Role of colloids in the transfer and dispersion of trace elements into river waters through a former mining district

International audienceCharacterizing the different chemical forms of trace elements in surface inland waters of mining regions is very important to understand the mechanisms underlying metal(loid) transport, their accumulation and toxicity, especially when waste storage areas are closely linked to the hydrographic network. This study focuses on the oldmining district of Salsigne in the Orbiel Valley (France), which was at one time the largest gold mine in Europe and the world’s largest arsenic mine. Our objective was to better understand the factors governing the transport of As and to investigate the role of colloidal matter as vector of major (Al, Ca, Fe, Mg) and trace (As, Pb, REE) elements in waters.A field sampling campaign was carried out during high water season to collect samples from the Orbiel River and its tributaries. In situ (ultra)filtrations at different cut-off thresholds (0.22 μm, 0.025 μm, 100 kDa and 3 kDa) were performed and physicochemical parameters (conductivity, pH, alkalinity, Dissolved Organic Carbon: DOC, anions, major cations, and metal(loid)s concentrations) of river water were assessed in all fractions.Results showed decreasing concentrations of DOC, Fe, Al and REE in the conventionally dissolved fraction (< 0.22 μm) from upstream to downstream. Arsenic concentration increased from upstream to downstream, especially at the exit of the old mining zone, and was mainly present in the truly dissolved fraction. However, arsenic in the colloid fraction was about 40% upstream and showed a clear decrease when going downstream. Upstream, Fe and Al were mostly present in the colloidal fraction (around 90%, but decreased to 30% downstream for Al). REE patterns suggested that colloidal organic matter played a significant role in metal transport. This was also inferred from the greater enrichment in middle REE as compared to light and heavy REE; this difference in enrichment progressively disappeared with decreasing cut-off filter size. The concentration variations along the length of the river were found to be a combined effect of the changes in lithology and input of contaminants from storage areas or alluvial table

