulateur de type LysR PhnS (58 % d'identité d'acides aminés), impliqué dans le métabolisme du phénanthrène chez Burkholderia RP00725 (Trivedi et al., 2016). Le gène mcbH est impliqué dans la voie intermédiaire (conversion de l'acide salicylique en acide gentisique) et appartient à la famille des régulateurs transcriptionnels de type LysR NagR/DntR/NahR chez Pseudomonas et Burkholderia. Il a été montré que les membres de cette famille reconnaissent l'acide salicylique comme molécule effectrice spécifique pour l'induction des gènes de dégradation. D'autre part, trois gènes, mcbN, mcbR et mcbS, appartenant aux régulateurs transcriptionnels de type LysR et TetR, ont été identifiés dans la voie en aval (métabolites de la voie centrale du carbone du gentisate).
Chez les procaryotes, les transferts horizontaux de gènes (acquisition, échange ou transfert) via les plasmides, les transposons, les prophages, les îlots génomiques et les éléments conjugatifs intégrés (ICE) sont des causes majeures de plasticité des génomes bactériens, entraînant l'acquisition ou la perte de fonctions/caractéristiques spécifiques. Ce mécanisme permet aux bactéries de s'adapter rapidement à différentes conditions environnementales, offrant ainsi des avantages métaboliques adaptatifs potentiels à l'hôte, tels que la dégradation des composés aromatiques. Les modifications métaboliques sont souvent obtenues par un ajustement précis des opérons de dégradation, de leurs mécanismes de régulation et des spécificités enzymatiques, ce qui facilite la dégradation d'une gamme plus étendue de composés aromatiques (Nojiri et al., 2004 ; Phale et al., 2019, 2020). Les cassettes de gènes impliquées dans la dégradation du naphtalène ont été localisées sur divers éléments mobiles tels que les plasmides (conjugatifs et non conjugatifs), les transposons, les génomes, les ICE et des combinaisons de différentes espèces bactériennes (Figure 5). Chez Pseudomonas G7, les opérons nah et sal du plasmide NAH7 sont transcrits dans le même sens et font partie d'un transposon défectueux dont la mobilisation requiert la transposase Tn4653 (Sota et al., 2006). Chez la souche NCIB9816-4 de Pseudomonas, le gène a été identifié sur le plasmide conjugatif pDTG1 sous la forme de deux opérons (espacés d'environ 15 kb) transcrits en sens opposés (Dennis et Zylstra, 2004). Chez la souche AK5 de Pseudomonas putida, le plasmide non conjugatif pAK5 code pour l'enzyme responsable de la dégradation du naphtalène via la voie du gentisate (Izmalkova et al., 2013). Chez la souche PMD-1 de Pseudomonas, l'opéron nah est situé sur le chromosome, tandis que l'opéron sal est porté par le plasmide conjugatif pMWD-1 (Zuniga et al., 1981). En revanche, chez Pseudomonas stutzeri AN10, tous les gènes de dégradation du naphtalène (opérons nah et sal) sont situés sur le chromosome et sont vraisemblablement recrutés par transposition, recombinaison et réarrangement (Bosch et al., 2000). Chez Pseudomonas sp. CSV86, les opérons nah et sal sont intégrés au génome sous la forme d'un élément intégré (ICECSV86). La structure est protégée par un ARNtGly suivi de répétitions directes indiquant des sites de recombinaison/attachement (attR et attL) et d'une intégrase de type phage située aux deux extrémités de l'ARNtGly, ce qui la rend structurellement similaire à l'élément ICEclc (ICEclcB13 chez Pseudomonas knackmusii, impliqué dans la dégradation du chlorocatéchol). Il a été montré que les gènes portés par ICE peuvent être transférés par conjugaison avec une fréquence de transfert extrêmement faible (10⁻⁸), conférant ainsi des propriétés de dégradation à la bactérie réceptrice (Basu et Phale, 2008 ; Phale et al., 2019).
