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REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE
Ministre de lEnseignement Suprieure et de la Recherche
scientifique
- Universit MHAMED BOUGARA BOUMERDES
Facult Des Sciences
Dpartement de Biologie
Mmoire de magister
Pour lobtention du titre de Magister en Biologie
Option Biochimie et Microbiologie applique
Prsent et soutenu publiquement par : Mme
AKMOUCI-TOUMI Sihem
Le : 15 /04 /2009
Contribution ltude des boues de forage :
Isolement et valuation de la capacit de quelques souches
microbiennes
dgrader le gasoil.
Devant le jury:
Mme FAZOUANE F. Matre de confrences (UMBB) Prsidente
Mme REFOUFI A. Matre de confrences (UMBB) Promotrice
Mr KHODJA M. Docteur (CRD, SONATRACH) Co-promoteur
Mme MECHAKRA A. Matre de confrences (Univ. Const.)
Examinatrice
Mme KEBBOUCHE-GANA S. Matre insistant classe B (UMBB)
Examinatrice
Mr KACI Y. Matre de confrences (USTHB) Examinateur
Boumerds 2009
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)
6 .(
Rhodotorula ( ) Pseudomonas
: .( )
. 24E
/ 36
Biosurfactants
24E 33 % (Pseudomonas) 37.5 % (Rhodotorula.) Pseudomonas
n-C11 n-C13 n-C14 : 38,53 37,89 % 40,05 67,68 n-C10 n-C12
n-C19 % n-C10 37,9 % 58,77: Rhodotorula % 30,97
. n-C23 % 34,39 n-C21 % 41,62
Biosurfactant Pseudomonas Rhodotorula :
Rsum
Cette tude a permis dvaluer la dgradation du gasoil par des
souches microbienne isoles de sols
contamins par les rejets des effluents de forage (le gasoil tant
le produit majoritaire de pollution).
Parmi les 6 souches isoles, deux dentre elles ont t slectionnes,
pour leur meilleure capacit se
dvelopper en prsence de gasoil. Une identification prliminaire a
rvl que lune pouvait appartenir
au genre Pseudomonas (bactrie) et lautre au genre Rhodotorula
(levure). Afin de vrifier la capacit
de ces souches dgrader le gasoil, ltude de lvolution de certains
paramtres comme la
concentration microbienne, le pH, la tension superficielle, E24
et le taux de biodgradation des n-
alcanes a t ralise. Les rsultats obtenus rvlent que ces souches
ont une bonne croissance des
pH proches de la neutralit et ont la capacit de rduire la
tension superficielle du milieu de culture
36 mN/m. Ce rsultat a t corrl une production de biomolcules
particulires, les
biosurfactants, dont la prsence a bien t vrifie et qui
provoquent labaissement de la tension
superficielle avec un index dmulsification de 33,33 % pour
Pseudomonas et de 37,5 % pour
Rhodotorula. Les essais de biodgradation dans un milieu minral
ont montr que Pseudomonas
dgrade considrablement les composs n-C10, n-C12 (67.68, 40.05)
et partiellement n-C11, n-C13
et n-C14 (38.53, 37.89, 30.97 %), alors que pour Rhodotorula les
pourcentages de dgradation sont
de 58.77% pour n-C10, 37.9% pour n-C19, 41.62% pour n-C21 et
34.39% pour le n-C23.
Mots cls : Biodgradation, gasoil, biosurfactants, Pseudomonas,
Rhodotorula.
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Abstract
This study used to assess the degradation of diesel by
microbiologically strains isolated from soil
contaminated by rejection of the effluts of drilling fluid
(diesel is majority source of pollution). Of the
6 strains isolated, two of them were selected for their improved
ability to grow in the presence of
diesel. A preliminary identification revealed that one could
belong to the genus Pseudomonas
(bacteria) and the other genus Rhodotorula (yeast).
To verify the ability of these strains to degrade diesel, the
study of the parameters evolution such as
microbial concentration, pH, surface tension, E24 and the rate
of biodegradation of n-alkanes has been
achieved. The results indicate that these strains have good
growth pH near neutral and have the
potential to reduce the surface tension of culture medium to 36
mN/m. Result correlated to production
of specific biomolecules, the biosurfactant, whose presence has
been verified and that cause the
lowering of the surface tension with an index of emulsification
of 33.33% for Pseudomonas and
37.5% for Rhodotorula. The degradation tests in a mineral medium
found that Pseudomonas degrades
considerably compounds n-C10, n-C12 (67.68, 40.05) and partially
n-C11, n-C13 and n-C14 (38.53,
37.89, 30.97%) , While the percentages of Rhodotorula
degradation are 58.77% for n-C10, 37.9% for
n-C19, 41.62% for n-C21 and 34.39% for the n-C23.
Keywords: Biodegradation, diesel, biosurfactant, Pseudomonas,
Rhodotorula.
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REMERCIEMENTS
Je tiens tout dabord remercier le bon Dieu de mavoir aider
raliser cet ouvrage.
Ce travail de recherche a t ralis au sein du Laboratoire de
Centre de Recherche et de Dveloppent de Sonatrach (CRD). Je tiens
remercier Monsieur KHODJA M., chercheur au C.R.D., de mavoir
accueilli et
pour lintrt quil a manifest envers ce travail.
Je remercie Madame REFOUFI A., Matre de confrence de lU.M.B.B.,
de mavoir fait confiance, et pour lintrt quelle a port
ce travail en acceptant de diriger cette tude.
Je remercie lensemble du jury, Madame FAZOUANE F., Matre de
confrence lU.M.B.B., Madame MECHAKRA A., matre de
confrence luniversit de Constantine, madame KEBBOUCHE-GANA S.,
charg de cours lU.M.B.B. et monsieur KACI Y., matre de confrence
lU.S.T.H.B., qui ont bien voulu examiner ce travail.
Je remercie tous les enseignants de mon cursus universitaire qui
ont
Contribu ma formation.
Mes vifs remerciements vont, galement, toutes les techniciennes
du dpartement de biologie sans exception pour leur aide et surtout
pour
leurs gentillesses.
Enfin, il me serait difficile domettre de remercier tous ceux
qui ont contribu de prs ou de loin ce travail. Quils trouvent dans
ses
quelques lignes lexpression de mes sincres remerciements.
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Ddicace
Je ddie ce mmoire : A mes trs chers parents avec toute ma
reconnaissance.
A ma chre maman qui na jamais cess de mnager ses efforts pour
que jatteigne ce niveau. Ni sacrifices, ni privations ne lont
empch
daccomplir son devoir de mre soucieuse de lavenir de ses
enfants.
A mon cher papa qui a su se montrer patient, comprhensif et
encourageant, sa chaleur paternelle a t et sera toujours pour moi
dun
grand rconfort.
A Abdelkrim qui tait toujours mes cts et qui na jamais cess de
me soutenir et de mencourager: Jamais de simples mots ne me
permettront
de texprimer mes remerciements mon trs cher mari. A mon adorable
bb Ryadh qui comble notre bonheur.
A ma sur :Nawel et belle surs : Badia et Nadia.
A mes chers frres : Djamel, Mustapha, Abdeslem et mon beau frre
Aziz.
A mes petits nouveux : Saif allah, Zindine ayoube, lynda, amina,
akli A la mmoire de mes grands parents.
A ma belle famille grands et petits, sans oublier : Salim, Imene
et
Lynda.
A Souad ma trs chre amie, peut- tre est-ce ta patience qui ne
fait jamais dfaut, ou encore ta bienveillance qui font de ta
prsence un tel
cadeau ?
A toute ma famille. A tout mes amis.
Ainsi qu tous ceux qui me sont chers.
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Sommaire
Introduction gnrale . 1
Chapitre I et II : Synthse bibliographique
I. Gnralits sur les fluides de forage 3
1. Dfinition 3
2. Rle de fluide de forage.. 3
3. Proprits des fluides de forage . 4
4. Classification des fluides de forage 4
5. Le devenir des rejets de fluides de forage 7
6. Mthodes de traitement de la pollution par les hydrocarbures
aromatiques
polycycliques
7
II. La biodgradation des hydrocarbures
1. Mcanisme daccession aux hydrocarbures 20
2. Les voies mtaboliques de la biodgradation. 24
Chapitre III : Matriels et Mthodes
1. Matriels 41
1.1 Matriel biologique.. 41
1.2 Echantillonnage.... 41
1.3. Matriels non biologique. 43
2. Mthodes.. 43
2.1 Etude de l'volution de la contamination des bourbiers..
43
2.2 Etude physico-chimique d'un bourbier pollu par les fluides
de
forage..
45
2.3 Evaluation du taux de biodgradabilit du gasoil 50
2.4 Etude microbiologique. 53
2.5 Biodgradation du gasoil .... 68
Chapitre IV : Rsultats et discussions
1. Etude de l'volution de la contamination des bourbiers. 73
2. Caractrisation physicochimique du bourbier B.. 74
2.1 Caractrisation du polluant par CPG... 74
2.2 Dosage des paramtres indicateurs de pollution.. 75
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3. Evaluation de la biodgradabilit du gasoil.. 78
4. Etude microbiologique. 80
4.1 Rsultats de dnombrement de la microflore totale. 80
4.2 Isolement de souches microbiennes susceptibles de dgrader le
gasoil... 81
5. Suivi de la cintique de croissance des souches isoles...
89
6. Etude physiologique . 92
7. Essai de biodgradation ... 94
7.1 Influence du gasoil sur la croissance microbienne... 94
7.2 Tolrance des souches SA et LB au gasoil . 98
7.3 Biodgradation du gasoil.. 100
Conclusion et
perspectives
109
Bibliographie
Annexes
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Liste des figures
Figure 1 : Cycle du fluide sur le site de forage (Schlumberger,
1997).
Figure 2 : Reprsentations schmatiques d'un pompage et traitement
avec injection de
tensioactif (Cme et Ducreux, 2001).
Figure 3: Schma gnral des voies mtaboliques de dgradation des
n-alcanes et des
isoalcanes (Ballerini et Vandecasteele, 1999).
Figure 4: Voie mtabolique de la dgradation du cyclohexane (Atlas
et Bartha, 1993;
Morgan et Watkinson, 1994).
Figure 5 : Les diffrents produits issus de loxydation du tolune
(Parales et al., 2000).
Figure 6 : La voie de loxydation du tolune (Zylstra et Gibson,
1989 ; Sakamoto et al.,
2001).
Figure 7: Production de lacide naphthoique par la dgradation
anarobie des HAP
(Meckenstock et al., 2004).
Figure 8: Le mcanisme de dgradation du trichlorthylne (TCE) par
une bactrie
mthanotrophe (la souche 46-1) (Little et al., 1988).
Figure 9 : Photos des bourbiers contamins de Hassi Massoud.
Figure10 : Respiromtre pour la mesure de la biodgradabilit des
composs organiques.
Figure 11 : Raction de lhydrolyse de lONPG (Marchal et Bourdon,
1982).
Figure 12: Test dmulsion.