Utilisation des procédés membranaires pour le traitement des eaux de piscine

L'enjeu des gestionnaires des établissements aquatiques est de maintenir une qualité d’eau conforme à la réglementation. Les eaux de piscine doivent être transparentes, désinfectées et désinfectantes, recyclées et renouvelées, dépourvues de molécules ou de micro-organismes suspectibles de présenter un risque pour la santé des baigneurs (sous-produits de désinfection, bactéries, virus, algues et autres pathogènes). Le maintien de la qualité de l’eau des bassins est lié à des facteurs intrinséques (hydraulicité, aéraulicité, hygiène des locaux, filières de traitement de l’eau et de l’air) et extrinsèques (nature des activités menées dans les bassins, nombre de baigneurs, hygiène des baigneurs, emplacement des bassins -extérieur ou intérieur-).L'introduction continue de matières organiques et inorganiques par les nageurs (comme les matières biologiques -urine, sueur, salive, squames, phanères-, et les produits de soins corporels -cosmétiques et filtres solaires-) représente la principale source de précurseurs de sous-produits de chloration dans les eaux de piscine. Ces composés organiques et inorganiques, dissous et particulaires, forment au contact des produits de désinfection des sous-produits de désinfection (SPD) qui sont, pour certains, potentiellement dangereux pour la santé des baigneurs et celle du personnel des piscines (e.g trichloramine ou trihalométhanes (THM)). Plus de 100 SPD ont été identifiés à ce jour dans les eaux de piscine. Outre les règles d’hygiène à respecter pour limiter l’apport en précurseurs de SPD par les baigneurs, l’enjeu est d’assurer le maintien de la qualité des eaux de piscine tout en limitant l’exposition des populations concernées.La filière de traitement conventionnelle de l’eau de piscine a pour objectifs, de désinfecter l'eau et de maintenir un résiduel de désinfectant dans l'eau des bassins et de réduire ou d’éliminer les précurseurs ou les SPD formés (coagulation, floculation, filtration, dilution). Ainsi, le code de la santé publique (CSP) impose une filtration permanente de l’eau des piscines afin de garantir à la fois une bonne transparence de l’eau ainsi que l’action efficiente du désinfectant. Le CSP impose également un apport minimum d'eau neuve de 30 litres par jour et par baigneur. Toutefois, les gestionnaires de piscines en France appliquent généralement un taux de renouvellement bien supérieur. En moyenne l’apport d’eau neuve est ainsi de l’ordre de 80 à 120 litres d'eau neuve par jour et par baigneur, afin de pouvoir respecter les valeurs limites des paramètres physico-chimiques et chimiques imposées par la réglementation nationale.Les procédés membranaires pourraient constituer aujourd’hui une solution alternative aux procédés defiltration mis en œuvre dans les piscines (très majoritairement constitués de lits de sable) au regard de leur efficacité potentielle vis-à-vis de la contamination particulaire, microbiologique et organique.La filtration par des procédés membranaires est un procédé physique de séparation et rétention des matières faisant appel à des membranes. Quatre types de procédés sont identifiés comme potentiels pour le traitement des eaux de piscines, en fonction des seuils de coupure les caractérisant : microfiltration, ultrafiltration, nanofiltration et osmose inverse. Très présentes dans le domaine de la production d’eau destinée à la consommation humaine (EDCH), les techniques membranaires investissent aujourd’hui le traitement des eaux de piscine, notamment en Allemagne, où elles sont principalement utilisées pour améliorer l’étape de clarification de l’eau (transparence de l’eau) ainsi que pour l’élimination des micro-organismes. Les membranes sont ainsi utilisées soit pour la filtration des eaux de bassins en remplacement d’une filière de filtration classique, soit pour permettre la réutilisation des eaux de lavage de filtres dans le cadre d’une démarche visant à économiser l’eau.En France, la règlementation actuelle relative à la sécurité sanitaire des eaux de piscine prévoit des dispositions techniques concernant les produits et procédés de traitement des eaux notamment pour l’étape de filtration des eaux. Toutefois, lors de l’élaboration de la réglementation en 1981, les procédés de filtration membranaire n’étaient pas intégrés dans les filières de traitement des eaux de piscine.La Direction générale de la santé (DGS) estime aujourd’hui nécessaire d’encadrer l’utilisation de ce type de filtres et envisage d’introduire dans la réglementation certains critères visant à assurer la sécurité sanitaire des eaux de piscine, lors de leur utilisation.De nouveaux textes réglementaires relatifs à la sécurité sanitaire des piscines sont en cours de finalisation. Un des articles traite spécifiquement de la réutilisation de l’eau de lavage des filtres et préconise l’utilisation de l’ultrafiltration comme procédé de filtration de ces eaux