La plupart des gènes responsables de la dégradation du carbaryl sont portés par des plasmides. Arthrobacter sp. RC100 possède trois plasmides (pRC1, pRC2 et pRC300), dont deux plasmides conjugatifs, pRC1 et pRC2, codent pour les enzymes convertissant le carbaryl en gentisate. En revanche, les enzymes impliquées dans la conversion du gentisate en métabolites carbonés centraux sont localisées sur le chromosome (Hayaatsu et al., 1999). Chez les bactéries du genre Rhizobium, la souche AC100, utilisée pour la conversion du carbaryl en 1-naphtol, contient le plasmide pAC200, qui porte le gène cehA codant pour la CH, intégré au transposon Tnceh et entouré de séquences de type élément d'insertion (istA et istB) (Hashimoto et al., 2002). Chez la souche CF06 de Sphingomonas, le gène de dégradation du carbaryl serait présent sur cinq plasmides : pCF01, pCF02, pCF03, pCF04 et pCF05. L’homologie d’ADN élevée de ces plasmides suggère un événement de duplication génique (Feng et al., 1997). Chez un symbiote dégradant le carbaryl, composé de deux espèces de Pseudomonas, la souche 50581 possède un plasmide conjugatif pCD1 (50 kb) codant pour le gène de la carbaryl hydrolase mcd, tandis que le plasmide conjugatif de la souche 50552 code pour une enzyme dégradant le 1-naphtol (Chapalamadugu et Chaudhry, 1991). Chez la souche WM111 d’Achromobacter, le gène de la furadane hydrolase mcd est localisé sur un plasmide de 100 kb (pPDL11). Ce gène a été mis en évidence sur différents plasmides (100, 105, 115 ou 124 kb) chez différentes bactéries provenant de diverses régions géographiques (Parekh et al., 1995). Chez Pseudomonas sp. C5pp, tous les gènes responsables de la dégradation du carbaryl sont localisés dans un génome de 76,3 kb (Trivedi et al., 2016). L'analyse du génome (6,15 Mb) a révélé la présence de 42 éléments génétiques mobiles (EGM) et de 36 éléments d'interaction génique (EIG), dont 17 EGM étaient situés dans le supercontig A (76,3 kb) avec une teneur moyenne en G+C asymétrique (54–60 mol%), suggérant de possibles transferts horizontaux de gènes (Trivedi et al., 2016). P. putida XWY-1 présente une disposition similaire des gènes de dégradation du carbaryl, mais ces gènes sont situés sur un plasmide (Zhu et al., 2019).
En plus de l'efficacité métabolique aux niveaux biochimique et génomique, les micro-organismes présentent également d'autres propriétés ou réponses telles que la chimiotaxie, les propriétés de modification de la surface cellulaire, la compartimentation, l'utilisation préférentielle, la production de biosurfactants, etc., qui les aident à métaboliser plus efficacement les polluants aromatiques dans les environnements contaminés (Figure 7).
Figure 7. Différentes stratégies de réponse cellulaire des bactéries idéales dégradant les hydrocarbures aromatiques pour une biodégradation efficace des composés polluants étrangers.
