Chapitre II : Devenir des butylétains dans l’environnement
II.4 Dégradation
Les différents composés des butylétains d’origine anthropique (fluorures, oxydes, chlorures …etc) se dissocient pour former des cations hydratés (BuT+) ou des hydroxo-complexes stables (BuTOH) selon la composition physico-chimique de la colonne d’eau, dans laquelle les temps de demi-vie du plus toxique des butylétains (le TBT) sont estimés entre quelques jours et quelque semaines, selon les conditions environnementales de pH, température, turbidité, et luminosité (Berto et al. et al., 2007).
La dégradation de ces composés se fait par des réactions de débutylation oxydative successives jusqu’à la formation de l’étain minéral selon les étapes suivantes (Blunden & Chapman, 1982) :
R4Sn → R3Sn+→ R2Sn2+→ RSn3+→ Sn(IV).
La rupture de la liaison Sn-C peut avoir lieu par l’intermédiaire de plusieurs processus comme l’irradiation par UV (photolyse), par action biologique (la biodégradation), ou chimique (Gianguzza et al., 2012)..
II.4.1 Photolyse
La photolyse par le rayonnement solaire pourrait être la principale voie de dégradation de ces composés dans l’eau. L’énergie de dissociation de la liaison Sn-C est comprise entre 190 et 220 kJ.mol-1. Les radiations UV d’une longueur d’onde inférieure à 290nm, sont facilement absorbées par les butylétains et se rapprochent d’une énergie de 411 kJ.mol-1, ainsi l’absorption de la lumière UV, provoquerait la rupture de la liaison Sn-C (Hoch, 2001; WHO, 1999, 2006; Antizar-Ladislao, 2008).
Navio et al. (1993) ont étudié la photodégradation des butylétains par exposition de ces derniers à une lampe UV émettant des longueurs d’onde comprises entre 185 et 366nm. Ils ont remarqué l’augmentation progressive des concentrations en DBT, MBT, et en étain minéral en fonction du temps d’exposition d’une solution de TBTCl au rayonnement UV, ce qui montre que la photodégradation du TBT se fait par un processus de débutylation successive. L’exposition individuelle du MBT, DBT, et TBT à la source lumineuse a montré la rapidité de la dégradation du MBT en étain minéral (diminution des concentrations initiales au seuil de la limite de détection après 5h d’exposition à la lumière) par rapport à la transformation du TBT en DBT (après 30h d’exposition à la lumière) et de ce dernier en MBT (après 11h d’exposition à la lumière) (Navio et al., 1993).
Les temps de demi-vie du TBTCl après une irradiation par UV sont compris entre une demi- journée à 300nm en présence d’acide fulvique, jusqu’à plus de 18 jours à 350nm et 6 jours en présence d’acide fulvique à la même longueur d’onde (WHO, 1999). Le TBT est lentement dégradé dans l’eau naturelle et distillée exposée à la lumière du soleil en été, avec un temps de demi-vie allant jusqu’à 120 jours (Maguire et al 1983; Walsh et al 1985; WHO 1999; Maguire and Tkacz 1985). D’autres expériences en laboratoire, où une eau d’estuaire contenant du TBT a été exposé au soleil à des concentrations de l’ordre du µg.L-1ont montré des temps de demi-vie compris entre 4 et 15 jours (Seligman et al., 1986; Lee et al., 1987). Il a été démontré que la biodégradation du TBT dans les eaux d’estuaires à des températures hivernales est lente (temps de demi-vie<30 jours) par rapport à une température de 23°C, où le temps de demi-vie observé varie entre deux à quatre
semaines dans l’obscurité et entre une à deux semaines en présence de lumière (Olson et Brinckman.,1986). L’atténuation du rayonnement solaire dans la colonne d’eau avec la profondeur, empêche la photolyse des butylétains à des profondeurs supérieures à 2 m (WHO, 1999).
II.4.2 Biodégradation
Malgré l’inhibition de l’activité biologique à de très faibles concentrations en TBT, certains champignons, bactéries, ou algues sont capables de résister et dans certains cas de dégrader le TBT en dérivés plus simples et moins toxiques en cassant la liaison Sn-C du TBT, ou, au contraire en favorisant une biométhylation aérobie ou anaérobie de certaines formes de l’étain comme le Sn(IV) et le Sn(II) (De Carvalho Oliveira et al., 2010; Gianguzza et al., 2012; Cruz et al., 2015). La biométhylation biotique est due à une variété de bactéries, en particulier les bactéries sulfato- réducrices à partir du mono et diméthylétain et à partir de l’étain inorganique Sn(IV), alors que la biométhylation abiotique de l’étain dans l’environnement aquatique est favorisée à bas pH, et à faible force ionique (Gianguzza et al., 2012).
Des bactéries comme Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas putida C, et Alcaligenes faecalis, et des champignons comme Coniophora puteana, Trametes versicolor et Chaetomium globosum peuvent dégrader le TBT. L’algue verte Ankistrodesmus falcatus transforme complétement le TBT en DBT, MBT, et en Sn(IV). D’autres auteurs ont souligné l’aptitude des sols fertiles à métaboliser le TBT en CO2, avec un temps de demi-vie entre 15 à 20 semaines (Cooney, 1988; Barnes et al., 1973), Reader et al., ont rapporté l’aptitude de la microalgue Skeletonem costatum à dégrader le TBT à 4°C (Reader et al.,1992). Kawai et al. (1998) ont isolé dans une eau de rivière polluée de la ville d’Osaka au Japon, une souche bactérienne permettant la dégradation totale de concentrations en TBT comprises entre 4 et 20µg(Sn).L-1, en présence de nutriments, au bout de 24 h, accompagnée de l’apparition de DBT, MBT et de l’étain inorganique Sn(IV).
Les bactéries gram négatif isolées par Cruz et al. (2007) des eaux de l’estuaire de Ria de Aveiro au Portugal sont plus tolérantes à l’effet biocide du TBT à des concentrations de 3mM par rapport aux bactéries gram positif. En effet, Aeromonas veronii utilise ce composé comme source de carbone et le transforme en ses produits de dégradation qui sont moins toxiques(Cruz et al., 2007. Bernat et Długoński (2009) ont étudié la dégradation du DBT par Streptomyces sp. Leurs résultats ont montré l’aptitude de ce microorganisme à dégrader 90% des concentrations en DBT comprises entre 10 et 40 mg.L-1 en MBT après 1 jour d’incubation. Les mêmes auteurs ont étudié l’aptitude d’une co- culture fongique à dégrader les butylétains. Ils ont montré que le processus de dégradation du TBT par la souche microfongique Cunninghamella elegans passe par une étape intermédiaire de formation d’ Hydroxybutyldibutyltin (OHBuDBT) avant la formation du DBT et du MBT par une deuxième souche microfongique Cochliobolus lunatus. Cette co-culture a permis l’élimination totale de 5mg.L-1 de TBT après 12 jours d’incubation dans un milieu synthétique (Bernat et al., 2013)