Utilisation des procédés membranaires pour le traitement des eaux de piscine

L'enjeu des gestionnaires des établissements aquatiques est de maintenir une qualité d’eau conforme à la réglementation. Les eaux de piscine doivent être transparentes, désinfectées et désinfectantes, recyclées et renouvelées, dépourvues de molécules ou de micro-organismes suspectibles de présenter un risque pour la santé des baigneurs (sous-produits de désinfection, bactéries, virus, algues et autres pathogènes). Le maintien de la qualité de l’eau des bassins est lié à des facteurs intrinséques (hydraulicité, aéraulicité, hygiène des locaux, filières de traitement de l’eau et de l’air) et extrinsèques (nature des activités menées dans les bassins, nombre de baigneurs, hygiène des baigneurs, emplacement des bassins -extérieur ou intérieur-).L'introduction continue de matières organiques et inorganiques par les nageurs (comme les matières biologiques -urine, sueur, salive, squames, phanères-, et les produits de soins corporels -cosmétiques et filtres solaires-) représente la principale source de précurseurs de sous-produits de chloration dans les eaux de piscine. Ces composés organiques et inorganiques, dissous et particulaires, forment au contact des produits de désinfection des sous-produits de désinfection (SPD) qui sont, pour certains, potentiellement dangereux pour la santé des baigneurs et celle du personnel des piscines (e.g trichloramine ou trihalométhanes (THM)). Plus de 100 SPD ont été identifiés à ce jour dans les eaux de piscine. Outre les règles d’hygiène à respecter pour limiter l’apport en précurseurs de SPD par les baigneurs, l’enjeu est d’assurer le maintien de la qualité des eaux de piscine tout en limitant l’exposition des populations concernées.La filière de traitement conventionnelle de l’eau de piscine a pour objectifs, de désinfecter l'eau et de maintenir un résiduel de désinfectant dans l'eau des bassins et de réduire ou d’éliminer les précurseurs ou les SPD formés (coagulation, floculation, filtration, dilution). Ainsi, le code de la santé publique (CSP) impose une filtration permanente de l’eau des piscines afin de garantir à la fois une bonne transparence de l’eau ainsi que l’action efficiente du désinfectant. Le CSP impose également un apport minimum d'eau neuve de 30 litres par jour et par baigneur. Toutefois, les gestionnaires de piscines en France appliquent généralement un taux de renouvellement bien supérieur. En moyenne l’apport d’eau neuve est ainsi de l’ordre de 80 à 120 litres d'eau neuve par jour et par baigneur, afin de pouvoir respecter les valeurs limites des paramètres physico-chimiques et chimiques imposées par la réglementation nationale.Les procédés membranaires pourraient constituer aujourd’hui une solution alternative aux procédés defiltration mis en œuvre dans les piscines (très majoritairement constitués de lits de sable) au regard de leur efficacité potentielle vis-à-vis de la contamination particulaire, microbiologique et organique.La filtration par des procédés membranaires est un procédé physique de séparation et rétention des matières faisant appel à des membranes. Quatre types de procédés sont identifiés comme potentiels pour le traitement des eaux de piscines, en fonction des seuils de coupure les caractérisant : microfiltration, ultrafiltration, nanofiltration et osmose inverse. Très présentes dans le domaine de la production d’eau destinée à la consommation humaine (EDCH), les techniques membranaires investissent aujourd’hui le traitement des eaux de piscine, notamment en Allemagne, où elles sont principalement utilisées pour améliorer l’étape de clarification de l’eau (transparence de l’eau) ainsi que pour l’élimination des micro-organismes. Les membranes sont ainsi utilisées soit pour la filtration des eaux de bassins en remplacement d’une filière de filtration classique, soit pour permettre la réutilisation des eaux de lavage de filtres dans le cadre d’une démarche visant à économiser l’eau.En France, la règlementation actuelle relative à la sécurité sanitaire des eaux de piscine prévoit des dispositions techniques concernant les produits et procédés de traitement des eaux notamment pour l’étape de filtration des eaux. Toutefois, lors de l’élaboration de la réglementation en 1981, les procédés de filtration membranaire n’étaient pas intégrés dans les filières de traitement des eaux de piscine.La Direction générale de la santé (DGS) estime aujourd’hui nécessaire d’encadrer l’utilisation de ce type de filtres et envisage d’introduire dans la réglementation certains critères visant à assurer la sécurité sanitaire des eaux de piscine, lors de leur utilisation.De nouveaux textes réglementaires relatifs à la sécurité sanitaire des piscines sont en cours de finalisation. Un des articles traite spécifiquement de la réutilisation de l’eau de lavage des filtres et préconise l’utilisation de l’ultrafiltration comme procédé de filtration de ces eaux