Les réponses chimiotactiques sont considérées comme des facteurs favorisant la dégradation des polluants organiques dans les écosystèmes hétérogènes. (2002) ont démontré que la chimiotaxie de Pseudomonas sp. G7 vers le naphtalène augmentait le taux de dégradation de ce dernier dans les milieux aquatiques. La souche sauvage G7 dégradait le naphtalène beaucoup plus rapidement qu'une souche mutante déficiente en chimiotaxie. La protéine NahY (538 acides aminés, de topologie membranaire) est co-transcrite avec les gènes de la voie de métabolisation sur le plasmide NAH7 et, à l'instar des transducteurs de chimiotaxie, elle semble fonctionner comme un chémorécepteur pour la dégradation du naphtalène (Grimm et Harwood, 1997). Une autre étude, menée par Hansel et al. (2009), a montré que cette protéine est chimiotactique, mais que son taux de dégradation est élevé. En 2011, des chercheurs ont démontré la réponse chimiotactique de Pseudomonas putida au naphtalène gazeux. La diffusion en phase gazeuse induisait un flux constant de naphtalène vers les cellules, contrôlant ainsi leur réponse chimiotactique. Ils ont exploité ce comportement chimiotactique pour concevoir des micro-organismes capables d'améliorer la vitesse de dégradation. Des études ont montré que les voies chimiosensorielles régulent également d'autres fonctions cellulaires, telles que la division cellulaire, la régulation du cycle cellulaire et la formation de biofilms, contribuant ainsi à contrôler la vitesse de dégradation. Cependant, l'exploitation de cette propriété (chimiotaxie) pour une dégradation efficace se heurte à plusieurs obstacles. Les principaux sont : (a) la reconnaissance des mêmes composés/ligands par différents récepteurs paralogues ; (b) l'existence de récepteurs alternatifs, c'est-à-dire un tropisme énergétique ; (c) des différences de séquence importantes dans les domaines sensoriels d'une même famille de récepteurs. d) le manque d'informations sur les principales protéines de détection bactériennes (Ortega et al., 2017 ; Martin-Mora et al., 2018). La biodégradation des hydrocarbures aromatiques produit parfois de multiples métabolites/intermédiaires, qui peuvent être chimiotactiques pour un groupe de bactéries mais répulsifs pour d'autres, ce qui complexifie davantage le processus. Afin d'identifier les interactions des ligands (hydrocarbures aromatiques) avec les récepteurs chimiques, nous avons construit des protéines de détection hybrides (PcaY, McfR et NahY) en fusionnant les domaines de détection et de signalisation de Pseudomonas putida et d'Escherichia coli, qui ciblent respectivement les récepteurs des acides aromatiques, des intermédiaires du cycle de Krebs et du naphtalène (Luu et al., 2019).
Sous l'influence du naphtalène et d'autres hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), la structure de la membrane bactérienne et l'intégrité des micro-organismes subissent des modifications importantes. Des études ont montré que le naphtalène interfère avec l'interaction des chaînes acyles par le biais d'interactions hydrophobes, augmentant ainsi le gonflement et la fluidité de la membrane (Sikkema et al., 1995). Pour contrer cet effet néfaste, les bactéries régulent la fluidité membranaire en modifiant le rapport et la composition en acides gras entre les isomères iso et antéiso des acides gras à chaîne ramifiée et en isomérisant les acides gras cis-insaturés en leurs isomères trans correspondants (Heipieper et de Bont, 1994). Chez Pseudomonas stutzeri cultivée en présence de naphtalène, le rapport acides gras saturés/acides gras insaturés est passé de 1,1 à 2,1, tandis que chez Pseudomonas JS150, ce rapport est passé de 7,5 à 12,0 (Mrozik et al., 2004). Cultivées sur du naphtalène, les cellules d'Achromobacter KAs 3–5 présentent une agrégation cellulaire autour des cristaux de naphtalène et une diminution de la charge de surface (de -22,5 à -2,5 mV), accompagnée d'une condensation et d'une vacuolisation du cytoplasme, indiquant des modifications de la structure et des propriétés de surface cellulaires (Mohapatra et al., 2019). Bien que ces modifications cellulaires et de surface soient directement associées à une meilleure absorption des polluants aromatiques, les stratégies de bio-ingénierie pertinentes n'ont pas encore été pleinement optimisées. La manipulation de la forme cellulaire est rarement utilisée pour optimiser les processus biologiques (Volke et Nikel, 2018). La délétion de gènes impliqués dans la division cellulaire entraîne des modifications de la morphologie cellulaire. Chez Bacillus subtilis, la protéine SepF, codant pour le septum cellulaire, est impliquée dans la formation du septum et est nécessaire aux étapes ultérieures de la division cellulaire, mais il ne s'agit pas d'un gène essentiel. La suppression des gènes codant pour les hydrolases de glycanes peptidiques chez Bacillus subtilis a entraîné un allongement cellulaire, une augmentation du taux de croissance spécifique et une amélioration de la capacité de production d'enzymes (Cui et al., 2018).