Figure 13 : Teneurs en hydrocarbures totaux, du carbone
organique total et de lhumidit des
chantillons de bourbiers A, B et C.
Figure 14: Chromatogramme de la fraction du gasoil liquide
utilis comme tmoin.
Figure 15: Chromatogramme reprsentant le rsultat danalyse de la
fraction d'hydrocarbure
dtecte dans le bourbier B.
Figure 16 : Rsultats du dnombrement sur glose nutritive des
trois chantillons de
bourbiers (A, B et C).
Figure 17 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche SA.
Figure 18 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche SC.
Figure 19 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche SD.
Figure 20 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche SE.
Figure 21 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche SF.
Figure 22 : Laspect macroscopique (a) et microscopique (b) (G x
100) de la souche LB.
-
Figure 23 : Cintique de croissance des souches bactriennes
isoles sur milieu BH 2% du
gasoil.
Figure 24 : Cintique de croissance de la levure LB isole sur
milieu BH 2% du gasoil.
Figure 25 : Effet de la temprature sur la croissance des deux
souches SA et LB sur milieu
BH diffrentes tempratures pendant 24 heures dincubation.
Figure 26 : Effet du pH sur la croissance de deux souches SA et
LB sur milieu BH
additionn de 2% de gasoil diffrentes valeurs de pH pendant 24
heures dincubation.
Figure 27 : Croissance de la souche SA dans un milieu BH 30C. a)
croissance mesure
par dnombrement, b) croissance mesure par turbidimtrie. Au temps
indiqu par la flche,
du gasoil (1% v/v) est ajout lune des deux cultures.
Figure 28 : Croissance de la souche LB dans un milieu BH 30C. a)
croissance mesure
par dnombrement, b) croissance mesure par turbidimtrie. Au temps
indiqu par la flche,
du gasoil (1% v/v) est ajout lune des deux cultures.
Figure 29: Croissance de la souche SA dans un milieu contenant
du gasoil (25% v/v) ds le
dbut de la fermentation.
Figure 30 : Croissance de la souche LB dans un milieu contenant
du gasoil (25% v/v) ds le
dbut de la fermentation.
Figure 31 : Effet de la concentration du gasoil sur la
croissance cellulaire des souches SA et
LB sur milieu Minrale BH en prsence de diffrentes concentrations
du gasoil pendant 24h
dincubation.
Figure 32: Variation de la cintique de la croissance (croissance
sur milieu BH 30C
pendant 21 jours dincubation de la souche SA) et du pH en
fonction de temps.
Figure 33: Variation de la cintique de la croissance (croissance
sur milieu BH 30C
pendant 21 jours dincubation de la souche LB) et du pH en
fonction de temps.
Figure 34: Variation de la tension superficielle en fonction de
temps (croissance des deux
souches SA et LB sur milieu BH 30C pendant 21 jours
dincubation).
Figure 35 : Rsultats de lindex dmulsification pour les deux
souches SA et LB.
Figure 36: Le pourcentage de biodgradation du gasoil aprs 21
jours dincubation des deux
souches SA et LB sur milieu BH 30C.
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Liste des tableaux
Tableau I: Synthse des principaux traitements de dpollution
(Ballerini, 1999 ; Colin,
2000).
Tableau II : Rsultats d'analyses physico-chimiques du bourbier
B.
Tableau III: Variation de la teneur en hydrocarbures avec la
composition du sol.
Tableau IV : Valeurs de DCO, DBO et taux de biodgradabilit aprs
28 jours
d'incubation du gasoil tests.
Tableau V : Rsultats de ltude macroscopique des colonies isoles
sur milieu BH partir
de lchantillon du bourbier B.
Tableau VI : Rsultats de l'tude microscopique des souches
isoles.
Tableau VII: Rsultats des tests biochimiques des diffrentes
souches isoles.
Tableau VIII: Rsultats des tests dassimilation des sucres pour
la souche LB.
Tableau IX : Paramtres de cintiques des souches isoles et
testes.
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Liste des abrviations
AFNOR : Association Franaise de Normalisation
CPG : Chromatographie en Phase Gazeuse
COT : Carbone Organique Total
DBO : Demande Biochimique en Oxygne
DCO : Demande Chimique en Oxygne
DO : Densit Optique
E24 : Index dmulsification
GN : Glose Nutritive
HAP: Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
HT : Hydrocarbures Totaux
IR : Infra Rouge
ISO : Organisation Internationale de Normalisation
NF ISO : les internationales dites par l'AFNOR
NR : Nitrate rductase
RM :Rouge de mthyle
TPH : Total Petroleum Hydrocarbons
UFC: Units Formants Colonies
VP : Voges Proskauer
http://www.alcontrol.fr/LinkedFiles/ALcontrol.flyer.TPH.pdf
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Introduction
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Introduction
Depuis le sicle dernier et jusqu nos jours, limportance de
lindustrie ptrolire na cess de
crotre et ceci grce au rle stratgique et politique que le ptrole
joue sur la scne mondiale.
En effet, rien que pour lanne 2000, la production mondiale a
atteint 11 millions de tonnes
par jours de produits ptroliers (Soltani, 2004). Ces derniers
sont considrs non seulement
comme la matire premire pour lindustrie chimique mais galement
comme source
dnergie la plus demande mais et la moins coteuse.
Depuis quelques annes, les effets dvastateurs de cette
industrialisation et leur impact ont t
valus sur lenvironnement. En effet, de nombreux dgts rels ont t
constats lors
daccidents (fuite de ptrole etc.), de rejets ou dversement
volontaire, pouvant entraner
des catastrophes cologiques irrversibles.
Les consquences de ces pollutions cologiques, peuvent avoir un
impact soit direct ou
indirect, sur la sant humaine, sur lquilibre des cosystmes aussi
bien marins que
continentaux. La qualit des sols peut galement en tre altre.
Par ailleurs, le problme majeur rencontr dans les sols pollus
par les produits ptroliers est
latteinte des nappes phratiques affectant ainsi la qualit des
eaux. Leur dcontamination
pouvant ncessiter soient lintervention de procds
physicochimiques ou alors biologiques.
En dpit de lutilisation multiple des procds physicochimiques
dans la restauration des sols
pollus par les produits ptroliers, la bioremdiation reste la
solution la plus efficace, la plus
demande car la mieux matrise et la moins coteuse. Il sagit l
dune technique douce dont
le principe repose sur la minralisation complte des produits
ptroliers qui ne gnrent aucun
sous produit toxique ; contrairement aux procds physicochimiques
qui consistent souvent en
un transfert de la pollution dun milieu un autre ou encore son
confinement.
La russite de la biormediation dpend de trois facteurs
essentiels :
Les proprits physicochimiques du sol;
La capacit des microorganismes autochtones de dgrader les
hydrocarbures;
La nature et la quantit des hydrocarbures.
-
Dans le cadre de notre travail de magister, nous avons retenu de
cibler certains problmes
engendrs par lexploitation ptrolire.
Notre tude a t ralise au laboratoire de lenvironnement valuation
et contrle de la
pollution industrielle du Centre de Recherche et de Dveloppement
(C.R.D) SONATRACH
de Boumerds. Elle avait pour but, lisolement et lidentification
des populations
microbiennes provenant de bourbier contamin par les fluides de
forage et dautre part,
dvaluer leur capacit les dgrader.
Pour raliser ce travail, nous avons utilis diffrentes
approches:
- La caractrisation physicochimique et microbiologique dun
bourbier ;
- La slection d'isolats dgradant le gasoil ;
- Linfluence du gasoil sur la croissance microbienne;
- Linfluence de certains paramtres (temprature, pH) sur la
croissance des isolats.
- La tolrance de ces isolats vis--vis dun hydrocarbure toxique
(gasoil);
- La capacit de ces microorganismes dgrader le gasoil.
Nous avons structur notre mmoire en quatre chapitres diffrents.
Le premier et le second
chapitre reprsentent une synthse bibliographique. Un troisime
chapitre dcrivant le
matriel et les mthodes utiliss. Le quatrime et dernier chapitre
consacr aux rsultats et
discussions sera suivi dune conclusion et perspectives.
-
Chapitre I et II
Synthse bibliographique
-
I. Gnralits sur les fluides de forage
I. 1. Dfinition :
Le fluide de forage, appel aussi boue de forage, est un systme
compos de diffrents
constituants liquides (eau, huile) et/ou gazeux (air ou gaz
naturel) contenant en suspension
d'autres additifs minraux et organiques (argiles, polymres,
tensioactifs, dblais, ciments, )
(Darley et Gray, 1988).
Le fluide est prpar dans des bacs boues, il est inject lintrieur
des tiges jusqu loutil
do il remonte dans lannulaire, charg des dblais forms au front
de taille (Figure 1). la
sortie du puits, il subit diffrents traitements, tamisage,
dilution, ajout de produits, de faon
liminer les dblais transports et rajuster ses caractristiques
physico-chimiques leurs
valeurs initiales. Il est ensuite rutilis (Landriot, 1968).
Figure 1 : Cycle du fluide sur le site de forage (Schlumberger,
1997)
I. 2. Rle des fluides de forage :
En gnral, les principaux rles du fluide de forage sont
(Chillingarian et Vorabutr, 1983;
Darley et Gray, 1988) :
Assurer la remonte des dblais du fond du puits jusqu la surface
par la circulation dun
fluide visqueux dans lespace annulaire.
Maintenir les dblais en suspension lors dun arrt de circulation
dans le but dempcher la
sdimentation des dblais afin de redmarrer le forage sans
coincement et ceci est possible
grce la nature rhologique du fluide.
-
Refroidir et lubrifier loutil pour viter lusure rapide des pices
mtalliques en mouvement.
Maintenir les parois du puits en raison de la pression
hydrostatique exerce par le fluide en
coulement et permettre de contrler la venue des fluides des
formations rocheuses traverses.
Du fait de cette diffrence de pression, le fluide va "filtrer"
dans les formations permables et
dposer un film sur la paroi appel "cake de filtration".
Enfin, la boue ne doit tre ni corrosive ni abrasive pour
lquipement, ni toxique ou
dangereuse pour le personnel et elle ne doit pas prsenter de
risque dincendie.
I. 3. Proprits des fluides de forage :
Ses principales caractristiques sont :
1. La masse volumique ou densit : elle constitue un paramtre
essentiel dans le maintien
des parois du trou et les fluides en place dans les formations
gologiques traverses.
(Peysson, 2004)
2. La viscosit : cest la caractristique qui permet au fluide de
suspendre et, par
consquent, transporter les dblais (Nguyen, 1993).
3. Le filtrat : cest leau qui pntre dans la formation gologique
pour permettre le dpt
dune couche de solides, appele cake, qui enveloppe les parois du
puits (Nguyen,
1993).
I. 4. Classification des fluides de forage :
Traditionnellement, les fluides de forage sont classs en trois
catgories selon le fluide de
base utilis dans leur prparation : lair, leau ou lhuile (Ryan et
Elimelech, 1996).
