#### 2.4.4.2.4 Transformation des NMM dans les sols

Avec la maturation des sols, Navarro *et al.* (2017) estiment que les fullerènes peuvent subir des transformations dans les sols. Navarro *et al.* (2016) ont montré que les fullerènes sont peu minéralisés dans les sols.

Les fullerène ($C_{60}$) peuvent s'oxyder et former des particules dans les sols comme le fullerol ($C_{60}(OH)_x$), ceux-ci sont fortement retenus dans les sols, comme le $C_{60}$. Les transformations des fullerènes pourraient être provoquées par les micro-organismes et les enzymes du sol.

La transformation photochimique des fullerènes du sol serait possible (mais non prouvée) et contrôlée par l'exposition à la lumière, la présence d'oxygène dans le sol, dépendant du type de sol. La MO et l'argile agissent en réduisant la quantité de lumière qui parvient au fullerène par rétention dans le sol et par attachement (Navarro *et al.*, 2017).

#### 2.4.4.2.3 Mobilité des NMM dans les sols

Le devenir des NMM dans le sol dépend des caractéristiques physico-chimiques du sol, qui est un matériau très hétérogène. Les NMM peuvent être immobiles ou s'insérer dans les espaces interstitiels entre les particules du sol grâce à leur petite taille. La force de la sorption des NMM dans le sol dépend de leur taille, de leur composition chimique, des traitements de surface du NMM etc. (Kiser *et al.*, 2010).

Ben-Moshe *et al.* (2010) ont montré que les NMM peuvent être affectés par les propriétés du sol : changement de la présence des substances humiques, de la porosité, de la conductivité hydraulique et des ions, en fonction du type de NMM.

La capacité d'agrégation (homo et hétéro) et de dissolution des NMM dans les sols impacte fortement la mobilité des NMM dans les sols. En effet, l'agrégation limite le transport à cause de l'augmentation de la pression appliquée sur les espaces interstitiels du sol (Lead *et al.*, 2018) mais peut également augmenter la mobilité avec le phénomène d'exclusion de taille (Cornelis *et al.*, 2014). La dissolution permet de transport via l'eau présente dans les espaces interstitiels. Comme expliqué précédemment, la présence de MON provoque l'accumulation des espèces les moins solubles dans les parties superficielles du sol alors que les espèces les plus solubles vont avoir tendance à être mobiles plus profondément dans le sol (Lead *et al.*, 2018).

Le transport est moins important (meilleure rétention) dans les sols limoneux, avec plus d'argile, que dans les sols sablonneux. La charge surfacique et la rugosité du sol impactent la rétention et le transport des NMM. En fonction du pH et du potentiel zéta du NMM, soit la rétention soit le transport a lieu (Rawat *et al.*, 2018). Par exemple, Kim *et al.* (2012) observent que les nano-Fer de valence zéro sont retenus plus facilement sur les surfaces minérales d'argile (kaolinite) que sur les surfaces de taille similaire dans le sable (silice). Lorsque la mobilité de NMM est observée, celle-ci a lieu dans des sols pauvres en matières organiques comme dans le sable ou dans des sols sablonneux (Lead *et al.*, 2018).

L'étude du transport des NMM dans les sols a progressé notamment grâce à l'évolution des méthodes, passant de l'utilisation de phases inertes stationnaires (avec des médias comme des perles de quartz) dans des colonnes (Lecoanet *et al.*, 2004) à l'expérimentation sur les sols naturels (Cornelis *et al.*, 2012 ; 2013). Ceci a permis d'avoir une meilleure compréhension (plus réaliste) des modes de transport des NMM dans les sols. En effet, les sols naturels présentent une composition minéralogique complexe, que certains médias test simples (comme les perles de quartz) ne retranscrivent pas correctement (Wang *et al.*, 2016c).

##### La compression des espaces interstitiels

La formation et la croissance de l'homo et l'hétéro agrégation favorise l'élimination des NMM des espaces interstitiels remplis d'eau et leur rétention dans les matrices solides par une compression physique sur ces espaces interstitiels (Rodrigues *et al.*, 2016). Cette compression est un phénomène physique qui a lieu indépendamment de la composition chimique des NMM (Cornelis *et al.*, 2014).

Cornelis *et al.* (2012) ont observé l'hétéro-agrégation de NMM avec des particules d'argile, suivie d'une compression des espaces interstitiels, provoquant la rétention des NMM dans des sols à texture fine. Lorsque le pH est en dessous de la valeur de PCZ des argiles minérales, la rétention des NMM
dans la matrice solide est augmentée, réduisant leur disponibilité aux organismes du sol. L'homo et l'hétéro-agrégation augmentent la probabilité de compression (Cornelis et al., 2014).

La rétention des NMM est plus forte dans les sols à texture fine, dont les espaces interstitiels sont petits. La compression de ces espaces peut être augmentée par la présence de solides naturels organiques et inorganiques. Ces solides naturels ont une surface réactive, qui peut interagir avec les NMM (Rodrigues et al., 2016).

## Exclusion de taille

Les colloïdes larges ou les agrégats de colloïdes avec des NMM qui sont exclus des petits espaces interstitiels sont transportés dans les espaces plus larges. Cette **exclusion de taille** est un mécanisme suggéré pour les NMM si l'accès entre agrégats n'est pas possible.

Cette exclusion est plus développée dans les sols où les espaces interstitiels sont des macropores. Les sols sont souvent insaturés. Les macropores sont les premiers non remplis d'eau, dans ce cas le transport via la phase aqueuse dans les sols insaturés est limité aux espaces interstitiels très petits et tortueux. Les NMM ne sont pas seulement retenus dans les interfaces solide-liquide des sols insaturés mais également aux interfaces liquide-air et air-solides, ce qui réduit significativement la mobilité de la plupart des NMM (Cornelis et al., 2014).

Ces sols insaturés impliquent qu'une phase gazeuse soit également présente dans les espaces interstitiels, ce qui introduit des mécanismes supplémentaires de rétention et de transport comme l'attachement à l'interface air-eau et la compression de l'eau (Wang et al., 2016c). Les NMM peuvent également être retenus dans les sites d'interface entre les 3 phases (solide-eau-air) dans des conditions insaturées. Le transport dans les sols insaturés est plus complexe que dans les sols saturés. Les études montrent que la rétention dans les media poreux est plus importante lorsque la présence d'eau dans le sol est moins importante. En effet, Liu et al. (2013) Zhang et al. (2012) et Chen et al. (2008) ont montré que la rétention des $C_{60}$, des oxydes de graphène, et des nano-TiO$_2$ respectivement dans les sols insaturés est plus importante.

Une quantité d'eau moins importante ne garantit toutefois pas forcément une forte rétention des NMM dans les médias poreux. Tian et al. (2011) ont montré que les NTC sont fortement mobiles dans les sols saturés et insaturés, sauf dans des conditions d'humidité extrêmement faible. Ils attribuent la mobilité des NTC multicouches dans des conditions de sol insaturé à l'absence d'attachement aux surfaces air-eau. Mekonen et al. (2013) montrent également que la mobilité des NTC multicouches ne dépend pas de la présence d'eau dans le sol.

Le schéma de la Figure 58 présente les mécanismes de rétention des NMM dans les sols insaturés (Wang et al., 2016c).

<figure><img src="image_73.png" /><figcaption>Figure 58. Schéma de la rétention des NMM dans les sols insaturés (adapté de Wang et al., 2016c).</figcaption></figure>

## Le dépôt / la rétention des NMM dans les sols

La rétention dans les sols est toujours plus importante dans les sols naturels que dans les sols homogènes et plus importante dans le cas des colloïdes plus larges dans des conditions similaires. Les NMM chargés négativement se déposent favorablement sur des petits sites d'argile ou avec les oxydes d'aluminium et de fer, alors que les colloïdes naturels chargés négativement, plus grands, rencontrent des surfaces plus larges souvent chargées négativement. Les NMM les plus petits sont
plus sujets à la rétention car ils peuvent facilement se loger dans les petits espaces laissés par les particules précédentes, alors que les particules plus larges sont bloquées, ce qui rend le dépôt moins probable (Cornelis et al., 2014).

L'efficacité de collision est la probabilité qu'un NMM ou un colloïde qui s'approche d'une paroi soit attaché par diffusion brownienne ou par interception directe ou par sédimentation gravitationnelle aussi appelé dépôt ou rétention (Cornelis et al., 2014). Le mouvement brownien est plus intense pour les particules de petites tailles comme les NMM. L'interception a lieu quand une partie du NMM ou du colloïde rencontre la paroi. La sédimentation gravitationnelle a lieu avec des particules plus lares ou des agrégats plus grands que 1 µm (Cornelis et al., 2014). La collision augmente la taille des NMM et forme des agglomérats (Pachapur et al., 2016).

Cette efficacité de collision dépend des interactions électrostatiques entre la particule déposée et la surface. Le dépôt est favorable quand la barrière répulsive est faible ou inexistante. Ceci est le cas pour les NMM hydrophiliques lorsque la force ionique est proche de la constante de dépôt critique (caractéristique d'une combinaison d'une particule et une surface). Le dépôt est favorable également si les surfaces ont une charge opposée. Dans le cas des NMM carbonés, les interactions hydrophobiques fortes sont favorables à la dépôt (Cornelis et al., 2014).

Le dépôt des NMM a lieu via l'agrégation irréversible ou l'agglomération réversible (Pachapur et al., 2016). Le dépôt serait un phénomène d'importance similaire à l'homo- et l'hétéro-agrégation (Cornelis et al., 2014).

Les MON contribuent également à la rétention des NMM métalliques et leurs agrégats dans la matrice du sol par attraction électrostatique et échange de ligands. La force de cette capacité de rétention dépend de la charge surfacique des NMM comme sur les composés organiques des AH et AF, comme évoqué précédemment (Rodrigues et al., 2016).

La présence de revêtement sur les NMM peut modifier la mobilité des NMM dans les sols. En effet, Hoppe et al. (2016) montrent que les nano-Ag ne sont pas totalement retenus dans les sols lorsqu'ils sont stabilisés grâce au revêtement. De même Han et al. (2017) montrent que les revêtements organiques stabilisateurs des NTC augmentent leur mobilité dans le sable.

## Nano-ZnO

Barton et al. (2015) ont modélisé le devenir des NMM dans le sol après épandage des boues les contenant. Leur modèle a pour but de réaliser un bilan massique afin de prédire la quantité de NMM associés avec les biosolides. Les auteurs reportent qu'une fraction très petite (1 %) des nano-ZnO pourrait potentiellement être lixivée. Barton et al. (2015) considèrent donc que les nano-ZnO ont une mobilité limitée dans les sols. Ceci est confirmé par Zhao et al., (2012) qui montrent qu'à plusieurs valeurs de forces ioniques du sol, les nano-ZnO ne sont pas mobiles (Zhao et al., 2012).

La rétention maximum des nano-ZnO dans les sols est estimée inférieure aux concentrations du milieu de base. Cela suggère que la charge de Zn par les nano-ZnO est insignifiante comparée aux concentrations initiales (Barton et al., 2014).

Les différences d'impact entre les Zn présents naturellement et ceux sous forme de NMM ne sont pas actuellement connues (Barton et al., 2014).

Les matrices aqueuses complexes situées dans les espaces interstitiels du sol peuvent contribuer à la stabilisation des nano-ZnO lorsque la force ionique est forte. Ceci provoque une augmentation de l'agrégation et de la sédimentation des nano-ZnO (Zhou et al., 2015).

## Nano-FeOx

Les nano-FeOx sont considérés comme peu mobiles, et restent là où ils ont été appliqués, dans les sols à cause de la faible solubilité des nano-FeOx et leur préférence pour l'adhésion aux particules du sol.

## Ag

Colman et al. (2013) reportent que la majorité de l'argent, qu'il soit sous forme de NMM ou sous forme de sel de nitrate, appliqué aux sols via les boues, se retrouve dans la partie supérieure des sols, c'est-
à-dire entre 0 et 1 cm de profondeur. De plus, les concentrations mesurées décroissent avec l'augmentation de la profondeur. Les nano-Ag seraient donc peu mobiles.

Wang *et al.* (2015) indiquent que la mobilité des nano-Ag avec revêtement PVP augmente avec le pH, la capacité d'échange ionique et le contenu de MO dans le sol, alors que la présence d'oxyde de fer, de calcium et de potassium diminue cette mobilité.

La rétention des nano-Ag est plus importante (supérieure à 85 %) via hétéro-agrégation avec les minéraux sauf pour la silice et la rétention tend à augmenter avec les minéraux dans l'ordre : ferrihydrite, smectite, illite, kaolinite, goethite and allophane. La rétention des nano-Ag augmente avec la diminution du pH car l'homo et l'hétéro-agrégation ont lieu. Hoppe *et al.* (2016) ont montré que les minéraux de fer et d'argile ont un potentiel de rétention des nano-Ag dans certaines conditions de pH, même si la rétention n'est pas totale (Hoppe *et al.*, 2016).

### NTC et fullerènes

Les NTC sont retenus dans les sols à cause de leur fort rapport hauteur/largeur, provoquant une compression. Les fullerènes sont également retenus dans les sols, à cause des interactions avec la MON, de l'absence d'espèces qui stabilisent les $C_{60}$ dans les phases aqueuses où ils pourraient être transférés (Navarro *et al.*, 2013). Navarro *et al.* (2015; 2017) montrent que les fullerènes sont généralement bien retenus dans les sols, principalement grâce à la présence de carbone organique. Les biosolides qui sont riches en carbone organique et en argile peuvent augmenter la rétention des $C_{60}$ dans les sols (Navarro *et al.*, 2017). La mobilité des fullerènes est limitée dans la plupart des sols naturels et la quantité de $C_{60}$ retenu dans la phase fixe augmente grâce à la séquestration physico-chimique et à la transformation de $C_{60}$ par les micro-organismes (Navarro *et al.*, 2017).

### Nano-TiO$_2$

Des nano-TiO$_2$ ont été identifiés dans les premiers 30 cm du sol d'une surface agricole, sur laquelle est appliqué des biosolides sur le long terme (Yang *et al.*, 2014).

Le transport des nano-TiO$_2$ a été étudié dans les sols homogènes saturés collectés dans différentes régions du monde, dans des colonnes. La distance de transport des nano-TiO$_2$ varie entre 41,3 et 370 cm, suggérant que le transport jusqu'aux eaux souterraines est possible (Fang *et al.*, 2009).

Dans des sols riches en MO, Khan *et al.* (2016) montrent que les nano-TiO$_2$ sont transportés efficacement : entre 51 et 91 % de mobilité.

<table><caption>Tableau 40. Tests de rétention et de mobilité des NMM dans les sols (adapté de Cornelis *et al.*, 2014 et complété).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Type de test</td><td>Principales tendances</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ag avec revêtement PVP – 40 nm</td><td>Rétention de 16 sols</td><td>La rétention des NMM augmente avec le contenu d'argile granulométrique</td><td>Cornelis et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag avec revêtement PVP – 40 nm</td><td>Colonnes saturées de 11 sols</td><td>La rétention des NMM est plus élevée avec une forte teneur en oxalate d'aluminium extractible et une teneur en carbone organique faible</td><td>Cornelis et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag avec revêtement citrate – 30 nm</td><td>Colonnes saturées de 3 mélanges de fraction de sols saturés et de sable</td><td>La rétention des NMM augmente avec la fraction d'argile granulométrique, réduit avec l'addition d'acide humique ou la pré-lessivage de chlorures</td><td>Sagee et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag sans et avec revêtement citrate – 19 nm / 5 nm</td><td>Sols agricoles naturels insaturés riches en minéraux et en contenu organique</td><td>Mobilité plus importante pour tous les types d'argent dans les sols minéraux. Le revêtement citrate montre une plus grande mobilité mais la fraction bioaccessible des Ag sans revêtement.</td><td>Coutris et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag stabilisés stériquement et</td><td>Sols avec plusieurs types</td><td>La rétention augmente avec l'acidité. La rétention est cependant incomplète à cause du revêtement</td><td>Hoppe et al.,</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Type de test</td><td>Principales tendances</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td>fonctionnellement</td><td>de minéraux (ferrihydrite, smectite, illite, kaolinite, goethite silice et allopiane)</td><td>qui procure stabilité et donc mobilité aux nano-Ag.</td><td>2016</td></tr><tr><td>Ag revêtement polymère</td><td>Colonnes avec un média saturé</td><td>Augmentation de la rétention lors de l'augmentation de la force ionique. Interactions augmentée lors de la présence de Ca2+ (le cation sert de lien entre l'argile et le NMM).</td><td>Adrian et al., 2018</td></tr><tr><td>Al sans revêtement – 50, 80 et 120 nm</td><td>Colonnes saturées de sols limoneux et sablonneux</td><td>Rétention des NMM plus importante dans les sols limoneux et plus importante pour les particules chargées positivement. Diminution de la rétention lors de l'addition de phosphate.</td><td>Darlington et al., 2009</td></tr><tr><td>Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub>, TiO<sub>2</sub> et SiO<sub>2</sub></td><td>Colonnes saturées de sables, de craie et de grains de dolomite</td><td>Les nano-Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub> et nano-TiO<sub>2</sub> sont transportés facilement à travers la craie et le média de dolomite poreux. Le sable transporte moins facilement les NMM. La mobilité dans un média poreux dépend de la charge surfacique et de la rugosité et du dépôt des NMM.</td><td>Bayat et al., 2015</td></tr><tr><td>ZnO sans et avec revêtement citrate – 10 nm</td><td>Colonnes saturées de sol sablonneux et sablonneux-limoneux</td><td>Rétention des NMM plus importante dans les sols limoneux et plus importante lorsque la salinité augmente. Les nano-ZnO avec revêtement de citrate ont une mobilité plus importante que les nano-ZnO sans revêtement.</td><td>Zhao et al., 2012</td></tr><tr><td>Boites quantiques de CdSe – revêtements d'acide polyacrilique 5 nm – et boites quantiques CdTe avec revêtement octadecylamine 9 nm</td><td>Sable homogène saturé Sable limoneux</td><td>Rétention des NMM plus importante dans les sables limoneux et augmentation de la rétention avec l'augmentation de la salinité. Les différents revêtements interagissent différemment avec les composants du sol dans le sable limoneux.</td><td>Quevedo and Tufenkji, 2012</td></tr><tr><td>C<sub>60</sub> – sans revêtement</td><td>Colonnes saturées avec du sol sablonneux et du sable</td><td>Rétention des NMM est plus importante dans les sols sablonneux que dans le sable. Augmentation de la rétention avec l'augmentation de la salinité</td><td>Zhang et al., 2012</td></tr><tr><td>C<sub>60</sub> – sans revêtement</td><td>Colonnes saturées avec 2 sols</td><td>Rétention des NMM augmente avec l'argile granulométrique et le contenu en matière organique – diminution de la rétention avec l'addition d'acides humiques dissouts</td><td>Wang et al., 2010</td></tr><tr><td>Oxydes de Graphène</td><td>Colonnes saturées et insaturées avec sable</td><td>L'augmentation de la force ionique augmente la rétention des oxydes de graphène. La quantité d'eau joue également un rôle dans la rétention. Les OG ne s'attachent pas à l'interface air-eau.</td><td>Liu et al., 2013</td></tr><tr><td>NTC – revêtement carboxyle</td><td>Colonnes saturées de sol sablono-limoneux</td><td>Augmentation de la rétention des NMM avec l'augmentation de la salinité. Augmentation de la compression.</td><td>Jaisi and Elimelech, 2009</td></tr><tr><td>NTC multicouches revêtement de méthylecellulose et d'amidon</td><td>Colonnes saturées de sable</td><td>Augmentation du transport lorsque les NMM sont avec le revêtement. Le revêtement de méthylecellulose réduit plus fortement le dépôt.</td><td>Han et al., 2017</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub> and Sb<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>Sols naturels de zone humide</td><td>Les NMM chargés négativement sont plus transportés. Le transport se fait via les espaces interstitiels remplis d'eau.</td><td>Duester et al., 2017</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Type de test</td><td>Principales tendances</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td></td><td></td><td></td><td>2011</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub> avec et sans revêtement</td><td>Colonnes saturées de 3 types de sols naturels</td><td>Les NMM chargés positivement montrent une rétention plus importante que les NMM sans revêtement. Seulement les agglomérats isolés sont transportés. Pas de corrélation claire entre le pH et la teneur en argile et la mobilité des NMM.</td><td>Kuhlbusch et al., 2012</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Colonnes saturées de 3 sols naturels différents</td><td>Les NMM chargés positivement sont plus retenus dans les sols. Seulement les agglomérats isolés sont transportés.</td><td>Nickel et al., 2013</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Colonnes de différents sols.</td><td>Le nano-TiO<sub>2</sub> est transporté efficacement avec la présence de MOD et si la force ionique est faible. Les NMM peuvent rester retenu dans le sol dans MOD. La distance estimée varie de 45,03 à 625,86 cm en fonction des conditions (MOD et pH).</td><td>Khan et Sengül, 2016</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Colonnes de différents sols avec 3 types de tensioactifs.</td><td>Rétention augmentée en présence des 3 tensioactifs (Triton X-100 (TX-100), sulfonate de sodium dodecylbenzène (SDBS) et bromide cationique cetyl trimethylammonium (CTAB)) - Cette diminution de la mobilité est amplifiée lorsque la force ionique augmente en présence de TX-100 et CTAB. Mobilité augmentée lorsque la force ionique augmente en présence de SDBS.</td><td>Sun et al., 2015</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub> sans revêtement – 35 nm</td><td>Colonnes saturées de 12 sols saturés empilés.</td><td>La rétention des NMM augmente avec l'augmentation du contenu d'argile et la salinité</td><td>Fang et al., 2009</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Sable et Kaoline</td><td>Les nano-CeO<sub>2</sub> chargés positivement s'attachent plus aux kaolines et sont donc mieux retenus dans le sol que les nano-CeO<sub>2</sub> chargés négativement qui s'attachent difficilement au sable.</td><td>Zhang et al., 2018</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub> sans revêtement – 130 nm</td><td>Rétention de 16 sols</td><td>La rétention des NMM augmente avec le contenu en argile et diminue avec l'augmentation des concentrations de phosphate dissout.</td><td>Cornelis et al., 2011</td></tr></tbody></table>

### 2.4.4.2.8 Impact des NMM sur les sols

Les NMM peuvent affecter la compression du sol et la force qui s'appliquent sur les agrégats. Lors de leur expérience, Bayat et al. (2018) ont étudié ces paramètres en présence de nano-Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub> et nano-MgO à respectivement 0, 1, 3 et 5 % de masse sèche. Ils observant que la densité du sol augmente de 0,02 à 0,04 g/cm<sup>3</sup> avec l'augmentation du niveau de fer mais la densité diminue de 0,02 et 0,08 g/cm<sup>3</sup> avec augmentation de la quantité de Mg. La résistance à la traction des sols est également modifiée par la présence des NMM (Bayat et al., 2018).

### 2.4.4.2.9 Conclusion

Malgré les avancées réalisées en termes de développement des recherches sur le comportement et le devenir des NMM dans les sols, il reste encore de nombreuses lacunes. Ceci est dû au manque de capacité analytique, de modélisation, de réalisation d'études sur le terrain, à cause de la complexité des phénomènes qui ont lieu dans le sol. Une des plus grandes lacunes est le manque de données sur les concentrations de NMM dans les sols (Cornelis et al., 2014).

La mobilité des NMM dans les sols dépend des caractéristiques physico-chimiques du sol et des NMM. En général, la présence d'argile et/ou une humidité faible (Wang et al., 2016c) augmente la rétention des NMM. Le phénomène d'agrégation (homo et hétéro) dépend du pH et de la force ionique des sols, ainsi que de la présence ou pas de revêtements stabilisateurs des NMM. La MOD modifie les propriétés des NMM notamment la charge surfacique en étant adsorbée à leur surface. Elle modifie donc les comportements des NMM. Les NMM peuvent également interagir avec d'autre polluants organiques ou inorganiques du sol et favoriser ou non leur mobilité dans les sols.
Il existe des effets spécifiques aux NMM par rapport aux particules plus larges de la même espèce ou aux particules sous forme ionique, notamment en termes de devenir, de biodisponibilité, et de toxicité. Ce n'est néanmoins pas consistent pour toutes les espèces de NMM et tous les processus (Lead et al., 2018).

L'accumulation dans le sol des NMM sur le long terme peut présenter un risque de pollution des eaux souterraines sur le long terme (Rajput et al., 2018) par transfert dans les eaux intersitielles, qui avec le temps ruissellent aux réservoirs d'eaux souterraines.

La figure ci-dessous résume les mécanismes principaux des NMM dans les sols ainsi que les paramètres d'influence (Rawat et al., 2018).

