Phytotransformation ou phytodegradation

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La bio- remédiation

Plusieurs mécanismes permettent aux plantes l‘élimination des polluants par phytoremédiation (Schröder et al., 2002 ):
-La phytoextraction ou phytoaccumulation utilise des plantes qui absorbent et concentrent dans leurs parties récoltables (feuilles, tiges, racines) les polluants provenant des sols ou des eaux. On utilise se terme souvent dans le cas des métaux lourds et des composés organiques, avec l‘utilisation de plantes accumulatrices et/ou hyperaccumulatrices qui sont capables de tolérer et d‘accumuler ces polluants. (Pilon-Smits, 2005)
– La phytotransformation ou phytodégradation utilise les propriétés de certaines plantes à produire des enzymes qui catalysent la dégradation des substances absorbées ou adsorbées, celles-ci sont alors transformées en substances moins toxiques ou non toxiques par la métabolisation des contaminants dans les tissus des plantes ou par les organismes de la rhizosphère maintenue par la plante (on parle alors de rhizodégradation, de phytostimulation ou encore de bioremédiation). (Blaauboer, 1996)
– La rhizofiltration permet la dépollution et la restauration des eaux de surface et souterraines. Les contaminants sont absorbés ou adsorbés par les racines des plantes en milieu humide. Lors de grande capacité d‘absorption par ces dernières on parle de « phytopumping », on utilise le plus souvent des arbres (comme le saule ou le peuplier) pour assécher les terrains et extraire les polluants du sol. (Schröder et al., 2002)
-La phytovolatilisation est le processus par lequel les plantes transforment les contaminants du sol ou des eaux polluées en éléments volatiles et les relâchent dans l‘atmosphère via leurs feuilles.( Corgie et al., 2004).
En effet, leur productivité primaire et supérieure à celle des écosystèmes aquatiques ainsi que de la plupart des écosystèmes terrestres (Reddy et Gale, 1994).
La pédologie est également un domaine important pour l’étude des milieux humides. En effet, le sol joue un rôle actif dans l’amélioration de la qualité de l’eau. Il influence directement la croissance des plantes par sa teneur en éléments nutritifs disponibles, ainsi que l’activité microbienne par son contenu en matière organique facilement dégradable.
De plus il retient une partie des nutriments par la formation de complexes ou encore par la liaison des éléments chimiques avec les particules du sol. (Hammer, 1992 ; Raimond, 1994).

Différentes méthodes de traitement des eaux usées

Les milieux humides naturels ont servi pendant de nombreuses années à traiter les eaux usées domestiques en Europe, aux Etas-Unis et au Canada (Pries, 1994). Ce genre de traitement doit cependant être utilisé avec prudence pour éviter de surcharger les écosystèmes et les cours d’eau en aval. Leur utilisation est d’ailleurs en déclin depuis l’instauration des programmes de protection des milieux humides (Brown, 1994). L’étude de ces systèmes a cependant conduit à une meilleure compréhension de la capacité des milieux humides à assimiler les polluants et a aussi permis de définir des critères de conception pour de nouvelles installations de traitement naturel des eaux.
Les milieux humides artificiels, construits dans le seul but de servir au traitement des eaux usées, sont de plus en plus populaires et leurs utilisations pour le traitement secondaire des effluents liquides est grandement avantageux pour l’environnement. On s’entend en général pour appeler milieu humide artificiel un milieu construit spécifiquement pour le traitement des eaux usées et imitant le plus possible le fonctionnement des milieux humides naturels. (Brown, 1994).
Les milieux humides artificiels peuvent être regroupés en trois catégories principales : Les filtres verticaux, horizontaux et systèmes hybrides.

Les filtres horizontaux

Les filtres horizontaux sont des bassins remplis de manière homogène de sable, de gravier ou de sol en place, et dans lesquels ont été plantés des macrophytes.
L’effluent est réparti sur toute la largeur et la hauteur du filtre par un système répartiteur situé à une extrémité du bassin ; il s’écoule ensuite dans un sens principalement horizontal au travers du substrat. La plupart du temps, l’alimentation a lieu en continu et les matériaux sont pratiquement saturés en permanence.
Le niveau d’eau doit être maintenu à environ 5 cm sous la surface du matériau. Ceci permet d’éviter les écoulements préférentiels en surface et d’assurer un flux homogène. (Boutin et al., 1997)
En effet l’eau ne doit pas circuler au-dessus de la surface pour ne pas court-circuiter la biomasse active située dans le filtre et responsable du traitement ; il n’y a donc pas d’eau libre. Figure (1).