Utilisation des procédés membranaires pour le traitement des eaux de piscine

L'enjeu des gestionnaires des établissements aquatiques est de maintenir une qualité d’eau conforme à la réglementation. Les eaux de piscine doivent être transparentes, désinfectées et désinfectantes, recyclées et renouvelées, dépourvues de molécules ou de micro-organismes suspectibles de présenter un risque pour la santé des baigneurs (sous-produits de désinfection, bactéries, virus, algues et autres pathogènes). Le maintien de la qualité de l’eau des bassins est lié à des facteurs intrinséques (hydraulicité, aéraulicité, hygiène des locaux, filières de traitement de l’eau et de l’air) et extrinsèques (nature des activités menées dans les bassins, nombre de baigneurs, hygiène des baigneurs, emplacement des bassins -extérieur ou intérieur-).L'introduction continue de matières organiques et inorganiques par les nageurs (comme les matières biologiques -urine, sueur, salive, squames, phanères-, et les produits de soins corporels -cosmétiques et filtres solaires-) représente la principale source de précurseurs de sous-produits de chloration dans les eaux de piscine. Ces composés organiques et inorganiques, dissous et particulaires, forment au contact des produits de désinfection des sous-produits de désinfection (SPD) qui sont, pour certains, potentiellement dangereux pour la santé des baigneurs et celle du personnel des piscines (e.g trichloramine ou trihalométhanes (THM)). Plus de 100 SPD ont été identifiés à ce jour dans les eaux de piscine. Outre les règles d’hygiène à respecter pour limiter l’apport en précurseurs de SPD par les baigneurs, l’enjeu est d’assurer le maintien de la qualité des eaux de piscine tout en limitant l’exposition des populations concernées.La filière de traitement conventionnelle de l’eau de piscine a pour objectifs, de désinfecter l'eau et de maintenir un résiduel de désinfectant dans l'eau des bassins et de réduire ou d’éliminer les précurseurs ou les SPD formés (coagulation, floculation, filtration, dilution). Ainsi, le code de la santé publique (CSP) impose une filtration permanente de l’eau des piscines afin de garantir à la fois une bonne transparence de l’eau ainsi que l’action efficiente du désinfectant. Le CSP impose également un apport minimum d'eau neuve de 30 litres par jour et par baigneur. Toutefois, les gestionnaires de piscines en France appliquent généralement un taux de renouvellement bien supérieur. En moyenne l’apport d’eau neuve est ainsi de l’ordre de 80 à 120 litres d'eau neuve par jour et par baigneur, afin de pouvoir respecter les valeurs limites des paramètres physico-chimiques et chimiques imposées par la réglementation nationale.Les procédés membranaires pourraient constituer aujourd’hui une solution alternative aux procédés defiltration mis en œuvre dans les piscines (très majoritairement constitués de lits de sable) au regard de leur efficacité potentielle vis-à-vis de la contamination particulaire, microbiologique et organique.La filtration par des procédés membranaires est un procédé physique de séparation et rétention des matières faisant appel à des membranes. Quatre types de procédés sont identifiés comme potentiels pour le traitement des eaux de piscines, en fonction des seuils de coupure les caractérisant : microfiltration, ultrafiltration, nanofiltration et osmose inverse. Très présentes dans le domaine de la production d’eau destinée à la consommation humaine (EDCH), les techniques membranaires investissent aujourd’hui le traitement des eaux de piscine, notamment en Allemagne, où elles sont principalement utilisées pour améliorer l’étape de clarification de l’eau (transparence de l’eau) ainsi que pour l’élimination des micro-organismes. Les membranes sont ainsi utilisées soit pour la filtration des eaux de bassins en remplacement d’une filière de filtration classique, soit pour permettre la réutilisation des eaux de lavage de filtres dans le cadre d’une démarche visant à économiser l’eau.En France, la règlementation actuelle relative à la sécurité sanitaire des eaux de piscine prévoit des dispositions techniques concernant les produits et procédés de traitement des eaux notamment pour l’étape de filtration des eaux. Toutefois, lors de l’élaboration de la réglementation en 1981, les procédés de filtration membranaire n’étaient pas intégrés dans les filières de traitement des eaux de piscine.La Direction générale de la santé (DGS) estime aujourd’hui nécessaire d’encadrer l’utilisation de ce type de filtres et envisage d’introduire dans la réglementation certains critères visant à assurer la sécurité sanitaire des eaux de piscine, lors de leur utilisation.De nouveaux textes réglementaires relatifs à la sécurité sanitaire des piscines sont en cours de finalisation. Un des articles traite spécifiquement de la réutilisation de l’eau de lavage des filtres et préconise l’utilisation de l’ultrafiltration comme procédé de filtration de ces eaux

