L’importance
du trafic pétrolier maritime, le développement de l’exploitation offshore,
l’implantation littorale d’unités de raffinage et du secteur industriel sont
autant des causes chroniques ou accidentelles de rejets d’hydrocarbures dans
les milieux aquatiques.
La pollution par les produits pétroliers et leurs dérivés pose,
aujourd’hui, de sérieux problèmes pour leur élimination. Ce sont des polluants
rémanents souvent associés à un caractère toxique et cancérigène.
La
composition chimique des
pétroles
Du
fait de l'utilisation massive des produits pétroliers, les hydrocarbures constituent
les polluants organiques les plus fréquents des sols (Vandecasteele, 2002).
La
composition chimique des pétroles bruts varie énormément selon leur origine géographique
et géologique. Les composés pétroliers peuvent être classés en quatre familles
principales qui sont présentes en proportions variables: 30 à 70 % d’hydrocarbures
saturés (alcanes cycliques, chaines de n-alcanes) 20 à 40 % d’hydrocarbures
aromatiques et poly-aromatiques (BTEX pour : Benzène, le Toluène, l’Ethylbenzène
et le Xylène, et HAP pour: Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques, qui sont le
Naphtalène, le Phénanthrène, le Pyrène ainsi que le Benzopyrène), 5 à 25 % de
composés polaires et 0 à 10 % d’asphaltènes (Soltani, 2004, Shao, 2009).
La
communauté microbienne indigène
Dans
l’environnement, la dégradation de la matière organique n’est jamais assurée
par un seul microorganisme, mais le plus souvent par une communauté microbienne.
Cette dernière est constituée d’une collection de différentes populations occupant
le même habitat et interagissant positivement ou négativement (Vandecasteele, 2008).
Il a
été rapporté dans la littérature que plusieurs microorganismes (bactéries (Pseudomonas aeruginosa Burkholderia cepacia
and Aeromonas media.), levures
et moisissures) ont le pouvoir de dégrader les hydrocarbures au sein d’un consortium
où chaque membre contribuait selon ces capacités enzymatiques.
Des
recherches portant sur les bactéries isolées à partir de sites contaminés par les
hydrocarbures (Kasai, 2002; Okoh, 2003; Okerentugba, 2003 ; Ojo, 2006; Emtiazi,
Shakarami, 2004) ont montré la capacité des populations bactériennes natives à minéraliser
le pétrole brut et ces produits raffinés (Sepahi et coll., 2008) en CO2,
H2O et biomasse, sous les conditions idéales (Celik et coll., 2008).
Le mécanisme de biodégradation des hydrocarbures
La bioremédiation, des sites contaminés par les
hydrocarbures, est aujourd’hui reconnue comme une action complémentaire
indispensable aux voies physico-chimiques. Elle est moins coûteuse, la plus
demandée et sans effets secondaires, donc une meilleure protection de l’environnement.
Les
hydrocarbures peuvent servir de sources de carbone et d’énergie pour la croissance
bactérienne (Head et coll., 2006, Shao, 2009) et vue leur large
distribution dans l’espace et dans le temps, il n’est pas surprenant de
trouver que les bactéries capables de les dégrader sont ubiquitaires
(Shao, 2009). Il y’a deux étapes dans le processus de biodégradation :
la première est l’assimilation du substrat par la cellule et la seconde
est le métabolisme du substrat. Quand la présence d’une voie métabolique
appropriée est assumée, la dégradation peut se faire rapidement à
condition que le substrat soit disponible sous une forme soluble dans
l’eau. Or, les hydrocarbures sont insolubles donc ils vont former un système
diphasique avec l’eau du sol (Maier et coll., 2009).
Modes d’assimilation des hydrocarbures par la cellule bactérienne
Il
y’a quatre modes d’assimilation bactérienne de l’hydrocarbure liquide, soit :
-
par l’utilisation de composés organiques préalablement solubilisés.
-
par contacte direct de la cellule avec le composé organique. Cela peut être
facilité
par des modifications cellulaires telles que la formation de fimbriae (Rosenberg
et coll., 1982, Maier et coll., 2009) ou l’augmentation de l’hydrophobicité
de la surface cellulaire (Zhang et coll., 1994, Maier et coll., 2009)
qui favorise l’attachement de la cellule au composé organique.
-
Par contacte direct avec les microgouttelettes dispersées dans la phase
aqueuse.