Ceci dit, nous sommes amens classer ces derniers en trois
grandes familles :
Fluides de forage base deau.
Fluides de forage base dhuile.
Fluides de forage gazeux.
I. 4. 1 Les fluides de forage base deau :
Ces fluides sont souvent dsigns par "Water-Based Muds" ou WBM.
Ils sont dans la plupart
des cas constitues par des suspensions de bentonites dans leau
(30 60 g/L) dont les
caractristiques rhologiques et de filtration sont souvent
ajustes par des polymres.
Parmi les additifs on peut trouver :
-
a) des viscosifiants: argiles naturelles (souvent des
bentonites), polymres synthtiques ou
biopolymres;
b) des rducteurs de filtrat servant consolider le cake de
filtration pour limiter linvasion
par le fluide: amidons, carboxymethylcelluloses ou CMC,
celluloses polyanioniques (PAC),
ou rsines;
c) des inhibiteurs de gonflement et de dispersion des argiles:
KCl, glycrol, silicates ou
divers polymres comme le polyacrylamide partiellement hydrolys
(PHPA), les
polyalkyleneglycols (PAG);
d) des agents alourdissants comme la barytine ("barite" ou
sulfate de baryum BaSO4) et la
calcite (carbonate de calcium CaCO3) qui sont les plus utiliss
pour assurer la boue une
densit convenable. On note aussi lutilisation de l'hmatite
(Fe2O3) ou de la galne (PbS);
e) des colmatants, additifs plutt exotiques comme des granuleux
(coquilles de noix), des
fibreux (fibres de bois, canne sucre), et des lamellaires
(coquilles dhutres, crales)
(Herzhaft, 2001; Peysson, 2004).
I. 4. 2 Les fluides de forage base dhuile :
Les fluides base d'huile sont des fluides dont la phase continue
est une huile minrale
(ptrole brut, fuel, gasoil, ) et la phase disperse est de
l'eau.
Par dfinition, les fluides de forage base d'huile contenant plus
de 5% d'eau sont appels
boues de forage mulsion inverse ; avec moins de 5% deau, on a
les boues l'huile (IDF,
1988). Ces fluides sont souvent dsigns par "Oil-Based Muds" ou
OBM.
La phase continue la plus utilise jusqu ces dernires annes tait
le gasoil, mais
actuellement la lgislation relative la protection de
lenvironnement impose lutilisation
dhuiles minrales ou "synthtiques", ne contenant plus de composs
aromatiques. Des agents
mulsifiants et mouillants sont alors utiliss pour favoriser la
stabilit de l'mulsion.
Les proprits rhologiques de cette mulsion sont ajustes par
l'addition d'agents
viscosifiants, gnralement des argiles organophiles. Les
formulations peuvent contenir
galement des agents rducteurs de filtrat (composs asphaltniques
et polymres) et d'autres
additifs spciaux. Il faut signaler qu'aujourd'hui la plupart des
travaux de recherche portent sur
l'amlioration des boues inverses synthtiques, vu leurs avantages
conomiques et
environnementaux, comparativement aux fluides classiques base de
gasoil (Khodja, 2008).
-
I. 4. 3 Les fluides de forage gazeux :
La phase continue de ces fluides cest du gaz qui peut tre de
lair, du gaz naturel, de la
mousse, ou du brouillard. Notamment, mlange avec des proportions
deau provenant des
formations, ou ajoutes intentionnellement.
Les fluides gazeux, communment utiliss sont :
Forage lair.
Forage la mousse.
Forage la boue are.
- Forage lair
Lair est le fluide de forage qui possde la plus basse densit et
le prix de revient le moins
leve. Il apporte une solution des problmes compliqus parfois
impossibles rsoudre
avec les mthodes de forage la boue conventionnelle. Il est
recommand dans le cas des
pertes totales rptes de la boue lors de la circulation ainsi que
dans le forage des couches
productrices sous-faible pression (Houache et Sellami,
2001).
- Forage la mousse
Les mousses sont des dispersions dun volume de gaz important
dans un volume de liquide
relativement faible. Elles sont utilises comme fluides de forage
lorsque les terrains traverss
sont fracturs, ou lorsque le forage lair est impossible parce
que la pression ncessaire ne
peut tre fournie sur le chantier. Lavantage du forage la mousse
se rsume par sa faible
pression hydrostatique au fond et par son excellent pouvoir de
remonte des dblais moins
que la mousse ne refroidisse pas convenablement les terrains
traverss ainsi que le train de
sonde et ne contrle pas la tenue des parois du puits (pas de
cake).
Des problmes de scurit au sujet de l'utilisation de la mousse en
rservoir sont signaler,
notamment des explosions dans le cas o le volume d'hydrocarbures
gazeux est compris entre
3 et 10% par rapport l'air. Cest le cas en 1992, du puits RB-13
en Algrie, une explosion
s'est produite suite une contamination de la boue par une venue
d'huile ou de gaz (Abid,
1995).
- Forage la boue are
Le forage la boue are est utilis afin dviter les pertes de
circulation et pour avoir un
fluide de forage plus lger. Les avantages sont une bonne tenue
des parois grce un cake
-
contrl, une tendance aux pertes de circulation fortement rduite
et une vitesse davancement
plus grande, une assez bonne capacit de refroidissement des
terrains traverss et du train de
sonde, moins que la stabilit de la boue are ne soit lie une
circulation effective des
fluides (Khodja, 2008).
I. 5. Le devenir des rejets de fluides de forage :
A la sortie du puit, le fluide de forage remonte, charg de
dblais. Ces derniers spars du
fluide de forage par tamisage, sont rejete dans une grande
excavation, ralis cette effet,
appele : Bourbier. Il se trouve que ces rejets gardent en
rtention des quantits importantes
du fluide porteur par un phnomne appel : enrobage ou
encapsulation.
Lorsque cest une OBM qui est utilise, on mesure le pourcentage
massique dhuile sur les
dblais ou OOC% (Oil On Cutting). Le OOC% dpend de la nature de
la roche, des
caractristiques du fluide, de la taille et de la forme des
dblais. OOC% est d la prsence
de deux types dintractions :
Liquide solide, par adsorption.
Liquide liquide, par interaction de type Van Der Walls.
Un bourbier Hassi Messaoud, en fin de forage, peut contenir
jusqu 600 m3 de gasoil perdu
par encapsulation. Ces quantits de gasoil se trouvent par la
suite lessives par laction des
eaux de rejets qui peuvent atteindre jusqu 12000 m3 dans un seul
bourbier Hassi
Messaoud. Les hydrocarbures non solubles dans leau se retrouvent
en flottation sur la surface
de ltendue deau, alors que les hydrocarbures solubles dans leau
se verront entrans en
profondeur par infiltration du fluide vecteur, en lenccurence
leau de rejet (Lounis et Daoud,
2005).
I. 6. Mthodes de traitement de la pollution par les HAP
(Hydrocarbures
aromatiques polycycliques) :
Les HAP sont connus pour reprsenter un risque certain pour la
sant humaine et les
cosystmes, si leur concentration et leur mobilit sont trop
importantes. Afin dviter la
diffusion des HAP des sites contamins vers les profondeurs des
sols, des mesures doivent
tre prises en considration. Le choix dune mthode particulire de
dpollution va dpendre,
au pralable, de certains paramtres comme le type de polluant et
de la variabilit de son
-
comportement (volatilit, adsorbabilit, polarit), de la diversit
des conditions locales
(nature du sol, de la nappe, accessibilit, disponibilit de
surfaces utilisables proximit, zone
urbaine ou non), de voir sil sagit dune pollution rcente ou
ancienne, de son tendue ou
non. En plus, les exigences conomiques et administratives sont
prendre en compte. Tout
ceci ncessite donc, au pralable, un diagnostic.
En fonction de ces diffrents aspects, trois catgories d'actions
peuvent tre menes :
Le confinement qui consiste isoler la pollution l'aide
d'ouvrages tanches,
Les mthodes ex situ qui consistent en l'excavation des sols
contamins. On parlera
de mthode "hors site" si le sol est vacu vers un centre de
traitement spcialis, ou
de mthode "sur site" si le sol excav est redpos sur le site pour
tre trait,
Les mthodes in situ pour lesquelles l'opration de dpollution
s'effectue sans
excavation du sol. Cette option est souvent choisie pour traiter
des sites en activit ou
lorsque la zone pollue est trop tendue pour avoir recours
l'excavation (Ballerini et
Vandecasteele, 1999).
La dpollution peut tre mise en oeuvre en utilisant les
techniques suivantes :
1. techniques physiques,
2. techniques chimiques qui font appel un principe ractionnel
(action d'un solvant,
oxydation) pour transformer le polluant en un compos moins
toxique et inerte vis-
-vis de l'environnement,
3. techniques thermiques qui consistent chauffer le matriel
contamin pour en extraire
le polluant et le dtruire,
4. techniques biologiques qui favorisent la biodgradabilit des
produits.
I. 6. 1 Les techniques physiques
Actuellement, elles constituent la majorit des techniques mises
en oeuvre. On distingue deux
types de mthodes : celles par pigeage et celles par
vacuation.
I. 6. 1. 1 Les procds physiques par pigeage
Le confinement consiste isoler la source de pollution l'aide de
matriaux argileux et/ou
synthtiques. Ils sont utiliss en couverture, en parois
verticales et horizontales, en injections
dans le sol ou en enrobage des dchets (encapsulation). En rgle
gnrale, le site est recouvert
de manire viter le lessivage et reste sous surveillance l'aide
de pizomtres.
-
La solidification-stabilisation s'applique principalement sur
des sols excavs. Les polluants
sont pigs dans une matrice formant un matriau solide, peu
permable et non ractif. La
stabilisation la chaux ou par des argiles est employe pour des
pollutions lies la crosote
ou des dversements de ptrole (naufrages de ptroliers). Cette
technique est aujourd'hui
dlaisse au profit de techniques de traitement plus efficaces
(Colin, 2000).
I. 6. 1. 2 Les procds par vacuation
L'excavation est la mthode la plus simple mettre en oeuvre et
qui permet de supprimer
rapidement une source de pollution locale. Gnralement, les
terres excaves sont achemines
vers un centre de traitement spcialis ou vers un centre
d'enfouissement technique. Un
schma classique de traitement consiste tamiser le sol sec afin
d'liminer la fraction la plus
grossire (diamtre > 4-5 mm). Ensuite, de l'eau est ajoute et
le mlange sol-eau est
homognis puis tamis en plusieurs fractions.
Les sables sont spars des limons et des argiles. Les polluants
se concentrent dans les
fractions les plus fines que l'on fait floculer puis passer
l'paississeur et ensuite dans un filtre
presse pour tre finalement traits. Le systme fonctionne en
circuit ferm. Pour amliorer la
rcupration des HAP, des tensioactifs sont ajouts au fluide de
lessivage, permettant ainsi la
dispersion des polluants dans la phase liquide (Cme et Ducreux,
2001).