<figure><img src="image_74.png" /><figcaption>Figure 59. Mécanismes des NMM dans le sol et les facteurs d'influence de leur comportement (Rawat et al., 2018).</figcaption></figure>

### 2.4.4.3 Impact des NMM sur le vivant

Les études sur l'impact (toxicité et biodisponibilité) des NMM sur les organismes du sol sont plus fréquentes depuis les 10 dernières années. Cependant, ces études restent moins courantes que celles sur les organismes aquatiques. Les expériences sur les organismes terrestres sont principalement faites dans des conditions artificielles d'exposition comme les cultures hydroponiques (Lead et al., 2018). Dans ce paragraphe sont évoqués les impacts des NMM, issus des boues de STEP et transférés dans le sol, sur la faune et la flore du sol.

La faune du sol est composée d'une grande diversité d'être vivants. A la base, se trouvent les micro-organismes qui colonisent les matières végétales mortes, fabriquant ainsi de l'humus et libérant les éléments nutritifs (azote, phosphore, carbone, etc.). L'impact des NMM sur ces micro-organismes est évoqué dans le paragraphe 2.4.4.3.1 Impact des NMM sur les micro-organismes du sol. Ensuite les décomposeurs primaires, principalement les vers de terre et gastéropodes, se nourrissent de matières végétales mortes. Les décomposeurs secondaires (collemboles, acariens, etc.) vont se nourrir de matières préalablement décomposées, de particules d'humus et d'excréments de micro-organismes. Parmi les êtres vivants du sol, sont également présents les prédateurs, qui se nourrissent des animaux vivants. Les conséquences de l'exposition aux NMM via l'épandage sont évoquées dans le paragraphe 2.4.4.3.2 Impact des NMM des boues des STEP sur les invertébrés. Dans le cadre de cette étude, les impacts des NMM liés à l'épandage des boues sur la faune se limitent à ces êtres vivants composants la faune du sol. Ces différentes espèces sont interdépendantes.
La flore référencée dans la littérature, dans le cadre de ce présent rapport, est essentiellement constituée de plantes destinées à la culture et à la consommation. Les études réalisées sur l'impact des NMM sur les plantes sont présentées au paragraphe 2.4.4.3.3 Impact des NMM des boues sur les plantes dans le cadre d'un épandage.

### 2.4.4.3.1 Impact des NMM sur les micro-organismes du sol

Les micro-organismes du sol c'est-à-dire les champignons, les bactéries et les archaea, tirent leur énergie des composés organiques et inorganiques du sol. Leur rôle est primordial dans le sol : en décomposant la MO, ils permettent de fixer l'azote atmosphérique, de fournir les minéraux. Ils peuvent également s'attaquer aux organismes vivants pathogènes et parasites pour certains décomposeurs primaires et secondaires. Ces micro-organismes sont une source de nourriture pour de nombreux animaux du sol. Les champignons sont les premiers colonisateurs des feuilles mortes et permettent de minéraliser notamment le carbone dans le sol (McKee et Filser, 2016).

Les champignons mycorhiziens peuvent établir une association symbiotique avec le système racinaire. Cette symbiose permet de stimuler la croissance végétale. Les filaments fongiques forment un réseau atour de la racine ou pénètrent les cellules des racines. Les filaments fongiques ont une grande surface qui absorbe les minéraux et l'eau du sol en plus grande quantité que les racines. Le champignon fournit à la plante ses minéraux et l'eau et en retour, les racines fournissent les sucres et les composés azotés au champignon.

L'exposition des micro-organismes aux NMM notamment métalliques serait un risque étant donnée la fonction antibactérienne de certains NMM comme le nano-Ag ou le nano-Cu (McKee et Filser, 2016).

L'état actuel des recherches suggère que les NMM provoquent de nombreux effets néfastes et toxiques pour les micro-organismes (Part et al., 2018). Des réductions importantes de la communauté microbienne des sols traités avec des biosolides contenant des NMM ont été reportées par plusieurs études. Les effets pourraient être plus importants par rapport aux sols traités avec des boues contenant les équivalents des formes dissoutes et macro (Chen et al., 2015 ; Judy et al., 2015). D'autres auteurs considèrent cependant que la réponse de la population microbienne des sols à la suite de l'exposition à certains NMM métalliques et aux sels métalliques (Zn et Ag) est très similaire, la taille des particules n'augmentant pas leur toxicité (Durenkamp et al., 2016).

Dimkpa et al. (2014) reportent des perturbations de la population microbienne en présence de nano-CuO, nano-ZnO, nano-CeO₂, nano-Fe₃O₄, nano-SnO₂ et nano-Ag. Simonin et Richaume (2015) arrivent à des conclusions similaires pour le nano-Ag, le nano-CuO et nano-ZnO mais contrastées pour le nano-Fe₃O₄. Ils reportent en plus les effets négatifs des nano-Fe de valence zéro et les nano-TiO₂ dans certains types de sol.

L'impact sur les micro-organismes peut provoquer une diminution de leur fonction au sein de l'écosystème : par exemple Pradhan et al. (2011) ont montré que l'exposition aux nano-CuO et au nano-Ag provoque une diminution du taux de décomposition des feuilles par une diminution des microbes décomposant ces feuilles. Rashid et al. (2017) ont montré qu'une exposition aux nano-ZnO (1 000 mg/kg) provoque une diminution de l'efficacité de la minéralisation du carbone et de l'azote de 130 et 122 % respectivement.

La première partie ci-après présente les interactions et les modes d'assimilation des NMM par les micro-organismes du sol, le deuxième paragraphe détaille les mécanismes de toxicité des NMM sur les micro-organismes, le dernier paragraphe relate les impacts sur l'abondance, la structure et la diversité, et l'activité des communautés microbiennes du sol.

Étant donnée la grande diversité de micro-organismes existants dans le sol et de la multitude de NMM qui se déversent dans les sols, les données répertoriées ci-dessous présentent uniquement un aperçu des conséquences que peuvent avoir certains NMM sur certains types de micro-organismes. Il est néanmoins difficile de définir un mécanisme global et de généraliser les résultats, obtenus dans des conditions opératoires spécifiques.
### 2.4.4.3.1.1 Interaction des NMM avec les micro-organismes et assimilation des NMM

#### Bactéries

À cause de leur surface chargée négativement, certaines bactéries sont d'excellents sites de sorption pour les NMM (McKee et Filser, 2016). Par exemple, les bactéries à Gram négatif *E. Coli* tendent à s'associer avec les $C_{60}$, à cause des propriétés de leurs membranes cellulaires (Part *et al.*, 2018). L'interaction des bactéries à gram négatifs ou positifs varie en fonction du type de NMM.

Priester *et al.* (2009) et Werlin *et al.*, (2011) ont montré que la bactérie *Pseudomonas aeruginosa* peut assimiler des boites quantiques (BQ) de Cadmium sélénite (BQ-CdSe) contenues dans le média contenant 75 mg/l de BQ-CdSe.

Aucune internalisation ou sorption sur les membranes cellulaires n'a été détectée lors de l'étude de l'impact du nano-Ag et nano-Ag sulfuré sur le micro-organisme du sol *Bactilius Subtilis* (Eymard-Verlain *et al.*, 2018). Ils suggèrent cependant que les micro-organismes participent à la sulfuration des nano-Ag dans un système aérobique comme les sols insaturés, ce qui affecte la biodisponibilité de l'Ag. Ils observent que le sécrétome, molécule sécrétée par *B. subtilis*, provoque une sulfuration partielle ce qui provoque la formation d'une structure noyau/enveloppe Ag-Ag₂S (Eymard-Verlain *et al.*, 2018).

Peu d'études sont référencées sur l'assimilation directe et la bioaccumulation des NMM par les bactéries. Ceci pourrait être dû à une focalisation des recherches sur les effets antimicrobiens des NMM et sur le fait que la plupart des bactéries ont un cycle de vie relativement court et sont donc individuellement exposées pendant une courte période et ont de forts taux de mutation, qui leur permettent une adaptation rapide (McKee et Filser, 2016).

L'assimilation des NMM par les micro-organismes dépend du pH et du taux de dissolution des NMM (Pachapur *et al.*, 2016).

#### Champignons

Le champignon de sol *Penicillium solitum* peut accumuler les BQ-CdSe associées avec des acides aminés. Sans ces acides aminés, aucune assimilation n'a été observée (Whiteside *et al.*, 2009).

De nombreux champignons peuvent accumuler des métaux (comme l'Ag, le Cd, le Fe, Zn etc.). L'accumulation des NMM métalliques dans les champignons pourrait donc être possible mais les recherches sur le sujet sont rares (McKee et Filser, 2016).

### 2.4.4.3.1.2 Mécanismes de toxicités des NMM sur les micro-organismes

Certains NMM ont des activités antimicrobiennes, à cause de leurs propriétés spécifiques à leur taille. Plusieurs analyses bibliographiques reportent les effets toxiques des NMM sur les micro-organismes du sol. Toutes s'accordent à mettre en avant que les effets dépendent des caractéristiques du NMM (taille, revêtement, etc.) et de l'état dans lequel le NMM se trouve (aggloméré, dissout, etc.) (McKee et Filser, 2016). Il est donc difficile d'extrapoler les résultats d'une étude réalisée avec un type particulier de NMM dans une configuration spécifique avec un revêtement stabilisant variant.

La toxicité sur les micro-organismes dépend du mode d'assimilation par la cellule (Pachapur *et al.*, 2016). Les études toxicologiques sur les microbes suggèrent qu'il existe plusieurs mécanismes de toxicité des NMM :

- la sorption à la surface d'une cellule et son assimilation ;

La membrane cellulaire est un site accessible pour les NMM. Une fois les NMM à la surface de la membrane cellulaire, ils y pénètrent s'ils sont inférieurs à 50 nm environ. La taille du NMM impacte l'interaction avec la surface. Plus le NMM est petit, plus de NMM sont exposés à la surface et donc plus peuvent interagir avec les cellules bactériennes. Les NMM peuvent provoquer des dommages physiques et chimiques aux membranes cellulaires. L'interaction physique peut altérer la structure et les fonctions des protéines (Mohanty *et al.*, 2014).

- la dissolution des NMM provoquant le rejet d'ions toxiques ;
Les NMM dissouts dans le sol sont directement absorbés par plusieurs micro-organismes. Une fois à l'intérieur ils affectent la conductivité du cytoplasme de la cellule (Samanta et Mandal, 2017).

- la translocation à des organes cibles, l'oxydation des composants cellulaires et la génération d'espèces réactives dérivés de l'oxygène (DRO) (Part et al., 2018);

Les impacts indirects proviennent de la production de DRO par les NMM, qui oxydent les composants de la membrane cellulaire et provoquent sa perméabilité. Les NMM capables de pénétrer la membrane cellulaire provoquent des perturbations aux protéines et au noyau. La production de DRO à l'intérieur de la cellule peut également provoquer des dommages au niveau de l'ADN (Mohanty et al., 2014).

- l'assimilation via endocytose et la phagocytose (Pachapur et al., 2016).

Ces mécanismes sont schématisés dans la Figure 60.

<figure><img src="image_75.png" /><figcaption>Figure 60. Mécanismes de toxicité des NMM sur les bactéries (Samanta et Mandal, 2017).</figcaption></figure>

Les mécanismes de toxicité et liés à l'activité antibactérienne ne sont pas encore totalement établis (McKee et Filser, 2016).

## Nano-Ag et sa forme sulfuré

Même si les nano-Ag sont totalement sulfurés avant le passage dans les STEP (lors du passage dans les conduites d'évacuation par exemple), ils demeurent biodisponibles aux micro-organismes dans les boues (Schlich et al., 2018). La toxicité pourrait être due au rejet d'ions car les Ag₂S formés ne seraient pas totalement sous forme cristalline et donc plus solubles (Kraas et al., 2017 ; Schlich et al., 2018).

Les nano-Ag₂S dans les boues provoquent entre 40 et 55 % d'inhibition de l'activité enzymatique à partir de 60 jours dans le sol (Schlich et al., 2018).

De plus, les nano-Ag s'oxydent et sont sulfurés dans le sol (Shah et al., 2014). Ces transformations s'accompagnent par des changements de la communauté bactérienne en fonction du temps et seraient une réponse au changement d'état chimique de l'argent (Shah et al., 2014). Cette réduction de la biomasse microbienne et les changements dans l'activité microbienne seraient probablement dus au rejet d'ion argent issus de nano-Ag partiellement sulfurés (Colman et al., 2013).

Les effets du nano-Ag dans les boues se déclarent avec un délai plus long (au bout de 100 et 140 jours) que si les nano-Ag sont appliqués directement dans le sol. Les effets sont du même ordre de grandeur (Schlich et al., 2013 et 2018). Le délai avec lequel les effets apparaissent est dû à la sorption des nano-Ag dans les boues et au rejet lent des ions argent quand les boues se dégradent lentement.

Dans les boues de STEP méthanisées et dans les boues déshydratées, les NMM à base d'Ag impactent de manière identique l'activité des bactéries oxydantes de l'ammonium.
Il existe encore des controverses concernant la détoxification réelle des nano-Ag par la sulfuration, la stabilité sur le long terme du Ag₂S et la fraction de Ag₂S non stable, étant donné que certaines études indiquent que même les nano-Ag sulfurés peuvent provoquer des effets toxiques (Schlich *et al.*, 2018).

Bien que les différentes formes des nanomatériaux d'argent sulfurés soient considérées comme faiblement solubles et peu biodisponibles, des effets toxiques ont été observés sur les microorganismes du sol, notamment sur les bactéries oxydantes de l'ammonium (Kraas *et al.*, 2017), quel que soit le traitement subi par les boues (déshydratation et/ou méthanisation) (Schlich *et al.*, 2018).

### Nano-Cu

Le rejet d'ion Cu des nano-Cu est considéré par Lofts *et al.* (2013) comme la cause de la mort des bactéries (à la fois pathogènes et bénéfiques). De plus, les nano-CuO sont toxiques pour les bactéries du sol. Concha-Guerrero *et al.* (2014) ont observé la formation de cavités, de trous, de dégradation de la membrane, d'aspérités et de lyse dans les cellules des bactéries du sol isolées.

La toxicité des NMM dépend du type de NMM, de sa concentration, de son revêtement, du type de sol auquel il est appliqué, du type de boues dans lequel il est incorporé et également du type de microorganismes. Ainsi, les résultats des études sur les effets des NMM sur les bactéries à gram positifs et négatifs sont contrastés : Pawlett *et al.* (2013) ont reporté des effets bactéricides du nano-Fer de valence zéro sur les bactéries à Gram positif dans le sol, alors que les nano-Ag ont un effet plus important sur les bactéries à gram positif que à gram négatif et les nano-Cu affectent les deux types (McKee et Filser, 2016).

La grande diversité de micro-organismes dans le sol rend difficile, voire impossible, la généralisation des impacts des NMM sur les micro-organismes du sol. La connaissance des mécanismes de toxicité des NMM sur les champignons et les archaea est très limitée (McKee et Filser, 2016).

### 2.4.4.3.1.3 Impact des NMM sur l'abondance, la diversité et la structure de la communauté des microorganismes

La majorité des études sur les activités antimicrobiennes des NMM ont été réalisées à l'échelle d'une cellule et à l'échelle d'une population spécifique. Il est cependant important de comprendre l'influence des NMM à l'échelle des communautés microbiennes du sol. En effet, les NMM peuvent impacter la communauté bactérienne du sol (Ben-Moshe *et al.*, 2013), en termes de structure, d'activité et d'abondance (Kumar *et al.*, 2011).

La quantification de la **perte de la biomasse microbienne** est un indicateur de la pollution du sol et peut être utilisé comme un indicateur de perte d'abondance de la communauté microbienne à cause des NMM dans le sol. Cette mesure permet de déterminer la perte totale de biomasse en y incluant les bactéries, les champignons et les archaea ainsi que l'abondance de certains groupes spécifiques de micro-organismes (Simonin et Richaume, 2015). La diminution de la biomasse et/ou l'abondance microbienne est attestée : pour 3 NMM différents (nano-Cu, nano-Ag et nano-Si) à 220 mg/kg après 6 mois (Kumar *et al.*, 2011) ; à forte concentration de nano-Fe₃O₄ (Jiling *et al.*, 2016) ; en présence de nano-TiO₂ dans 6 types de sol (Simonin *et al.*, 2014). Les nano-Fe₂O₃ et de nano-Fe₃O₄ n'ont pas d'effet sur la biomasse ou l'abondance à certaines concentrations (Vittori Antisari *et al.*, 2013 ; He *et al.*, 2011).

La **diversité microbienne** peut être décrite en termes de : la **variabilité génétique** au sein des taxons (espèce par exemple) et le **nombre** (richesse) et l'**abondance** relative des taxons et des groupes fonctionnels dans les communautés. Déterminer l'impact des NMM sur la diversité microbienne peut permettre de déterminer comment et pourquoi le fonctionnement de l'écosystème du sol est perturbé (Simonin et Richaume, 2015). L'impact sur la structure de la communauté microbienne est attesté en présence : de nano-Ag dans les boues dans des concentrations relativement faibles (0,14 mg/kg) (Colman *et al.*, 2013) et plus fortes (600 mg/kg) (Kumar *et al.*, 2011), de nano-ZnO, de nano-TiO₂ (Ge *et al.*, 2011), de nano-Fe de valence zéro (Fajardo *et al.*, 2012), de nano-or.

L'impact des NMM sur l'**activité microbienne** peut être déterminé par mesure de l'activité enzymatique et de la respiration des sols (Simonin et Richaume, 2015). La modification et la réduction des activités enzymatiques peut provoquer une perturbation de la fixation de certains éléments dans
le sol, comme l'azote. L'exposition aux nano-TiO₂, aux nano-ZnO, aux nano-Ag et aux nano-CuO provoque une diminution de la biomasse microbienne et des activités enzymatiques, ce qui affecte la structure de la communauté dans les sols (Xu *et al.*, 2015 ; Colman *et al.*, 2013 ; Shin *et al.*, 2012). Le nano-TiO₂ a eu un impact plus faible que le nano-Ag, (Asadishad *et al.*, 2018) mais plus important que le nano-ZnO (Rajput *et al.*, 2018). L'activité microbienne n'est pas modifiée en présence de NTC multicouches (Shrestha *et al.*, 2013), si ce n'est à forte concentration (500 et 5 000 mg/kg) (Chung *et al.*, 2011). A forte concentration également (300 – 1 000 mg/kg) les NTC simples-couches provoquent une réduction de l'activité enzymatique (Jin *et al.*, 2013). Les NTC multicouches et simples-couches provoquent un enrichissement de certaines bactéries mais contribuent la diminution de la richesse d'autres genres de bactéries (Shrestha *et al.*, 2013 ; Jin *et al.*, 2014 ; Rodrigues *et al.*, 2013). L'impact des fullerènes est faible, voire négligeable sur la diversité microbienne et la respiration des sols (Tong *et al.*, 2007 ; Johansen *et al.*, 2008).

**L'impact dépend de la concentration des NMM dans le sol** (Hänsch et Emmerling, 2010). A faible concentration, le NTC a des effets négligeables sur la biomasse microbienne (Johansen *et al.*, 2008). Toutefois, à forte concentration de NTC (supérieure à 250 mg/kg) une diminution de la biomasse est observée (Chung *et al.*, 2011 ; Jin *et al.*, 2013 ; Rodrigues *et al.*, 2013).

Certains NMM ont des impacts positifs et négatifs sur un groupe ou un taxon de micro-organismes ayant une fonction spécifique dans le sol (dégradation de la MO, minéralisation de l'azote, etc.). La perte d'abondance de certains groupes de micro-organismes et de l'activité enzymatique provoque une perturbation de l'assimilation des nutriments dans le sol. Ces impacts peuvent avoir des conséquences sur la structure du sol et d'autres organismes vivants qui en dépendent.

L'impact de certains NMM métalliques comme le nano-Ag a été montré dès de faibles concentrations. Les bactéries oxydantes de l'ammonium dans les sols seraient plus sensibles aux nano-Ag que d'autres groupes de micro-organismes ou de champignons (Schlich *et al.*, 2018).

La présence de nano-TiO₂ et de nano-ZnO diminue la diversité bactérienne du sol après 60 jours, et les auteurs indiquent que les taxons réduits sont associés aux micro-organismes qui réalisent la fixation de l'azote dans le sol et l'oxydation du méthane. En parallèle, d'autres taxons sont impactés positivement et sont associés à la décomposition de polluants organiques et de biopolymères dont les protéines. Ceci suggère que l'écosystème peut être affecté (Simonin et Richaume, 2015).

La présence de nano-Fer de valence zéro provoque une diminution de l'abondance des bactéries dénitrifiantes (Fajardo *et al.*, 2013) et des micro-organismes minéralisant les composés chloro-aromatiques (Tilston *et al.*, 2013).

Les nano-ZnO entrainent la diminution de nombreuses colonies comme les azotobacters, les bactéries qui solubilisent le phosphore et le potassium et inhibent les activités enzymatiques de l'uréase, de la catalase et de la fluorescéine diacetatehydrolysis. L'ammonification est inhibée (Shen *et al.*, 2015).

Certains NMM stimulent l'activité enzymatique. Le nano-TiO₂ vieilli à 91 mg/kg a stimulé l'activité de l'uréase. Cependant, pour la même concentration, l'activité de la catalase et de la peroxydase a diminué (Du *et al.*, 2011). Dans les mêmes conditions opératoires, le nano-ZnO a réduit l'activité de ces mêmes enzymes à 45 mg/kg (Du *et al.*, 2011).

En plus de perturber l'équilibre des nutriments, les NMM peuvent également influencer le mécanisme d'auto-nettoyage du sol (Rajput *et al.*, 2018).

**Le type de sol ou de boues fait varier l'influence des NMM sur la population microbienne.**
L'influence des NMM est impactée par la présence de MO et par la salinité des sols (Tong *et al.*, 2007). La MO et la salinité peut augmenter la mobilité dans les médias poreux, ce qui les rend plus disponible aux micro-organismes (Simonin et Richaume, 2015). La biomasse microbienne est diminuée en présence de nano-Fer de valence zéro uniquement lorsque le sol est amendé avec 5 % de paille. Les communautés microbiennes dans les sols sablonneux et argileux ont un comportement différent en présence de nano-CuO (Frenk *et al.*, 2013). De la même manière, les résultats de l'impact des nano-fer de valence zéro sur les micro-organismes dans un sol sablonneux sont différents dans des sables argileux (Pawlett *et al.*, 2013). L'activité enzymatique est perturbée en présence de nano-TiO₂ uniquement dans les sols limono-argileux, avec une forte teneur en MO (Simonin *et al.*, 2014).
Les sols salins-alcalins sont plus sensibles que les sols noirs en présence de nano-ZnO, nano-TiO₂, nano-CeO₂ et nano-Fe₃O₄ (You et al., 2018).

Le **potentiel zêta** de certains NMM (boites quantiques de CdSe/ZnS, les nano-TiSO₄ et les nano-Fe/Co de fluide magnétique) reflètent qu'ils sont dans un état instable. Ainsi une fois dans le sol, ils interagissent avec les composants du sol pour se stabiliser et sont indisponibles pour interagir avec les micro-organismes (Nogueira et al., 2012). Ils n'ont donc pas d'impact négatif.

Les nano-ZnO et nano-Cu de valence zéro auraient également des effets négligeables sur la communauté bactérienne du sol, par rapport aux nano-Ag et nano-TiO₂ dans le biosolides. L'affinité des biosolides forte pour le Cu et Zn et l'adaptation des microbes aux métaux de transition diminue leur impact des nano-ZnO et nano-Cu. De plus, ils s'ionisent dans le sol. Les NMM et les ions seraient fermement attaché aux biosolides, ce qui réduirait le contact entre ces métaux et les micro-organismes (Shah et al., 2014).

Les NMM métalliques ou d'oxydes métalliques provoquent une perte de biodiversité, une modification de la structure et de l'activité de la communauté bactérienne. Il en va de même pour les NMM carbonés dans de fortes concentrations. Plus de recherches sont nécessaires sur l'impact des NMM métalliques ou d'oxydes métalliques sur les communautés des champignons et des archaea (Simonin et Richaume, 2015).