-
une assimilation améliorée via la synthèse des biosurfactants, qui augmentent
la solubilité
des hydrocarbures dans l’eau, ou peuvent encore faciliter l’attachement des
cellules aux hydrocarbures (Maier et coll., 2009)
Métabolisme des hydrocarbures
Pour initier la biodégradation et permettre le déroulement des
autres étapes, la molécule d’hydrocarbure doit être activée. La première étape
dans la dégradation aérobie de ces composés est l’introduction dans le substrat
d’un atome d’oxygène dérivé de l’oxygène moléculaire. Cette étape critique est
effectuée par les oxygénases (Hayaishi et coll., 1955, Ollivier et coll., 2005).
Typiquement, les hydrocarbures sont hydroxylés à l’alcool primaire correspondant
et seront plus loin oxydés par un alcool ou aldéhyde déshydrogénase. Les acides
gras qui en résultent entrent en ß-oxydation ou sont incorporés dans les
lipides cellulaires. Des fois, la dégradation est complète, générant du CO2,
c’est le cas pour certaines bactéries et levures (Broadway et coll., 1993,
sheller et coll., 1998, Ollivier et coll., 2005). Dans la dégradation
anaérobie, l’accepteur final d’électrons est autre que l’O2, du CO2 par
exemple. Le mécanisme d’activation initiale des molécules d’hydrocarbure
implique soit une carboxylation, une méthylation, une hydroxylation, une
déshydrogénation soit une réaction d’addition (fumarate surtout) (Singh et
coll., 2004).
Les biosurfactants
Définitions
Les surfactants (SURFace ACTive AgeNTS)
sont des agents à activité de surface (tensioactifs), synthétisés chimiquement
ou par voie biologique (biosurfactants) (Al- Arajil et coll., 2007).
Ces molécules de haute énergie se répartissent à l’interface entre
liquides non miscibles réduisant ainsi l’énergie
libre du système (Mulligan, 2009) et formant des microémulsions des solutions
aqueuses ou des mélanges d’hydrocarbures (Prommachan,2002).
La tension superficielle de l’eau peut être réduite de 72 mN/m
jusqu’à 27 mN/m en présence d’un surfactant, synthétique ou naturel (Christofi
et coll., 2002) mais cette capacité reste relative et varie d’un
surfactant à un autre.
Structure et classification des biosurfactants
Il s’agit de molécules amphiphiles (Prommachan, 2002), constituées
de deux pôles : un pôle hydrophile, qui peut être un ester, un hydroxyle,
un phosphate, un carboxyle, ou encore un groupe d’hydrates de carbone et peut
avoir une charge neutre ou négative, et un pôle hydrophobe qui est un acide
gras (Maier, 2003, Marqués et coll., 2009) hydroxylé, saturé ou
insaturé, et peut être aussi un peptide (Banat, 1995).
Selon plusieurs auteurs (Kosaric et coll., 1983, Rosenberg
et coll., 1993, Desai et coll., 1997, Prommachan, 2002, Al-Arajil
et coll., 2007, Mulligan, 2009) les classes majeures de biosurfactants
sont différenciées essentiellement par leur composition chimique et leur
origine microbienne (Tableau).
Biosynthèse et rôle physiologique
Biosynthèse et rôle physiologique
La production de biosurfactants est un phénomène communément
observé lors de la croissance d’un microorganisme sur des substrats insolubles
dans l’eau et la réduction de la tension superficielle du milieu ainsi que la
formation d’une émulsion stable indiquent une production efficiente (Pruthi et coll.,
1995). Selon Adamson (1990), la présence de surfactant est nécessaire pour
obtenir une émulsion stable entre deux liquides purs non miscibles (Krepsky et coll.,
2007).
En effet, ces bactéries synthétisent les biosurfactants qui sont
soit des molécules intracellulaires, extracellulaires ou localisées à la
surface de la cellule (Prabhu et coll., 2003) pour faciliter la
diffusion des hydrocarbures ou leurs dérivés à l’intérieur de la cellule
bactérienne à fin de les dégrader (Al-Arajil et coll., 2007).
Cependant, les biosurfactants peuvent avoir d’autres rôles aussi
importants que l’émulsification, par exemple : l’adhésion aux surfaces solides
et la formation de biofilms (Alasan d’Acinetobacter), la régulation du
niveau énergétique cellulaire (sophorose de T. bombicola), l’activité
bactéricide (gramicidine, polymexine, surfactine), la pathogénicité de
certaines bactéries (rhamnolipides de Pseudomonas), ainsi que le
piégeage des métaux lourds (Vandecasteele, 2008).