Le "pompage et traitement" permettent de confiner
hydrauliquement la pollution (Figure 2)
et de procder une dcontamination en surface de l'eau pompe afin
de pouvoir la rinjecter.
Figure 2 : Reprsentations schmatiques d'un pompage et traitement
avec injection de
tensioactif (Cme et Ducreux, 2001).
-
Cette technique ncessite souvent l'ajout dun tensioactif pour
favoriser la dsorption des
HAP (Cme et Ducreux, 2001). En effet, de nombreux auteurs (Thiem
et al., 1997 ; Lafrance
et Lapointe, 1998 ; Bordas et Lafrance, 2001) ont dmontr en
laboratoire (colonnes de sol)
l'inefficacit de cette mthode sans lajout de tensioactifs. Cette
technique reste la plus
classique et est parfaitement matrise (Colin, 2000). Les
principaux intrts de cette mthode
sont une mise en oeuvre assez rapide et une dure de traitement
variant de 3 18 mois, dans
des conditions optimales. Cependant, le risque de dissmination
de la pollution peut tre
important si l'ouvrage est mal implant ; ce qui attirera la
pollution vers une zone non
contamine.
Il est possible d'amliorer le "pompage et traitement" en
utilisant des conditions techniques
diffrentes. En effet, une tude ralise par Dadkhah et Akgerman
(2002), a montr qu'il est
possible d'utiliser une extraction par injection de vapeur (230
270 C), en la combinant
une oxydation chimique (O2 ou H2O2). Les rendements obtenus
dpassent largement ceux
obtenus avec la technique habituelle, et de plus, les HAP sont
transforms en composs moins
toxiques.
I. 6. 1. 3 Technique du pompage-crmage
Une autre mthode, est celle du pompage-crmage qui est base sur
le pompage slectif
d'un produit flottant. Cette technique s'applique donc pour des
produits organiques en phase
flottante au toit de la nappe, comme les hydrocarbures. Cette
mthode est en gnral couple
un rabattement de nappe (mthode passive laide dune tranche ou
foss de drainage, ou
mthode active laide de pompes) qui facilite l'coulement du
toxique vers le point de
captage.
L'intrt principal de cette mthode repose sur l'limination rapide
d'une grande quantit de
polluant et, si le rabattement n'est pas trop fort, elle
n'induit pas de pollution en profondeur
supplmentaire. Cette technique ne s'emploie pas seule et est
toujours couple des mthodes
permettant de traiter le polluant restant, qui reprsente en
moyenne 50% de la quantit initiale
contenue dans le sol (Colin, 2000). Cet auteur indique que les
cots globaux, hors pompage
de rabattement, se situent entre 23 000 et 76000 pour une
opration moyenne typique, par
exemple une station service.
-
D'autres techniques, comme l'extraction sous vide et la
ventilation ("venting") existent mais
sont peu applicables aux HAP, qui sont peu volatils.
I. 6. 2 Les procds thermiques
Deux techniques ex situ sont utilises, l'incinration et la
dsorption thermique. Elles sont
employes pour la dcontamination des sols pollus par les produits
organiques. Ces
technologies consistent utiliser les hautes tempratures pour
rduire les polluants en CO2 et
H2O (Lecomte, 1995).
L'incinration est la seule technique qui dtruit rellement les
polluants. Cependant cette
technique est extrmement coteuse (380 .t -1
) et les fumes toxiques qui se dgagent lors de
la combustion ncessitent d'importants traitements engendrant
ainsi des surcots (Dadkhah et
Akgerman, 2002).
L'incinration se ralise en deux tapes. La premire 400C, dite de
volatilisation et une
seconde dite de destruction se produisant une temprature
suprieure 1 000C. La mthode
la plus largement utilise est celle du dsorbeur ou four rotatif
(Lecomte, 1995 ; Colin, 2000).
Selon cette mthode, le sol dbarrass des fractions grossires, est
port une temprature
suffisamment leve pour permettre la dsorption de l'humidit et
des contaminants. Il est
constamment agit pendant l'opration et les gaz mis sont traits
la sortie. Ce procd est
bien adapt aux sols contamins par des hydrocarbures.
La vitrification consiste transformer par lvation de temprature,
un sol contamin en un
matriau fondu inerte. C'est donc une mthode thermique in situ se
rapprochant de la
stabilisation. Cette mthode est utilise sur des sites difficiles
traiter par d'autres mthodes.
La fusion du sol est obtenue en enfonant dans le sol des
lectrodes jusqu' une profondeur
ncessaire pour le traitement, et en provoquant, par un courant
lectrique, une intense
augmentation de temprature, de l'ordre de 2000 C. A cette
temprature, la matrice du sol
entre en fusion et est transforme par pyrolyse en un verre
silicat, o tous les composs
prsents sont fondus ou vaporiss.
Cette mthode vite l'excavation et le dplacement de composs
htrognes. Elle minimise le
risque d'exposition aux contaminants, tout en tant durable. De
plus, sa vitesse d'excution est
-
rapide : 3 5 tonnes par heure. Le produit obtenu a un taux de
lessivage trs bas (Colin,
2000). Cependant, il existe quelques inconvnients cette mthode,
comme la position des
lectrodes qui limite la profondeur et la surface traiter. De
plus, il peut se produire un
dgagement de gaz toxiques, devant alors tre traits.
Elle ncessite galement un potentiel nergtique important et
coteux : la consommation est
value 750 kWh.t-1
. Enfin, bien que permettant une bonne stabilit du matriau,
cette
mthode prsente linconvnient dempcher la rapparition d'un tapis
vgtal (Lecomte,
1995 ; Colin, 2000).
I. 6. 3 Les traitements chimiques
Ils ont pour but de dtruire les polluants ou de les transformer
en une forme moins nocive
pour l'environnement ; et ceci par lintermdiaire de ractions
chimiques se produisant entre
le polluant et le ractif ajout. Ils peuvent tre applicables in
situ ou aprs excavation des sols.
La majorit des procds exigent que les sols soient sous forme de
boues ou que les
contaminants soient mobiliss dans un milieu liquide.
I. 6. 3. 1 Les mthodes de mobilisation et d'extraction
Les applications in situ se font par aspersion du sol par une
solution chimiquement ractive
(ex : tensioactif) qui va s'infiltrer dans le sol et mobiliser
le polluant. La solution charge du
polluant est ramene en surface par des drains ou des pompages
dans des puits. Ensuite, elle
est purifie et recycle pour une nouvelle aspersion. Le cycle
peut ainsi fonctionner en
continu, sur de trs longues priodes, avec des apports de
solutions neuves en cas de pertes.
La principale difficult de cette technique est la surveillance
du panache de pollution qui ne
doit pas migrer hors de la zone de rcupration. De plus, cette
technologie est inoprante pour
des sols granulomtrie fine (type argiles et limons fins), car
elle altre l'tat du sol et
provoque des colmatages. De surcrot, ces sols peu permables
prsentent une faible
conductivit hydraulique qui limite la rcupration des polluants
mobiliss en phase aqueuse.
Ainsi, dans le cas d'utilisation de surfactant, les tensioactifs
anioniques seront prfrs aux
tensioactifs cationiques qui sont reconnus pour se sorber au sol
et provoquer les colmatages
des ouvrages (West et Harwell, 1992). Le surfactant choisi doit
tre prfrentiellement non
-
toxique envers les micro-organismes du sol et tre biodgradable.
Ainsi, l'utilisation de
tensioactifs biologiques semble tre conseille. En effet, leur
efficacit a t dmontre dans
le cadre de plusieurs travaux (Mccray et Brusseau, 1998).
Dans le cas d'une application sur site, le sol est excav et
trait par la technique du "soil
flushing" expliqu au paragraphe 1.2. Les avantages de cette
mthode sont dune part, sa
facilit de mise en place et son cot peu lev (dans la mesure o la
solution de lessivage
l'est), et d'autre part, son rendement intressant. Les
principaux inconvnients prendre en
compte concernent l'tat du sol aprs traitement : les lessivages
par des solutions toxiques et
l'effet de colmatage plus ou moins prononc peuvent altrer l'tat
des sols de faon
irrversible. A cela sajoute un risque de migration non contrle
de la pollution, soit
latralement ou vers des couches plus profondes de l'aquifre et
ceux dans le cas d'un
traitement in situ.
I. 6. 3. 2 Les ractions chimiques
Elles permettent de transformer les polluants en des composs
moins toxiques et de mobilit
diffrente. Ce type de traitement est habituellement appliqu sur
site. L'oxydation est la seule
mthode applicable aux HAP car la rduction ne se fait que sur des
produits halogns.
En pratique, peu d'oxydants peuvent tre utiliss car ils sont trs
sensibles au pH, et la forme
sous laquelle ils sont disponibles n'est pas ncessairement
compatible avec un traitement
grande chelle. Les plus utiliss pour traiter les HAP sont
l'ozone (O3) et le proxyde
d'hydrogne (H2O2). Dans tous les cas, les oxydants n'ont pas une
action spcifique. Et une
partie sera consomme par des ractions avec la MO des sols,
altrant ainsi ces derniers. Ces
ractions induisent un cot supplmentaire.
L'ozone sert traiter les effluents liquides mais peut tre
utilise in situ. En effet, Masten et
Davies (1997) ont obtenu des rendements de plus de 95 %
d'limination du phnanthrne pour
une dure d'ozonation de 2,3 heures et un flux d'ozone de 250
mg.h-1. En ce qui concerne le
pyrne, 91 % ont t limins aprs 4 heures de traitement et un flux
d'ozone de 600 mg.h-1.
Des rendements plus faibles ont t obtenus avec l'anthracne (50
%). Ces auteurs indiquent
que cette technique tait applicable car la demande en ozone
(taux de dgradation) du sable
tudi tait faible.
-
L'eau oxygne est utilise pour dgrader directement les composs
organiques complexes et
rfractaires la biodgradation. Son action peut tre catalyse par
l'action des rayons
ultraviolets ou du fer ferreux (Ractif de Fenton), qui va
activer la dcomposition du peroxyde
d'hydrogne en radicaux OH. Ces derniers ragissent avec les
composs organiques et
provoquent leur dcomposition en produits inoffensifs comme H2O
et CO2.
L'utilisation commerciale de l'eau oxygne permet de traiter les
zones satures (Ballerini et
Vandecasteele, 1999), mais prsente de nombreux inconvnients. En
effet, ce processus, bien
qu'efficace, n'est pas spcifique.
Kawahara et al.(1995) ont montr une augmentation importante (de
13 56 %) de
l'extractabilit des HAP sur un site d'utilisation de composs de
prservation du bois
(crosote), et ceci aprs 1 heure de traitement d'un sol argileux
par le ractif de Fenton. Bogan
et Sullivan (2003) ont obtenu des rsultats similaires, mais en
ajoutant en plus de l'huile
vgtale (biodgradable) dans le sol. En effet, l'huile va
permettre d'introduire une phase
organique qui va faciliter la dissolution des HAP dans cette
phase.