Le Tableau 41 reprend les impacts des NMM dans le sol, en fonction du type de sol et de la concentration dans lesquelles ils sont présents. Les résultats sont issus des analyses bibliographiques de Rajput et al. (2018 ; 2018a), Simonin et Richaume (2015) et de Mohanty et al. (2014).
<table><caption>Tableau 41. Impacts des NMM sur la communauté microbienne du sol (adapté de Rajput et al., 2018; 2018a; Kwak et An, 2016; Simonin et Richaume, 2015 et Mohanty et al., 2014).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Type de sol</td><td>Concentration dans les sols</td><td>Impact des NMM</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ag</td><td>Sablo limoneux (USA)</td><td>0,14 mg/kg</td><td>Modification de la structure de la communauté bactérienne. Diminution de la respiration et de l'activité enzymatique. Stimulation de N<sub>2</sub>O après 8 jours. Réduction des activités enzymatiques (phosphatase, leucine et aminopeptidase) après 50 jours.</td><td>Colman et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Sablonneux</td><td>1,25 µg-30 mg/kg</td><td>Diminution de l'activité enzymatique (phosphomonoesterase, β-D-glucosidase, arylsulfatase, leucine-aminopeptidase), à de faibles concentrations. Pas de lien entre la MO et les NMM car les concentrations d'ag dissout sont similaires dans les sols amendés et non amendés.</td><td>Peyrot et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Sablo limoneux (Allemagne)</td><td>3,2 ; 32 ; 320 µg/kg</td><td>Diminution de la biomasse microbienne en fonction de la concentration de nano-Ag. A faibles concentrations (0,0032 et 0,32 mg/kg de nano-Ag) l'activité enzymatique n'est pas perturbée mais l'impact n'est pas nul : la minéralisation de l'azote diminue<br/>Pas d'effet sur la biomasse microbienne N et sur les enzymes fluorimétriques</td><td>Hänsch et Emmerling 2010</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Sols naturels</td><td>50-500 mg/kg</td><td>Diminution de la communauté bactérienne et de la respiration. Pas d'effet sur la minéralisation de l'azote.</td><td>Chunjaturas et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag (revêtement citrate)</td><td>Sablonneux</td><td>1-1000 mg/kg</td><td>Effets sur les enzymes (acide phosphatase, arylsulfatase, β-glucosidase, dehydrogénase et fluorescein diacetate hydrolase).<br/>Les effets sont spécifiques aux nano-Ag eux-mêmes et non aux ions Ag.</td><td>Shin et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Sols naturels</td><td>0,066 ; 6,6% en masse</td><td>Changement de la communauté microbienne et fongique.</td><td>Kumar et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag revêtement PVP</td><td>sol limono-sableux</td><td>49 ; 1815 mg/kg</td><td>Impacts conséquents sur la diversité du génome et de la fonction microbienne. L'émergence d'une bactérie tolérante au nano-Ag (Rhodanobacter sp) a été observé à partir de 49-287 mg/kg après 14 à 28 jours d'incubation mais n'était plus détectable à 723 et 1815 mg/kg</td><td>Samarajeewa et al., 2017</td></tr><tr><td>Ag-300K, AgNO<sub>3</sub>, Ag<sub>2</sub>S, Ag et Ag<sub>2</sub>S-300K</td><td>Sol en mélange avec des boues méthanisées et déshydratées</td><td>Boues déshydratées : 6,17-7,57 mg (Ag) / kg<br/>Boues méthanisées : entre 8,1 et 11,9 mg(Ag)/kg.</td><td>Inhibition de l'activité d'un large groupe de micro-organismes et champignons et particulièrement pour un groupe de bactéries oxydantes de l'azote dans le sol. Toutes les formes de NMM d'Ag (après transformation du nano-Ag via le passage dans une STEP pilote) se révèlent toxiques. Les effets ne sont pas immédiats à cause de la sorption des nano-Ag sur les boues. Les nano-Ag sont biodisponibles même s'ils ont été sulfurés lors de leur passage dans les STEP. Les effets ne dépendent pas du mode de traitement des boues avant application sur les sols (déshydratées ou méthanisées).</td><td>Schlich et al., 2018</td></tr><tr><td>Ag, Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>Sols naturels</td><td>5000 (Ag) et 0,5 (Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub>) mg/kg</td><td>Changement de la composition microbienne.</td><td>Fajardo et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag, FeO</td><td>Sols naturels</td><td>0,1-10 mg/kg</td><td>Diminution de l'activité métabolique et de l'efficacité de la nitrification par les nano-Ag. Augmentation de l'activité métabolique et de l'efficacité de la nitrification du nano-FeO</td><td>He et al., 2016</td></tr><tr><td>Mélange de Cu, Ag et Si</td><td>Sablonneux et tourbeux</td><td>220 mg/kg</td><td>Réduction de la biomasse C et N et modification de la structure de la communauté bactérienne après 6 mois.</td><td>Kumar et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Sol</td><td>500 mg/kg sol</td><td>Diminution de la biomasse microbienne et de la diversité de la communauté. Pas de changement de la respiration des sols.</td><td>Ge et al., 2011</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>NMM</th><th>Type de sol</th><th>Concentration dans les sols</th><th>Impact des NMM</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td>ZnO</td><td>Sol</td><td></td><td>L'interaction entre les NMM et la communauté bactérienne dépendent du pH avec le plus grand changement de composition de la composition de la communauté bactérienne dans les sols pour un pH bas et moyen (pH 4,8 et 5,9). La communauté du sol au pH le plus élevé (pH 7,2) est moins sensible aux nano-ZnO</td><td>Read et al., 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Sol</td><td>1 000 mg/kg</td><td>Les nano-ZnO entraînent la diminution de nombreuses colonies comme les azotobactères, les bactéries qui solubilisent le phosphore et le potassium et inhibent les activités enzymatiques de l'uréase, de la catalase et de la fluorescéine diacetatehydrolysis. L'ammonification est inhibée jusqu'à 37,8 % dans les sols traités avec de nano-ZnO pendant 3 mois</td><td>Shen et al., 2015</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Sol</td><td>1 000 mg/kg</td><td>Le nombre de bactéries hétérotrophes et de colonies de champignons diminue après exposition aux NMM. Diminution de l'émission de CO2 de 10 %. Les effets toxiques sur la décomposition du couvert végétal provoquent une diminution de l'efficacité de minéralisation de 130 et 122 % pour le carbone et l'azote.</td><td>Rashid et al., 2017</td></tr><tr><td>TiO2</td><td rowspan="2">Limoneux (USA)</td><td>500 ; 1 000 ; 2 000 mg/kg</td><td>Modification de la structure de la communauté bactérienne.</td><td rowspan="2">Ge et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>50 ; 100 ; 500 mg/kg</td><td>Le nano-ZnO a des effets plus importants.</td></tr><tr><td>TiO2</td><td rowspan="2">Silteux- argileux (Chine)</td><td>91 mg/kg</td><td>Augmentation de l'activité de l'uréase et diminution de l'activité de la catalase et peroxydase</td><td rowspan="2">Du et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>45 mg/kg</td><td>Diminution de l'activité de la protéase, de la catalase et de la peroxydase</td></tr><tr><td>TiO2</td><td>Sablo-argileux limoneux (USA)</td><td>20 g/kg</td><td>Diminution de la diversité bactérienne et modification de la structure de la communauté bactérienne</td><td>Ge et al., 2013</td></tr><tr><td>TiO2</td><td>6 sols (sablo-limoneux ; limoneux ; argileux et avec MO)</td><td>1 et 500 mg/kg</td><td>Diminution de la respiration pour 1 sorte de sol : argile limoneuse avec de forte concentration en MO. Pas d'effet sur l'abondance bactérienne.</td><td>Simonin et al., 2014</td></tr><tr><td>TiO2</td><td>Sol</td><td>0,05 et 500 mg/kg</td><td>Réduction de l'activité et l'abondance des archaea et les bactéries oxydantes de l'ammonium et les bactéries oxydantes du nitrite même à faible concentration</td><td>Simonin et al., 2017</td></tr><tr><td>TiO2, TiSiO4, Boites quantiques de CdSe/ZnS, or, fluide magnétique Fe/Co</td><td>Sol artificiel au standard de l'OCDE</td><td>TiO2 et TiSiO4 : 5 g/kg<br>BQ CdSe/ZnS et fuide magnétique Fe/Co : 0,5 mg/kg<br>Or : 3,34 mg/kg</td><td>Impact plus important sur la diversité structurelle de la communauté bactérienne avec les nano-TiO2 et nano-or.<br>Pas d'effet ou des effets limités pour les autres NMM.</td><td>Nogueira et al., 2012</td></tr><tr><td>Fer de valence 0</td><td>Sol sablonneux - argileux</td><td></td><td>La structure de la communauté microbienne dans les sols sablonneux est plus vulnérable que dans les sols argileux (l'impact dépend de la présence de matières organiques et de types de minéraux dans le sol).</td><td>Pawlett et al., 2013</td></tr><tr><td>Fer de valence 0</td><td>Sol naturel</td><td>340 000 mg/kg</td><td>Changement de la composition et la structure de la communauté microbienne.</td><td>Fajardo et al., 2012</td></tr><tr><td>CeO2, Fe3O4, SnO2</td><td>Sablo-argileux limoneux (Italie)</td><td>0 ; 10 et 100 mg/kg</td><td>Pas d'effet sur la biomasse microbienne C et N.</td><td>Vittori Antisari et al., 2013</td></tr><tr><td>Fe3O4</td><td rowspan="2">Terre arable (Chine)</td><td>420 ; 840 ; 1 260 mg/kg</td><td>Pas d'effet sur l'abondance bactérienne.</td><td rowspan="2">He et al., 2011</td></tr><tr><td>Fe2O3</td><td></td><td>Augmentation des activités enzymatiques de l'uréase et de l'invertase.</td></tr><tr><td>Fe3O4</td><td>Sol provenant des sédiments alluviaux (sol calcaire fluvique)</td><td>0,1 ; 1 ; 10 mg/kg</td><td>Diminution de la biomasse et de l'abondance microbienne, ce qui provoque une diminution de la teneur en carbone organique dans le sol.</td><td>Jiling et al., 2016</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Type de sol</td><td>Concentration dans les sols</td><td>Impact des NMM</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td>CuO, Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>Sablono-limoneux rouge et rendosol</td><td>10 g/kg</td><td>Composition de la communauté microbienne affectée, dans les 2 types de sols moins d'impact avec le Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub>, changement des substances humiques.</td><td>Ben-Moshe et al., 2013</td></tr><tr><td>ZnO, CeO<sub>2</sub>, Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub>, TiO<sub>2</sub></td><td>Sols alcalins salins et sols noirs</td><td>0,5 ; 1 ; 2 mg/g</td><td>Effets forts sur l'activité enzymatique (invertase, urease, catalase et phosphatase) et les sols alcalins salins sont plus sensibles que les sols noirs. Diminution importante de la communauté bactérienne et perturbation de la composition de la communauté bactérienne.</td><td>You et al., 2018</td></tr><tr><td>nano-Ag, nano-ZnO, nano-CuO et nano-TiO<sub>2</sub></td><td>Sols</td><td>1 ; 10 ; 100 mg/kg</td><td>Le nano-TiO<sub>2</sub> a un impact faible, diminuant faiblement l'activité, et accompagné d'une faible modification de la composition de la communauté microbienne. Le nano-Ag et l'Ag+ inhibent l'activité enzymatique en particulier à 100 mg/kg, et provoque un changement de la composition de la communauté microbienne</td><td>Asadishad et al., 2018</td></tr><tr><td>CuO, ZnO</td><td>2 sols : 1 minéral et 1 organique (sablolimonaux) (GB)</td><td>0-220 mmol/g</td><td>Nano-CuO provoque la diminution de la croissance bactérienne dans le sol minéral. Nano-ZnO provoque la diminution de la croissance pour les 2 types de sol. Les effets toxiques sont attribués au rejet d'ions.</td><td>Rousk et al., 2012</td></tr><tr><td>Cu, ZnO</td><td>Terre arable (USA)</td><td>550 mg de poudre de NMM</td><td>Effet sur la communauté microbienne. Alteration de la structure.</td><td>Collins et al., 2012</td></tr><tr><td>Co, Fe, Ni et Ag</td><td>Sols agricoles (USA)</td><td>Application de 550 mg de NMM</td><td>Pas d'effet sur la richesse des microbes du sol mais certains groupes de bactéries sont affectés</td><td>Shah et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag, Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub>, SiO<sub>2</sub></td><td>Sol</td><td>50 mg/kg</td><td>Réduit l'activité de la deshydrogénase et urease et l'abondance des gènes amoA des bactéries et archaea</td><td>McGee et al., 2017</td></tr><tr><td>Au</td><td>Sablonneux</td><td>0,1-100 mg/kg</td><td>Effets sur les activités enzymatiques, la communauté bactérienne et le cycle des nutriments</td><td>Asadishad et al., 2017</td></tr><tr><td>C<sub>60</sub></td><td>Granuleux</td><td>1 000 µg/g dans le sol</td><td>Pas de changement significatif sur la structure de la communauté microbienne (pendant 180 j).</td><td>Tong et al., 2007</td></tr><tr><td>C<sub>60</sub> (agglomérats de 50 nm)</td><td>Sol</td><td>0 ; 5 ; 25 ; 50 mg/kg de sol sec</td><td>Pas d'effet sur la respiration de la communauté pendant 14 jours. Légère modification de la structure des eubactéries et des kinetoplastida Réduction de la croissance des bactéries. La communauté protozoaire est moins sensible. Le changement de la structure de la communauté ne dépendant pas de la concentration du NMM.</td><td>Johansen et al., 2008</td></tr><tr><td>C<sub>60</sub></td><td>Sols naturels</td><td>12,8 mg/L</td><td>Changement de la composition microbienne et oxydation par photo-irradiation. Peu d'effet sur la respiration. Pas d'effet sur les enzymes laccase et peroxydase.</td><td>Berry et al., 2016</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>Sol</td><td>50 et 200 µg/ml</td><td>L'abondance des Bactéroidetes et des firmicutes a augmenté alors que l'abondance des protéobactéries et les Verrucomycoria b diminué avec l'augmentation de la concentration</td><td>Khodakovskaya et al., 2013</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>Sols naturels</td><td>60-300 et 6000 mg/kg</td><td>Pas d'impact sur la biomasse microbienne. Changements de la structure microbienne des sols à faible MO.</td><td>Tong et al., 2012</td></tr><tr><td>NTC simples-couches</td><td>Sol</td><td>Jusqu'à 1 000 mg/kg</td><td>Entre 300 et 1 000 mg/kg une diminution de l'activité de la plupart des enzymes et diminution de la biomasse microbienne. Les NTC simples couches ont un impact plus fort sur l'activité enzymatique et la biomasse que les NTC multicouches.</td><td>Jin et al., 2013</td></tr><tr><td>NTC simples-couches</td><td>Sol</td><td>1 000 mg/kg</td><td>Modification de la composition de la communauté microbienne provoquant une diminution de la biomasse des bactéries gram positives et négatives et de la biomasse des champignons. Les bactéries gram positifs peuvent s'adapter à la perturbation via un changement de la composition des lipides.</td><td>Jin et al., 2014</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>Sol</td><td>5 000 mg/kg</td><td>L'activité enzymatique comme la biomasse C et N diminue significativement.</td><td>Chung et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>Sol</td><td>10-10 000 mg/kg</td><td>Pas d'effet sur la respiration du sol, l'activité enzymatique et la structure de la communauté microbienne à 10 ; 100 et 1 000 mg/kg. Diminution d'abondance de certains genres de bactéries dont Derxia, Holophaga, Opitutus et Waddlia. Augmentation de l'abondance d'autres genres comme Rhodococcus, Cellulomonas, Nocardioïdes et Pseudomonas.</td><td>Shrestha et al., 2013</td></tr></tbody></table>
### 2.4.4.3.1.4 Interaction des NMM avec les propriétés des sols et avec les polluants du sol

Les nanoparticules peuvent affecter la mobilité de certains polluants du sol. En interagissant avec ces polluants, les NMM modifient leur impact sur les micro-organismes (Rajput *et al.*, 2018).

Par exemple, les nano-TiO₂ dans l'état cristallin provoquent une influence positive sur la richesse du sol. Le nano-TiO₂ passe de la phase anatase à la phase rutile (TiO₂ associé avec des traces métalliques comme le fer), ce qui fait varier la diversité microbienne du sol. Les nano-TiO₂ interagissent avec des métaux lourds, ce qui diminue leur biodisponibilité et donc augmente la richesse des populations microbiennes du sol. Avec le temps, les interactions diminuent car le nano-TiO₂ a subi sa transformation et la biodisponibilité des métaux lourds augmente à nouveau, ce qui est traduit par une diminution de la richesse de la communauté bactérienne (Shah *et al.*, 2014).

### 2.4.4.3.1.5 Conclusion

De nombreuses études ont mis en évidence l'impact des NMM sur la communauté microbienne du sol. Les méthodes utilisées, les indicateurs de la mesure ainsi que les sols testés sont très diversifiés.

La toxicité des NMM aux micro-organismes dépend des propriétés du sol (présence d'argile de MO, du pH, de la force ionique, etc.). Si les NMM peuvent être toxiques, l'impact sur la population microbienne dépend de son habilité à résister à cette perturbation. Si les micro-organismes ne sont pas résistants, la communauté microbienne peut être affectée en termes d'activité, par une altération de la synthèse et/ou du fonctionnement des enzymes, via une modification de l'abondance microbienne provoquée par la mortalité des populations les plus sensibles et par une modification de la structure et/ou une perte de la diversité. Cependant, la communauté microbienne peut devenir tolérante à la contamination des NMM et devient résiliente à la perturbation. En cas de résilience, l'impact a lieu sur une courte période. Dans le cas contraire, les effets vont durer sur le long terme avec des effets qui se répercutent sur le fonctionnement de l'écosystème et en particulier sur les cycles géochimiques, sur la fertilité du sol et la régulation (Simonin et Richaume, 2015).

Les NMM inorganiques (métalliques et d'oxydes métalliques) semblent avoir un potentiel toxique plus important que les NMM organiques (fullerènes et NTC) sur les micro-organismes du sol. Les effets négatifs des NMM métalliques sur l'activité, l'abondance et la diversité microbienne sont attestés à de faibles concentrations, c'est-à-dire inférieures à 1 mg/kg. À contrario, les effets des NMM carbonés sont observés à grandes concentrations, c'est-à-dire supérieures à 250 mg/kg (Simonin et Richaume, 2015).

Il existe encore plusieurs axes de recherches nécessaires dans la détermination de la toxicité des NMM aux micro-organismes du sol.

Tout d'abord, plus de recherches sont nécessaires pour déterminer la part de fraction de NMM biodisponible dans les sols. Les techniques pour estimer la fraction biodisponible dans des environnements complexes comme le sol sont actuellement insatisfaisantes et nécessitent plus de développements. De plus, l'identification des paramètres du sol qui influencent la biodisponibilité et la toxicité des NMM est cruciale pour une meilleure compréhension des impacts des NMM.

Ensuite, les données sur les effets des NMM sur les micro-organismes du sol sont issues d'expériences réalisées dans des conditions d'exposition non réalistes, avec des concentrations largement supérieures à celles des estimées dans les sols par les modélisations (Gottschalk *et al.*, 2009; Sun *et al.*, 2014). Peu d'études ont réalisé leur test dans des concentrations inférieures à 1 mg/kg et la plupart concernent le nano-Ag. Cependant, elles démontrent que les effets néfastes peuvent avoir lieu même à faible concentration. De nombreuses expériences sont également réalisées dans des conditions contrôlées et sur le court terme et ne traduisent pas totalement l'environnement naturel du sol. Peu d'études ont eu lieue dans les conditions réelles (Simonin et Richaume, 2015). Kwak et An (2016) mettent en avant que les études réalisées sur le microcosme dans des conditions extérieures, c'est-à-dire dans les champs (réalisé par Du *et al.*, 2011; Du *et al.*, 2015), sont peu nombreuses car elles requièrent de larges surfaces, de longues périodes de test (quelques mois voire des années), du travail manuel et une très bonne connaissance des paramètres influençant les sols. Ces expériences en extérieur traduisent le mieux les aléas climatiques et sont plus représentatives des paramètres naturels pouvant influencer les NMM, par rapport à des expériences faites sous serre ou en laboratoire (Kwak et An, 2016).
Il y a un manque également d'études réalisées sur le long terme, pour définir si les effets des NMM sont permanents ou non. Cela permettrait de déterminer la résilience et le retour au niveau d'activité relative à l'abondance et à la diversité des communautés microbiennes du sol, face aux perturbations provoquées par les NMM. Les effets sur le long terme pourraient être modélisés (Simonin et Richaume, 2015). De nouvelles données sont nécessaires sur l'exposition chronique et à des concentrations proches de celles actuellement dans les sols.

De nombreux NMM sont également encore absents de la littérature et très peu étudiés et nécessitent la création de nouvelles données (Simonin et Richaume, 2015).

Le schéma ci-dessous, adapté de la publication de Simonin et Richaume (2015), résume les réactions possibles de la communauté microbienne à la contamination des NMM.

<figure><img src="image_76.png" /><figcaption>Figure 61. Impacts des NMM sur la communauté microbienne du sol (adapté de Simonin et Richaume, 2015).</figcaption></figure>
### 2.4.4.3.2 Impact des NMM des boues des STEP sur les invertébrés

Les invertébrés du sol sont très variés et jouent un rôle important dans la structure du sol. Ils sont essentiels dans les fonctions comme : la séquestration du carbone, la stimulation de la croissance des plantes, le maintien de l'activité microbienne, la dégradation de la MO, l'infiltration et le stockage de l'eau (Ruiz, 2011).

Le graphique ci-dessous présente les rôles des invertébrés dans le sol (issu de Ruiz, 2011).

<figure><img src="image_77.png" /><figcaption>Figure 62. Les invertébrés dans le sol et leur rôle (ADEME, 2011).</figcaption></figure>

L'analyse bibliographique ci-dessous est principalement basée sur l'impact des NMM sur les décomposeurs et les ingénieurs de l'écosystème, qui se nourrissent de matière organique contribuant au cycle des nutriments, ainsi que sur quelques-uns de leurs prédateurs. Les vers de terre sont considérés comme les ingénieurs de l'écosystème en structurant le sol. Ils permettent aux détritus organiques d'accéder aux couches inférieures du sol.

Au sein du groupe de décomposeurs se retrouvent, entres autres : des collemboles, des acariens, des insectes, des isopodes, des myriapodes et des oligochètes. En plus d'assurer la formation de l'humus et la fertilité du sol, ils permettent de créer les espaces interstitiels du sol. Ces espaces permettent d'améliorer la capacité de rétention de l'eau dans le sol, de l'aérer, et de permettre la pénétration des racines des plantes. En désagrégeant les détritus, les détritivores rendent l'humus disponible pour les micro-organismes qui décomposent et minéralisent également la matière. Parallèlement la croissance des champignons est stimulée. Le cadre de vie de l'ensemble de ces êtres vivants, sous terre, les rend accessibles aux NMM biodisponibles via l'application de boues de STEP (McKee et Filser, 2016).
#### 2.4.4.3.2.1 Assimilation et bioaccumulation des NMM par les invertébrés

Les vers de terre sont les invertébrés terrestres les plus étudiés pour la bioaccumulation à cause de leur rôle structurant dans le sol (Hou et al., 2013a). La bioaccumulation des NMM comme le nano-Ag, le nano-CuO, le nano-TiO₂ et le nano-or a été attestée dans les vers de terre (Unrine et al., 2010 ; Shoults-Wilson et al., 2010, Hou et al., 2013a) et dans les collemboles (Waalewijn-Kool et al., 2014).

L'Ag et l'Or est assimilé à des concentrations beaucoup plus importantes lorsqu'ils sont présents dans le sol sous forme ionique que sous forme de NMM, pour le *Eisenia Fetida* (vers de terre) (Hou et al., 2013a). Meyer et al. (2010) observent que l'assimilation par absorption interne et à la surface est plus importante pour des petits nano-Ag (entre 7 et 21 nm) que pour les nano-Ag plus larges (75 nm) dans le vers *Caenorhabditis Elegans*.

L'isopode *Porcellio scaber* accumule le Zn issu de sa nourriture contenant du nano-ZnO, de la même manière que si le zinc est sous forme macro et ionique (Pipan-Tkalec et al., 2010). L'assimilation du nano-ZnO et nano-Cu dans l'isopode *Porcellio scaber* serait réalisée sous forme ionique (Pipan-Tkalec et al., 2010 ; Golobic et al., 2012), dans le système digestif. L'Ag assimilé par l'isopode *Porcellionides pruinosus*, issu de l'exposition aux nano-Ag via le sol et la nourriture est difficilement éliminé de l'organisme et s'accumule également dans le système digestif, plus spécifiquement dans l'hépatopancréas (Tourinho et al., 2016).

Hu et al. (2010) montrent que la bioaccumulation et la toxicité des vers de terre est plus importante pour les nano-ZnO que pour les nano-TiO₂. D'autres NMM comme les NTC sont peu biodisponibles aux vers de terre à la fois dans les sols artificiels et les sols naturels (Peterson et al., 2011).

La bioaccumulation n'est pas vérifiée dans toutes les expériences sur les vers de terre : Lapied et al. (2011) observent que la bioaccumulation n'a pas lieu pour le nano-TiO₂ car ils n'ont pas traversé la barrière intestinale épithélium/chloragogène.

L'assimilation et la bioaccumulation sont attestées pour certains NMM dans certains invertébrés. La forme dans laquelle le NMM est assimilée et bioaccumulée n'est cependant pas toujours connue (McKee et Filser, 2016).