Rôle des biosurfactants dans la biodégradation
des Hydrocarbures
En présence de n-héxadecane dans le milieu de culture, les
bactéries secrètent des substances qui forment un réseau de projections
extracellulaires reliant les cellules les unes aux autres. Ce réseau est
supposé être un complexe de biosurfactants et d’alcanes qui forme un site
d’ancrage des cellules et un moyen de transport d’hydrocarbures à leur surface
cellulaire. Le biosurfactant disperse l’héxadécane en petites gouttelettes, et
forme une couche autours de chacune, augmentant ainsi ça disponibilité aux
organismes dégradants (Figure 1).
L’étude
ultra-structurale a montré qu’un processus semblable à la pinocytose active
prend place pour la pénétration des gouttelettes d’hydrocarbure à l’intérieur
de la cellule bactérienne (Figure2).
Potentiels des biosurfactants
Les biosurfactants peuvent être aussi efficaces et plus avantageux que les
surfactants synthétiques. Ils sont hautement spécifiques, biodégradables,
biocompatibles avec l’environnement (Mulligan, 2009), moins sensibles aux
biotopes de températures, pH et salinité extrêmes (Suwansukho et coll.,
2008), moins toxiques et peuvent être synthétisés en grandes quantités, sur des
sources d’énergie coûteuses, comme les produits pétroliers (Sarubbo et coll.,
2006), mais aussi sur des ressources renouvelables.
Un autre avantage des biosurfactants, est la possibilité de leur
modification par biotransformation à fin de générer de nouveaux produits pour
des besoins spécifiques (Samadi et coll., 2007). Avec l’introduction de
certains groupements fonctionnels, les biosurfactants fournissent de nouvelles
propriétés, surpassant ainsi les surfactants chimiques dans beaucoup
d’applications (Huang et coll., 2010).
Ces biomolecules présentent une large gamme de propriétés fonctionnelles
qui permettent leur exploitation dans divers domaines (Prommachan, 2002).
Cependant, il n’est pas facile de rationaliser la différence entre leurs rôles
naturels et nos applications (Cameotra et coll., 2004; Hamme et coll.,
2006, Marqués et coll., 2009).
Leur capacité à modifier les propriétés interfaciales et leur
auto-assemblage en micelles ou
autres nanostructures est cruciale pour plusieurs processus industriels tels
que la formation de couches, la diffusion, la formation de mousse, la
détergence, la catalyse micellaire, etc. (Xiaoyang et coll.,
2009).
Ces biomolécules peuvent aussi induire la formation d’émulsion, la
séparation de phases, la solubilisation, le mouillage, la réduction de
viscosité (Ochsner et coll., 1995), la floculation, l’agrégation, la
désorption (Karanth et coll., 1999) ainsi que la stabilisation et la
déstabilisation d’émulsions (Huang et coll., 2010).
Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP)
regroupent un ensemble très vaste de composes organiques constitues de deux a
sept cycles aromatiques. Ils sont formes en mélange et ont trois origines
principales : pyrolytique (combustion de matériel organique par les industries,
transports, incinérateurs, incendies), pétrogénique (introduction dans
l’environnement a partir de produits pétroliers et dérives) et diagénétique
(formation naturelle du pétrole).
La toxicité des HAP est reconnue et ces substances sont classées
cancérigènes, mutagènes et reprotoxiques. Outre leur caractère ubiquiste, leur
forte toxicité justifie leur classement en Polluant Organique Persistant et
leur inscription comme substances prioritaires sur les listes de la Commission
Européenne, de l’Agence de Protection de l’Environnement des Etats-Unis et de
l’Organisation Mondiale de la Sante (Marchand, et al, 1996).
Le naphtalène et l’anthracène sont des composés
potentiellement dangereux, ils sont généralement utilisés comme des modèles des
HAP à cause de leur forte détection dans les trois compartiments de
l’environnement (Bisht et al, 2010).
Différentes solutions ont été proposées pour traiter les milieux contaminés
par les HAP ; des procédés physiques et chimiques tels que stripping, La
flottation, le lavage, la désorption thermique, l’extraction par solvant,
l’oxydation avancée, l’ultrason et le traitement électrochimique (Fritsche et
Hofrichter ,2008). Les procédés chimiques doivent être rigoureusement testés
afin de déterminer la quantité de réactif à utiliser, et éviter qu’il se trouve
en défaut ou en excès. Il est primordial de bien connaître les propriétés des
milieux afin d’éviter les risques de réactions secondaires qui mèneraient à la
formation de nouveaux polluants.