Utilisation des procédés membranaires pour le traitement des eaux de piscine

L'enjeu des gestionnaires des établissements aquatiques est de maintenir une qualité d’eau conforme à la réglementation. Les eaux de piscine doivent être transparentes, désinfectées et désinfectantes, recyclées et renouvelées, dépourvues de molécules ou de micro-organismes suspectibles de présenter un risque pour la santé des baigneurs (sous-produits de désinfection, bactéries, virus, algues et autres pathogènes). Le maintien de la qualité de l’eau des bassins est lié à des facteurs intrinséques (hydraulicité, aéraulicité, hygiène des locaux, filières de traitement de l’eau et de l’air) et extrinsèques (nature des activités menées dans les bassins, nombre de baigneurs, hygiène des baigneurs, emplacement des bassins -extérieur ou intérieur-).L'introduction continue de matières organiques et inorganiques par les nageurs (comme les matières biologiques -urine, sueur, salive, squames, phanères-, et les produits de soins corporels -cosmétiques et filtres solaires-) représente la principale source de précurseurs de sous-produits de chloration dans les eaux de piscine. Ces composés organiques et inorganiques, dissous et particulaires, forment au contact des produits de désinfection des sous-produits de désinfection (SPD) qui sont, pour certains, potentiellement dangereux pour la santé des baigneurs et celle du personnel des piscines (e.g trichloramine ou trihalométhanes (THM)). Plus de 100 SPD ont été identifiés à ce jour dans les eaux de piscine. Outre les règles d’hygiène à respecter pour limiter l’apport en précurseurs de SPD par les baigneurs, l’enjeu est d’assurer le maintien de la qualité des eaux de piscine tout en limitant l’exposition des populations concernées.La filière de traitement conventionnelle de l’eau de piscine a pour objectifs, de désinfecter l'eau et de maintenir un résiduel de désinfectant dans l'eau des bassins et de réduire ou d’éliminer les précurseurs ou les SPD formés (coagulation, floculation, filtration, dilution). Ainsi, le code de la santé publique (CSP) impose une filtration permanente de l’eau des piscines afin de garantir à la fois une bonne transparence de l’eau ainsi que l’action efficiente du désinfectant. Le CSP impose également un apport minimum d'eau neuve de 30 litres par jour et par baigneur. Toutefois, les gestionnaires de piscines en France appliquent généralement un taux de renouvellement bien supérieur. En moyenne l’apport d’eau neuve est ainsi de l’ordre de 80 à 120 litres d'eau neuve par jour et par baigneur, afin de pouvoir respecter les valeurs limites des paramètres physico-chimiques et chimiques imposées par la réglementation nationale.Les procédés membranaires pourraient constituer aujourd’hui une solution alternative aux procédés defiltration mis en œuvre dans les piscines (très majoritairement constitués de lits de sable) au regard de leur efficacité potentielle vis-à-vis de la contamination particulaire, microbiologique et organique.La filtration par des procédés membranaires est un procédé physique de séparation et rétention des matières faisant appel à des membranes. Quatre types de procédés sont identifiés comme potentiels pour le traitement des eaux de piscines, en fonction des seuils de coupure les caractérisant : microfiltration, ultrafiltration, nanofiltration et osmose inverse. Très présentes dans le domaine de la production d’eau destinée à la consommation humaine (EDCH), les techniques membranaires investissent aujourd’hui le traitement des eaux de piscine, notamment en Allemagne, où elles sont principalement utilisées pour améliorer l’étape de clarification de l’eau (transparence de l’eau) ainsi que pour l’élimination des micro-organismes. Les membranes sont ainsi utilisées soit pour la filtration des eaux de bassins en remplacement d’une filière de filtration classique, soit pour permettre la réutilisation des eaux de lavage de filtres dans le cadre d’une démarche visant à économiser l’eau.En France, la règlementation actuelle relative à la sécurité sanitaire des eaux de piscine prévoit des dispositions techniques concernant les produits et procédés de traitement des eaux notamment pour l’étape de filtration des eaux. Toutefois, lors de l’élaboration de la réglementation en 1981, les procédés de filtration membranaire n’étaient pas intégrés dans les filières de traitement des eaux de piscine.La Direction générale de la santé (DGS) estime aujourd’hui nécessaire d’encadrer l’utilisation de ce type de filtres et envisage d’introduire dans la réglementation certains critères visant à assurer la sécurité sanitaire des eaux de piscine, lors de leur utilisation.De nouveaux textes réglementaires relatifs à la sécurité sanitaire des piscines sont en cours de finalisation. Un des articles traite spécifiquement de la réutilisation de l’eau de lavage des filtres et préconise l’utilisation de l’ultrafiltration comme procédé de filtration de ces eaux