#### 2.4.4.3.2.2 Facteurs d'influence de l'assimilation et de la toxicité

L'assimilation et la toxicité dépend des caractéristiques physico-chimiques du sol notamment son pH et l'alcalinité. La toxicité des nano-ZnO est plus importante dans les sols acides que dans les sols neutres et la toxicité est la plus faible dans les sols alcalins (Shen et al., 2015).

Le pH peut influencer la toxicité des nano-ZnO vis-à-vis des collemboles *Folsomia candida* (Waalewijn-Kool et al., 2013). La toxicité ne serait pas dépendante de la taille des NMM. Ils n'observent pas de différence significative quand les NMM sont appliqués aux sols naturels via une solution sèche ou via en suspension dans des solutions (Waalewijn-Kool et al., 2013).

#### 2.4.4.3.2.3 Effets des NMM sur la reproduction

De nombreux invertébrés ont leur reproduction perturbée par les NMM. Cela se mesure dans les expériences en termes de ponte, survie des petits, production de cocon, etc.

Heckmann et al. (2011) ont testé plusieurs NMM à 1000 mg/kg sur le *Eisenia Fetida* vis-à-vis de la reproduction. L'effet le plus important est observé avec le nano-Ag, pour lequel la production de cocon est devenue nulle. Exposés à 154 mg/kg de nano-Ag pendant 4 semaines, la perte de poids et la diminution du nombre de cocons sont observés par Van Der Ploeg et al. (2011). Aucun des jeunes ne survit. Les effets sur le long terme à plus faible concentration montrent que le nano-Ag provoque des effets pires que l'AgNO₃ dans la même concentration (15,4 mg/kg). A noter que ces concentrations restent très élevées et peu plausibles dans les sols. Pour rappel, l'augmentation annuelle de la concentration de nano-Ag dans les sols en Allemagne prédite par Giese et al. (2018) est comprise entre 0,3 et 5,1 µg/kg/an. Il faudrait environ 3 020 années pour atteindre une telle concentration, dans le cas de l'augmentation maximale (hypothèse selon laquelle le NMM ne se dégrade pas dans le sol).

Aucun d'effet sur la survie et la reproduction n'a été observé en dessous de 673 mg/kg de nano-Ag sur les *Folsomia candida* (collemboles) (Waalewijn-Kool et al., 2015).
La reproduction des vers de terre est affectée par les nano-ZnO (Cañas et al., 2011 ; Heggelund et al., 2014 ; Hooper et al. 2011 ; Ratnasekhar et al., 2015). Les nano-ZnO ont des effets négatifs sur la reproduction des collemboles Folsomia candida à fortes concentrations (Kool et al., 2011).

Le nombre d'œufs produits et le nombre de progénitures des *C. elegans* est réduit en présence de nano-TiO₂ à plus de 47,9 mg/L. Le nombre de progénitures est beaucoup plus faible lorsque le TiO₂ est sous forme de NMM que sous forme macro (Wang et al., 2009).

La reproduction des *C. elegans* est aussi significativement réduit en présence de nano-fer de valence zéro (Sacca et al., 2014), de nano-TiO₂ (Ratnasekhar et al., 2015), de nano-CeO₂ et en présence de nano-Al₂O₃ (Ratnasekhar et al., 2015). Le nano-Al₂O₃ provoque aussi une diminution de la production de cocons des *E. fetida* à 3 000 mg/kg d'exposition. Cet effet est spécifique à la forme NMM de l'Al car le phénomène n'est pas observé lors de l'exposition d'Al à la taille micro (Coleman et al., 2010).

Le nano-Cu a également réduit la production de cocons, l'éclosion et la production de jeunes (Heckmann et al., 2011). Le nano-Cu réduit le taux de reproduction de *E. Albidus* de 70 et 95 % à 100 et 200 mg/kg respectivement, c'est-à-dire dans des proportions plus importantes que les ions Cu (Gomes et al., 2013).

L'exposition au C₆₀ n'a pas affecté la survie des vers de terre adultes mais peut affecter la population en inhibant la production de cocons, la croissance et la survie des jeunes (Van der Ploeg et al., 2011).

#### 2.4.4.3.2.5 Effets des NMM sur la croissance, l'alimentation et la survie

Les nano-TiO₂ à plus de 48 mg/L, les nano-Al₂O₃ à plus de 102 mg/L, les nano-ZnO à plus de 1,6 mg/L, les nano-Fer de valence zéro, entre 0,5 et 10 mg/mL, provoquent la réduction de la croissance des *C. Elegans* (nématodes) (Wang et al., 2009 ; Ratnasekhar et al., 2015).

Les nano-Fer ont augmenté la croissance des vers *C. Elegans* dans les sols pollués avec le zinc (augmentation de la longueur du corps) mais l'effet opposé est observé dans les sols pollués avec du plomb (Fajardo et al., 2015). Les nano-Ag avec des revêtements citrate et PVP ont diminué la croissance du vers à 50 mg/l, et même à 5 mg/L quand le NMM est plus petit (7 nm) (Meyer et al., 2010). Les nano-ZnO n'affectent pas la croissance des vers de terre adultes (Hooper et al., 2011).

Les isopodes *Porcellionides pruinosus* se nourrissent moins en présence de nano-Ag, ce qui provoque une réduction de la biomasse, après 14 jours d'exposition. Les effets du changement de biomasse sont plus faibles quand l'exposition est réalisée via le sol que via la nourriture (Tourinho et al., 2015).

L'exposition aux nano-CeO₂ à 10 jusque 1 000 mg/kg n'a pas affecté la survie des isopodes (Tourinho et al., 2015). A contrario, les nano-TiO₂ réduisent le taux de suivi des *Caenorhabditis elegans*, des nématodes à 1 mg/L chaque lors d'une exposition pendant 24 heures (Roh et al., 2010). La survie du *C. Elegans* (nématodes) après 96 heures est également compromise par la présence des nano-Fer de valence zéro (Sacca et al., 2014). Les nano-ZnO n'affectent pas la mortalité aigue ou chronique (Cañas et al., 2011) et l'activité immunitaire (Hooper et al., 2011) des vers de terre.

#### 2.4.4.3.2.7 Autres effets

Les vers de terre peuvent être impactés au niveau moléculaire : expression des gènes, stress oxydatif, activité enzymatique et réponses métabolomiques (Kwak et An, 2014). Novo et al. (2015) ont montré que l'expression génétique était altérée en présence de concentrations inférieures à 1 758 mg/kg de nano-Ag et d'AgNO₃. Beaucoup de métabolismes liés au stockage de l'énergie (les sucres, les protéines) sont impactés. Après une exposition de 7 jours aux nano-TiO₂ et nano-ZnO à des concentrations supérieures à 1g/kg, les activités enzymatiques antioxydantes, et liées à la cellulose de *E. fetida*, sont affectées, l'ADN et les mitochondries des cellules de l'intestin sont endommagés.

Les fonctions métaboliques des *C. Elegans* (nématodes) sont modifiés lors d'une exposition aux nano-TiO₂ de 7,7 mg/L pendant 24 heures. Le nano-TiO₂ affecte 9 métabolismes différents. La production de DRO augmente également (Wang et al., 2009).

#### 2.4.4.3.2.8 Phénomènes d'évitement

Plusieurs chercheurs ont observé un comportement d'évitement de la part des vers de terre :
* Les nano-Ag sont évités à partir de concentrations situées entre 10 et 100 mg/kg après 48 heures (Shoultz-Wilson et al., 2011), et à partir de 120 et 200 mg/kg par les vers de terre *E. Andrei* (Schlich et al., 2013),

* avec le nano-Al₂O₃ à forte concentration (5 000 mg (Al) /kg) (Colman et al., 2010),

* et entre 1 000 et 10 000 mg/kg de nano-TiO₂ par *E. andrei* (McShane et al., 2012),

* et en présence de nano-Cu à forte concentrations (Gomes et al., 2013).

Le phénomène d'évitement est mis en avant également dans les isopodes pour : *Porcellionides pruinosus* en présence de nano-Ag avec 36 mg/kg de sol sec (Tourinho et al., 2015). Manzo et al. (2011) ont observé ce comportement chez les *Folsomia Candida* (collemboles) vis-à-vis du nano-ZnO à 230 mg/kg même s'il est d'ampleur moins importante que vis-à-vis du ZnCl₂.

### 2.4.4.3.2.9 Conclusion

Les effets des NMM sur les invertébrés ont été attestés dans de nombreuses études. Les effets sur les vers de terre ont reçu le plus d'attention car ils font l'objet de tests standardisés et parce qu'ils jouent un rôle primordial dans la structure du sol. L'impact des NMM sur les vers de terre est cependant controversé. Certaines études montrent que l'effet des NMM sur la croissance et la survie des vers de terre adultes est négligeable alors que d'autres études avancent que l'activité reproductive des vers de terre est réduite en présence de NMM (Fayiga et Saha, 2017). Kwak et An (2015), lors de leur analyse bibliographique de l'impact des NMM sur les vers de terre, confirment cette tendance malgré les différentes conditions d'expérience des études (type de sol, durée d'exposition, concentration d'exposition, espèces testées et spécificités des NMM). Les études sur les nématodes, collemboles etc. sont beaucoup moins nombreuses et ne font pas l'objet de tests standardisés. Certains groupes d'insectes du sol n'ont pas été étudiés, malgré leur intérêt majeur dans le sol.

Les animaux se nourrissant des détritores peuvent être également impactés par la présence des NMM, si ceux-ci sont accumulés dans les tissus des détritores. Ces consommateurs secondaires dans les communautés du sol incluent les araignées, les fourmis, les coléoptères, les acariens et les nématodes prédateurs, mais également peuvent être des animaux plus larges comme les oiseaux, les taupes et musaraignes. Ces prédateurs ont un rôle de régulation des populations (McKee et Filser, 2016). Lors de leur analyse bibliographique, McKee et Filser (2016) n'ont pas répertorié d'études sur l'effet des NMM sur la croissance, la survie ou la reproduction des prédateurs du sol.

Le tableau ci-dessous regroupe des publications sur l'impact des NMM sur les invertébrés principaux du sol. Les études datant d'avant 2012 sont issues de l'analyse bibliographique de Tourinho et al. (2012), les études datant de 2012 à 2016 sont issues du travail de synthèse de McKee et Filser (2016). Les études publiées après 2016 ou en 2016 sont issues de notre travail de synthèse. Tourinho et al. (2012) ont réalisé une analyse bibliographique des publications relatives au devenir, comportement de effets des NMM métalliques sur les invertébrés dans le sol. Cette synthèse regroupe 28 études, qui se focalisent principalement sur la survie, la croissance, la reproduction d'espèces comme les vers de terre, les nématodes, ou des collemboles. Cette synthèse est complétée par McKee et Filser (2016) entre 2012 et 2016. Les tests et études sur des communautés entières du sol à différents niveaux sont rares (McKee et Filser, 2016).
<table><caption>Tableau 42. Impacts des NMM sur les invertébrés (adapté de Touhrino et al., 2012 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Propriétés des NMM</td><td>Organisme</td><td>Concentration en mg/kg</td><td>Temps d'exposition</td><td>Effets</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ag</td><td>&lt; 100 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>0,05-0,5 mg/L</td><td>24 et 72 heures (reproduction)</td><td>Les nano-Ag ont une toxicité élevée contre les C. elegans, et diminue drastiquement le potentiel de reproduction. L'exposition à 0,1 et 0,5 mg/L de nano-Ag diminue la capacité de reproduction et provoque un stress oxydatif.</td><td>Roh et al., 2009</td></tr><tr><td>Ag</td><td>10 nm et 30-50 nm (revêtement PVP)</td><td>Eisenia fetida</td><td>10-1000 mg/kg masse sèche</td><td>28 jours</td><td>Une diminution significative de la reproduction a été observée lorsque les vers de terre sont exposés à 94,21 mg/kg à AgNO3 et à 727,6 mg/kg pour le nano-Ag avec revêtement à l'acide oléique et à 773,3 mg/kg pour le nano-Ag avec revêtement PVP. Les concentrations des nano-Ag à partir desquelles les effets ont été observé sont plus élevé que les concentrations prédites de nano-Ag des effluents de STEP. Les vers de terre accumulent l'ag dans des concentrations différentes en fonction de la source d'ag : lorsque l'ag est sous forme de AgNO3, il y a plus d'accumulation que quand l'ag est sous forme de nano-Ag. Aucune différence n'est observée entre le nano-Ag avec revêtement PVP ou d'acide oléique en termes d'accumulation dans les vers de terre ou de toxicité.</td><td>Shoults-Wilson et al., 2011</td></tr><tr><td>Ag</td><td>10 nm et 30-50 nm (revêtement PVP)</td><td>Eisenia fetida</td><td>9-54 (10 nm) 0,3-27 (30-50 nm)</td><td>2 jours</td><td>Les vers de terre (Eisenia fetida) évitent les sols contaminés avec des nano-Ag et les AgNO3 à des concentrations similaires d'ag. cependant, l'évitement des nano-Ag a lieu après 48 heures alors que l'évitement des AgNO3 est immédiat. Les auteurs concluent que les vers de terre peuvent détecter la présence de NMM après 48h d'exposition et choisissent d'éviter l'exposition.</td><td>Shoults-Wilson et al., 2011b</td></tr><tr><td>Ag, Cu et TiO2</td><td>30-50 nm (revêtement PVP et d'acide oléique)</td><td>Eisenia fetida</td><td>1000 mg/kg masse sèche</td><td>28 jours</td><td>Les nano-Ag, les nano-Cu et les TiO2 ont provoqué des effets toxiques sur E. fetida.</td><td>Heckmann et al., 2011</td></tr><tr><td>Ag</td><td>&lt; 100 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>0,1-1 mg/L</td><td>24 et 72 heures (reproduction)</td><td>L'exposition aux nano-Ag peut provoquer la formation de stress oxydatif qui induit la diminution de la reproduction.</td><td>Lim et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag</td><td>50,3 nm (revêtement citrate)</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>10-1000mg/L (survie) 1-10 mg/L (reproduction)</td><td>24 (survie) et 48 heures (reproduction)</td><td>Une diminution de la survie est observée à 100 mg/L et une diminution de la reproduction est observée à 10 mg/L. Pas de preuve d'accumulation de nano-Ag n'est apporté.</td><td>Kim et al., 2011</td></tr><tr><td>Ag</td><td>3-8 nm (revêtement de paraffine)</td><td>Folsomia Candida</td><td>850</td><td>28 jours</td><td>Pas d'effet sur la reproduction, la survie et élimination plus rapide que le AgNO3.</td><td>Waalewijn-Kool, et al. 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>3-8 nm (revêtement d'alkane)</td><td>Porcellionides prunosus</td><td>1-800</td><td>14 jours (nourriture) 48 heures d'évitement</td><td>Perte de biomasse plus importante en présence de AgNO3 que de nano-Ag</td><td>Tourinho et al., 2015</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Propriétés des NMM</td><td>Organisme</td><td>Concentration en mg/kg</td><td>Temps d'exposition</td><td>Effets</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Ag</td><td>3-8 nm (revêtement d'alkane)</td><td>Porcellionides prunosus</td><td>30-4499</td><td>21 jours + 21 jours de phase d'élimination</td><td>Accumulation de nano-Ag</td><td>Tourinho et al., 2016</td></tr><tr><td>Ag</td><td>15 nm</td><td>Eisenia andrei</td><td>60-200 (1er test) 15-200 (2ème test)</td><td>28 jours d'exposition pour les adultes + 28 jours pour l'incubation des cocons</td><td>Diminution de la reproduction dépendant de la dose - AgNO<sub>3</sub> deux fois plus toxique que le nano-Ag</td><td>Schlich et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>15 nm</td><td>Lumbricus rubellus</td><td>1,5-154</td><td>4 semaines ; 10 mois (exposition chronique)</td><td>Diminution du poids, de la production de cocons, de la survie des jeunes et du taux de croissance</td><td>van der Ploeg et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>30-50 nm (revêtement PVP)</td><td>Enchytraeus albidus</td><td>100-1000</td><td>6 semaines</td><td>Diminution de la reproduction, AgNO<sub>3</sub> plus toxique que le nano-Ag</td><td>Gomes et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>50 nm (revêtement PVP)</td><td>Eisenia fetida</td><td>18-1758</td><td>28 jours pour adultes + 4 semaines d'incubation des cocons</td><td>Diminution de la reproduction, transcription de l'expression des gènes relatifs à l'endocytose et aux cils cellulaires différente par rapport aux AgNO<sub>3</sub></td><td>Novo et al., 2015</td></tr><tr><td>Ag - Ag<sub>2</sub>S</td><td>Nano-ag de 15 nm avant passage dans la STEP pilote</td><td>Porcellio scaber Isopode</td><td>Boues issues d'un digesteur pilote 4,02 g nanoAg /kg boues</td><td>14 jours</td><td>La plupart des Ag mesuré dans le P. scaber à la fin de la phase d'assimilation est dans l'intestin, ce qui indique qu'une petite part de l'ag est assimilé par les isopodes.</td><td>Kampe et al., 2018</td></tr><tr><td>Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub> TiO<sub>2</sub> ZnO</td><td>60 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub> : 10,2-407,8 mg/L TiO<sub>2</sub> : 24-239,6 mg/L ZnO : 0,4-8,1 mg/L</td><td>24 h</td><td>Les NMM et leurs équivalents sous forme macro ont tous été toxiques, inhibent la croissance et plus spécifiquement la capacité de reproduction des nématodes.</td><td>Wang et al., 2009</td></tr><tr><td>Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>11 nm</td><td>Eisenia fetida</td><td>100-10000</td><td>28 jours et 2 jours (évitément)</td><td>Aucune mortalité n'est observée lors de l'exposition subchronique, même si la reproduction diminue lors de l'exposition à plus de 3000 mg/kg de nano-Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub>. Aucun effet n'est observé lors de l'exposition au Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub> sous la forme micro. E Fetida évitent les sols contenant des nano et micron-Al<sub>2</sub>O<sub>3</sub> à plus de 5 000 mg/kg.</td><td>Coleman et al., 2010</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub> TiO<sub>2</sub></td><td>CeO<sub>2</sub> : 15 et 45 nm - TiO<sub>2</sub> : 7 et 20 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>1 mg/L</td><td>24h</td><td>Les résultats suggèrent que les nano-CeO<sub>2</sub> et nano-TiO<sub>2</sub> ont un potentiel de provoquer l'écotoxicité des C. elegans.</td><td>Roh et al., 2010</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>10-50 nm</td><td>Porcellionides prunosus ; Folsomia candida</td><td>10-1000</td><td>14 jours 28 jours</td><td>Pour les 2 espèces : aucun effet</td><td>Tourinho et al., 2015</td></tr><tr><td>Cu</td><td>20-40 nm et &lt; 100 nm</td><td>Eisenia fetida</td><td>5-50 mg/kg masse sèche</td><td>28 jours et 56 jours (reproduction)</td><td>Bioaccumulation.</td><td>Unrine et al., 2010</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Propriétés des NMM</td><td>Organisme</td><td>Concentration en mg/kg</td><td>Temps d'exposition</td><td>Effets</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Cu</td><td>80 nm</td><td>Enchytraeus albidus</td><td>400-1000</td><td>48h</td><td>Les nano-Cu et les sels de Cu induisent des réponses génétiques. Les effets sont provoqués par les nano-Cu eux-mêmes et non pas les ions.</td><td>Gomes et al., 2012</td></tr><tr><td>Cu</td><td>80 nm</td><td>Enchytraeus albidus</td><td>130-230</td><td>3 et 6 semaines</td><td>Les nano-Cu et Cu ioniques peuvent provoquer des changements dans le stockage de la nourriture (de l'énergie) : la quantité de féculents dans les vers. Pas de différence apparente n'est observé entre l'effet du nano-Cu et du CU sous forme de sels.</td><td>Amorim et al., 2012</td></tr><tr><td>Cu</td><td>&lt; 50 nm (revêtement oxyde)</td><td>Porcellio scaber</td><td>2000-5000</td><td>14 jours d'exposition + 14 jours de phase d'élimination</td><td>Forte concentration dans le système digestif, Assimilation identique pour les nano-Cu et les sels de Cu</td><td>Golobic et al., 2012</td></tr><tr><td>Cu</td><td>66-80 nm et agglomérats de 419 nm</td><td>Enchytraeus albidus</td><td>30-1030</td><td>42 jours (reproduction) + 48 h (évitement)</td><td>Survie réduite en présence de concentration &gt; 600 mg/kg, diminution de la reproduction (dépendant de la quantité de nano-Cu) évitement de nano-Cu même à faibles concentrations</td><td>Amorim et Scott-Fordsmand, 2012</td></tr><tr><td>Fe de valence zéro</td><td>&lt; 50 nm revêtement d'acide polyacrylique de sodium</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>10%</td><td>96 heures</td><td>Diminution de la croissance dans les sols avec du nano-Fe. Toxicité du Zn diminué lorsque le sol est traité avec du nano-Fe.</td><td>Fajardo et al., 2015</td></tr><tr><td>Fe de valence zéro</td><td>&lt; 50 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>0,5-10 mg/mL (in vitro) 17 mg/g (test de sol)</td><td>96 h (croissance et survie) - 72 h (reproduction) - 7 jours de test en sol</td><td>Diminution de la croissance, de la reproduction et de la survie pendant le test in vitro. Mais augmentation de la croissance et de la reproduction dans le test sur sol.</td><td>Sacca et al., 2014</td></tr><tr><td>Or</td><td>20 et 50 nm</td><td>Eisenia fetida</td><td>5-50 mg/kg masse sèche</td><td>28 jours</td><td>Les nano-Cu oxydés peuvent entrer dans la chaîne alimentaire via le sol (les vers de terre) mais les effets négatifs sur les vers de terre ne sont observés qu'à forte concentration (&gt; 65 mg Cu / kg sol).</td><td>Unrine et al., 2010</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>15 nm</td><td>Porcellio scaber</td><td>0,1-3000 µg/g feuilles sèches</td><td>3 jours</td><td>L'activité des enzymes antioxydates comme la catalase (CAT) et la glutathionne-S-transférase (GST), dans les glands digestifs est affecté dépendamment de la quantité de NMM. La taille, le taux d'alimentation, l'efficacité d'assimilation de la nourriture et la survie n'est pas affecté jusqu'à 3 000 mg/g.</td><td>Jemec et al., 2008</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>&lt; 25 nm et &lt;75 nm</td><td>Porcellio scaber</td><td>10-1000 mg<sup>2</sup>/g nourriture sèche</td><td>14 jours</td><td>Les effets des nano-TiO<sub>2</sub> sont dépendant des concentrations d'exposition et de la durée d'exposition, de la quantité consommée, de la taille et des pré-traitements des NMM. Les concentrations d'exposition de 10-1000 mg TiO<sub>2</sub>/g nourriture sèche (1.35-1025 mg totalement consommé de TiO<sub>2</sub>/g d'animal humide) est identifié comme sure pour les espèces testées après 7 jours.</td><td>Drobne et al., 2009</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>10 x 50 nm (revêtement Al(OH)<sub>3</sub> et siloxane polydiméthyle)</td><td>Lumbricus terrestris</td><td>1-100 mg/l ; 10 - 100 mg/kg nourriture sèche ; 15 mg/kg sol sec</td><td>7 jours</td><td>Les nano-TiO<sub>2</sub> sont issues de cosmétiques (crèmes solaires) vieillis. Les auteurs n'observent pas de mortalité et la bioaccumulation n'est pas observée.</td><td>Lapied et al., 2011</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>NMM</td><td>Propriétés des NMM</td><td>Organisme</td><td>Concentration en mg/kg</td><td>Temps d'exposition</td><td>Effets</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>5 10 et 21 nm</td><td>Eisenia fetida E. andrei</td><td>20-10000</td><td>14 jours (survie)<br>18 semaines (croissance)<br>28 jours (reproduction)<br>et 48h (évitement)</td><td>L'exposition à des sols issus de champs et des sols artificiels contenant entre 200 et 10 000 mg de nano-TiO<sub>2</sub>/kg de sol sec n'ont pas eu d'effet significatif sur la survie des jeunes et leur croissance, sur la survie des vers de terre adultes, sur la production de cocoon, la viabilité des cocons et sur le nombre total de jeune ussys de ces cocons.<br>Cependant, les vers de terre évitent les sols artificiels amendés avec du nano-TiO<sub>2</sub>. La concentration la plus faible à laquelle l'évitement est observé est entre 1000 et 5000 mg/kg. Cet évitement est spécifique à la forme nano des TiO<sub>2</sub>.</td><td>McShane et al., 2012</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>&lt; 25 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>7,7 et 38,5 µg/mL</td><td>24 h - 5 jours (test de reproduction)</td><td>9 processus métaboliques affectés - augmentation de la production de DRO - reproduction diminuée</td><td>Ratnasekhar et al., 2015</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub><br>ZnO</td><td>TiO<sub>2</sub> : 32 nm<br>ZnO : 40-100 nm</td><td>Eisenia fetida E. andrei</td><td>0,1-10000 mg/l (survie)<br>0,1-1000 mg/kg (reproduction)</td><td>14 jours</td><td>Les nano-ZnO sur le papier filtre est toxique pour les E. fetida alors que les nano-TiO<sub>2</sub> ne le sont pas.<br>Sur le sable aucun signe de toxicité pour les 2 NMM n'est observé lorsque l'expérience est réalisée dans le sable. Les 2 NMM provoquent des perturbations de la production des vers de terre dans les sols artificiels.<br>Les nano-ZnO sont plus toxiques que les nano-TiO<sub>2</sub> pour les vers de terre Eisenia fetida.</td><td>Cañas et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>&lt; 50 nm</td><td>Folsomia candida</td><td>230 mg/kg sol sec</td><td>28 jours</td><td>H. incongruens est l'organisme le plus sensible au nano-ZnO diminution de la reproduction. Les nano-ZnO semblent avoir un effet toxique plus important dans la forme insoluble vis à vis des organismes terrestres.</td><td>Manzo et al., 2010</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>&lt; 100 nm</td><td>Folsomia candida</td><td>100-6400 mg/kg sol sec</td><td>28 jours</td><td>La survi de F. candida n'est pas affectée par les nano-ZnO. La reproduction diminue en fonction de la quantité de nano-ZnO. Les effets toxiques sont provoqués par le rejet d'ions et non pas la taille de la particule de ZnO.</td><td>Kool et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>&lt; 100 nm</td><td>Eisenia veneta</td><td>250-750 mg/kg sol sec</td><td>21 jours</td><td>A 750 mg Zn/kg la reproduction diminue par 50% lors de l'exposition aux nano-ZnO. L'activité immunitaire n'est pas affectée par les nano-ZnO. Les nano-ZnO peuvent être assimilés.</td><td>Hooper et al., 2011a</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1-2,5 nm</td><td>Caenorhabditis elegans</td><td>10-1625 mg/L</td><td>24 h et 72 h (reproduction)</td><td>Les nano-ZnO ont une toxicité sur les nématodes similaire au ZnCl<sub>2</sub> aqueux.</td><td>Ma et al., 2009</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>&lt; 100 nm</td><td>Porcellio scaber</td><td>2-5 mg/g nourriture sèche</td><td>28 jours</td><td>La bioaccumulation de Zn dans les isopods exposés aux nano-ZnO dépend probablement de la dissolution de Zn et non de la bioaccumulation des particules nano de ZnO.</td><td>Pipan-Tkalec et al., 2010</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td></td><td>Eisenia fetida</td><td></td><td>7 jours</td><td>Pas d'impact sur la survie des adultes<br>Réponse antioxydante et enzymatique</td><td>Hu et al. 2013</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td></td><td>Eisenia fetida</td><td></td><td>14-28 jours</td><td>Accumulation</td><td>Li et al., 2013</td></tr></tbody></table>
### 2.4.4.3.3 Impact des NMM des boues sur les plantes dans le cadre d'un épandage

Les plantes sont les premiers producteurs de biomasse dans le sol. Leurs racines sont une source de nourriture pour de nombreux habitants du sol comme les bactéries, les champignons, etc.