I. 6. 4. Les mthodes biologiques
Les procds biologiques permettent de dgrader les polluants par
l'action de
microorganismes (bactries, champignons). Ils peuvent tre utiliss
seuls ou en
complment d'une autre technique. La dcontamination par voie
biologique consiste donc
stimuler un phnomne naturel pour en augmenter le rendement afin
de dtruire le polluant
organique qui sera utilis comme source de carbone (Colin,
2000).
La dcontamination se fait in situ en introduisant dans le sol
les lments ncessaires au
dveloppement de la biomasse ou bien ex situ en traitant le sol
excav. Pour la dgradation
des hydrocarbures, diffrents micro-organismes sont utiliss tels
que Arthrobacter,
Novocardia ou Pseudomonas. Si la flore locale est inadapte la
dgradation des polluants ou
est peu abondante, des souches bactriennes performantes
allochtones peuvent tre ajoutes
au sol (Colin, 2000).
I. 6. 4. 1 Biodgradation par traitement in situ
Cette technique fait appel au pompage et injection de l'oxygne
sous forme gazeuse (O2, O3)
ou liquide (H2O2) avec injection de nutriments ncessaires
l'activit microbienne. La source
-
d'oxygne est le principal inconvnient de ce systme, car
l'injection d'eau sature en air n'est
pas suffisante. L'apport d'oxygne s'effectue de plus en plus en
phase liquide surtout partir
de peroxyde d'hydrogne. Cependant, cette source d'oxygne prsente
trois inconvnients
majeurs : son cot, le caractre corrosif de H2O2, qui attaque les
puits d'injection (Colin,
2000) et le pouvoir dsinfectant de H2O2 si celui-ci est utilis
de fortes concentrations.
Du fait de la lenteur du processus de dgradation des HAP,
notamment attribuable leur forte
adsorption au sol, il peut tre ncessaire d'augmenter la
biodisponibilit des HAP par ajouts
de tensioactifs. En effet, Kosaric (2001) a observ une rduction
significative de la
concentration en HAP aprs 22 jours de bioremdiation et ajout de
bio tensioactif.
I. 6. 4. 2 Traitement en racteur
Le principe de ce traitement consiste raliser et faciliter la
biodgradation dans un contenant
install sur le site, en ajoutant au sol les nutriments
ncessaires aux micro-organismes.
Le sol excav va subir diverses oprations de broyage, de tamisage
et d'homognisation. Il
sera ensuite mlang de l'eau, gnralement en proportions de 30 %
en poids / volume et
introduit dans le racteur par pompage. Diffrents modes de
fonctionnement sont possibles,
soit en continu ou en discontinu.
La plupart des dispositifs sont constitus de plusieurs racteurs
en chane, ce qui permet de
transfrer la boue d'un racteur l'autre. Les quantits de
nutriments, calcules en fonction de
la quantit initiale de polluant, sont ajoutes rgulirement afin
de maintenir un rapport
optimum entre les taux de carbone, dazote et de phosphore. Des
micro-organismes peuvent
galement tre ajouts pour maintenir la concentration en biomasse.
Dans chaque racteur, un
brassage assure un contact et un transfert de masse maximum
entre le polluant et les bactries.
Une aration complte le dispositif. Les gaz produits sont traits
l'aide de filtres charbon
actif. Aprs sparation du solide et de l'eau, la terre recueillie
est stocke puis remise sur site
et l'eau contenant les micro-organismes est recycle.
Cette technique s'adresse des sols pollus par des substances peu
biodgradables, types
dhydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), et pour des sols
gnralement difficiles
traiter comme les sols argileux. L'ADEME indique que la
technique est efficace pour des
polluants prsents des concentrations comprises entre 2,5 et 250
g.kg-1
. Pour des HAP
-
trois noyaux aromatiques, le taux d'limination est de 98-99 % ;
il diminue 85-95 % pour
ceux quatre noyaux et 55-85 % pour ceux plus de quatre
noyaux.
Les cots sont gnralement plus levs compars ceux des autres
traitements biologiques.
Mais toutefois, ils restent moins chers que l'incinration et se
situent entre 85 et 230 .t-1
.
Les principaux atouts de cette technique sont dun ct, sa facilit
contrler et maintenir les
conditions optima de traitement et de lautre, les dures de mises
en oeuvre sont plus courtes
et n'excdent gnralement pas 6 9 mois. Enfin, la structure du sol
n'est pas trop altre et sa
rutilisation est envisageable pour des reconstructions
paysagres.
Donc le principal inconvnient de cette mthode tant le cot par
rapport aux autres
techniques biologiques accompagn dune efficacit moindre pour des
HAP de masse leve.
Dans ce cas, l'ajout de tensioactif va rendre ces polluants plus
accessibles aux micro-
organismes et va donc, amliore les rendements. Un autre
inconvnient l'utilisation de cette
technique peut tre la toxicit des sous-produits forms au cours
du processus de
bioremdiation (Dubourguier, 2000).
En France, ce procd a dj t utilis coupl une oxydation chimique
(ractif de Fenton).
Les travaux mens par Herviou et al. (2000) ont t ralis sur deux
types de sols pollus par
des HAP lourds. Les auteurs ont obtenu des rendements de
biodgradation de 29 et 41 %
suivant le type sol, avec le cot de l'opration value 107
.t-1
. Ces deux paramtres font
quactuellement cette technique n'est pas conomiquement
viable.
I. 6. 4. 3 Biotertre et Landfarming
Le biotertre et le landfarming regroupent toutes les
applications mettant en oeuvre des lots
de terres contamines de diffrentes hauteurs, y compris ceux
auxquels ont t additionns
des matires vgtales (composts) (Lecomte, 1995).
Pour se faire, le sol est tal aprs excavation sur une grande
surface impermable, sur une
paisseur de quelques dizaines de centimtres. Ensuite la terre
est retourne avec d'ventuels
ajouts favorisant la biodgradation. Les cots sont de l'ordre de
45 80 .t-1
et la dure du
traitement variant de 12 24 mois pour les HAP, avec un taux
moyen d'limination de 80 %
(le rendement varie selon la molcule) (Lecomte, 1995).
-
Lorsque le taux dlimination n'est pas suffisamment lev, la
biostimulation peut tre
effectue par ajout de nutriments spcifiques, ou bio augment par
ajout de bactries adaptes
la pollution. Straube et al. (2003) ont constat une relle
amlioration des taux de
dgradation des HAP aprs avoir ajout de l'azote (augmentation de
10 % du taux de
biodgradation). De mme, Juhasz et Naidu (2000) suggrent que la
bio augmentation est une
solution pour favoriser la dgradation des HAP lourds
(benzo[a]pyrne) ou le traitement des
sols fortement contamins.
Pour des sols pollus contenant des contaminants volatils en
quantits non ngligeables, ou
dans des pays o la lgislation interdit le traitement de
dpollution l'air libre (Qubec par
exemple), l'utilisation de la "biopile" est ncessaire. Les
racteurs l'air libre sont alors
remplacs par des racteurs o les flux de gaz et de liquide sont
parfaitement contrls. On
ralise une pile de plusieurs mtres de hauteur que l'on place sur
une couche drainante. Un
systme d'aspersion et un systme de rigole sont mis en place.
Pour les gaz, le procd utilise
le plus souvent un systme de ventilation/extraction qui permet
d'aspirer les composs mis
ou d'injecter de l'air frais. Une couverture tanche (go
membrane) vient recouvrir l'ensemble.
Cette technique est utilise pour traiter les HAP. Lecomte (1995)
indique qu'aprs 9 mois de
traitement, 80 % en masse des HAP ont t dgrads.
I. 6. 4. 4 La phytoremdiation
Certaines plantes permettent de transformer (phytoremdiation) ou
de stabiliser
(phytostabilisation) les polluants dans les sols. En effet les
racines de celles-ci sont
troitement associes une microflore bactrienne et fongique qui va
aider ou faciliter la
dgradation des COH (Liste et Alexander, 2000). Longtemps, la
phytoremdiation tait reste
essentiellement applique aux mtaux lourds, mais de rcentes tudes
ont montr que cette
technique est utilisable pour les HAP (Ballerini, 1999).
Cependant, les mcanismes mis en jeu
sont encore mal connus (Binet et al., 2000).
La phytoremdiation peut tre ralise l'aide de diverses espces
vgtales comme lavoine,
le lupin, le colza (Liste et Alexander, 2000), le ray-grass
(Binet et al., 2000). Dans la plupart
des cas, la phytoremdiation a t tudie sur des sols riches en
argile. Ballerini (1999)
indique que le systme fibreux racinaire de l'herbe facilite la
fois l'accessibilit des
contaminants et le mtabolisme microbien.
-
Les rendements d'limination varient avec le nombre de cycles des
HAP. Binet et al. (2000)
ont observ une augmentation de la dissipation ou de la
biotransformation de plusieurs HAP,
incluant ceux de cinq et six noyaux aromatiques. Cependant, ces
auteurs indiquent que les
meilleurs taux d'limination sont obtenus pour les HAP de trois
cycles, comme le
phnanthrne ou l'anthracne. Par ailleurs, Liste et Alexander
(2000) ont obtenu en 8
semaines, 74 % d'limination du pyrne sur un sol avec des
plantes. Alors que les rendements
chutent moins de 40 % pour un sol sans plantes.
Les diffrentes techniques de traitement de la pollution par les
hydrocarbures aromatiques
polycycliques sus cites sont rsumes dans le tableau I.
-
Tableau I: Synthse des principaux traitements de dpollution
(Ballerini, 1999 ; Colin, 2000)
-
II. La biodgradation des hydrocarbures
Le devenir des produits ptroliers rejets dans lenvironnement est
principalement gouvern
par le processus de biodgradation. Lexistence de ce phnomne
dpend non seulement de la
biodgradabilit intrinsque du polluant mais aussi de la prsence
de microflores
dgradatrices comptentes dans les sols et les eaux souterraines
(Solano-Serena et al., 2001).
Les interactions physiques, mtaboliques avec la communaut
microbienne contribuent la
nature dynamique de ce systme qui utilise diffrentes mthodes
pour accder aux
hydrocarbures. Une comprhension de ces interactions est
ncessaire aux dveloppements des
techniques de traitement pour la biodgradation des hydrocarbures
(Van Hamme et Ward,
2001).
II. 1 Mcanisme daccession aux hydrocarbures
Depuis longtemps, la faible dgradation de plusieurs contaminants
a t attribue leur
rcalcitrance (rsistance lattaque enzymatique). Mais, depuis le
dbut des annes 90, il a t
avanc que cest plutt leur trs basse hydro-solubilit qui
expliquerait leur catabolisme
difficile et limit (Comeau, 1999).
Selon Scott et Finnerty (1976a, b), le mcanisme daccession
impliqu dans le transport des
hydrocarbures travers la paroi des microorganismes est mal lucid
bien que des gouttelettes
dhydrocarbures soient frquemment observes dans la cellule
(Morgan et Watkinson, 1994).