Humic surface waters of frozen peat bogs (permafrost zone) are highly resistant to bio- and photodegradation

In contrast to the large number of studies on humic waters from permafrost-free regions and oligotrophic waters from permafrost-bearing regions, the bio- and photolability of DOM from the humic surface waters of permafrost-bearing regions has not been thoroughly evaluated. Following standardized protocol, we measured biodegradation (at low, intermediate and high temperatures) and photodegradation (at one intermediate temperature) of DOM in surface waters along the hydrological continuum (depression -&gt; stream -&gt; thermokarst lake -&gt; Pechora River) within a frozen peatland in European Russia. In all systems, within the experimental resolution of 5% to 10 %, there was no bio- or photodegradation of DOM over a 1-month incubation period. It is possible that the main cause of the lack of degradation is the dominance of allochthonous refractory (soil, peat) DOM in all waters studied. However, all surface waters were supersaturated with CO2. Thus, this study suggests that, rather than bio- and photodegradation of DOM in the water column, other factors such as peat pore-water DOM processing and respiration of sediments are the main drivers of elevated pCO(2) and CO2 emission in humic boreal waters of frozen peat bogs

Partitioning Carbon Sources Between Wetland and Well-Drained Ecosystems to a Tropical First-Order Stream – Implications for Carbon Cycling at the Watershed Scale (Nyong, Cameroon)