La plupart des effets causés par les NMM et répertoriés dans la littérature sont néfastes pour les plantes. Les caractéristiques physico-chimiques des NMM, les propriétés du sol, et les conditions d'exposition ont un impact sur l'effet des NMM sur les plantes (Pullagurala *et al.*, 2018).

De nombreuses études sur l'effet des NMM sur la germination et la croissance des plantes, ont été répertoriées. Des études reportent à la fois des effets positifs et des effets négatifs sur la croissance des plantes, ce qui prouve encore une fois, que tout dépend du type de NMM, de la plante étudiée, de la concentration de NMM, du temps de contact et de la méthode d'application. La plupart des études ont montré l'effet anti-microbien de certaines NMM sur le rejet des nutriments par la matière organique dans le sol. Les conséquences peuvent se traduire par un dérèglement les relations entre les plantes et les microbes ce qui diminue la fertilité du sol (Fayiga et Saha, 2017).

Certaines études se basent sur l'effet d'un type de NMM directement appliqué au sol. Toutefois, l'effet du NMM seul est différent de celui des NMM présents dans les biosolides. Comme vu dans le chapitre sur les transformations physico-chimiques des NMM dans le sol, les NMM peuvent avoir une biodisponibilité et des propriétés modifiées par les transformations subies. L'extrapolation des résultats peut donc s'avérer délicate et éloignée de la réalité.

Les études se sont focalisées principalement sur la croissance des graines et des pousses, la bio-distribution des NMM et les changements phénotypiques et les dommages sur l'ADN.

La plupart des plantes étudiées sont des plantes de culture et sont donc exposés aux NMM dans des temps relativement courts (McKee et Filser, 2016).

#### 2.4.4.3.3.1 Assimilation et migration des NMM dans les plantes

Les plantes ont tendance à assimiler les substances chimiques présentes dans le sol. Il y a dès à présent de fortes preuves que les NMM sont assimilés par les plantes. L'assimilation est dépendant de la concentration des boues (Judy *et al.*, 2015) ainsi que des paramètres du sol.

Les NMM ont été détectés dans les plantes grâce à une multitude de techniques de mesures comme : la microscopie à transmission électronique, la spectrométrie dispersive en énergie, la microscopie à force atomique, la microscopie à fluorescence X, la microscopie confocale etc. (Hatami *et al.*, 2016).

L'assimilation dépend de la composition du sol, du type d'amendement dans lequel se trouvent les NMM et du type de NMM. Plusieurs paramètres agronomiques influencent l'assimilation des NMM par les plantes. Le type de média dans lequel la plante grandit lors des expérience influence donc l'assimilation des NMM. La présence de certaines substances dans les amendements du sol, comme le charbon de bois ou biochar, peut minimiser l'assimilation des NMM par les plantes (Servin *et al.*, 2017). Par exemple, Wang *et al.* (2016d) ont montré que les nano-Ag (principalement sous forme de nano-Ag₂S) provenant de boues de STEP sont biodisponibles pour les plantes principalement dans les sols ayant de fortes concentrations en Cl, probablement dû à la formation de complexes AgClₓ solubles dans le sol. La biodisponibilité augmente donc dans les sols salins ou quand l'irrigation est réalisée avec de l'eau contenant beaucoup de Cl (Wang *et al.*, 2016d). La biodisponibilité des NMM aux plantes est diminuée par la présence de substances humiques, car les NMM ont tendance à former des agrégats dans le sol (Pullagurala *et al.*, 2018). La présence d'autres contaminants peut également perturber la biodisponibilité des NMM aux plantes (Deng *et al.*, 2017).

L'assimilation des racines des nano-Ag, AgNO₃, nano-Ag₂S est plus importante lorsque les boues sont méthanisées. La décomposition des boues augmente probablement la biodisponibilité des différentes espèces d'ag nano (Schlich *et al.*, 2018). Les nano-Ag transformés sont assimilés par les plantes (Pradas del Real *et al.*, 2016). La sulfuration des nano-Ag n'empêche pas totalement la biodisponibilité, ce qui est confirmé dans l'étude de Schlich *et al.* (2018).

Zhu *et al.*, (2008) ont montré que les plants de courge qui ont poussé en culture hydroponique assimilent plus les nano-Fe₃O₄ magnétiques, que ces mêmes courges qui poussent dans le sable. Aucune assimilation n'est observée pour les courges plantées dans le sol. Ceci est expliqué par l'adhésion des NMM aux grains de sable et en plus forte proportions aux particules du sol. Dans cette
même expérience, les plants de pois n'assimilent pas les nano-Fe₃O₄ : les NMM seraient assimilés de manière différente en fonction du type de plante.

Les NMM ont des mécanismes d'assimilation dans les plantes qui leur sont propres par rapport aux formes macro ou dissoutes. Trujillo-Reyes et al., (2014) ont montré que la laitue assimile plus de Cu lorsqu'il est sous forme de nano-Cu que sous forme ionique.

La **concentration des NMM impacte également l'assimilation** : la quantité de nano-CuO assimilé par le blé augmente avec l'augmentation de la concentration du média (de 5,10,50,100, et 200 mg/kg) (Zhou et al., 2011).

La forme sous laquelle les NMM sont assimilés n'est pas encore connue pour l'ensemble des NMM.

Une faible biodisponibilité a été reportée : dans le maïs pour le nano-CeO₂ (Birbaium et al., 2010) dans les citrouilles pour le nano-Fe₃O₄ (Zhu et al., 2008) et dans le blé pour le nano-TiO₂ et nano-ZnO (Du et al., 2011). Larue et al. (2012) montrent que moins de 0,005% des NTC appliqués sont assimilés par les racines du blé et du colza et transportés aux feuilles, pendant 7 jours d'exposition dans du sable.

L'assimilation est donc impactée principalement par le **type de sol** dans lequel la plante grandit (salinité, acide humique, type de traitement des boues, sol sablonneux, etc.), par le **type** et la **concentration** de NMM. Certains NMM ont un mode d'assimilation qui leur sont propres en comparaison à leur forme macro ou dissoute.

Les propriétés physico-chimiques des NMM comme les aspérités surfaciques, la charge électrique, l'hydrophobicité favorisent le lien et l'assimilation cellulaire des NMM (Hatami et al., 2016).

Les membranes cellulaires sont les principales zones d'interaction par lesquelles les NMM peuvent accéder à l'intérieur de la plante. Néanmoins, les mécanismes d'assimilation exacts ne sont pas encore totalement compris (McKee et Filser, 2016).

Les NMM peuvent former des complexes avec les protéines en charge du transport sur la membrane plasmique qui régulent leur entrée dans les plantes (Hatami et al., 2016).

Hatami et al. (2016) reportent que la **taille des pores des cellules des plantes** doit avoir un petit **diamètre, pour permettre la pénétration directe des NMM**. Les particules plus larges étant limitées pour entrer dans les cellules épidermiques. Les nano-Fe avec revêtement carbone plus grandes que 46 nm ne sont pas transportées le système vasculaire des courges (Hatami et al., 2016). Les fullerols (C₆₀(OH)₂₀) hydrophile de diamètre inférieur ou égal à 24 nm ont été détectés dans le cytoplasme d'un oignon (Alium cepa L.) alors que les fullerènes (C₇₀) hydrophobiques de diamètre compris entre 18,2 et 100 nm ont bloqué les pores de la membrane cellulaire et se sont agrégés entre la membrane plasmique et la membrane cellulaire (Chen et al., 2010). Les nano-FeOₓ ne sont pas transportés à travers les membranes plasmiques des plantes car ils sont pour la plupart supérieurs à 20 nm (Zuverza-Mena et al., 2017).

À la suite de la pénétration de la membrane cellulaire, les NMM sont diffusés entre les membranes cellulaires et les membranes du cytoplasme. Des en charge du transport comme les aquaporines ou les canaux ioniques peuvent acheminer les NMM.

Certaines études ont également révélé que les mécanismes d'endocytoses (processus cellulaire par lequel une substance est internalisé, en étant entouré par une membrane plasmique) jouent un rôle important dans l'internalisation des NMM. Ces mécanismes sont généralement utilisés pour les fonctions essentielles comme l'assimilation des nutriments, la régulation des récepteurs membranaires etc. (Vázquez Núñez et de la Rosa-Álvarez, 2018).

L'incorporation des NMM par les plantes peut également être réalisée via une pénétration de la membrane des cellules. Les NTC peuvent percer la membrane cellulaire et entrer dans le cytoplasme (Wild et Jones, 2009). Dans le cytoplasme, les NMM interagissent avec leur environnement via les forces électrostatiques, de van der Waals et stérique-polymère. Les protéines peuvent se lier à la surface des NMM former des structures complexes appelées couronne protéique. Ces complexes NMM-endosome-protéine peuvent se déplacer de cellules en cellules via les plasmodesmes, qui font généralement entre 20 et 50 nm de diamètre.
Pendant la germination les NMM peuvent pénétrer les grains via l'espace intercellulaires dans le parenchyme (un des tissus le plus présent dans la plante qui participe aux fonctions de nutrition).

La figure ci-dessous présente l'assimilation des NMM via la voie apoplasmique (à travers les membranes cellulaires) et via la voie symplasmique (via le cytoplasme).

Selon Hatami *et al.* (2016) il n'y a pas de réponse claire dans la littérature pour savoir si les NMM se déplacent préférentiellement via la voie apoplasmique ou via la voie symplasmique. La plupart des données expérimentales relatent un transport via le système apoplasmique.

<figure><img src="image_78.png" /><figcaption>Figure 63. Schéma de coupe de tissu d'une plante et assimilation des NMM (adapté de Hatami et al., 2016).</figcaption></figure>

Les NMM peuvent être assimilés via les racines (Vázquez Núñez et de la Rosa-Álvarez, 2018). Des nano-Cu, des nano-ZnO, des nano-Fe avec revêtement carbone, des nano-Ag, des nano-Ag₂S, des fullerènes (C₇₀), des nano-CeO₂, des nano-TiO₂ ont été détectés dans les racines des plantes (Lee *et al.*, 2008 ; Lin *et al.*, 2008 ; Gonzalez-Melendi *et al.*, 2008 ; Colman *et al.*, 2013 ; Lin *et al.*, 2009).

Certains NMM avec une faible solubilité, comme les nano-TiO₂ et le nano-CeO₂ peuvent rester dans le sol ou être assimilés par les racines sous forme nanoparticulaire.

Les NMM sont transportés des racines aux feuilles ou aux fruits. La mobilité des racines aux tiges pourrait être possible par le xylème, composant le tissu conducteur de la plante. Cependant la mobilité et la biotransformation varient pour chaque type de NMM (Pullagurala *et al.*, 2018). Ce transport des racines aux parties aériennes est attesté pour le nano-CuO (Wang *et al.*, 2012), le nano-ZnO (Priester *et al.*, 2012). Le nano-Ag serait séquestré dans les racines (Schlich *et al.*, 2018).

Les nano-TiO₂ sont assimilés par les racines et migrent jusqu'aux parties aériennes, comme les feuilles et les fruits sans subir de biotransformation (Servin *et al.*, 2012). À contrario, les NMM à base de cérium ont tendance à former des ions qui interagissent avec des composés organiques des plantes (Gui *et al.*, 2015). Les nano-Ag s'agrègent à la surface des racines, et lorsque le nano-Ag est lié aux racines, il sert de source d'ions argent. Une fois que les nano-Ag sont dans le système vasculaire, ils sont montés dans les racines jusqu'au feuilles (Zuverza-Mena *et al.*, 2017).

Plusieurs auteurs ont reporté l'accumulation de Ce issus de nano-CeO₂ dans : les feuilles de coriandre (Morales *et al.*, 2013), les tomates (Wang *et al.*, 2012), le riz (Rico *et al.*, 2013) et le concombre (Zhao *et al.*, 2013). Cependant, Barrios *et al.* (2016a ; 2016b) ont trouvé que les plants de tomates qui ont grandi dans du sol amendé de nano-CeO₂ ne retiennent pas beaucoup de Ce : le contenu de Ce des fruits étant en dessous de la limite détectable.

L'assimilation peut également être réalisée dans les parties aériennes de la plante (feuilles, tiges), via les stomates (structures épidermiques des feuilles et des tiges destinées à permettre, mais aussi
réguler, les échanges gazeux) et les **cuticules** (revêtement protecteur des parties aériennes des plantes, lipidique, extracellulaire, hétérogène, et résistant à la biodégradation) (McKee et Filser, 2016). Le transport des NMM est possible des parties aériennes de la plante jusqu'aux racines (Hatami et al., 2016).

Le nano-Ag et le nano-TiO₂ peut être internalisé dans les feuilles de laitue (Lactuca sativa) (Larue et al., 2014a ; 2014b) et le nano-CuO est internalisé dans les feuilles de coton transgénique par endocytose (pas dans les feuilles du coton conventionnel) (Le Van et al., 2016). Une transformation chimique a lieu pour les nano-Ag (production d'ions et sulfuration) mais pas pour les nano-TiO₂.

Ci-dessous le schéma est adapté de la revue bibliographique de Zuverza-Mena et al. (2017) et reprend les interactions entre la section transversale de la zone d'absorption d'une racine et les voies d'absorption des NMM dans les plantes.

<figure><img src="image_79.png" /><figcaption>Figure 64. Absorption des NMM dans la zone d'absorption racinaire des plantes (adapté de Zuverza-Mena et al., 2017).</figcaption></figure>

Le tableau ci-dessous, présente les plantes qui assimilent les NMM répertoriées dans la littérature et le lieu où les NMM sont présents.
<table><caption>Tableau 43. Assimilation des NMM par les plantes (adapté de Hatami et al., 2016 ; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>Type de NMM</td><td>Espèce de plante</td><td>Partie assimilant</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Nano-Ag, AgNO<sub>3</sub>, nano-Ag<sub>2</sub>S</td><td>Avoine</td><td>Racine</td><td>Schilch et al., 2018</td></tr><tr><td>Fullerol (C<sub>60</sub>(OH)<sub>20</sub>)</td><td>melon amer Momordica charantia</td><td>Racine, tige, petiole, feuille, fleur et fruit</td><td>Kole et al., 2013</td></tr><tr><td>Fullerènes (C<sub>70</sub>)</td><td>Oriza sativa</td><td>Racines</td><td>Lin et al., 2009</td></tr><tr><td>NTC multi-couche</td><td>Courge Cucurbita pepo</td><td>NTC observés dans les membranes cellulaires des racines et facilitent le transport de phénanthrène dans les cellules vivantes</td><td>Wild et Jones, 2009</td></tr><tr><td>NTC</td><td>Fève</td><td>Feuilles</td><td>Wang et al., 2014</td></tr><tr><td>NTC multi-couche</td><td>Blé et colza</td><td>Moins de 0,005% des NTC appliqués sont assimilés par les racines et transportés aux feuilles</td><td>Larue et al., 2012a</td></tr><tr><td>Fer avec revêtement de carbone</td><td>Courge Cucurbita pepo</td><td>NMM observés dans les espaces extracellulaires et à l'intérieur des cellules.</td><td>Gonzalez-Melendi et al., 2008</td></tr><tr><td>Fer avec revêtement de carbone</td><td>Courge Cucurbita pepo</td><td>NMM ont migré vers les parties aériennes par le système vasculaire. Les particules plus grandes que 46 nm n'ont pas été transportées.</td><td>Corredor et al., 2009</td></tr><tr><td>Fe et Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>Laitue Lactuca sativa</td><td>Agrégation dans les racines</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>Tournesol Helianthus annuus</td><td>Peu d'assimilation et de transport de NMM</td><td>Martinez-Fernandez et al., 2016a</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>Citrouille Cucurbita mixta</td><td>Transport des NMM à travers les tissus de la plante ; Feuilles, tiges<br>Accumulation à la surface des racines</td><td>Zhu et al., 2008</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>Cresson et pois Lepidium sativum et pisum sativum</td><td>Accumulation dans les racines à cause d'une forte adsorption</td><td>Bystrzejewska-Piotrowska et al. 2012</td></tr><tr><td>Fer de valence zéro</td><td>Typha Latifolia</td><td>Peu de transport jusqu'aux tiges<br>Pénétration des NMM à travers plusieurs couches de cellules épidermiques.</td><td>Ma et al., 2013</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>Lolium perenne Citrouille Cucurbita mixta</td><td>Pas d'assimilation<br>Obstruction des aquaporines</td><td>Wang et al., 2011a</td></tr><tr><td>Or</td><td>Pastèque « black diamond »</td><td>Racines, tige, feuille</td><td>Raliya et al., 2016</td></tr><tr><td>Or</td><td>Myriophyllum simulans, Egeria densa, azolla caroliniana</td><td>Assimilation par les racines en fonction de la taille et de l'espèce</td><td>Glenn et al., 2012</td></tr><tr><td>Or</td><td>Tabac Nicotiana tabacum</td><td>Preuve de biomagnification</td><td>Judy et al., 2012</td></tr><tr><td>Or</td><td>Tabac Nicotiana tabacum Blé triticum aestivum</td><td>Accumulation dépendant du type de plante</td><td>Judy et al., 2011</td></tr><tr><td>Or</td><td>Riz Ozyra sativa</td><td>NMM observés dans le mésophylle et dans le système vasculaire du centre de la graine</td><td>Koelmel et al., 2013</td></tr><tr><td>Or</td><td>Tabac Nicotiana tabacum</td><td>Assimilation sélective vis-à-vis de la taille</td><td>Sabo-Attwood et al., 2012</td></tr><tr><td>Cuivre et dérivés</td><td>Coriandre</td><td>Racine, pousse</td><td>Zuverza-Mena et al., 2015</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Type de NMM</td><td>Espèce de plante</td><td>Partie assimilant</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Haricots rouges</td><td>Racine, tige, feuilles et autres parties aériennes</td><td>Gui et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Blé</td><td>Racine, pousse, grains</td><td>Rico et al., 2017</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Tomate<br>Solanum lycopersicum</td><td>Dans les fruits : Ce</td><td>Wang et al., 2012</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Coriandre<br>Coriandrum sativum</td><td>Augmentation de l'accumulation du Ce dans les racines et les tiges ;</td><td>Morales et al., 2013</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>Soja</td><td>Tissus des racines et nodules</td><td>Priester et al., 2012</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Concombre</td><td>Racine, pousse</td><td>Servin et al., 2012</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Lactuca sativa</td><td>Feuille</td><td>Larue et al., 2014b</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Blé<br>Triticum aestivum</td><td>NMM principalement présents à la surface des racines</td><td>Du et al., 2011</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>Blé<br>Triticum aestivum, Rumex Crispus</td><td>Racines</td><td>Jacob et al., 2013</td></tr><tr><td>Cu</td><td>Triticum aestivum</td><td>Cytoplasme et les membranes cellulaires des racines</td><td>Lee et al., 2008</td></tr><tr><td>Cu<br>CuO</td><td>Laitue<br>Lactuca sativa</td><td>Plus d'accumulation du Cu sous forme de NMM que sous forme ionique</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Elsholtzia splendens</td><td>Cu présents principalement sous forme de CuO à l'intérieur des tissus</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Landoltia punctata</td><td>Cu présent en quantité plus importante dans les feuilles que dans les racines</td><td>Shi et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Radis, fétuque annuel et fétuque vivace</td><td>Racine, pousse</td><td>Atha et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Halimione portulacoides, phragmites australis</td><td>Pas de transfert de Cu dans les racines de H. portulacoides<br>Moins d'accumulation dans les racines quand le Cu est sous la forme de NMM, le transfert de Cu varie entre les différentes espèces de plantes<br>Les Cu peuvent s'agréger et donc réduisent leur disponibilité</td><td>Andreotti et al., 2015</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Triticum aestivum<br>Blé</td><td>Bioaccumulation du Cu</td><td>Dimkpa et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Triticum aestivum<br>Blé</td><td>L'assimilation augmente avec la concentration</td><td>Zhou et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>Microsystis aeruginosa</td><td>Cu dans les plantes principalement sous forme de Cu<sub>2</sub>O<br>A priori, l'internalisation n'affecte pas la cellule</td><td>Wang et al., 2011a,b</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Phaseolus radiatus</td><td>Racines</td><td>Lee et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Carex Lurida, Juncus Effusus, et Panicum virgatum</td><td>Tissus de la plante.</td><td>Colman et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Arabidopsis</td><td>Taches brunes sur les racines<br>Transport jusqu'aux tissus interne de la racine</td><td>Geisler-Lee et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>Lactuca sativa</td><td>Feuille</td><td>Larue et al., 2014a</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Lolium perenne</td><td>Membranes cellulaires des racines</td><td>Lin et al., 2008</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Maïs<br>Zea mays</td><td>Racines et tiges<br>Internalisation du Zn par la voie apoplasmique</td><td>Zhao et al., 2012</td></tr></tbody></table>
2.4.4.3.3.2 Mécanismes de toxicité des NMM sur les plantes

Comme expliqué dans le paragraphe 2.4.4.3.3.1 Assimilation et migration des NMM dans les plantes, les NMM peuvent entrer dans la cellule, via plusieurs processus (en se liant avec les protéines en charge du transport, via les canaux ioniques, via endocytose, rupture de la membrane) et entrer dans le cytoplasme (Hatami et al., 2016).

Les microfilaments du cytosquelette (un réseau filamenteux à l'intérieur d'une cellule, lui conférant ses propriétés mécaniques comme la rigidité) peuvent être perturbés par certains NMM, comme le nano-TiO₂, ce qui affecte la viabilité du plasmodesme (Hatami et al., 2016).

Les mécanismes provoquant la toxicité des NMM dans les cellules des plantes sont résumés dans le schéma ci-dessous de la Figure 65.