Les systèmes hybrides

Les systèmes hybrides sont en fait l’association en série de filtres verticaux et de filtres horizontaux. L’association la plus courante est mise en oeuvre de façon relativement limitée au Etats-Unis, en Allemagne, en Autriche et en France (Boutin, 1987) est constituée de deux étages consécutifs de filtres verticaux en parallèle suivis de deux ou trois étages de filtres horizontaux en série.
L’intérêt d’une telle association est d’obtenir une bonne nitrification dans les filtres verticaux qui sont bien oxygénés, mais aussi une dénitrification dans les filtres horizontaux où l’on trouve les conditions d’anoxie nécessaires à cette réaction. Les rendements de la dénitrification ne sont pas très élevés car les bactéries dénitrifiantes ont besoin de matière organique pour se développer et dénitrifier correctement. Or, en sortie des filtres verticaux, la majeure partie de la matière organique a été dégradée, elle n’est donc plus disponible pour les bactéries.

Les milieux humides artificiels

La recherche a mis en évidence l’importante activité hétéro trophique des milieux humides, ce qui leur confère une grande capacité à décomposer et à transformer la matière organique et les autres substances retrouvées dans les eaux usées (Brix, 1997 ; Reimold, 1994). Ils peuvent aussi agir en tant que sources, transformateurs et réservoirs de nutriments et de carbone (Brix, 1997), empêchant ainsi la surcharge des cours d’eau adjacents tout en favorisant le recyclage des éléments nutritifs dans l’écosystème.
Dans un marais, les polluants sont enlevés via une combinaison de processus physiques, chimiques et biologiques tels la sédimentation, la précipitation, l’adsorption aux particules du sol, l’assimilation par les tissus végétaux ainsi que l’assimilation et la transformation par les microorganismes (Brix, 1993).

Rôles des plantes

Les plantes caractéristiques des milieux humides sont capables de tolérer une grande gamme de régimes hydriques allant d’une brève sécheresse à une inondation permanente. Les plantes émergentes enracinées dans le substrat sont généralement désignées sous le terme de macrophytes (Greenway, 1997).
Plusieurs études comportant une comparaison entre un milieu humide avec macrophytes et un autre possédant les mêmes caractéristiques physiques mais sans macrophytes ont démontré que la présence de ces dernières améliore significativement l’efficacité du traitement des eaux usées (Breen et Chick, 1995 ; Breen, 1997 ; Lee et al., 1993).
Cependant, l’importance de la réduction de la concentration des éléments nutritifs de l’eau par l’assimilation directe des macrophytes ne fait pas l’unanimité. Alors que la plupart des études semblent démontrer qu’elles ont un rôle minime à jouer dans l’enlèvement direct des nutriments par assimilation (Jewel, 1994 ; Breen et Chick, 1995), certains soutiennent que dans certaines conditions, l’assimilation par les macrophytes est le principal mécanisme d’enlèvement (Breen, 1990 ; Rogers et al., 1990).
Néanmoins, bien qu’elles aient en général une capacité restreinte pour réduire la concentration des éléments nutritifs, habituellement très élevée dans les eaux usées, il est certain qu’elles contribuent grandement à l’établissement de conditions favorables à l’amélioration de la qualité de l’eau (Jewel, 1994 ; Breen et Chick, 1995).
En effet, les macrophytes agissent comme catalyseurs des réactions d’épuration en augmentant la diversité des environnements dans la zone racinaire et en favorisant une variété de réactions chimiques et biochimiques qui accroissent l’épuration (Jenssen et al.; 1993) ; les plus importantes seront détaillées plus loin dans cette section. De façon générale, l’importance des macrophytes pour améliorer l’efficacité de traitement d’un étang est bien reconnue puisque la majorité des études constituées ne comprennent pas la comparaison d’un marais filtrant avec un marais contrôle.