Les conditions environnementales jouent un rôle très important dans le
contrôle de la croissance et l’activité bactérienne durant la biodégradation du
naphtalène, par conséquence, il est très important d’étudier l’effet des
facteurs physico-chimiques sur la biodégradation des HAP pour une implantation
de la biodégradation comme une technologie de bioremédiation (Patel, 2012).
Biodégradation des HAP
L’influence de différents paramètres de culture sur la croissance de la
souche utilisée et sur la biodégradation de naphtalène et d’anthracène a été étudiée.
La concentration du substrat, le pH du milieu et la salinité ont été testés.
Effet de la concentration du substrat
La concentration d’hydrocarbure joue un rôle très important dans le
processus de la biodégradation, l’effet de la concentration initiale
d’anthracène et du naphtalène est représenté dans la figure 3.
Fig. 3. Effet de la concentration initiale
sur le taux de dégradation après 48h d’incubation (a : anthracène, b :
naphtalène)
Ces résultats montent que l’efficacité de dégradation est proportionnelle à
la quantité du substrat ; plus la quantité est élevée plus le taux
d’élimination augmente. Des études rapportent que les concentrations élevées
des HAP ont un effet positif sur la croissance des bactéries car ces derniers
sont la seule source de carbone, par contre les faibles concentrations est un
facteur limitant pour la croissance bactérienne (Othman et al, 2009), la
présence d’une concentration moyenne du naphtalène ou d’anthracène dans le
milieu provoque une force motrice importante pour réduire la concentration du
substrat, de le solubiliser pour l’utiliser comme source de carbone nécessaire
pour la croissance bactérienne (Lin et al, 2010).
Effet de la salinité
Vu les grandes variétés en sel dans les sites contaminés (mers, lacs,
différents types de sols) et l’effet de ce paramètre sur la physiologie du
microorganisme en affectant l’efficacité de la biodégradation. L’effet de ce
paramètre a été étudié et les résultats sont regroupés dans la figure 4.
Fig. 4. Effet de la salinité sur le taux de dégradation après
48h d’incubation (a : anthracène, b : naphtalène)
Dariush Minai-Tehrani et al, 2009 ont rapporté
que la salinité optimale de dégradation dépend de l’hydrocarbure à dégrader ;
la biodégradation de pétrole brute est élevée en absence de sel alors que la
dégradation du mélange d’hydrocarbures est optimale à 1%.
La souche K1C montre une bonne résistance à des concentrations en sel très
importantes arrivant à 100g/l, ce qui favorise l’utilisation de cette souche
dans la bioremédiation des milieux extrêmes.
Effet du pH
Le pH est un indicateur d’acidité qui lorsqu’il est
réduit ou élevé peut affecter le processus de biodégradation. Généralement les
bactéries hétérotrophes sont neutrophiles, la figure 3 montre l’influence du pH
sur la biodégradation du naphtalène et d’anthracène.
Le pourcentage de réduction le plus élevé est révélé lorsque le pH du
milieu est de 7, ce qui confirme que la croissance des bactéries hétérotrophes
est favorisée par un pH proche de la neutralité ou légèrement basique (Othman,
2009 et Lin et al, 2010).(Fig.5).
Fig. 5. Effet du pH sur le taux de dégradation après 48h
d’incubation (a : anthracène, b : naphtalène).
Biodégradation des HAP dans l’eau de mer
Les milieux aquatiques et en particulier le milieu marin sont les plus
exposés à la pollution par les hydrocarbures, et comme l’eau de mer est pauvre
en éléments nutritifs et présente une forte salinité, seules des souches
bactériennes spécifiques qui peuvent supporter les conditions du milieu et
dégrader les hydrocarbures (Fig.6).
Fig. 6. Biodégradation d’anthracène (a) et du naphtalène (b)
par la souche K1C dans l’eau de mer.
Les résultats montrent que la souche K1C dégrade les deux substrats dans
l’eau de mer, Le pH initial du milieu est de 8 et une salinité de 3,6%.
CONCLUSION
La biodégradation des hydrocarbures est un processus complexe qui dépend de
la nature et des quantités d’hydrocarbure présentes, des conditions
environnementales et de la composition des communautés microbiennes.
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