La compartimentation de la voie de dégradation du carbaryl a été proposée pour optimiser la dégradation des souches C5pp et C7 de Pseudomonas (Kamini et al., 2018). Il est suggéré que le carbaryl est transporté dans l'espace périplasmique à travers le septum de la membrane externe et/ou par des porines diffusibles. La CH est une enzyme périplasmique qui catalyse l'hydrolyse du carbaryl en 1-naphtol, un composé plus stable, plus hydrophobe et plus toxique. Localisée dans le périplasme, la CH présente une faible affinité pour le carbaryl, contrôlant ainsi la formation de 1-naphtol et empêchant son accumulation dans les cellules, ce qui réduit sa toxicité (Kamini et al., 2018). Le 1-naphtol résultant est transporté dans le cytoplasme à travers la membrane interne par partitionnement et/ou diffusion, puis hydroxylé en 1,2-dihydroxynaphtalène par l'enzyme à haute affinité 1NH pour un métabolisme ultérieur dans la voie centrale du carbone.
Bien que les micro-organismes possèdent les capacités génétiques et métaboliques nécessaires à la dégradation des sources de carbone xénobiotiques, la structure hiérarchique de leur utilisation (c’est-à-dire l’utilisation préférentielle de sources de carbone simples par rapport aux sources complexes) constitue un obstacle majeur à la biodégradation. La présence et l’utilisation de sources de carbone simples inhibent l’expression des gènes codant pour les enzymes dégradant les sources de carbone complexes/non privilégiées telles que les HAP. Un exemple bien documenté est celui d’Escherichia coli, où le glucose et le lactose sont administrés simultanément : le glucose est utilisé plus efficacement que le lactose (Jacob et Monod, 1965). Il a été démontré que Pseudomonas dégrade divers HAP et composés xénobiotiques utilisés comme sources de carbone. La hiérarchie d’utilisation des sources de carbone chez Pseudomonas est la suivante : acides organiques > glucose > composés aromatiques (Hylemon et Phibbs, 1972 ; Collier et al., 1996). Cependant, il existe une exception. Fait intéressant, Pseudomonas sp. La souche CSV86 présente une structure hiérarchique unique qui lui permet d'utiliser préférentiellement les hydrocarbures aromatiques (acide benzoïque, naphtalène, etc.) plutôt que le glucose et de co-métaboliser ces hydrocarbures avec des acides organiques (Basu et al., 2006). Chez cette bactérie, les gènes impliqués dans la dégradation et le transport des hydrocarbures aromatiques ne sont pas réprimés, même en présence d'une seconde source de carbone comme le glucose ou des acides organiques. Cultivée en milieu contenant du glucose et des hydrocarbures aromatiques, elle présente une sous-expression des gènes de transport et de métabolisme du glucose, les hydrocarbures aromatiques étant utilisés en première phase de croissance exponentielle, tandis que le glucose l'est en seconde phase (Basu et al., 2006 ; Choudhary et al., 2017). Par ailleurs, la présence d'acides organiques n'affecte pas l'expression des gènes impliqués dans le métabolisme des hydrocarbures aromatiques. Cette bactérie est donc considérée comme une souche candidate pour les études de biodégradation (Phale et al., 2020).