L'exposition des NMM provoque une toxicité pour la cellule. Les NMM peuvent effectivement pénétrer la cellule des plantes et provoquer des stress oxydatifs via la production de Dérivés Réactifs de l'Oxygène (DRO). Ceci va en conséquence interférer avec les différents processus métaboliques dans la cellule en attaquant les membranes, les lipides, l'ADN et les protéines. Les mécanismes de défense de la plante contre la surproduction de DRO sont à la fois enzymatiques (production d'enzymes antioxydantes permettant une détoxification) et non enzymatiques (activation des gènes qui permettent à la plante de s'adapter) (Hatami et al., 2016).

<figure><img src="image_80.png" /><figcaption>Figure 65. Effets des NMM sur la cellule de la plante et mécanismes de défense mis en jeu par la cellule (adapté de Hatami et al., 2016).</figcaption></figure>

Tous les NMM (carbonés et à base de métaux) sont capables de produire un stress oxydatif et générer un excès de DRO, qui peut potentiellement affecter la structure des protéines (Hatami et al., 2016).

Amplification du stress oxydatif et modification de l'activité des enzymes régulatrices des oxydo-réductions
## Rappel : L'importance de la régulation des processus d'oxydation dans les cellules des êtres vivants

« Dans les conditions physiologiques, un équilibre existe entre la génération d'espèces dérivés réactives de l'oxygène (DRO) et les systèmes de défense antioxydants. Cependant, de nombreuses causes peuvent rompre cet équilibre et être à l'origine d'une augmentation du taux de DRO dans la cellule. Ce processus est appelé « stress oxydatif » ou encore « stress oxydant ». Les DRO sont de puissants oxydants qui vont induire dans la cellule des dommages au niveau des macromolécules, être responsables de la peroxydation lipidique, de l'apparition d'une porosité membranaire et de la cytolysse cellulaire, ainsi que d'une diminution du métabolisme protéique et de l'oxydation des nucléotides. Selon le niveau des dommages générés, la cellule peut s'engager soit vers un processus de réparation soit vers la mort cellulaire. » (Poinso A., 2016).

Les régulateurs cellulaires du stress oxydatif existent et notamment une enzyme majeure du maintien de l'homéostasie cellulaire est la superoxyde dismutase (SOD).

« Grâce à son activité antioxydante majeure, la SOD est un élément fondamental dans la lutte contre le stress oxydatif. Chaque organisme privilégie cependant le type de SOD - au fer, au cuivre-zinc ou au manganèse- qui correspond le mieux à son milieu de vie. » (Poinso A., 2016).

Certains NMM sont phytotoxiques à cause de leur dissolution, provoquant le rejet d'ions toxiques ce qui provoque la production d'un excès de DRO (Pullagurala et al., 2018) responsables des réactions oxydo-réductions, la formation de liaisons et l'oxydation de biomolécules (Fayiga et Saha, 2017).

En présence de DRO, les cellules des plantes ont tendance à mourir à cause de dommages dans leur ADN et de dénaturation des protéines. Atha et al. (2012) ont reporté la formation de plusieurs lésions de l'ADN lors de l'exposition des radis et des fétuques aux NMM à base de cuivre. D'autres biomolécules comme les protéines et les glucides ont également été affectés par les NMM. Les nano-CuO peuvent provoquer la formation de DRO et provoquer un stress oxydatif qui endommage d'ADN (Zuverza-Mena et al., 2017).

Les nano-or amplifient le stress oxydatif du Brassica Juncea dans des concentrations supérieures ou égales à 10 mg/kg (McKee et Filser, 2016). A 125 et 500 mg/kg les nano-ZnO provoquent un stress oxydatif des pois verts (McKee et Filser, 2016). Les nano-TiO₂ provoquent une augmentation de l'activité de superoxydation dismutase dans les tomates entre 50 et 5 000 mg/kg. L'augmentation de cette enzyme est également observée pour les nano-Ag à 100 et 1 000 mg/kg dans les tomates (McKee et Filser, 2016). Cette activité est synonyme d'un stress oxydatif fort. Les NTC augmentent l'activité de la peroxydase dans les semences de Onobrychis arenaria (Smirnova et al., 2012).

Les plantes activent les enzymes antioxydantes dans le cadre d'un mécanisme de détoxification. Par exemple Trujillo-Reyes et al. (2014) ont trouvé que les racines de laitue exposées aux nano-CuO et nano-Cu, augmentent l'activité de la catalase alors que l'activité de la peroxydase ascorbate diminue.

Majumdar et al. (2015) ont reporté une augmentation de l'activité de stress des enzymes dans les plantes. En effet, les haricots rouges exposés aux nano-CeO₂ subissent une peroxydation des lipides et une augmentation de la présence d'enzymes antioxydantes à cause d'une augmentation des DRO. L'augmentation de DRO a été également répertoriée sous exposition de Brassica juncea aux nano-Ag (Sharma et al., 2012), Spirodela polyrhiza (Jiang et al., 2014), et A. thialana couplée d'une augmentation des concentrations d'acide aminés (Wen et al., 2016).

Tous les NMM carbonés peuvent potentiellement modifier l'expression génétique inclus dans les réponses aux stimuli (Zuverza-Mena et al., 2017). Par exemple, les NTC impactent l'expression des gènes impliqués dans la réponse au stress des tomates (Lahiani et al., 2015).

Les NTC modifient la structure de l'ADN dans les tissues des plantes. Les NTC à plusieurs couches déclenchent des aberrations chromosomiques dans les racines d'Allium cepa, ce qui provoque l'expression différentielle des gènes de la division cellulaire et de l'apoptose (Ghosh et al., 2011).
<table><caption>Tableau 44. Dommages créés par l'entrée des NMM (adapté de Hatami et al., 2016; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>Type de NMM</td><td>Concentrations</td><td>Media de croissance</td><td>Espèce de plante</td><td>Temps d'exposition</td><td>Partie assimilant</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Graphène</td><td>500-2 000 mg/L</td><td>Hoagland medium Papier filtre avec de la solution de graphène</td><td>Tomate - Solanum lycopersicum ; Chou - Brassica oleracea : Epinard rouge - Amaranthus dubius ; Laitue - Lactuca sativa</td><td>20 jours</td><td>Production de DRO dépendante de la concentration de NMM et mort cellulaire</td><td>Begum et al., 2011</td></tr><tr><td>Graphène</td><td>40-90 mg/L</td><td>JPL medium</td><td>Arabidopsis</td><td>7 jours</td><td>Noyau fragmenté, endommagement de la membrane cellulaire et dysfonctionnement des mitochondries</td><td>Begum et Fugetsu, 2013</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>10 ; 20 et 50 µg/ml</td><td>Aqueux</td><td>Oignon - Allium sepa</td><td>24h</td><td>Aberrations chromosomiques, fragmentation de l'ADN et apoptosis dans les cellules des racines</td><td>Ghosh et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>0,005-0,5 mg/L</td><td>MS médium agar</td><td>Cellules de tabac</td><td>30 jours</td><td>Augmentation de la croissance cellulaire Régulation de la division cellulaire et de la croissance par activation de l'acheminement de l'eau et la division cellulaire.</td><td>Khodakovskaya et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>&gt;100 mg/L</td><td>Agar</td><td>Haricots mung - Vigna radiate</td><td>21 jours</td><td>Augmentation de la peroxydation des lipides et de l'H<sub>2</sub>O<sub>2</sub>. Augmentation de la présence de DRO avec augmentation des concentrations de nano-CuO. Modulation de l'expression des gènes</td><td>Nair et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>20 ; 50 ; 100 ; 200 ; 400 ; 500 mg/L</td><td>Agar</td><td>Arabidopsis</td><td>21 jours</td><td>Excès de production de DRO</td><td>Nair et Chung, 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>1 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Landoltia punctata</td><td>9 jours</td><td>Stress oxydatif, qui à son tour provoque des dommages des membranes cellulaires et de l'ADN.</td><td>Shi et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>40 ; 80 et 120 mg/L</td><td>MS medium</td><td>Orge -</td><td>20 jours</td><td>Rejet de DRO, endommagement de la membrane cellulaire, Activité enzymatique insuffisante pour gérer le stress généré par l'exposition au nano-CuO pendant 20 jours</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>500 mg/kg</td><td>Sable</td><td>Blé - Triticum aestivum</td><td>14 jours</td><td>Stress oxydatif</td><td>Dimkpa et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>10, 100, 500 mg/kg</td><td>Média aqueux</td><td>Radis, fétuque annuel et fétuque vivace</td><td>6 jours</td><td>Endommagement de l'ADN</td><td>Atha et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>1 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Landoltia punctata</td><td>9 jours</td><td>Stress oxydatif à cause d'un changement de la répartition du Cu dans la plante Endommagement de la membrane cellulaire et de l'ADN</td><td>Shi et al., 2011</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>10, 20 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Laitue Lactuca sativa</td><td>15 jours</td><td>Augmentation de l'activité enzymatique à cause d'un stress provoqué par un changement de la composition des minéraux, ce qui provoque la réduction de la taille des racines, une diminution de l'accumulation de la chlorophylle. Agrégation des NMM aux racines affectant l'entrée d'eau.</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>Or</td><td>100 ; 200 ; 300 et 400 mg/L</td><td>MS media</td><td>Moutarde - Brassica juncea</td><td>10 jours</td><td>Augmentation du stress et des radicaux libres et de la proline</td><td>Gunjan et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>125, 250, 500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Pois - Pisum sativum</td><td>25 jours</td><td>Des nano-ZnO dopés avec du Fe produisent moins de DRO</td><td>Mukherjee et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>50 mg/kg</td><td>Sable</td><td>Blé - Triticum aestivum</td><td>7 mois</td><td>Augmentation de la production de DRO</td><td>Du et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>2 000-4 000 mg/kg</td><td>Hydroponie</td><td>Mesquite</td><td>15 jours</td><td>Augmentation de la production de DRO</td><td>Hernandez-Viezas et al., 2011</td></tr></tbody></table>
### 2.4.4.3.3.3 Impact des NMM sur la germination des plantes

Les NMM peuvent perturber la germination des plantes. Cependant, en fonction des modes opératoires, les résultats peuvent être contradictoires.

L'exposition aux NMM de cuivre affecte la germination et les paramètres agronomiques comme la taille des racines et des pousses dans les plants de coriandre (Zuverza-Mena et al., 2015).

Les nano-Ag ont un effet toxique sur les plants de riz, dépendant de la taille et de la quantité de nano-Ag. L'augmentation de la concentration des nano-Ag de 0,1 à 1 000 mg/l et l'augmentation de la taille des nano-Ag au-delà de 20-150 nm de diamètre augmente l'effet d'inhibition sur la germination des graines et la croissance des semences (Thuesombat et al., 2014).

Les nano-SiO₂ augmentent la germination des graines et stimulent le système antioxydant de la courge dans des conditions de salinité forte, sous stress de NaCl (Siddiqui et al., 2014).

Khodakovskaya et al. (2011) ont observé une accélération de la germination de Lycopersicum esculentum après une exposition aux NTC. Les semences de tomates exposées à des NTC ont un plus grand taux de germination et une production de biomasse plus élevée, grâce à la capacité des NTC de pénétrer le tégument (tissu formant une enveloppe autour de divers organes)<fnref n="21" /> épais de la graine et favorise l'absorption de l'eau à l'intérieur de la graine (Khodakovskaya et al., 2009).

En fonction des NMM, différents résultats ont été montrés : les nano-Al₂O₃ et nano-SiO₂ n'ont pas d'effet sur la germination de A. thaliana, alors qu'une interruption de la germination est observée lors de l'exposition aux nano-ZnO (Ma H. et al., 2013).

Les effets de la germination en présence de nano-ZnO sont contradictoires : Prasad et al. (2012) reportent une augmentation de la germination et de la vigueur des semis lors de l'exposition à 1 000 mg/l de nano-ZnO dans une suspension pendant 3 heures alors qu'une inhibition de la germination est reportée par Lin et Xing, 2007) lorsque les grains de maïs sont exposés à 2 000 mg/l de nano-ZnO pendant 2 heures dans une suspension.

Les effets de la germination liés aux nano-TiO₂ sont également contradictoires dans la littérature. Les nano-TiO₂ permettent d'accélérer la croissance des radicules (partie du germe destinée à former des racines) et des plumules (partie du germe destinée à former la tige) des semis de canola (Brassica napus) (Mahmoodzadeh et al., 2013a). Feizi et al. (2012) quant à eux ne trouvent pas de changement dans la germination des grains de blé exposés aux nano-TiO₂ à 1-500 mg/l. cependant, au cours du temps est observé une diminution du temps de germination à 10 mg/L (Feizi et al., 2012). Castiglione et al. (2011) trouvent une augmentation du temps de germination des semences de Vicia narbonensis exposés aux nano-TiO₂.

Le Tableau 45 résume les impacts des NMM sur la germination des plantes.

<footnote n="21">²¹ tissu formant une enveloppe autour de divers organes</footnote>
<table><caption>Tableau 45. Effets des NMM sur la germination des plantes (adapté de Hatami et al., 2016 ; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Concentration de NMM</td><td>Media de croissance</td><td>Espèce de plante</td><td>Effet sur la germination des plantes</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>NTC</td><td>50 µg/ml</td><td>Agar et le Medium Murashige et Skoog (MS)</td><td>Lycopersicum esculentum Tomate</td><td>Accélération de la germination</td><td>Khodakovskaya et al. (2011)</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>2 000 mg/L</td><td>Médium aqueux – assiette de pétri</td><td>Colza, radis, fétuque, laitue, maïs, concombre</td><td>Germination non affectée</td><td>Lin et Xing, 2007</td></tr><tr><td>NTC couche simple</td><td>0,025 ; 0,05 et 0,1 mg/L</td><td>Medium Murashige et Skoog (MS)</td><td>Orge, maïs, riz, soja, millet vivace (Panicum virgatum) tomate et cellules de tabac</td><td>Germination active et augmentation de la croissance des semis</td><td>Lahiani et al., 2015</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>0,01 ; 0,1 et 0,5 % en masse dans les boues de STEP</td><td>Boues de STEP</td><td>Cresson, sorgho, tomate, radis, et concombre (Lepidium sativum, Sorghum saccharatum, Solanum lycopersicon, Raphanus sativus et Cucumis sativus)</td><td>Augmentation de la germination des graines à différents niveaux en fonction du type de boues</td><td>Oleszczuk et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC multicouches oxydés</td><td>2,3 µg/L</td><td>Solution de NTC oxydés</td><td>Moutarde</td><td>Temps de germination raccourcis Augmentation de croissance des racines et du développement des tiges</td><td>Mondal et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>40 à 2560 mg/L</td><td>Assiettes de pétri avec agar</td><td>Luzerne et blé</td><td>Augmentation de la germination et de l'élongation des racines</td><td>Miralles et al., 2012</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>5 ; 10 ; 20 ; 40 ; 60 mg/L</td><td>Agar bactériologique et agarose</td><td>Maïs</td><td>A faible concentration : augmentation de la germination A forte concentration : diminution de la germination</td><td>Tiwari et al., 2014</td></tr><tr><td>NTC multicouches + Fullerol</td><td>50 mg/L</td><td>Suspension de gel d'agarose</td><td>Tomate</td><td>Augmentation de germination et la taille des semences La couche externe des graines perd de sa perméabilité</td><td>Ratnikova et al., 2015</td></tr><tr><td>Nano-TiO<sub>2</sub></td><td></td><td></td><td>Canola</td><td>Augmentation de la croissance des radicules et des plumules</td><td>Mahmoodzadeh et al., 2013a</td></tr><tr><td>Nano-TiO<sub>2</sub></td><td>0, 0,1, 1, 2,5, 5%</td><td>Agar</td><td>Tabac</td><td>Inhibition de la germination</td><td>Frazier et al., 2014</td></tr><tr><td>Nano-SiO<sub>2</sub></td><td>8 g/l</td><td>Présence de NaCl et sans NaCl</td><td>Lycopersicum esculentum (tomate)</td><td>Augmentation de la germination des graines Augmentation de la résistance aux stress oxydatifs</td><td>Siddiqui et al., 2014</td></tr><tr><td>Nano-Ag</td><td>0.1-1000 mg/l 20-150 nm</td><td></td><td>Riz</td><td>Inhibition de la germination. Effet qui devient plus important avec l'augmentation de la concentration et de la taille des NMM</td><td>Thuesombat et al., 2014</td></tr><tr><td>Nano-Ag</td><td>0, 125, 250, 500 mg/L</td><td>Aqueux</td><td>Radis</td><td>Germination non affectée</td><td>Zuverza-Mena et al., 2016</td></tr><tr><td>Nano-Ag</td><td>800 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Pois faba</td><td>Diminution de la germination</td><td>Abd-Alla et al., 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400, 2 000 et 4 000 mg/L</td><td>Agar</td><td>arabidopsis</td><td>Effets inhibitoires sur la germination et sur l'élongation des racines et le nombre de feuilles</td><td>Lee et al., 2010a</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>100 mg/L</td><td>MS medium</td><td>arabidopsis</td><td>Effets inhibitoires sur la germination, retard de la nodulation, de la taille des racines et des tiges</td><td>Landa et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>0,1 – 1 000 mg/L</td><td>In vitro</td><td>Maïs et chou</td><td>Germination et taille des racines moins affectées par les</td><td>Pokhrel et Dubey, 2013</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>nano-ZnO que par les ions Zn</td><td></td></tr><tr><td>ZnO</td><td>0-4 000 mg/L</td><td>In vitro</td><td>Mesquite, Palo Verde, et tumbleweed</td><td>Germination pas significativement affectée</td><td>De La Rosa et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1000 mg/L</td><td>Sol</td><td>Cacahuête</td><td>Augmentation de la germination et de la vigueur des graines germées</td><td>Prasad et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>2 000 mg/L</td><td>In vitro</td><td>Colza, radis, fétuque, laitue, maïs et concombre</td><td>Inhibition de la germination et réduction de la taille des racines</td><td>Lin et Xing, 2007</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>10, 100, 500 et 1 000 mg/L</td><td>In vitro</td><td>Riz</td><td>Pas d'effet sur la germination<br>Taille et quantité de racine réduite</td><td>Booyanitipong et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>0, 500, 1 000, 2 000, et 4 000 mg/L</td><td>Média aqueux</td><td>Colza</td><td>Pas d'effet sur la germination</td><td>Lopez-Moreno et al., 2010b</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1 600 mg/L</td><td>In vitro</td><td>Luzerne, tomate et concombre</td><td>Germination du concombre augmentée de 10 %<br>Germination des tomates et de la luzerne diminuée de 20 et 40 % respectivement</td><td>De La Rosa et al., 2013</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>100-1 000 mg/L</td><td>In vitro et culture</td><td>Pois</td><td>Pas d'impact sur la germination</td><td>Raliya et al., 2015</td></tr><tr><td>Nano-Cu<br>Nano-CuO</td><td>0, 20 et 80 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Coriandre</td><td>Réduction de la germination pour le nano-CuO<br>Nano-Cu n'affecte pas la germination à 80 mg/L mais réduit l'élongation des tiges</td><td>Zuverza-Mena et al., 2015</td></tr><tr><td>Cu</td><td>130-660 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Laitue - Lactuca sativa</td><td>Pas d'effet quand les semis sont réalisés le même jour que le sol est amendé.</td><td>Shah et Belozerova 2008</td></tr><tr><td>CuO</td><td>40, 80 et 120 mg/L</td><td>Média aqueux</td><td>Riz</td><td>Diminution des racines, de la croissance des tiges et de la germination</td><td>Shaw et Hossain, 2013</td></tr><tr><td>CuO</td><td>2 ; 5 ; 10 ; 20 ; 30 ; 40 ; 50 100 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Maïs</td><td>Pas d'effet sur la germination</td><td>Wang et al., 2012a ; b</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>116 µg/mL</td><td>Non précisé</td><td>Laitue et concombre</td><td>Faible impact sur la germination</td><td>Barrena et al., 2009</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>0,67 mg/mL</td><td>Non précisé</td><td>Laitue, radis, épinard et concombre</td><td>Inhibition totale de la germination</td><td>Garcia et al., 2011</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>0 ; 100 ; 250 ; 500 ; 1 000 ; 2 000 ; 5 000 mg/L ou mg/kg</td><td>Milieu aqueux ou sol</td><td>Orge, fétuque, lin</td><td>Inhibition de la germination variant en fonction de la plante et du type de sol</td><td>El-Temsah et Joner, 2012</td></tr></table>
### 2.4.4.3.3.4 Impact des NMM sur la morphologie et la croissance des plantes

Les perturbations de la morphologie ont été répertoriées dans la littérature au niveau des racines et des parties aériennes de la plante.

L'épandage avec des boues contenant des NMM de TiO₂, Ag et ZnO a provoqué la réduction de la formation de nodules sur les racines du légume *Medicago truncatula*. Les auteurs concluent que leurs résultats sont liés à une forte bioaccumulation de Zn à cause du nano-ZnO (Chen et al., 2015). De la même manière, l'exposition de nano-ZnO provoque une réduction de la longueur des racines des pois (Huang et al., 2014). La taille des racines est également réduite pour les semis de radis, colza, fétuque, laitue, maïs, et de concombre, après exposition aux nano-ZnO (Zuverza-Mena et al., 2017) et pour le soja lors de la présence de 100 à 1 000 mg/kg de nano-CeO₂ (McKee et Filser, 2016).

Lorsque les racines des plantes sont exposées à du nano-Ag, des altérations de la morphologie des cellules ainsi qu'un changement notable de couleur au bout des racines apparaissent. Ces effets sont attribués à l'adsorption des nano-Ag (Zuverza-Mena et al., 2017). De plus, la croissance des racines dans les plantes *monocotyledonous* et *dicotyledonous* est inhibée par les nano-Ag transformés (principalement Ag₂S et Ag₂S organique et/ou amorphe) dans un sol mélangé avec des boues de STEP (Schlich et al., 2018).

Des perturbations de la croissance ont été répertoriées dans de nombreuses plantes en présence notamment de nano-Ag et nano-Ag sulfurés, de nano-ZnO, certains NMM carbonés, de NMM de silice, de boites quantiques et de Nano-TiO₂. Les impacts sont aussi observés sur la quantité de biomasse que va produire la plante lors de sa croissance. De nombreux auteurs répertorient une augmentation ou une réduction de la biomasse en présence de NMM.

De nombreuses espèces dérivée du nano-ag présentent des effets négatifs sur la croissance des plants de tomate et les champignons mycorrhizal comme sur la structure des communautés microbiennes des sols qui sont amendés par les boues de STEP (Judy et al., 2015). Nano-Ag₂S est moins toxique que Ag⁺ et nano-Ag avec revêtement PVP.

La taille des plants de *Solanum lycopersicum* augmente lorsque le sol est amendé avec des nano-ZnO dans des concentrations de 250 mg/kg. Au-delà de cette concentration, la taille des racines est également affectée (Raliya et al., 2015).

Les nano-ZnO inhibent significativement la croissance des plants de soja à 3 000 mg/kg (Wang et al., 2015) et de champignons phytopathogènes (Dimkpa et al., 2013). Les effets du nano-ZnO sur la croissance du maïs dépendent également de la quantité de nano-ZnO (Lui et al., 2015) : entre 100 et 200 mg/kg, les nano-ZnO stimulent ces paramètres ; à 400 mg/kg ils n'ont pas d'effet et finalement ils sont toxiques entre 800 et 3 200 mg/kg.

La croissance des pois dit cornille est réduite en présence de nano-TiO₂ à 500 mg/kg. En fonction de la taille des nano-TiO₂ testés et du mode d'application, les effets varient (McKee et Filser, 2016). La présence de nano-TiO₂ limite l'assimilation des nutriments et par conséquent réduit la croissance de la plante (Du et al., 2011). Cependant, à moins de 200 mg/kg nano-TiO₂ n'affecte pas la croissance des maïs et du soja dans le sol naturel (Burke et al., 2014). Les nano-TiO₂ augmentent même la croissance du blé (Chen H. et al., 2014b).

Les NMM peuvent être bénéfiques pour les plantes. Par exemple les boites quantiques de graphène améliorent le taux de croissance des plants d'ail et de coriandre (McKee et Filser, 2016). Les NMM comme les silices stimulent également la croissance des plantes. Cela peut être dû au fait que certains éléments de transition sont essentiels pour la croissance de la plante. De plus, ils peuvent augmenter le rendement d'une culture et aider à limiter l'invasion des pathogènes (Pullagarala et al., 2018). Les nano-SiO₂ augment aussi la croissance de la plante et son développement en augmentant l'échange gazeux et les paramètres de la fluorescence de la chlorophylle, comme le taux de photosynthèse, le taux de transpiration, la conductance stomatique, l'efficacité photochimique réelle et efficace et le taux de transport des électrons (Siddiqui et al., 2014).