International audienceTropical rivers emit large amounts of carbon dioxide (CO2) to the atmosphere, in particular due to large wetland-to-river carbon (C) inputs. Yet, tropical African rivers remain largely understudied, and little is known about the partitioning of C sources between wetland and well-drained ecosystems to rivers. In a first-order sub-catchment (0.6 km2) of the Nyong watershed (Cameroon 27 800 km2), we fortnightly measured C in all forms and ancillary parameters in groundwater in a well-drained forest (hereafter referred to as non-flooded forest groundwater) and in the stream. In the first-order catchment, the simple land use shared between wetland and well-drained forest, together with drainage data, allowed the partitioning of C sources between wetland and well-drained ecosystems to the stream. Also, we fortnightly measured dissolved and particulate C downstream of the first-order stream to the main stem of order 6, and we supplemented C measurements with measures of heterotrophic respiration in stream orders 1 and 5. In the first-order stream, dissolved organic and inorganic C and particulate organic C (POC) concentrations increased during rainy seasons when the hydrological connectivity with the riparian wetland increased, whereas the concentrations of the same parameters decreased during dry seasons when the wetland was shrinking. In larger streams (order > 1), the same seasonality was observed, showing that wetlands in headwaters were significant sources of organic and inorganic C for downstream rivers, even though higher POC concentration evidenced an additional source of POC in larger streams during rainy seasons that was most likely POC originating from floating macrophytes. During rainy seasons, the seasonal flush of organic matter from the wetland in the first-order catchment and from the macrophytes in higher-order rivers significantly affected downstream metabolism, as evidenced by higher respiration rates in stream order 5 (756 ± 333 gC-CO2 m−2 yr−1) compared to stream 1 (286 ± 228 gC-CO2 m−2 yr−1). In the first-order catchment, the sum of the C hydrologically exported from non-flooded forest groundwater (6.2 ± 3.0 MgC yr−1) and wetland (4.0 ± 1.5 MgC yr−1) to the stream represented 3 %–5 % of the local catchment net C sink. In the first-order catchment, non-flooded forest groundwater exported 1.6 times more C than wetland; however, when weighed by surface area, C inputs from non-flooded forest groundwater and wetland to the stream contributed to 27 % (13.0 ± 6.2 MgC yr−1) and 73 % (33.0 ± 12.4 MgC yr−1) of the total hydrological C inputs, respectively. At the Nyong watershed scale, the yearly integrated CO2 degassing from the entire river network was 652 ± 161 GgC-CO2 yr−1 (23.4 ± 5.8 MgC CO2 km−2 yr−1 when weighed by the Nyong watershed surface area), whereas average heterotrophic respiration in the river and CO2 degassing rates was 521 ± 403 and 5085 ± 2544 gC-CO2 m−2 yr−1, which implied that only ∼ 10 % of the CO2 degassing at the water–air interface was supported by heterotrophic respiration in the river. In addition, the total fluvial C export to the ocean of 191 ± 108 GgC yr−1 (10.3 ± 5.8 MgC km−2 yr−1 when weighed by the Nyong watershed surface area) plus the yearly integrated CO2 degassing from the entire river network represented ∼ 11 % of the net C sink estimated for the whole Nyong watershed. In tropical watersheds, we show that wetlands largely influence riverine C variations and budget. Thus, ignoring the river–wetland connectivity might lead to the misrepresentation of C dynamics in tropical watersheds

Aerobic release and biodegradation of dissolved organic matter from frozen peat: Effects of temperature and heterotrophic bacteria

International audienceUnderstanding the conditions of dissolved organic matter (DOM) release from thawing peat in the Arctic regions and identifying the pathways of processing DOM by soil and aquatic heterotrophic bacteria are critical in the context of rapid climate change. Until now, experimental approaches did not allow quantitative predictions of temperature and biota effects on carbon release from peat in permafrost-affected aquatic environments. In this study, we incubated frozen peat and its aqueous leachate at various temperatures (4, 25 or 45°C), with and without culturable heterotrophic bacteria Iodobacter sp., extracted from thermokarst lakes, to quantify the release and the removal rate of organic carbon (OC) with time. The metabolic diversity of the native microbial community associated with the substrates involved in OC processing was also characterized. Transmission electron microscopy revealed that, after degradation, the associated bacteria are mostly located in the inner parts of plant cells, and that the degradation of organic matter around bacteria is more pronounced at 4 and 25°C compared to 45°C. The metabolic diversity of heterotrophic bacteria was equally high at 4 and 25°C, but lower at 45°C. Regardless of the microbial consortium (native community alone or with added culturable heterotrophs), both the OC release from peat and the OC removal from peat leachate by bacteria were similar at 4 and 25°C. Very low apparent activation energies of DOM biodegradation between 4 and 25°C (−4.23 ± 12.3 kJ mol − 1) suggest that the short-period of surface water warming in summer would have an insignificant effect on DOM microbial processing. Such duration (1-3 weeks) is comparable with the water residence time in peat depressions and permafrost subsidences, where peat degradation and DOM microbial processing occur. This questions the current paradigm of a drastic effect of temperature rise on organic carbon release from frozen peatlands, and should be considered for modelling short-term climate impacts in these regions