Oxygénation de la rhizosphère

Dans un marais à écoulement de surface, l’eau est oxygénée par contact avec l’air ambiant. Toutefois, à cause du faible taux de diffusion de l’oxygène dans l’eau, ce sont des conditions anaérobies qui se développent dans le sol. Afin de survivre dans ces conditions, les macrophytes ont du évoluer de façon à être en mesure de fournir de l’oxygène à leurs racines, même s’ils se retrouvent dans un milieu très pauvre en oxygène. Sans oxygène, les racines ne peuvent en effet assimiler les éléments nutritifs et l’eau nécessaire au métabolisme de la plante (Barclay et Crawford, 1982).
L’adaptation qui permet aux macrophytes de survivre dans les milieux humides est essentiellement de nature morphologique. La tige et les feuilles possèdent de larges espaces intercellulaires qui forment un réseau continu des feuilles jusqu’aux racines ; ce réseau d’aération interne est appelé aérenchyme. Cette caractéristique particulière permet aux macrophytes de survivre dans un milieu inapproprié pour les plantes terrestres (Barclay et Crawford, 1982). L’aérenchyme peut occuper jusqu’à 60% du volume total de la plante chez certaines espèces (Brix, 1994). Ces espaces permettent le transport de l’oxygène des feuilles jusqu’aux parties souterraines par diffusion moléculaire passive résultant d’un gradient de pression partielle à travers l’aérenchyme ou par simple courant de convection (convection throughflow) (Brix, 1994).
La force qui engendre le courant de convection est un gradient de température et de vapeur d’eau entre l’air des espaces intercellulaires de la plante et l’air ambiant (Brix et al., 1996).
En effet, le contraste entre l’air chaud et humide de l’aérenchyme et l’air plus froid et plus sec de l’atmosphère ambiante, provoque la mise en pression (pressurisation) de l’air à l’intérieur de l’aérenchyme (Grosse et al., 1996a).
Ce mode de transport est plus efficace que la simple diffusion et procure aux espèces qui en bénéficient un avantage compétitif pour survivre à de plus grandes profondeurs d’eau (Tornbjerg et al., 1994 ; Grosse et al., 1996a).
Ce mouvement interne de l’oxygène à travers la plante, en plus de permettre L’oxygénation des tissus racinaires, permet aussi d’oxygéner la rhizosphère par excrétion d’air au niveau des racines (Brix, 1994).
Une fois les besoins pour la respiration racinaire satisfaits, l’oxygène en excès peut en effet être relâché dans la rhizosphère (Shipper et Reddy, 1996).
Par ailleurs, le problème des macrophytes n’est pas uniquement de croître dans un substrat pauvre en oxygène, mais aussi de résister à la haute demande du milieu externe pour leur oxygène interne (Brix et Sorrell, 1996). La perte d’oxygène due à la forte demande externe pourrait, en effet, être un facteur plus limitant que l’absence d’oxygène dans les sédiments (Brix et Sorrell, 1996).
Afin d’assurer leur métabolisme racinaire, les plantes doivent donc minimiser leur perte d’oxygène. Pour ce faire, elles conservent l’oxygène interne dont elles ont besoin grâce aux couches subérisées et lignifiées de l’hypoderme et du cortex externe de la racine (Armstrong et Armstrong, 1988). Ainsi, l’excrétion se situe surtout au niveau sub-apical et il n’y a généralement pas d’excrétion d’oxygène au niveau des vieilles racines et des rhizomes (Armstrong et Armstrong, 1988).

Ancrage des microorganismes

Le transport d’oxygène vers la zone racinaire puis la rhizosphère y crée un microenvironnement oxygéné qui stimule la décomposition aérobie de la matière organique et l’établissement des bactéries nitrifiantes (Brix, 1997 ; Brix, 1994). Ceci permet la transformation du carbone et de l’azote, ce qui est essentiel dans le traitement des eaux usées (Reddy et al., 1990).
En effet, la décomposition de la matière organique et la plupart des processus de traitement des eaux usées sont attribuables à des microorganismes aérobies (Brix, 1993 ; D’Angelo et Reddy, 1994).
On sait par ailleurs que la densité des populations microbiennes pouvant être supportées dans un certain volume est généralement proportionnelle à la surface spécifique (Brgoon et al., 1991). Or, non seulement les racines fournissent une surface d’ancrage importante au niveau de la rhizosphère, mais les tiges et les feuilles des macrophytes contribuent, elles aussi, à accroître la surface disponible. Les bactéries, les algues et les périphyton peuvent ainsi être présents dans toute la colonne d’eau (Surrency, 1993), et le bio film qui s’établit sur ces surfaces est responsable de la majorité des processus qui ont lieu dans un marais (Brix, 1997).