Les tableaux ci-après présentent les résultats de certaines études sur l'impact des NMM sur la croissance Tableau 46 et sur la quantité de biomasse dans les plantes Tableau 47.
<table><caption>Tableau 46. Différents effets des NMM sur la croissance des plantes (adapté de Hatami et al., 2016; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Concentration de NMM</td><td>Média de croissance</td><td>Espèce de plante</td><td>Effet sur la croissance des plantes</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>25 mg/l</td><td>sol</td><td>Arabidopsis thaliana</td><td>Réduit les semis et la longueur des racines</td><td>Bombin et al., 2015</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>10 mg/l</td><td></td><td>Vigna radiate (haricot mungo)</td><td>Augmente la croissance du plant</td><td>Raliya et al., 2015</td></tr><tr><td>Or</td><td></td><td></td><td>Arabidopsis thaliana</td><td>Croissance et augmentation du rendement</td><td>Kumar et al., 2013</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>2 000 mg/L</td><td>Médium aqueux</td><td>Colza, radis, fétuque, laitue, maïs, concombre</td><td>Croissance des racines pas significativement affectée</td><td>Lin et Xing, 2007</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>0,01 ; 0,1 et 0,5 % en masse dans les boues</td><td>Boues de STEP</td><td>Cresson, sorgho, tomate, radis, et concombre</td><td>Augmentation de la croissance à différents niveaux en fonction du type de boues</td><td>Oleszczuk et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC couche simple</td><td>9 ; 56 ; 315 et 1750 mg/L</td><td>Boites de pétri</td><td>Carottes, chou, concombre, laitue, oignon, et tomate</td><td>Les NTC fonctionnalisés ont inhibé la croissance des racines de la tomate mais ont augmenté la croissance des concombre et de l'oignon. Les NTC non fonctionnalisés ont inhibé la croissance des racines de laitue</td><td>Cañas et al., 2008</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>20 ; 200 ; 1 000 et 2 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Epinard rouge - Amaranthus dubius ; Laitue - Lactuca sativa ; Riz - oryza sativa ; Chili - Soja ; Concombre - cucumis sativus ; Abelmoschus esculentus</td><td>Retard de croissance Taille des racines de laitue et d'épinard particulièrement affectée à partir de 1000 et 2000 ppm</td><td>Begum et al., 2012</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>125 ; 250 ; 500 ; 1 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Epinard rouge - Amaranthus dubius</td><td>Inhibition de la croissance et changement de la structure des tissus</td><td>Begum Fugetsu., 2012</td></tr><tr><td>Graphène</td><td>500-2 000 mg/L</td><td>Hoagland medium</td><td>Tomate - Solanum lycopersicum ; Chou - Brassica oleracea ; Epinard rouge - Amaranthus dubius ; Laitue - Lactuca sativa</td><td>Inhibition de la croissance et réduction de la biomasse</td><td>Begum et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>10 mg/l</td><td></td><td>Brassica napus (canola)</td><td>Augmente la croissance</td><td>Rahmani et al., 2016</td></tr><tr><td>CuO</td><td>40 ; 80 et 120 mg/L</td><td>MS medium</td><td>Orge</td><td>Diminution de la croissance des racines et des tiges</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>100, 200, 500, 1 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Elsholtzia splendens</td><td>Diminution de la croissance</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>1 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Landoltia punctata</td><td>Inhibition de la croissance</td><td>Shi et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>>100 mg/L</td><td>Agar</td><td>Haricots mung</td><td>Réduction de la taille des racines</td><td>Nair et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>100, 250, 500 ppm</td><td>Sable</td><td>Phaseolus vulgaris - Haricot</td><td>Inhibition de la croissance</td><td>Dimkpa et al., 2015</td></tr><tr><td>CuO</td><td>500 mg/kg</td><td>Sable</td><td>Triticum aestivum - Blé</td><td>Inhibition de la croissance de racines et des tiges</td><td>Dimkpa et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>20 ; 50 ; 100 ; 200 ; 400 ; 500 mg/L</td><td>agar</td><td>Arabidopsis</td><td>Retard de croissance des racines</td><td>Nair et Chung, 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>40 ; 80 et 120 mg/L</td><td>MS medium</td><td>Orge</td><td>Diminution de la croissance des racines et des tiges</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>10, 100, 500 1 000 mg/L</td><td>Média aqueux</td><td>Radis, fétuque annuel et fétuque vivace</td><td>Inhibition de la croissance</td><td>Atha et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>20 ; 50, 100, 200 ; 400 ; 500 mg/L</td><td>Agar</td><td>Moutarde - brassica juncea</td><td>Réduction de la croissance de la racine et réduction de leur taille</td><td>Nair et Chung, 2015</td></tr><tr><td>Cu</td><td>100 et 500 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Courge -</td><td>Croissance et transpiration diminuées de 60 et 70 % Effet identique observé pour le nano-Cu et le Cu macro. Plus de rejet d'ions Cu avec du cuivre à l'état macro que nano.</td><td>Musante et White, 2012</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 47. Effet des NMM sur la quantité de biomasse (adapté de Hatami et al., 2016 ; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>L'acide humique augmente les ions Cu dans le cas des nano-Cu</td><td></td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400-80 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Concombre</td><td>Pas d'impact sur la croissance</td><td>Zhao et al., 2013</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1, 10, 20, 50 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Salvinia natans</td><td>Pas d'impact particulier sur la croissance</td><td>Hu et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Colza</td><td>Réduction des racines et des tiges</td><td>Yoon et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>100-1 000 mg/L</td><td>In vitro et culture</td><td>Pois</td><td>Réduction de la taille des racines et de la nodulation</td><td>Raliya et al., 2015</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>200-300 mg/l</td><td></td><td>Arabidopsis</td><td>Réduit la croissance du plant</td><td>Wang et al., 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>Entre 0 et 1000 mg/L</td><td>Sol</td><td>Tomate - Solanum lycopersicum</td><td>Augmentation de 24 % de la taille des plantes à 250 mg/kg et augmentation de la taille des racines lorsque les nano-ZnO sont aspergés sur les feuilles<br>Les concentrations au-dessus de 250 mg/kg modifient la taille des racines quelque soit la méthode d'application (via boues ou en aspergeant)</td><td>Raliya et al., 2015</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>50 mg/kg</td><td>Sable</td><td>Blé - Triticum aestivum</td><td>Réduction de la croissance des racines</td><td>Du et al., 2011</td></tr><tr><td>Ag</td><td>10-100 mg/l</td><td></td><td>Oryza sativa (riz)</td><td>Inhibe la croissance du plant</td><td>Thuesombat et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>5, 10, 20, 40 mg/L</td><td>Sol artificiel</td><td>Pois Mung - Phaseolus radiates ; Sorghum - Sorghum bicolor</td><td>Inhibe la croissance</td><td>Lee et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag</td><td>0, 125, 250, 500 mg/L</td><td>Aqueux</td><td>Radis</td><td>Diminution de la taille des racines et des tiges</td><td>Zuverza-Mena et al., 2016</td></tr><tr><td>Ag</td><td>100 et 1 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Tomate - Solanum lycopersicum</td><td>Diminution de la croissance des racines</td><td>Song et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>25 ; 50 ; 100 ; 200 400 mg/L</td><td>Aqueux</td><td>Moutarde<br>Brassica juncea</td><td>Augmentation de la taille des racines</td><td>Sharma et al., 2012</td></tr><tr><td>Or</td><td>10 µg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Orge - hordeum vulgare</td><td>Diminution de la croissance des racines</td><td>Feichtmeier et al., 2015</td></tr><tr><td>Or</td><td>10, 25, 50 et 100 mg/kg</td><td>Dans les champs</td><td>Moutarde<br>Brassica juncea</td><td>Augmentation de la croissance, augmentation de la quantité de feuille par plante</td><td>Arora et al., 2012</td></tr></tbody></table>

<table><thead><tr><th>NMM</th><th>Concentration</th><th>Média de croissance</th><th>Type de plante</th><th>Effet sur la biomasse</th><th>Source</th></tr></thead><tbody><tr><td>ZnO</td><td>100 mg/L</td><td>MS medium</td><td>Arabidopsis</td><td>Réduction de la biomasse de 81,4 %</td><td>Landa et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>250 ; 500 ; 750 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Luzerne - medicago sativa</td><td>Réduction de la biomasse des racines de 80 %</td><td>Bandyopadhyay et al., 2015</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>10 - 1 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Fétuque - Lolium perenne</td><td>Biomasse réduite</td><td>Lin et Xing, 2008</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Soja - Glycine max</td><td>Pas d'impact sur la biomasse aérienne<br>La biomasse du sol a été augmentée</td><td>Priester et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>50 mg/kg</td><td>Sable</td><td>Blé - Triticum aestivum</td><td>Biomasse réduite</td><td>Du et al., 2011</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1 000 mg/l</td><td>Hydroponie</td><td>Courgette - Cucurbita pepo</td><td>78-90% de réduction de la biomasse</td><td>Stampoulis et al., 2009</td></tr><tr><td>Fe₂O₃</td><td>4 mg/kg</td><td>Agar</td><td>Arabidopsis</td><td>Diminution de la biomasse de la plante</td><td>Marusenko et al., 2013</td></tr><tr><td>Fe₂O₃</td><td>0, 0, 25 ; 0, 5 ; 0, 75 ; 1 g/L</td><td>Dans les champs</td><td>Soja - glycine max</td><td>Augmentation du poids sec des feuilles et des cosses</td><td>Sheykhbaglou et al., 2010</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td>Graphène</td><td>500-2 000 mg/L</td><td>Hoagland medium Papier filtre avec de la solution de graphène</td><td>Tomate - Solanum lycopersicum ; Chou - Brassica oleracea ; Epinard rouge - Amaranthus dubius ; Laitue - Lactuca sativa</td><td>Diminution de la biomasse</td><td>Begum et al., 2011</td></tr><tr><td>NTC multicouches</td><td>1, 10, 100, 1 000 mg/L</td><td>Solution Hoagland-hydroponie</td><td>Courgette - cucurbita pepo</td><td>Affectation de la production de biomasse et de la transpiration</td><td>Stampoulis et al., 2009</td></tr><tr><td>Fullerènes C<sub>60</sub></td><td>500, 1 000 et 5 000 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Courgette - cucurbita pepo ; Maïs - Zea mays ; Tomates - Solanum Lycopersicum ; Soja - Glycine max</td><td>Diminution de la biomasse dans le maïs et dans le soja à 500 mg/kg</td><td>De La Torre-Roche et al., 2013</td></tr><tr><td>CuO</td><td>20 ; 50 ; 100 ; 200 ; 400 ; 500 mg/L</td><td>Agar</td><td>Arabidopsis</td><td>Diminution de la biomasse</td><td>Nair et Chung, 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>20 ; 50 ; 100 ; 200 ; 500 mg/L</td><td>Agar</td><td>Haricots mung</td><td>Diminution de la biomasse et de la taille des racines</td><td>Nair et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO Cu</td><td>10, 50, 100, 500 1 000 mg/l</td><td>Hydroponie</td><td>Concombre - cucumis sativus</td><td>Diminution de la biomasse des jeunes plants de 75 % par le nano-CuO et de 30 % par le nano-Cu</td><td>Kim et al., 2012</td></tr><tr><td>CuO</td><td>50, 100, 200 ; 400 ; 500 mg/L</td><td>Agar</td><td>Soja - glycine max</td><td>Diminution du poids et de la taille des racines – augmentation de la lignification des racines</td><td>Nair et Chung, 2014a</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>91 mg/kg</td><td>Sol calcaire</td><td>Blé Triticum aestivum</td><td>Réduction de la biomasse</td><td>Du et al., 2011</td></tr><tr><td>Ag</td><td>100 500 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Courgette - cucurbita pepo</td><td>Réduction de la biomasse et de la transpiration par 66 et 84 %</td><td>Musante et White, 2012</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>1 000 et 2 000 mg/L</td><td>Agar</td><td>Arabidopsis</td><td>Diminution de la biomasse</td><td>Ma et al., 2013</td></tr></table>
### 2.4.4.3.3.5 Impact des NMM sur la prise d'eau et des nutriments et leur assimilation

L'assimilation de l'azote est essentielle pour la plante, car l'azote un composant important des éléments des cellules comme : les protéines, l'ADN, l'ARN, les enzymes, les vitamines, les hormones, les alcaloïdes et les amides. Les plantes assimilent l'azote sous forme de $NO_3^-$ et $NH_4^+$. Des enzymes entrent en jeu dans cette assimilation. La nitrate réductase catalyse le $NO_3^-$ en $NH_4^+$, et la glutamate déshydrogénase et la glutamine synthétase sont les principales enzymes d'assimilation du $NH_4^+$ et sont incorporées aux acides aminés et s'accumulent en tant que protéines dans les tissus des plantes. La capacité des NMM à changer le taux de métabolisation de l'azote provient de leur capacité d'intervention lors de la biosynthèse et l'activation de ces enzymes (Hatami et al., 2016).

L'application de nano-TiO$_2$ augmente significativement les activités de la nitrate réductase, glutamate déshydrogénase, la glutamine synthétase et de la glutamique-pyruvique transaminase lors de la période de croissance des épinards (Spinacia oleracea). En conséquence, l'assimilation du nitrate est favorisée, la conversion de l'azote inorganique ($NO_3^-$ et $NH_4^+$) en composés azotés organiques (protéines et chlorophylle) est augmentée, et en conséquence augmente la biomasse de la plante (Hatami et al., 2016).

Certains NMM peuvent perturber l'assimilation des nutriments par les plantes via obstruction des zones d'assimilation des nutriments, à la racine des plantes par exemple.

Les nano-FeO$_x$ et leurs agrégats adhèrent à la surface des racines chargée négativement par attraction électrostatique et bouchent les sites d'échange de cation. Cette agrégation des nano-FeO$_x$ à la surface des racines de la plante provoque un effet d'obstruction ce qui diminue la conductivité hydraulique et donc réduit l'assimilation d'eau. Martinez-Fernandez et al. (2016) montrent une diminution de l'assimilation de macronutriments (Ca, K, Mg et S) par les racines de tournesols. Les auteurs suggèrent que cela est dû à l'effet de colmatage du passage de l'eau par les nano-FeO$_x$ ce qui diminue l'apport de nutriments dissouts dans l'eau.

Cette perturbation de l'apport en minéraux pourrait créer des réactions indirectes comme l'augmentation les activités des enzymes antioxydantes, comme suggèrent Trujillo-Reyes et al. (2014) lors de l'application de nano-Fe$_3$O$_4$. De la même manière, l'augmentation de la peroxydation des lipides a été attribuée au blocage des aquaporines (protéines membranaires qui permettent le passage de l'eau) et à l'affectation du taux de respiration des racines à cause des nano-Fe$_3$O$_4$ (Wang et al., 2011).

L'exposition aux NMM à base de cuivre peut affecter l'équilibre des éléments nutritifs contenus dans les plantes (Dimkpa et al., 2015). Les effets semblent dépendre de l'espèce en contact avec les NMM. Hong et al. (2016) reportent que les NMM à base de cuivre augmentent le contenu en soufre et phosphore dans les racines de luzerne, alors que la quantité de fer et de phosphore diminue dans les pousses de laitue. De la même manière qu'avec les laitues, le contenu de phosphore diminue dans les pousses de coriandre exposées à plusieurs types de NMM à base de cuivre (Zuverza-Mena et al., 2015).

Les nano-Ag agrégés ont été trouvés dans le plasmodesme (canal traversant la paroi cellulaire des plantes, constituant les voies de passage de l'eau, des solutés, des phythormones et des virus phytopathogènes qui se répandent à travers la plante) et dans la membrane cellulaire (Geisler-Lee et al., 2013). Ceci suggère qu'il pourrait y avoir une fuite à travers la membrane et que la communication entre cellule pourrait être bloquée pas la présence de nano-ag agrégés, limitant le transport intracellulaire et des nutriments (Zuverza-Mena et al., 2017).

De la même manière que les nano-Ag, les agrégats de nano-or assimilés par les plantes peuvent provoquer des perturbations mécaniques, s'ils viennent à se loger dans le plasmodesme et limitent le transfert de nutriments et autres molécules (Zhai et al., 2014). La présence de nano-ZnO a réduit l'assimilation du phosphore par le maïs (Jing et al., 2016).

La présence de nano-TiO$_2$ dans les cellules des plantes ou l'accumulation sur les membranes cellulaires des racines du blé ont changé les conditions biochimiques de la zone de contact avec le sol, ce qui affecte la disponibilité des nutriments (Du et al., 2011). Zhao et al. (2015) ont reporté que l'exposition aux nano-CeO$_2$ modifie la localisation des nutriments dans le maïs.
<table><caption>Tableau 48. Impacts des NMM sur l'accumulation des nutriments par les plantes (adapté de Hatami et al., 2016; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Concentration</td><td>Milieu de croissance</td><td>Plante</td><td>Effet des NMM sur les nutriments</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td>Nano-Ag</td><td>0, 125, 250, 500 mg/L</td><td>Aqueux</td><td>Radis</td><td>Diminution du contenu en eau<br>Pas de changement des nutriments</td><td>Zuverza-Mena et al., 2016</td></tr><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>50 – 100 mg/L</td><td>Culture<br>Hydroponique</td><td>Tournesol - Helianthus annuus</td><td>Diminution de la conductivité hydraulique des racines</td><td>Martinez-Fernandez et al., 2016a</td></tr><tr><td>Fe<br>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>10, 20 mg/L</td><td>Culture<br>Hydroponique</td><td>Laitue - Lactuca sativa</td><td>Augmentation de l'activité enzymatique à cause d'un stress provoqué par un changement de la composition des minéraux, ce qui provoque la réduction de la taille des racines, une diminution de l'accumulation de la chlorophylle. Agrégation des NMM aux racines affectant l'entrée d'eau dans la plante.</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>Cu<br>CuO</td><td>10, 20 mg/L</td><td>Culture<br>Hydroponique</td><td>Laitue - Lactuca sativa</td><td>Perturbation de la quantité de nutriments et d'eau<br>Plus de Cu, Al et S mais moins de Mn, P et Ca</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>500 ppm</td><td>Sable</td><td>Phaseolus vulgaris -<br>Haricot</td><td>Equilibre des métaux perturbés dans les racines. Na augmente Fe, Mn, Zn et Ca diminuent</td><td>Dimkpa et al., 2015</td></tr><tr><td>CuO</td><td>10-200-1000 mg/L</td><td>Solution nutritive</td><td>Coton transgénique et<br>coton conventionnel</td><td>Eléments nutritionnels affectés : réduction de Mo, Mn, Mg, Zn et Fe dans le xylème.</td><td>Le Van et al., 2016</td></tr><tr><td>Cu CuO<br>Cu(OH)2</td><td>5 10 20 mg/L</td><td>Culture<br>hydroponique</td><td>Luzerne</td><td>Diminution de Cu, P et S dans les tiges</td><td>Hong et al., 2016a</td></tr><tr><td>Nano-<br>maghemite</td><td>1%</td><td>Sol</td><td>Helianthus annus</td><td>Pas d'augmentation de l'accumulation des prolines ou des acides aminés</td><td>Fernandez et al., 2015</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,1-0,4%</td><td>Sol</td><td>Ulmus elongata</td><td>Favorise l'accumulation de Cu dans les feuilles</td><td>Gao et al., 2013</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>20-160 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Tomate</td><td>Pas d'impact sur le Ce, K, Mg, Na, P et S dans les racines<br>Augmentation de la quantité de Ca, Mg, P et S dans les tiges et de P et S dans les feuilles</td><td>Antisari et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>20 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Tomate</td><td>Augmentation des concentrations de Ca, K, Mg, P dans les racines<br>Augmentation de Ca, Mg dans les tiges - diminution de Na dans les tiges. Diminution des concentrations de K, Na, P et S dans les feuilles de tomate</td><td>Antisari et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>50-1000 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Laitue</td><td>Pas d'effet sur la présence de protéines<br>Augmentation de la quantité de nitrate à 1 000 mg/kg<br>Diminution de la biomasse et de la présence en sucre soluble à 1 000 mg/kg</td><td>Gui et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>62.5-500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Coriandre - Coriandrum sativum</td><td>Augmentation de l'activité de la catalase dans les tiges et de la peroxydase ascorbate dans les racines ; changement de quantité de glucides, lipides et lignine et provoque des changements de conformation</td><td>Morales et al., 2013</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>400 - 800 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Cucumis sativum</td><td>Augmentation de la l'amidon à 400 mg/kg<br>Faibles concentrations provoque une augmentation de la globuline et diminue la glutéine</td><td>Zhao et al., 2014</td></tr><tr><td>Oxydes de<br>Graphène</td><td>250 – 1500 mg/L</td><td>Culture<br>hydroponique</td><td>Triticum aestivum</td><td>Diminution des N, K, Mg, Ca, Zn, Cu et Fe.</td><td>Zhang et al., 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400 - 800 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Cucumis sativum</td><td>Pas d'effet sur les sucres<br>Augmentation de la l'amidon à 400 mg/kg<br>Pas d'impact sur le fractionnement des protéines</td><td>Zhao et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>0-500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Soja - glycine max</td><td>Présence de Fe diminue significativement<br>Mg et K diminuent à 500 mg/kg</td><td>Peralta-Videa et al., 2014</td></tr></tbody></table>
### 2.4.4.3.3.6 Impact des NMM sur la photosynthèse

Les NMM peuvent avoir des effets positifs ou négatifs sur la photosynthèse, la fluorescence photochimique, et sur le rendement quantique mais également sur le rôle des pigments photosynthétiques de la plante (Hatami et al., 2016).

La photosynthèse est un processus qui permet de produire de l'énergie chimique à partir de l'énergie lumineuse. Les cellules photosynthétiques contiennent des chloroplastes dans lesquels des pigments photosensibles, la chlorophylle et le caroténoïde, capturent l'énergie du soleil pour produire de l'énergie chimique sous forme de sucres. Les pigments photosynthétiques sont situés dans la membrane des thylakoïdes, dans les chloroplastes. Les réactions photosynthétiques ont lieus dans les chloroplastes : absorption de lumière, séparation de charge induite par la lumière, transfert d'électron entre les photosystèmes I et II, dégagement d'oxygène, photolyse de l'eau et assimilation du CO₂).

Certaines études ont montré que les NMM peuvent améliorer l'efficacité de la photosynthèse en augmentant la teneur en chlorophylle et l'absorption de lumière et également augmenter le spectre de lumière capturée par la plante (Hatami et al., 2016). D'autres études reportent des effets négatifs sur la photosynthèse comme la diminution de la chlorophylle ou la perturbation des réactions qui sont en jeu lors de la photosynthèse, ce qui impact les échanges gazeux de la plante et la production de sucres. De plus l'accumulation de NMM à la surface des feuilles peut provoquer une altération des échanges gazeux et d'eau à cause d'un blocage des stomates (Hatami et al., 2016).

De plus, les perturbations de l'activité photo-catalytique peuvent provoquer un stress oxydatif avec en conséquent une réponse de la part du système de défense anti-oxydant (Rico et al., 2015). Ce stress oxydatif et la peroxydation des lipides de la membrane cellulaire peut provoquer la dégradation des chloroplastes (Hatami et al., 2016). La chlorophylle est un pigment très sensible à la photo-dégradation. La diminution de la chlorophylle dans les plantes peut être vue comme un indicateur de la toxicité des NMM relatifs à la croissance.

Plusieurs études ont montré les effets positifs du nano-TiO₂ sur la photosynthèse et la biosynthèse des pigments (Chen H. et al., 2014b). Par exemple, dans les feuilles d'épinard, les nano-TiO₂ ont augmenté l'activité des chloroplastes en augmentant l'absorption de la lumière dans les chlorophylles, le transfert d'électron et le taux d'évolution de l'oxygène (Zuverza-Mena et al., 2017). Les nano-TiO₂ interfèrent dans le transfert d'électrons et l'absorption d'eau et de lumière, et en conséquent le processus de photosynthèse. Les effets sur la photosynthèse par les nano-TiO₂ sont attribués à ses propriétés de conductivité photo-catalytique et thermique (Zuverza-Mena et al., 2017), à l'augmentation de l'absorption de l'eau, à l'amélioration de l'absorption de la lumière dans les chlorophylles et à l'augmentation du taux de dégagement d'oxygène (Rico et al., 2015b). L'effet des nano-TiO₂ est expliqué par leur action sur les pigments des chloroplastes pour améliorer l'absorption de la lumière, par l'excitation des électrons ce qui déclenche la photolyse de l'eau (Hatami et al., 2016). De plus, les nano-TiO₂ peuvent améliorer l'absorption des nutriments inorganiques, favoriser la dégradation des nutriments organiques et agir sur la production des radicaux libre d'oxygène lors du processus de photosynthèse et par conséquence améliorer l'efficacité de la photosynthèse (Hatami et al., 2016).

Les NTC peuvent également améliorer l'efficacité de la photosynthèse. Les chloroplastes absorbent plus de photons qu'ils ne peuvent convertir en électrons. Les NTC multicouches peuvent absorber la lumière sous un spectre large de longueur d'onde dans l'ultraviolet, la lumière visible et l'infrarouge, à certaines longueurs d'onde que ne captent pas les chloroplastes. Les NTC multicouches semi-conducteurs peuvent convertir cette énergie en excitons qui peuvent transférer les électrons générés au processus de photosynthèse (Hatami et al., 2016). Les NTC simples-couches peuvent être internalisés et sont localisés dans l'enveloppe lipidique des chloroplastes, et en conséquent augmentent de près de 3 fois les performances de la photosynthèse et les taux de transport d'électrons (Giraldo et al., 2014).

