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

)

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.

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.

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.

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.

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

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

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.

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.

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

Introduction

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