Il est bien établi que la biotransformation des hydrocarbures peut induire un stress oxydatif et une surexpression des enzymes antioxydantes chez les micro-organismes. Une biodégradation inefficace du naphtalène, tant en phase stationnaire qu'en présence de composés toxiques, conduit à la formation d'espèces réactives de l'oxygène (ERO) (Kang et al., 2006). Les enzymes dégradant le naphtalène contenant des centres fer-soufre, le fer de l'hème et des protéines fer-soufre est oxydé sous l'effet du stress oxydatif, entraînant l'inactivation des protéines. La ferrédoxine-NADP+ réductase (Fpr), associée à la superoxyde dismutase (SOD), catalyse la réaction d'oxydoréduction réversible entre le NADP+/NADPH et deux molécules de ferrédoxine ou de flavodoxine, piégeant ainsi les ERO et restaurant le centre fer-soufre en situation de stress oxydatif (Li et al., 2006). Il a été rapporté que l'expression de Fpr et de SodA (SOD) chez Pseudomonas peut être induite par le stress oxydatif, et une augmentation des activités de la SOD et de la catalase a été observée chez quatre souches de Pseudomonas (O1, W1, As1 et G1) cultivées en présence de naphtalène (Kang et al., 2006). Des études ont montré que l'ajout d'antioxydants tels que l'acide ascorbique ou le fer ferreux (Fe2+) peut accroître le taux de croissance en présence de naphtalène. Lors de la croissance de Rhodococcus erythropolis en milieu naphtalène, la transcription des gènes du cytochrome P450 impliqués dans la réponse au stress oxydatif, notamment sodA (superoxyde dismutase Fe/Mn), sodC (superoxyde dismutase Cu/Zn) et recA, a été augmentée (Sazykin et al., 2019). L'analyse protéomique quantitative comparative des cellules de Pseudomonas cultivées dans du naphtalène a montré que la régulation positive de diverses protéines associées à la réponse au stress oxydatif est une stratégie d'adaptation au stress (Herbst et al., 2013).
Il a été démontré que les micro-organismes produisent des biosurfactants sous l'action de sources de carbone hydrophobes. Ces tensioactifs sont des composés amphiphiles qui peuvent former des agrégats aux interfaces huile-eau ou air-eau. Ce phénomène favorise la pseudo-solubilisation et facilite l'adsorption des hydrocarbures aromatiques, ce qui conduit à une biodégradation efficace (Rahman et al., 2002). Grâce à ces propriétés, les biosurfactants sont largement utilisés dans diverses industries. L'ajout de tensioactifs chimiques ou de biosurfactants aux cultures bactériennes peut améliorer l'efficacité et la vitesse de dégradation des hydrocarbures. Parmi les biosurfactants, les rhamnolipides produits par Pseudomonas aeruginosa ont fait l'objet de nombreuses études et caractérisations (Hisatsuka et al., 1971 ; Rahman et al., 2002). De plus, d'autres types de biosurfactants incluent les lipopeptides (mucines de Pseudomonas fluorescens), l'émulsifiant 378 (issu de Pseudomonas fluorescens) (Rosenberg et Ron, 1999), les lipides disaccharides de tréhalose de Rhodococcus (Ramdahl, 1985), la lichénine de Bacillus (Saraswathy et Hallberg, 2002), ainsi que le tensioactif de Bacillus subtilis (Siegmund et Wagner, 1991) et de Bacillus amyloliquefaciens (Zhi et al., 2017). Il a été démontré que ces tensioactifs puissants réduisent la tension superficielle de 72 dynes/cm à moins de 30 dynes/cm, ce qui favorise une meilleure absorption des hydrocarbures. Il a été rapporté que les genres Pseudomonas, Bacillus, Rhodococcus, Burkholderia et d'autres espèces bactériennes peuvent produire divers biosurfactants à base de rhamnolipides et de glycolipides lorsqu'elles sont cultivées dans des milieux contenant du naphtalène et du méthylnaphtalène (Kanga et al., 1997 ; Puntus et al., 2005). Pseudomonas maltophilia CSV89 peut produire le biosurfactant extracellulaire Biosur-Pm lorsqu'elle est cultivée sur des composés aromatiques tels que l'acide naphtoïque (Phale et al., 1995). La cinétique de formation de Biosur-Pm a montré que sa synthèse est un processus dépendant de la croissance et du pH. Il a été constaté que la quantité de Biosur-Pm produite par les cellules à pH neutre était supérieure à celle produite à pH 8,5. Les cellules cultivées à pH 8,5 étaient plus