Ainsi, du fait de la faible solubilit de la plupart des
hydrocarbures, le mcanisme daccession
par les microorganismes peut daprs selon de nombreux auteurs se
faire selon quatre modes
que lon peut dcrire comme suit :
a. Utilisation de la phase dissoute (le transfert par
solubilisation dans la phase
aqueuse) :
Ce modle est celui gnralement accept pour la plupart des
substrats. Une fois le substrat
dissout assimil, la bactrie ne peut utiliser que les molcules se
solubilisant dans leau. Par
exemple, il a t dmontr que la solubilit et la vitesse de
dissolution du naphtalne limitent
la croissance dune souche alcaligenes NP-ALK. Au dbut de
croissance, la faible densit
cellulaire de la culture initiale permet une croissance
exponentielle puisque la concentration
de naphtalne dissous va suffire aux besoins mtaboliques. Si la
densit cellulaire augmente
un niveau o les exigences nutritionnelles surpassent la vitesse
de dissolution, la
-
biodisponibilit deviendra alors limitante et la croissance
linaire. Cette dernire va dpendre
alors de la vitesse de dissolution du naphtalne (Comeau,
1999).
b-Le transfert interfacial direct (TID) :
Dans ce, cas le microorganisme ne produit pas de biosurfactant
mais va adhrer du fait de sa
forte hydrophobicit linterface phase hydrophobe/phase aqueuse
(Ballerini et
Vandecasteele, 1999).
Ainsi, daprs Finnerty et Singer (1985) beaucoup de
microorganismes dgradant des
hydrocarbures ont des surfaces hydrophobes et peuvent donc
sassocier aux gouttelettes
dhydrocarbure ou mme entrer dans la phase organique pendant la
culture.
Des auteurs Singer et Finnerty (1984) ainsi que Rateldge (1978)
ont largement dmontr que
les changements tendus dans la composition des lipides de la
membrane cellulaire peuvent se
produire pendant la croissance sur des alcanes ; et peuvent dans
certains cas, reprsenter le
moyen daugmenter lassociation cellulaire avec la phase
dhydrocarbure. Un systme actif de
transport employ par Acinetobacter HO1-N cultiv sur n-hexadcane
a t dcrit par les
auteurs Kappeli et Finnerty (1979), o des gouttelettes
dhydrocarbure ont t encapsules
dans les microvsicules de la membrane finissant alors par pntrer
dans la cellule.
Par ailleurs, il a t galement observ des structures
intracellulaires, comme par exemple, la
prsence tendue de vsicules et de tubules intracellulaires chez
Nocardia sp (Watkinson,
1980). Alors que dautres auteurs (Cooney et al., 1980; Sumcker
et Cooney, 1981) ont
rapport laccumulation des gouttelettes dhydrocarbure dans les
hyphes des Cladosporium
resinae pendant leur croissance sur des n-alcanes. Nanmoins, les
mcanismes impliqus dans
la pntration nont pas t lucids. Par la suite, Lindley et
Heydeman (1986,1988), en
tudiant en dtail la mme espce Cladosporium resinae ont constat
que la prise des n-
alcanes est un processus se droulant en deux tapes. En effet,
dans un 1er
temps,
lhydrocarbure est passivement adsorb sur la surface de la
cellule puis dans un 2me
temps, il
sera transport lintrieur de la cellule par un processus obissant
la cintique de Michaelis
Menten (Morgan et Watkinson, 1994).
-
c- Le transfert interfacial assist par les biosurfactants (TIA)
:
Des biosurfactants sont produits par la bactrie. Ils ne sont pas
indispensables au transfert qui
seffectue comme dans le cas prcdent mais ils vont lacclrer de
faon importante en
augmentant laire interfaciale entre les phases hydrophobe et
hydrophile (mulsification)
(Ballerini et Vandecasteele, 1999).
La formation dune mulsion est souvent observe lors de la
croissance de microorganismes
sur des hydrocarbures aliphatiques (huiles). Dans ce cas, la
production de biomulsifiant
permet un accroissement du ratio surface/volume. Ce qui va
augmenter la surface disponible
pour lattachement direct des microorganismes au substrat
(Comeau, 1999). Lemulsane est le
biomulsifiant le plus connu, scrt par la souche Acinetobacter
calcoaceticus RAG-1(Foght
et al., 1989 ; Hommel, 1994). Il existe aussi lalasane scrt par
Acinetobacter radioresistens
KA53. Barkay et al.(1999) ont dmontr que le complexe alasane
augmente considrablement
la solubilit des hydrocarbures polyaromatiques dans la phase
aqueuse (Toren et al., 2002).
En plus des bactries, un certain nombre de levures dgradant les
n-alcanes sont capables de
produire des biomulsifiants telle que Candida lipolytica (le
liposan) , Saccharomyces
cerevisiae etc(Hommel, 1994).
Iwabuchi et al. (2000) ont observ quil existe une relation
troite entre la morphologie des
colonies de Rhodococcus rhodochrous et la capacit tolrer le
ptrole. Ainsi, les souches
issues des colonies de morphotype rugueux sont sensibles au
n-hexadcane et la fraction
aromatique du ptrole brut compares aux souches issues des
colonies mucoidales lisses.
Cette relation entre le type de morphotype et la sensibilit est
particulirement due la
production dun polysaccharide extracellulaire le S-2 EPS qui
rend les cellules lisses plus
rsistantes. Iwabuchi et al. (2000) ont constat que lutilisation
de ce polysaccharide
extracellulaire S-2 EPS stimule la dgradation de la fraction
aromatique du ptrole brut
Arabian light , par les bactries autochtones des eaux marines et
ont donc propos de
lutiliser dans la bioremdiation des environnements marins
contamins par le ptrole.
d- Le transfert micellaire (la pseudo solubilisation) :
Certains microorganismes peuvent produire des biosurfactants qui
solubiliseraient le substrat
dans des micelles qui leur tour seraient directement assimil
(Comeau, 1999). Un mutant
Tn5 dune souche de Pseudomonas aeruginosa dgradant des
hydrocarbures et qui ne pourrait
-
se dvelopper sur n-hexadcane a t isol par Koch et al. (1991).
Ils ont constat que la
mutation avait eu comme consquence une perte de production de
biosurfactant. Ce qui a
entran la cessation complte de la prise des hydrocarbures.
Goswami et singh (1991) ont
remarqu quun processus de pseudo solubilisation (formation de
micromulsion) a t
impliqu dans la prise du n-hexadcane. Ces auteurs ont tudi deux
souches de Pseudomonas
capables de crotre sur cet hydrocarbure. Ils ont observ quune
souche sest dveloppe
beaucoup plus rapidement que lautre, avec un taux de croissance
trs leve. Ce rsultat est
d la production simultanment dun mulsifiant une lipoprotine et
dun facteur de
pseudo solubilisation une glycoprotine qui ont fonctionn en
synergie.
Il existe plusieurs microorganismes capables de produire des
biosurfactants, par exemple :
Ustilago maydis PRL-6 1 7 , Rhodococcus aurantiacus,
Mycobacterium paraffinicum,
Corynebacterium spp, Arthrobacter sp, Flavobacterium sp.,
Bacillus subtilis, Bacillus
licheniformis etc (Hommel, 1994 ; Bodour et al., 2003).
Par ailleurs, les espces les plus importants sont celles
appartenant au genre Pseudomonas
produisant les rhamnolipides et les espces de Torulopsis
produisant les sophorolipides. Les
biosurfactants de ces diffrentes espces sont extrmement
efficaces et crent les niveaux de
tensions superficielles les plus bas et ceci pour des
concentrations infrieures que celles
requises pour les agents tensioactifs synthtiques.
Il convient de noter que les rhamnolipides sont activement
synthtiss au cours de la phase
stationnaire de Pseudomonas aeruginosa. Par consquent, elles
sont galement produites
pendant la premire tape du processus de la bioremdiation et
contribuent la mobilisation
et solubilisation des contaminants pendant les tapes de
minralisation (Chayabutra et Ju,
2000).
Dans le cas des champignons, le mcanisme daccession aux
hydrocarbures est trs mal
lucid. Kirk et Gordon (1988) ont observ que quelques souches des
champignons marins
dgradant les alcanes ont produit des biosurfactants pour
mulsionner leurs substrats et que
les microgouttelettes rsultantes ont t alors entours et pntrs
par des hyphes. Cependant,
le mode du transport dhydrocarbures dans la cellule na pas t
dcrit (Morgan et al., 1994).
-
II. 2 Les voies mtaboliques de la biodgradation
II. 2. 1 Biodgradation des hydrocarbures saturs :
La biodgradation des hydrocarbures saturs est essentiellement un
processus arobie ralis
par des bactries. Les capacits plus restreintes des
microorganismes eucaryotes seront
mentionnes pour les classes dhydrocarbures concernes. La
dgradation des n-alcanes a t
tudie en dtail. Une spcialisation nette des microorganismes
selon les longueurs de chane
des alcanes est une premire caractristique importante.
Des bactries mthylotrophes strictes sont seules capables (hormis
quelques levures) de
dgrader le mthane. Elles sont trs rpandues dans la nature, ce
qui reflte la large
distribution du mthane dans lenvironnement. Ces bactries
appartiennent cinq genres de
bactries gram-ngatifs (Methylobacter, Methylococcus,
Methylomonas, Methylocystis,
Methylosinus).
Les alcanes courts (C2-C4) sont connus pour tre dgrads par des
bactries appartenant aux
genres Mycobacterium et Nocardia mais aussi par certains
champignons (Graphium sp.).
Les alcanes chane moyenne (C5-C10) sont utiliss notamment par
des espce de bactries
du genre Pseudomonas comme P.aeruginosa, P. putida et P.
oleovorans qui ont t
particulirement tudies.
Les alcanes chane longue (C10-C20) sont trs bien utiliss par les
microorganismes, plus
rapidement que les alcanes moyens. Les bactries remplissant ce
rle appartiennent en
particulier aux groupes des Corynebacterium, Mycobacteruim et
Nocardia (CMN) ;
notamment au genre Rhodococcus, cest le cas de la souche
Rhodococcus Q15 capable
dutiliser une large gamme des alcanes (C10 C21) et des
tempratures allant de 0 30,
mais galement il existe les espces appartenant des genres
gram-ngatifs (Pseudomonas,
Alcaligenes). Les n-alcanes longue chane sont galement
dexcellents substrats pour
plusieurs genres de levures comme Candida, Pichia, Yarrowia,
Torulopsis.
De plus, les alcanes trs longue chane (>C20) sont galement
dgrads par les
microorganismes, mais lutilisation de ces substrats solides
temprature ambiante a t
moins tudie (Ballerini et Vandecasteele, 1999 ; Whyte et al.,
1998).