À contrario, d'autres études montrent que les NMM, comme le nano-Ag, le nano-FeOₓ, le nano-ZnO, le nano-Cu et nano-CuO, le nano-or, peuvent nuire à la photosynthèse.

Le Tableau 49 reprend les impacts référencés dans la littérature sur la photosynthèse par les NMM.
<table><caption>Tableau 49. Impacts des NMM sur la photosynthèse (adapté de Hatami et al., 2016 ; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Concentration</td><td>Substrat de croissance</td><td>Plante</td><td>Impacts des NMM sur la photosynthèse</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td>Fe Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub></td><td>10, 20 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Laitue</td><td>Diminution de l'accumulation de la chlorophylle</td><td>Trujillo-Reyes et al., 2014</td></tr><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>4 mg/kg</td><td>Agar</td><td>Arabidopsis</td><td>Diminution de la chlorophylle</td><td>Marusenko et al., 2013</td></tr><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>50-2 000 mg/L</td><td>Sol</td><td>Glycine max</td><td>Augmentation du taux de photosynthèse grâce à une augmentation de l'ouverture des stomates (plus probable que grâce à une augmentation de l'absorption du CO<sub>2</sub> par les chloroplastes)</td><td>Alidoust et Isoda, 2013</td></tr><tr><td>Fe<sub>3</sub>O<sub>4</sub> CoFe<sub>2</sub>O<sub>4</sub></td><td></td><td></td><td>Tournesols</td><td>Diminution de la chlorophylle</td><td>Ursache-Oprisan et al., 2011</td></tr><tr><td>CoFe<sub>2</sub>O<sub>4</sub></td><td>62,5-1000 mg/l</td><td>Solution Hoagland</td><td>Lycopersicum esculentum</td><td>Pas d'effet sur la chlorophylle</td><td>Lopez-Moreno et al., 2016</td></tr><tr><td>CuO</td><td>&gt;100 mg/L</td><td>Agar</td><td>Vigna radiate</td><td>Diminution de la chlorophylle</td><td>Nair et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>40 ; 80 et 120 mg/L</td><td>MS medium</td><td>Orge - Hordeum vulgare</td><td>Alteration du rendement de la photosynthèse</td><td>Shaw et al., 2014</td></tr><tr><td>CuO</td><td>1 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Landoltia punctata</td><td>Diminution de la chlorophylle</td><td>Shi et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>1 mg/L</td><td>Nano-CuO en suspension</td><td>Elodea densa</td><td>Altération de la photosynthèse</td><td>Nekrasova et al., 2011</td></tr><tr><td>CuO</td><td>0,1-10 g/L</td><td>Média de croissance</td><td>Landoltia punctata</td><td>Diminution de la chlorophylle et augmentation de la quantité de caroténoïde total, provoquant une décoloration et une pigmentation de la fronde Changement de la structure de la cellule – mitochondrie irrégulier en taille</td><td>Lalau et al., 2015</td></tr><tr><td>CuO</td><td>2,5-1000 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Oryza sativa</td><td>Diminution du taux de photosynthèse de la transpiration, de la conduction des stomates, du rendement quantique des PSII et de la présence des pigments photosynthétiques</td><td>Da Costa et Sharma, 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400-80 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Concombre</td><td>Pas d'impact sur la quantité de chlorophylle ni sur les échanges gazeux</td><td>Zhao et al., 2013</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400 et 800 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Maïs Zea mays</td><td>Diminution du taux de photosynthèse de 12 % à 800 mg/kg, de la conductance des stomates de 15 % et de la quantité de chlorophylle par 10 % au 20ème jour</td><td>Zhao et al., 2012</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>10 mg/L (exposition sur les feuilles)</td><td>Sol</td><td>Pois guar Cyamopsis tertragonoloba</td><td>Augmentation de la chlorophylle de 276 % et du contenu en protéines solubles de la feuille de 27 %</td><td>Raliya et Tarafdar, 2013</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>1, 10, 20, 50 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Salvinia natans</td><td>Diminution de la présence de pigments photosynthétiques</td><td>Hu et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>400-3200 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Zea mays</td><td>Diminution de la chlorophylle et du caroténoïde dans les feuilles à 3200 mg/kg - Pas d'effet à 400 mg/kg</td><td>Wang et al., 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>125, 250, 500 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Pois Pisum sativum</td><td>Des nano-ZnO dopé avec du Fe ont moins d'impact sur la chlorophylle</td><td>Mukherjee et al., 2014</td></tr><tr><td>SiO<sub>2</sub></td><td>1,5-7,5 g/L</td><td>Filtre à papier dans des plaques de pétri</td><td>Cucurbita pepo</td><td>Augmentation du taux de transpiration, de l'efficacité d'utilisation de l'eau, des chlorophylles de la proline et de l'activité de l'anhydrase carbonique</td><td>Siddiqui et al., 2014</td></tr><tr><td>Ag</td><td>100 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Asperge Aspargus</td><td>Augmentation de la quantité d'acide ascorbique et de chlorophylle</td><td>An et al., 2008</td></tr><tr><td>Ag</td><td>25 ; 50 ; 100 ; 200 400 mg/L</td><td>Aqueux</td><td>Moutarde Brassica juncea</td><td>Augmentation du rendement quantique des PSII</td><td>Sharma et al., 2012</td></tr><tr><td>Ag</td><td>100 et 1 000 mg/L</td><td>Hydroponie</td><td>Tomate Lycopersicum esculentum</td><td>Diminution de la quantité de chlorophylle</td><td>Song et al., 2013</td></tr><tr><td>Ag</td><td>0,5 – 1 – 10 mg/l</td><td>In vitro</td><td>Spirodela polyrhiza</td><td>Stress oxydatif affectant la structure des chloroplastes</td><td>Jiang et al., 2014</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td></td><td></td><td>Réduction des thylakoïdes inter-grains dans les chloroplastes</td><td></td></tr><tr><td>Ag</td><td>1-100 mg/L</td><td>Eichhornia crassipes</td><td>Pas de changement significatif dans le contenu de glucides et de protéines<br>Augmentation significative des phénols et de la chlorophylle</td><td>Chittaranjan et al., 2013</td></tr><tr><td>Or</td><td>3,6 à 17,3 µM</td><td>Soja<br>Glycine max</td><td>Diminution du rendement quantique dans les PSII</td><td>Falco et al., 2011</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>2-10 mg/l</td><td>Cicer arietimum</td><td>Augmentation de la stabilité des chlorophylles et des caroténoïdes pendant un stress du<br>au froid</td><td>Mohammadi et al., 2014</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>50-5 000 mg/L</td><td>Tomate<br>Lycopersicum<br>esculentum</td><td>Pas d'influence sur la quantité de chlorophylle</td><td>Song et al., 2013</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,01-5 mg/L</td><td>Média de<br>croissance normé</td><td>Pas d'effet sur la quantité de chlorophylle même à forte concentration</td><td>Rani et al., 2016</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,25 %</td><td>Champs</td><td>Augmentation des zones de réception de la lumière dans les membranes thylakoïdes,<br>augmentation du rendement quantique de fluorescence, augmentation du taux de<br>dégagement d'oxygène des PSII, amélioration du transfert d'énergie</td><td>Lei et al., 2007</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,1-0,4%</td><td>Sol</td><td>Taux de photosynthèse diminué mais non provoqué par une limitation des stomates<br>Augmente la production de glucides et de lipides</td><td>Gao et al., 2013</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,25%</td><td>Solution Hoagland</td><td>Augmentation du nitrogène total, du NH<sub>4</sub><sup>+</sup>, de l'oxygène, de la chlorophylle et des<br>protéines.</td><td>Yang et al., 2007</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,25%</td><td>Sol</td><td>Diminution de l'accumulation de O<sub>2</sub><sup>-</sup> et H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> et par conséquent diminution de la<br>peroxydation des lipides par les chloroplastes</td><td>Zheng et al., 2008</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>0,025-0,6 %</td><td>Solution Hoagland</td><td>Accélération du taux de réaction et de dégagement d'oxygène dans les chloroplastes et<br>promotion de la photosynthèse</td><td>Hong et al. 2005</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>62,5 ; 125 ; 250 ;<br>500 mg/L</td><td>Média aqueux<br>(boite de pétri)</td><td>Ratio de chlorophylle augmente mais la quantité de chlorophylle diminue</td><td>Rico et al., 2013b</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>1 000 et 2 000<br>mg/L</td><td>Agar</td><td>Diminution de la quantité de chlorophylle</td><td>Ma et al., 2013 a, b</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>400 et 800 mg/kg</td><td>Mélange de sol<br>sablonneux, de<br>sable et de sol<br>organique</td><td>Pas d'impact sur la photosynthèse (par rapport à la chlorophylle et à l'échange gazeux).</td><td>Zhao et al., 2013</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>400 et 800 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Pas d'impact sur la photosynthèse (par rapport à la chlorophylle et à l'échange gazeux).</td><td>Zhao et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>100 et 400 mg/kg</td><td>Sol</td><td>Change la microstructure des cellules de la feuille : chloroplastes grossissant, noyau<br>compressé</td><td>Du et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>100 et 500 mg/L</td><td>Solution nutritive</td><td>Chloroplastes qui se gonflent et sont détruits</td><td>Le Van et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>10 mg/L</td><td>Solution Hoagland</td><td>Diminution de la chlorophylle mais pas d'impact sur le rendement quantique des PSII</td><td>Zhang et al., 2015</td></tr><tr><td>Oxydes<br>de<br>Graphène</td><td>250 – 1500 mg/L</td><td>Culture<br>hydroponique</td><td>Diminution de la chlorophylle et de l'activité des PSII</td><td>Zhang et al., 2016</td></tr><tr><td>Oxydes<br>de<br>Graphène</td><td>0,01-10 mg/l</td><td>BG-11</td><td>Augmentation de l'accumulation des acides gras insaturés et inhibition de la<br>métabolisation des sucres et des acides aminés dans les cellules, réduction de la division<br>cellulaire et endommagement de la structure des chloroplastes</td><td>Hu et al., 2014a</td></tr><tr><td>NTC</td><td></td><td>Arabidopsis thaliana</td><td>Augmentation du spectre d'absorption de la lumière et du taux de transport des électrons</td><td>Lee et al., 2010</td></tr></table>
### 2.4.4.3.3.7 Impact des NMM sur la production de fruits et de graines

La présence de NMM permet d'augmenter le rendement en grains de certaines plantes. Cependant, la littérature reporte également des retards de floraison et des diminutions de rendement de production de grains. Le Tableau 50 résume les impacts des NMM sur la floraison et la production de fruits.

<table><caption>Tableau 50. Impacts des NMM sur la floraison et la production de fruits (adapté de Hatami et al., 2016; Zuverza-Mena et al., 2017 et McKee et Filser, 2016).</caption><thead><tr><td>NMM</td><td>Concentration de NMM</td><td>Espèce de plante</td><td>Effet sur la croissance des plantes</td><td>Référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>NTC multi couches</td><td>2,5 – 800 mg/L</td><td>Riz</td><td>Délai de floraison d'au moins 1 mois<br>Taux de dépôt des graines diminué de 10,5 %</td><td>Lin et al., 2009</td></tr><tr><td>Fe<sub>2</sub>O<sub>3</sub></td><td>0 ; 0,25 ; 0,5 ; 0,75 ; 1g/L -</td><td>Soja (Plantes aspergées à différentes phases de maturité)</td><td>Augmentation de 48% du rendement en grains</td><td>Sheykhbaglou et al., 2010</td></tr><tr><td>Ag</td><td>500-3000 mg/kg</td><td>Concombre</td><td>Augmente le rendement en fruits</td><td>McKee et Filser, 2016</td></tr><tr><td>Ag</td><td>20-60 mg/kg</td><td>Bourrache</td><td>Augmente le rendement en graine</td><td>McKee et Filser, 2016</td></tr><tr><td>Or</td><td>25 mg/kg</td><td>Brassica Juncea</td><td>Augmente le rendement en grain</td><td>McKee et Filser, 2016</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>500 mg/kg</td><td>Colza</td><td>Pas de production de graines</td><td>Yoon et al., 2014</td></tr><tr><td>ZnO</td><td>133 mg/kg</td><td>Cacahuète</td><td>Augmente le rendement des cosses</td><td>McKee et Filser, 2016</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>800 mg/kg</td><td>Concombre</td><td>Réduction du rendement de fruits</td><td>Zhao et al., 2013</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>62,5 ; 125 ; 250 ; 500 mg/kg</td><td>Haricot rouge</td><td>Augmente le rendement en graine</td><td>Majumdar et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>100 et 400 mg/kg</td><td>Blé</td><td>Retard en floraison</td><td>Du et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>0-500 mg/kg</td><td>Orzya sativa</td><td>Changement dans la composition des acides gras et en amidon dans les graines ; moins de Fe, S, prolamine, glutéline, acides valérique et laurique et amidon. Réduction des antioxydants sauf les flavonoïdes.</td><td>Rico et al., 2013</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>125 ; 250 ; 500 mg/L</td><td>Orge</td><td>Augmentation du Ca, K, Zn, Mg, Cu, Al, Fe, P et S dans les graines</td><td>Rico et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>62,5-500 mg/kg</td><td>Phaseolus vulgaris</td><td>Diminution des protéines des graines</td><td>Majumdar et al., 2015</td></tr><tr><td>CeO<sub>2</sub></td><td>125 ; 250 ; 500 mg/kg</td><td>Blé – triticum aestivum</td><td>Changement dans la quantité de S et Mn dans les grains, de la composition des acides aminés et des acides linoléniques</td><td>Rico et al., 2014</td></tr><tr><td>TiO<sub>2</sub></td><td>250 500 750 mg/kg</td><td>Concombre</td><td>Augmentation de la disponibilité des P et K dans les fruits des plants de concombres</td><td>Servin et al., 2013</td></tr></tbody></table>

### 2.4.4.3.3.8 Conclusion de l'impact des NMM sur les plantes

L'impact des NMM sur les plantes doit être déterminé au cas par cas. Étant donné le manque de méthode standardisée pour évaluer l'effet des NMM sur les plantes, et la diversité des conséquences de l'exposition des NMM aux plantes, une généralisation de l'impact des NMM sur les plantes n'est pas possible (Zuverza-Mena et al., 2017). Les aspects comme la quantité d'exposition, les conditions expérimentales et le type de plante ont le potentiel d'influencer les résultats. Le rôle des NMM dans les plantes n'est pas encore bien compris (Fayiga et Saha, 2017).
Certains NMM augmentent le taux de germination et de croissance, d'autres le diminuent et provoquent des effets négatifs, qui pourraient se transmettre aux générations futures de plantes. Des mécanismes essentiels pour les plantes sont tout de même impactés par les NMM, comme la photosynthèse, l'assimilation des nutriments. Les stress oxydatifs peuvent être provoqués par tous les types de NMM (métalliques et carbonés) étudiés dans la littérature.

La plupart des résultats proviennent d'expériences en laboratoire ou en serre, dans des conditions maîtrisées. Il est donc difficile de prédire le comportement dans des milieu naturels, ou dans les champs (Zuverza-Mena et al., 2017).

#### 2.4.4.3.4 Conclusion de l'impact des NMM sur le vivant

La littérature a mis en avant que les micro-organismes, les plantes et les invertébrés du sol peuvent être impactés par la présence des NMM en fonction du type de NMM et de ses propriétés, de sa concentration, des propriétés physico-chimiques du sol et de chaque être vivant.

L'impact est lié à une assimilation et au transport des NMM au sein de l'être vivant, et notamment de la racine vers les parties aériennes dans le cas des plantes. Les NMM assimilés vont être toxiques pour les êtres vivants via plusieurs mécanismes dont la production d'ions toxiques (notamment dans le cas des NMM métalliques et d'oxydes métalliques), de dérivés réactifs de l'oxygène provoquant un stress oxydatif au sein des cellules, de perturbation des membranes cellulaires, modification de l'ADN et de sa réplication, etc. Les êtres vivants du sol ont des mécanismes de réponse à ses perturbations (production d'enzymes, et autres mécanismes de défense), leur permettant de les endiguer ou non. Dans certains cas les impacts des NMM peuvent provoquer des perturbations du métabolisme, de la croissance, de la reproduction (ponte, production de fruits et de légumes, etc.) et d'autres paramètres essentiels au développement comme par exemple la photosynthèse, l'assimilation de nutriments.

Les risques potentiels d'exposition des NMM aux sols ne sont pas encore totalement compris à cause de nombreux facteurs comme la complexité des transformations existantes, la prise de mesure limitée, le manque d'études sur le long terme, etc. (Lead et al., 2018).

Les études actuelles sur l'impact des NMM sur le vivant se focalisent sur une espèce en particulier en prenant en compte un seul type de NMM. Il semble nécessaire de réaliser davantage de recherches des environnements naturels complexes, qui intègrent plusieurs types d'organismes vivants à plusieurs échelles.

Des études sur le long terme sont nécessaires afin d'acquérir des données sur la toxicité chronique causée par les NMM, car les processus en jeu entre les NMM et le sol sont relativement lents (Lead et al., 2018). Dans le cadre de cette étude, les transferts trophiques des NMM via la chaîne alimentaire n'ont pas été évoqués mais font l'objet de publications dans la littérature. Il existe notamment des analyses bibliographiques traitant de ce sujet (McKee et Filser, 2016 ; Kwak et An, 2016). Les études répertorient les NMM à travers 2 voire 3 niveaux trophiques. N'ont pas été évoqués également les perturbations des symbioses existants entre les différents être vivants du sol, liés la présence des NMM dans les sols.

L'interaction des NMM avec les particules du sol, comme l'hétéro-agrégation avec les minéraux de sol et la MOD est attestée et conduit à mettre en doute les études sur l'écotoxicologue des NMM menées avec des NMM purs et non transformés. L'effet des revêtements de la taille, et de la forme des NMM seuls sur la toxicité des organismes du sol est donc peu fiable s'il n'est pas considéré avec des NMM transformés (Lead et al., 2018).

Les NMM subissent des transformations lors de leur passage dans les STEP. Il est important de connaître les espèces nouvellement issues de ces transformations et d'estimer leur impact dans le sol, qui peut être différent des NMM d'origine. Par exemple, les nano-Ag sont sulfurés dans les boues de STEP, mais également dans le sol. Plusieurs études ont conclu que les nano-Ag₂S représentent un effet toxique moins important par rapport au nano-Ag et au Ag⁺ sur la symbiose entre plante et micro-organismes (Judy et al., 2015), sur les plantes (Doolette et al., 2015 ; Wang et al., 2016) sur les micro-organismes du sol (Judy et al., 2015 ; Doolette et al., 2016) et sur les invertébrés du sol (Starnes et al., 2015, 2016). Cependant, les effets ne sont pas négligeables.
### 2.4.4.3.4 Conclusion de l'impact des NMM lors de l'épandage des boues

Les recherches suggèrent qu'une grande variété de NMM se trouve dans les boues des STEP. Les boues de STEP peuvent être traitées de différentes manières (incinération, enfouissement, valorisation organique). Ce chapitre est une analyse bibliographique des études menées sur le comportement et l'influence des NMM lors de la valorisation organique des boues de STEP : pendant la méthanisation, le compostage et l'épandage.

L'influence des NMM sur la méthanisation a été prouvée dans la littérature pour différents NMM, mais à des concentrations globalement fortes et peu réalistes de différents NMM. Toutes les phases de la méthanisation peuvent être impactées. Au sein du digesteur, ces perturbations se traduisent par une chute ou une augmentation de la production de biogaz, liées à une augmentation ou une baisse la production de méthane, une réduction de la formation de l'H₂S et/ou une stimulation de la production d'H₂.

La performance du traitement biologique anaérobie des boues des STEP contenant des NMM dépend de la **résilience et de la susceptibilité des micro-organismes présents, des concentrations de NMM, du temps d'exposition, des conditions opératoires (pH, température etc.), et de l'aspects des boues**. L'impact d'un NMM est spécifique et non transposable à d'autres, car chaque NMM a des propriétés uniques. L'impact de certains NMM dans les boues de STEP lors de la méthanisation n'ont pas encore été étudiés. Par ailleurs, les études ont souvent été réalisées à l'échelle laboratoire, avec des concentrations élevées et sans prendre en considération l'évolution des NMM (cas des nano-Ag qui se transforment en Ag₂S dont l'impact sur la méthanisation est moindre). L'impact réel en méthaniseur est donc difficilement extrapolable.

Les rares études relatives à l'impact sur le compostage n'indiquent pas de perturbation majeure du procédé de compostage. La qualité du compost pourrait néanmoins être impactée car certains NMM influent sur la décomposition de la matière organique et peuvent perturber la transformation de l'azote et sa minéralisation pendant le compostage. Plus de recherches sont indispensables pour déterminer le devenir des NMM lors du compostage.

Lors de l'épandage des boues, les NMM peuvent être libérés dans les sols et en conséquence avoir un impact sur la faune et la flore du sol. La mobilité des NMM dans les sols dépend du type et des caractéristiques des NMM et du type et des propriétés physico chimiques des sols (pH, force ionique, présence d'argile, matière organique, saturation, teneur en eau, aération, etc.). Les processus qui gouvernent le devenir des NMM dans les sols sont relativement similaires à ceux dans les environnements aquatiques c'est-à-dire : dissolution, transformation, agrégation et désagrégation. Toutefois à ces mécanismes s'ajoutent des procédés propres aux environnements terrestres : le dépôt / la rétention, la mobilité, la compression, et le transport diffus.

Il existe encore un certain nombre de lacunes sur la compréhension du comportement et du devenir des NMM dans les sols. Notamment, le manque de données sur les concentrations de NMM dans les sols est mis en avant. Ceci est principalement lié à un manque de capacité analytique, de modélisation, de réalisation d'études sur le terrain, à cause de la complexité des phénomènes qui ont lieu dans le sol. Une connaissance accrue du type et de la quantité de NMM dans les boues de STEP est indispensable pour attester au mieux le comportement des NMM dans le sol.

Les NMM peuvent interagir avec d'autre polluants organiques ou inorganiques du sol et favoriser ou non leur mobilité dans les sols. Une meilleure connaissance du comportement des NMM entre eux et avec les autres polluants du sol serait bénéfique pour identifier les impacts réels dans le sol.

La littérature a mis en avant que les micro-organismes, les plantes et les invertébrés du sol peuvent être impactés par la présence des NMM en fonction du type de NMM et de ses propriétés, de sa concentration, des propriétés physico-chimiques du sol et de chaque être vivant. Les NMM sont assimilés et transportés dans les êtres vivants. Les NMM assimilés peuvent être toxiques via plusieurs mécanismes (production d'ions toxiques, de dérivés réactifs de l'oxygène provoquant un stress oxydatif au sein des cellules, de perturbation des membranes cellulaires, modification de l'ADN et de sa réplication, etc.). Des mécanismes de défense existent et permettent aux organismes de lutter contre la toxicité des NMM. Certains êtres vivants sont résistants et résilients à l'impact des NMM.

Dans certains cas les NMM peuvent provoquer des perturbations du métabolisme, de la croissance, de la reproduction (ponte, production de fruits et de légumes, etc.) et d'autres paramètres essentiels
au développement comme la photosynthèse et l'assimilation de nutriments. L'impact d'une espèce en particulier (que ce soit une plante, un micro-organisme, un invertébré) peut perturber l'ensemble de l'écosystème, tous les êtres vivants du sol étant interdépendants.

Certains NMM sont bénéfiques : de nombreuses recherches ont été menées sur l'utilisation des NMM dans l'agriculture. L'augmentation des rendements des cultures pourrait être liée à la stimulation de la croissance des plantes, de l'assimilation des nutriments, etc. par les NMM. L'utilisation des NMM à l'échelle industrielle dans l'agriculture n'est cependant pas encore en place.

Une meilleure compréhension du comportement des NMM dans les sols est indispensable pour attester de l'impact des NMM sur le vivant. Les risques potentiels liés à l'exposition des NMM ne sont pas encore totalement compris et déterminés à cause de nombreux facteurs comme la complexité des transformations existantes, la prise de mesure limitée, le manque d'études sur le long terme, etc.

L'interaction des NMM avec les particules du sol, comme l'hétéro-agrégation avec les minéraux de sol et la MOD est attestée. De nouveau, cela met en doute la pertinence des études éco-toxicologiques réalisées avec NMM purs et non transformés.

L'approfondissement des recherches est nécessaire pour mettre en place des méthodologies standardisées d'étude dans des environnements naturels complexes, à grande échelle, qui intègrent l'ensemble des communautés d'êtres vivants du sol, sur le long terme.

Références bibliographiques chapitres 2.3 et 2.4

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