hydrophobes et présentaient une plus grande affinité pour les composés aromatiques et aliphatiques que les cellules cultivées à pH 7,0. Chez Rhodococcus spp. Un milieu N6, un rapport carbone/azote (C/N) élevé et une limitation en fer constituent les conditions optimales pour la production de biosurfactants extracellulaires (Mutalik et al., 2008). Des efforts ont été déployés pour améliorer la biosynthèse des biosurfactants (surfactines) par l'optimisation des souches et de la fermentation. Cependant, la concentration de surfactant dans le milieu de culture reste faible (1,0 g/L), ce qui représente un obstacle à la production à grande échelle (Jiao et al., 2017 ; Wu et al., 2019). C'est pourquoi des méthodes de génie génétique ont été utilisées pour améliorer sa biosynthèse. Toutefois, la modification génétique de ces surfactants est complexe en raison de la grande taille de l'opéron (∼25 kb) et de la régulation biosynthétique complexe du système de quorum sensing (Jiao et al., 2017 ; Wu et al., 2019). Plusieurs modifications génétiques ont été réalisées chez la bactérie Bacillus, principalement dans le but d'accroître la production de surfactine par le remplacement du promoteur (opéron srfA), la surexpression de la protéine d'exportation de la surfactine YerP et des facteurs de régulation ComX et PhrC (Jiao et al., 2017). Cependant, ces méthodes de génie génétique n'ont permis d'obtenir qu'une ou quelques modifications génétiques et n'ont pas encore abouti à une production commerciale. Par conséquent, des études complémentaires sur les méthodes d'optimisation basées sur les connaissances sont nécessaires.
Les études sur la biodégradation des HAP sont principalement menées dans des conditions de laboratoire standard. Cependant, sur les sites ou dans les environnements contaminés, de nombreux facteurs abiotiques et biotiques (température, pH, oxygène, disponibilité des nutriments, biodisponibilité du substrat, autres xénobiotiques, inhibition par le produit final, etc.) modifient et influencent la capacité de dégradation des micro-organismes.
La température a un impact significatif sur la biodégradation des HAP. Lorsque la température augmente, la concentration d'oxygène dissous diminue, ce qui affecte le métabolisme des micro-organismes aérobies, car ces derniers ont besoin d'oxygène moléculaire comme substrat pour les oxygénases qui catalysent les réactions d'hydroxylation ou d'ouverture du cycle. On observe souvent qu'une température élevée transforme les HAP initiaux en composés plus toxiques, inhibant ainsi leur biodégradation (Muller et al., 1998).
Il a été constaté que de nombreux sites contaminés par des HAP présentent des valeurs de pH extrêmes, comme les sites contaminés par le drainage minier acide (pH 1 à 4) et les sites de gazéification du gaz naturel/charbon contaminés par des lixiviats alcalins (pH 8 à 12). Ces conditions peuvent sérieusement affecter le processus de biodégradation. Par conséquent, avant d'utiliser des micro-organismes pour la bioremédiation, il est recommandé d'ajuster le pH en ajoutant des produits chimiques appropriés (à potentiel d'oxydoréduction faible à très faible), tels que le sulfate d'ammonium ou le nitrate d'ammonium pour les sols alcalins, ou en chaulant le sol avec du carbonate de calcium ou du carbonate de magnésium pour les sites acides (Bowlen et al., 1995 ; Gupta et Sar, 2020).
L'apport d'oxygène à la zone affectée constitue le facteur limitant la vitesse de biodégradation des HAP. En raison des conditions d'oxydoréduction du milieu, les procédés de bioremédiation in situ nécessitent généralement un apport d'oxygène provenant de sources externes (labour, injection d'air et ajout de produits chimiques) (Pardieck et al., 1992). Odenkranz et al. (1996) ont démontré que l'ajout de peroxyde de magnésium (un composé libérant de l'oxygène) à une nappe phréatique contaminée permettait une bioremédiation efficace des composés BTEX. Une autre étude a examiné la dégradation in situ du phénol et des BTEX dans une nappe phréatique contaminée par injection de nitrate de sodium et construction de puits d'extraction afin d'obtenir une bioremédiation efficace (Bewley et Webb, 2001).