-
Une tude publie par Churchill et al. (1999) a rvl que la souche
CH1 de lespce de
Mycobacterium isole dans les dpts dAlaska a plusieurs
potentialits et est capable
dutiliser ltat liquide les alcanes linaires (dodcane et
dcahxane), les n-alcanes
chanes branches (pristane), ainsi qu ltat solide des n-alcanes
longues chanes
(octadecane, docosane, octacosane) comme source unique de
carbone et dnergie la
croissance. Ce rsultat a t confirm par une autre tude mene par
Yu et al. (2000) dans
laquelle deux souches de Mycobacterium ont t isoles partir des
sols arctiques de Toundra
canadienne. Il sagit de la souche DhA-55 capable de se dvelopper
sur le dodcane et le
pristane, et la souche IpA-13 capable de se dvelopper sur
l'octane et le pristane.
a. Mtabolisme arobie : Mcanismes dattaque des oxygnases
Selon le schma standard, le catabolisme des n-alcanes commence
par lhydroxylation du
carbone situ une extrmit de la chane (oxydation terminale)
correspondant au bilan
ractionnel dune monooxygnase (Truffaut et al., 2001; Morgan et
al., 1994), selon la
raction suivante :
RCH3 + O2 + NAD (P) H + H+ RCH2OH + NADP
+ + H2O
Le systme enzymatique impliqu est bien connu chez la souche
Pseudomonas oleovorans ,
modle de rfrence pour la dgradation des alcanes. Ce systme
comprend trois
composantes :
Une hydroxylase membranaire (gne alkB) qui catalyse loxydation
de la molcule, ainsi
quune rubridoxine-Fe2+
couple une rubrdoxine rductase qui assurent le transport
dlectrons.
Tous les gnes codant pour ces enzymes ont t entirement squencs.
Contrairement
lalcane hydroxylase de Pseudomonas oleovorans qui est une
monooxygnase, une
dioxygnase conduisant un hydroperoxyde a t identifie chez une
espce dAcinetobacter.
Par ailleurs, plusieurs squences nuclotidiques similaires au gne
alkB ont t obtenues
rcemment chez diverses espces de microorganismes, y compris Gram
positif (Truffaut et
al., 2001). Ces travaux rvlent la diversit relativement
importante de ces gnes, dont
certains prsentent peu de similarit avec le gne initialement
connu chez Pseudomonas
oleovorans (Truffaut et al., 2001).
-
Les travaux mens par Margesin et al. (2003) concernant la
caractrisation de la population
microbienne dgradant les hydrocarbures dans les sols alpestres
contamins, indiquent la
prdominance de sept gnotypes diffrents responsables de la
dgradation des hydrocarbures.
Parmi eux, quatre sont impliqus dans la dgradation des n alcanes
(Pseudomonas putida
Gpo1 alkB ; Acintobactrie spp. AlkM; Rhodococcus spp. alkB1 et
Rhodococcus spp.
alkB2).
Le systme dhydroxylation des eucaryotes a t notamment tudi chez
la levure Candida
tropicalis. Lhydroxylase est un cytochrome P-450 qui reoit les
lectrons du NADPH par
lintermdiaire dune rductase flavoprotique. Les hydroxylases du
type cytochrome P-450
sont caractristiques des organismes eucaryotes, mais elles ont
galement t observes chez
quelques systmes bactriens tels que loctane hydroxylase de
Cornybacterium 7 E 1 C
(Ballerini et Vandecasteele, 1999).
Voie de dgradation
Une synthse des voies mtaboliques impliques dans la dgradation
des alcanes linaires et
branchs est donne dans la figure 3. La squence de base, aprs
lhydroxylation terminale de
lalcane, consiste en une suite de dshydrognation, impliquant
souvent des enzymes NAD
(P) dpendantes, en aldhyde et acide. Le driv acyl-coenzyme A
(acyl CoA) est ensuite
mtabolis par le systme classique de -oxydation soit directement
ou, dans certains cas,
aprs avoir subi nouveau la squence doxydation terminale lautre
bout de la chane (w-
oxydation). Loxydation subterminale peut galement avoir lieu.
Lhydroxylation initiale se
fait alors sur lavant-dernier carbone ou mme plus loin dans la
chane (Morgan et al., 1994).
Lensemble de ces voies a t dmontr lors de la dgradation des
n-alcanes mais il est
possible que l w-oxydation et loxydation subterminale
concerneraient plus les alcanes
branchs.
-
Figure 3 : Schma gnral des voies mtaboliques de dgradation des
n-alcanes et des
isoalcanes (Ballerini et Vandecasteele, 1999).
Certaines souches de Rhodococcus possdent les deux voies
mtaboliques pour la dgradation
des alcanes de C2 C 8. Cest l'exemple de Rhodococcus rhodochrous
PNKb1, tandis que la
souche BPM 1613 Rhodococcus sp catabolise le pristane par
loxydation terminale, suivi de
w-oxydation. Dautre part, Rhodococcus erythropolis atcc 4277
parat dgrader les alcanes
(C5 C16) seulement par la subterminale (Ballerini et
Vandecasteele, 1999 ; Whyte et al.,
1998).
-
En ce qui concerne les alcnes, le cas des doubles liaisons
terminales a t tudi. Ces alcnes
sont biodgradables et leur mtabolisme est proche de celui des
alcanes. Plusieurs modes
dattaques ont t mises en vidence, mais loxydation du groupement
mthyle terminal est
considre comme le mcanisme majeur (Ballerini et Vandecasteele,
1999).
Les cycloalcanes comme il a t vu, constituent une autre classe
dhydrocarbures. Les
structures alicycliques sont frquentes dans les composs naturels
(-pinne, camphre) et la
dgradation de ces composs a t bien tudie (Trudgill, 1990). En ce
qui concerne les
hydrocarbures ptroliers, les voies de dgradation examines dans
le cas du cyclohexane et de
ses drivs conduisent aux conclusions rsumes ci-aprs.
La dgradation du cyclohexane ncessite une premire tape
dhydroxylation du noyau qui
permet la dgradation selon le schma de la figure 4. Plusieurs
auteurs saccordent pour
avancer que lon nisole pas de souches pures utilisant le
cyclohexane comme seule source de
carbone et dnergie mais de cultures mixtes. Certaines impliquant
des relations de
comtabolisme ou de mutualisme. Des souches cultivables sur
cyclohexanol ou
cyclohexanone sont en revanche facilement isoles. Le point
remarquable dans la voie de la
dgradation suivie est ltape doxygnation du cycle pour former le
w-caprolactone. La
monooxygnase implique, une simple flavoprotine FAD a t
caractrise chez
Acintobacter et Pseudomonas.
Dautres voies de dgradation des composs alicycliques ont t
dmontres, dpendantes de
la nature des substituants du cycle. Un cas important est celui
des alkylcyclanes. Les
alkylcycloalcanes nombre impair de carbones dans la chane
latrale sont facilement
dgrads et ceci aprs lhydroxylation terminale initiale de la
chane, par la -oxydation qui
englobe la dgradation du cycle. Dans le cas des chanes nombre
pair de carbone, la -
oxydation est bloque au niveau du cycle. Seule des bactries
spcialises, plus rares, peuvent
ce niveau librer la cyclohexanone qui pourra alors tre dgrad
comme pralablement
mentionn (Ballerini et Vandecasteele, 1999).
-
Figure 4: Voie mtabolique de la dgradation du cyclohexane (Atlas
et Bartha, 1993;
Morgan et Watkinson, 1994).
-
b. Mtabolisme anarobie
Les capacits de microorganismes dgrader des hydrocarbures dans
des conditions
strictement anarobies sont trs limites. Elles sont pratiquement
absentes pour des composs
aliphatiques, mais cela nempche pas quil existe des exceptions
extrmement rares
(Chayabutra et Ju, 2000). Cest le cas dune tude ralise par
Holiger et Zehnder (1996) o
une description crdible de la dgradation et de la minralisation
de lhexdcane et du
dodcane par une bactrie sulfato-rductrice a t faite et dont le
bilan global correspond
lquation suivante :
C16H34 + 12.25 SO4-- + 8.5H
+ 16 HCO3
- + 12.25H2S + H2O
Ce phnomne lent apparat actuellement comme assez inhabituel
(Ballerini et Vandecasteele,
1999).
II. 2. 2. Dgradation des hydrocarbures aromatiques :
En arobiose, la plupart des voies cataboliques des hydrocarbures
aromatiques convergent
vers des intermdiaires hydroxyls tels que les catchols ou leurs
drivs (protocatchuate,
gentisate). Les enzymes qui catalysent ces transformations sont
des monooxygnases et des
dioxygnases. Dautres dioxygnases vont agir ensuite pour raliser
louverture du cycle
aromatique de ces intermdiaires selon un clivage en position
ortho ou mta. Ainsi, les
enzymes de dioxygnase impliques dans le catabolisme des
hydrocarbures aromatiques par
des microorganismes du sol illustrent bien leur nature, leur
capacit sadapter diffrentes
sources de carbone (Mesarch et al., 2000; Truffaut et al., 2001;
Sakamoto et al., 2001).
a. Biodgradation arobie des hydrocarbures monoaromatiques :
La dgradation des hydrocarbures monoaromatiques est
essentiellement le faite de bactries
gram-ngatives, comme les espces de Pseudomonas (P.putida 01G3,
P.putida PaW1,
P.pseudoalcaligens KF707, P.putida F1, P.mendocina KR1,
Burkholderia cepacia G4,
Ralstonia pickettii PKO1), mais galement gram positives du
groupe des Corynebacterium,
Mycobacteruim et Nocardia (CMN) (Hanson et al., 1999 ; Ballerini
et Vandecasteele, 1999 ;
Parales et al., 2000 ; Chablain et al., 2001 ; Suenaga et al.,
2001).
Quelques cas de dgradation fongique ont t rapports. Cest le cas
de lespce
deutromycte Cladophialophora sp (=ATCC MYA-2335) isole partir du
sol contamin par
le BTEX et qui possde la capacit de crotre sur un mlange
complexe des hydrocarbures de
-
BTEX comme source unique de carbone et dnergie ; et o le
processus du catabolisme est
semblable dans beaucoup daspects celui des bactries
(Prenafeta-Boldu et al., 2002).
Voies de dgradation :
Le mode dattaque dpend des groupements alkyles substituant mais
pour un mme compos
va dpendre galement de la souche bactrienne. Cinq voies
distinctes ont t dcrites pour la
dgradation arobie du tolune. Toutes les voies dmarrent avec
loxydation du tolune, mais
cinq produits diffrents doxydation sont forms (Figure 5). Le
mode dattaque trs utilis par
une dioxygnase sur le noyau aromatique est la voie de
dihydrodiol, avec la molcule du
tolune (figure 6).
Le tolune est dabord oxyd en tolune cisdihydrodiol par addition
de lO2 au noyau
aromatique. Cette premire raction est effectue par un systme
enzymatique dsign par le
tolune dioxygnase. Ce dernier a t dtermin chez Pseudomonas
putida F1 il prsente des
analogies avec le systme bactrien dhydroxylation des alcanes dj
dcrits. Il comprend
trois composantes: une rductaseTOL (todA), une ferridoxine TOL
(todB), et les deux sous
units de la terminal dioxygnase ISP TOL (todC1C2).
Le tolune dioxygnase a pour fonction de transfrer des lectrons
du NADH au ISP TOL.
Une rgle gnrale, est que les voies suivies aboutissent toujours
la formation des composs
du cycle citrique et que la prsence des deux groupements
hydroxyles sur le cycle aromatique
est ncessaire pour louverture de ce cycle. Leur disposition doit
tre en ortho (cas du
catchol) ou en para (cas de lacide gentisique) (Zylstra et
Gibson, 1989; Ballerini et
Vandecasteele, 1999; Parales et al., 2000).
Les voies de dgradations des BTEX sont les mieux connues (voies
Xyl, Tod, Tom/Ttb2m,
Tbu, Tmo). Par ailleurs, leurs gnes (tolune dioxgnase tod ,
tolune monooxgnase xyl
, xylne monooxgnase tol , ring hydroxylating tolune monooxgnase
tbu, tmo ont
tous t identifis et bien caractriss ; notamment ceux de la voie
Xyl, impliqus dans la
dgradation du tolune et des meta- et para xylnes. Les gnes xyl
sont souvent ports par des
plasmides dits plasmides TOL chez des souches des genres
Pseudomonas ou Alcaligenes.
Dans le cas du plasmide TOL prsent chez la souche Pseudomonas
putida mt-2, les gnes t
analyss et squencs (Truffaut et al., 2001; Baldwin et al.,
2003).
-
PaW15 (Pseudomonas putida PaW1)
Figure 5 : Les diffrents produits issus de loxydation du tolune
(Parales et al., 2000).
Figure 6 : La voie de loxydation du tolune
(Zylstra et Gibson, 1989; Sakamoto et al., 2001).
-
b. Dgradation anarobie des hydrocarbures monoaromatiques :
La dgradation anarobie des hydrocarbures aromatiques a t plus
rcemment mise en
vidence. Cest surtout dans les conditions dnitrifiantes que la
dgradation des BTEX a t
observe. Dans lordre, il y a le tolune, le p-et m-xylne,
lthylbenzne et l -xylne. Le
bilan correspond une minralisation de lhydrocarbure selon la
raction :
H8C7 + 7,2 H+ + 7,2 NO3
- 3,6 N2 + 7,6 H2O + 7CO2
La dnitrification apparat comme le systme le plus efficace mais
dautres accepteurs
dlectrons fonctionnant des potentiels plus bas peuvent galement
dgrader certains
hydrocarbures monoaromatiques. Cest le cas des bactries
sulfato-reductrices, des bactries
utilisant Fe3+
. Et enfin des consortiums dans les conditions mthanogne peuvent
minraliser
le tolune (avec production de CO2 et de CH4).
Concernant le benzne, des rsultats positifs et dautres ngatifs,
ont t rapports avec divers
accepteurs dlectrons. Il apparat que le benzne est dgrad dans
certains milieux possdant
les microflores adquates mettant en uvre la rduction des
sulfates ou de Fe2+ ou la
mthanogense.
Les voies mtaboliques de dgradation anarobie sont encore mal
connues, mais elles sont
supposes analogues celles des composs comme le benzoate
(Ballerini et Vandecasteele,
1999).
c. Dgradation des hydrocarbures aromatiques polycycliques :
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont des
contaminants
environnementaux omniprsents. Ils constituent une classe des
produits chimiques organiques
dangereux, dont certains de leurs effets toxiques sont reconnus
comme fortement
cancrognes, gnotoxiques, immunotoxique, mutagnique ou
tratognique. Ils reprsentent
une menace pour la sant publique ( Heitkamp et al., 1987 ;
Boldrin et al., 1993 ; Langworthy
et al., 1998 ; Kastner et al., 1998; Bastiaens et al., 2000 ;
Kanaly et Harayama, 2000 ; Wang
et al., 2000 ; Rehmann et al.,2001 ; Cheung et Kinkle, 2001 ;
Alexander et al., 2002 ; Kanaly
et al., 2002 ; Eriksson et al., 2003).
-
Quelques HAP sont classs comme polluants prioritaires par la
plupart des agences de
protection de lenvironnement et en particulier, celle des
Etats-Unis et ceci en raison de leur
persistance dans lenvironnement (Kanaly et al., 2000 ; Kanaly et
Harayama, 2000 ; Wang et
al., 2000 ; Kanaly et al., 2002 ; Eriksson et al., 2003). Bien
que les HAP puissent subir
l'oxydation chimique, la photodcomposition et la volatilisation,
la dgradation microbienne
reste le processus principal affectant la persistance des HAP
dans lenvironnement (Potin et
al., 2004b).
La dgradation des HAP par les diffrents microorganismes a fait
lobjet de nombreux
travaux scientifiques. Plusieurs espces dalgues, de bactries et
de champignons sont
connues pour dgrader des HAP. Gnralement, ces microorganismes
sont isols partir de
sols et de dpts contamins, mais leur rle au sein de la communaut
microbienne n'est pas
bien lucid (Stapleton et al., 1998; Langworthy et al., 1998).
Toute fois, une tude a montr
quil y existait une synergie entre les myctes et les bactries
dans le processus de la
minralisation des hydrocarbures aromatiques dans des
environnements trs hostiles, tel un
sol acide (Stapleton et al., 1998).
Dgradation par les bactries :
Il a t observ que la dgradation des HAP dans le sol est domine
par des souches
bactriennes appartenant un nombre trs limit de groupes
taxonomiques, tels que
Sphingomonas, Burkholderia, Pseudomonas et Mycobactrie ; y
compris dautres genres
comme Acidovorax, Bordetella, Bacillus et Variovorax (Kastner et
al., 1998; Bastiaens et al.,
2000 ; Annweiler et al., 2000 ; Kazunga et al., 2000 ; Kanaly et
al., 2000 ; Samanta et al.,
2002 ; Eriksson et al., 2003 ; Johnsen et al., 2005 ; Yu et al.,
2005).
Parmi ces groupes taxonomiques, des isolats appartenant aux
Sphingomonadaceae
reprsentent la proportion la plus leve. Rcemment, ces isolats
ont t classs dans
diffrents genres : Sphingomonas, Sphingobium, Novosphingobium et
Sphingopyxis. Les
membres de ces genres apparaissent tres spcialiss dans la
dgradation des produits
chimiques aromatiques, et dont certains sont mme considrs comme
des oligotrophes
strictes (Johnsen et al., 2005).
En revanche, la majorit des travaux ont port sur ltude des
espces de mycobactries. La
raison principale est leur capacits dgrader les HAP ; soit par
comtabolisme, ou alors par
-
minralisation. Dans ce cadre, la plupart des voies biochimiques
des mycobactries et de leurs
mtabolites ont t identifis (Boldrin et al., 1993 ; Schneider et
al., 1996 ; Kanaly et
Harayama, 2000 ; Cheung et Kinkle, 2001 ; Khan et al., 2001 ;
Moody et al., 2001 ; Rehmann
et al., 2001 ; Vila et al., 2001 ; Bogan et Sullivan, 2003).
Dautres espces telles que Cycloclasticus spirillensus,
Lutibacterium anuloederans et
Cycloclasticus spp originaires des milieux marins ont montr leur
capacit dgrader les
HAP (Geiselbrecht et al., 1998 ; Chung et King, 2001).
Les voies de dgradation des HAP ont t caractrises sur la base
des structures des produits
intermdiaires de dgradation identifis. Le schma gnral est
comparable celui des
hydrocarbures monoaromatiques. Aprs la double hydroxylation du
premier noyau, une tape
doxygnation supplmentaire est ncessaire pour chaque ouverture du
cycle (Ballerini et
Vandecasteele, 1999). Les gnes impliqus dans le mtabolisme et la
rgulation des HAP ont
t dcrits chez lespces de Pseudomonas, Sphingomonas,
Mycobacterium et Nocardia
(Menn et al., 1993 ; Sanseverino et al., 1993 ; Wang et al.,
2000 ; Moody et al., 2001 ;
Ferrero et al., 2002).
Dgradation par les champignons :
Contrairement aux bactries, et en gnral, les champignons
n'utilisent pas les HAP comme
leur source unique de carbone et d'nergie, mais ils transforment
ces composs en mtabolites
dtoxifis par comtabolisme (Boonchan et al., 2000). Chez les
champignons, parmi les voies
d'attaque des HAP, il faut distinguer entre celles existant chez
les champignons lignolytiques
de celles existant chez les autres champignons. Cette diffrence
a fait lobjet de nombreux
travaux, mais deux cas sont considrer (Bouchez, 1995 ; Ballerini
et Vandecasteele, 1999) :
1er
cas des champignons non lignolytiques :
Les champignons non lignolytiques tels que Cunninghamella
elegans, Aspergillus ochraceus,
Aspergillus niger, Penicillium janthinellum, Syncephalastrum sp
et Saccharomyces cerevisiae
peuvent transformer une varit de HAP ; y compris le pyrne, le
chrysene, et le
benzo[a]pyrene en mtabolites polaires. En effet, une tude a
montr la capacit de la souche
Aspergillus niger transformer le pyrne et le phnanthrne en
1-methoxypyrne et
1-methoxyphnanthrne.
-
L'attaque initiale des HAP est catalyse par le biais dune
monooxygnase. Un atome d'une
molcule d'oxygne est incorpor dans un cycle aromatique des
hydrocarbures aromatiques
polycycliques (HAP) impliqus formant alors un arne oxyde pouvant
voluer en phnol ou
en trans-dihydrodiol. L'autre atome de la molcule d'oxygne est
rduit en eau. L'attaque
initiale des HAP pouvant se faire en diffrentes positions, et
partir d'un mme HAP, de trs
nombreux isomres peuvent ainsi tre forms. La monooxygnase
responsable de cette
dgradation est le cytochrome P-450 (enzyme membranaire
inductible) (Bouchez, 1995 ; Sack
et al., 1997 ; Boonchan et al., 2000 ; Garon et al., 2002 ;
Potin et al., 2004a ; Potin et al.,
2004b).
2eme
cas des champignons lignolytiques :
Le mcanisme dattaque des HAP est dans ce cas compltement
diffrent des prcdents.
Lorsquils sont cultivs en conditions limitantes en carbone, en
azote ou en soufre, les
champignons lignolytiques produisent des enzymes
extracellulaires. Parmi elles, il y a des
lignines proxydases [LiP] qui permettent lattaque de la
structure aromatique de la lignine et
galement le manganse proxydases [MnP].
Ces enzymes sont prsumes tre impliques dans le processus de
dgradation des HAP. En
fait, il sagit de comtabolisme, puisque les composs librs ne
peuvent pas servir de
substrats de croissance aux champignons qui les produisent. Les
champignons de la pourriture
blanche tels que Phanaerochete chrysosporium, Trametes
versicolor et Pleurotus ostreatus
ont t les mieux tudis. Ils peuvent non seulement dgrader
certains HAP mais aussi
dtoxifier les sols et les dpts pol