Enlèvement de la matière organique

La matière organique présente, dans un milieu humide lors du traitement des eaux usées, provient en bonne partie des eaux usées elles mêmes ; mais une partie vient aussi de la sénescence des algues et des macrophytes (Gal et al., 1992 ; Mann et Wetzel, 1996).
Une bonne partie des solides en suspension contenus dans les eaux usées est enlevée par décantation très tôt après leur arrivée dans le marais (Price et Robert, 1997).
La décomposition de cette matière organique dans les sédiments est principalement contrôlée par la nature du substrat et par la disponibilité d’accepteurs d’électrons (Moore et al., 1992 ; Reddy et D’Angelo, 1997).
Pour une décomposition efficace, il est important d’avoir une alternance de zones réductrices et oxydantes (Armstrong et al., 1990). Or les marais offrent un fort gradient de potentiel réducteur et d’oxygène dissout, ce qui crée des interfaces aérobies entre les sédiments et la zone racinaire (Reddy et D’Angelo, 1997). Ainsi, en général, la décomposition aérobie a lieu dans la colonne d’eau, à l’interface eau sédiments et dans la rhizosphère, tandis que la décomposition anaérobie prend place dans les sédiments (Moore et al., 1992).

Enlèvement des métaux

Les milieux humides ont également la capacité de réduire la concentration de certains métaux dans l’eau.
Les mécanismes responsables d’enlèvement des métaux dans ce type de système sont, par ordre d’importance : les réactions chimiques et microbiologiques d’oxydation et de réduction menant à leur précipitation, l’adsorption aux particules de sol, la complexification avec les matières organiques des sédiments et l’assimilation biotique (Skousen et al., 1994 ; Gersberg et al., 1985, cité dans Crites et al., 1997).
Ces mécanismes sont grandement influencés par le potentiel d’oxydoréduction, qui modifie le degré d’oxydation des constituants du sol et influence ainsi la mobilité et la biodisponibilité des métaux.
En présence d’un environnement réducteur dans les sédiments, les métaux existent sous forme non ionique ou encore sous forme de complexes insolubles. Sous ces formes, les métaux sont peu mobiles et leurs disponibilité pour les organismes vivants est faible (Hawkins et al., 1997).
Les formes ioniques sont solubles dans l’eau et leur contact avec l’oxygène présent dans la rhizosphère provoque leur oxydation et leur précipitation, favorisant ainsi l’accumulation, à la surface des racines, d’une couche d’hydroxydes métalliques appelée plaque racinaire (root plaque) (St-Cyr et Campbell, 1996). L’oxydation des métaux dans la rhizosphère diminue l’exposition des plantes aux formes réductrices toxiques des métaux qui s’accumulent dans les sols anaérobies, tout en les rendant bio disponibles pour les plantes et les microorganismes pour lesquels ils constituent des oligoéléments essentiels.
De plus, les plaques racinaires tendent à lier d’autres éléments comme le phosphore, les rendant ainsi bio disponibles (St-Cyr et Campbell, 1996), il semble que certains métaux particulièrement toxiques comme le sélénium puissent être enlevés par volatilisation (Zhang et Moore, 1997 ; Azaizeh et al., 1997).

Présentation de la zone d’étude

La région de Méboudja est connue, essentiellement, pour sa vocation agricole depuis une vingtaine d’années. C’est une vallée qui a connu un développement industriel important, ce qui a engendré des rejets abondants, non traités dans les milieux naturels. Ces rejets non contrôlés ont généré une pollution de l’eau des oueds.
Les cartes de vulnérabilité montrent que les eaux de Oued Méboudja sont très polluées, ce qui explique l’eutrophisation observée (Djabri et al., 1997).
Le canal de Oued Méboudja prolonge le canal principal du lac Fetzara en aval du pont vanne, il draine, en plus des eaux provenant du lac Fetzara, celles issues d’une région couvrant près de 276.25 Km2.
Cette dernière est composée de petits sous bassins : le sous bassin versant nord et le sous bassin sud. Il constitue la limite Ouest du complexe ISPAT (Annaba) et rejoint la Seybousse à environ 8 Km de l’embouchure vers la mer Méditerranée (Direction des Services Agricole d’Annaba 2000). Ce canal reçoit les effluents domestiques des régions de Sidi Amar et El-Hadjar et les rejets de la zone industrielle de Berrahel. Il reçoit également prés de 4.5 millions de m3 d’eaux usées et de rejets liquides du complexe ISPAT (Djabri, 1991).

Situation géologique et hydrologie de Oued Méboudja

Oued Méboudja traverse les plaines de Annaba à l’Est du lac Fetzara, il est bordé au Nord par le massif métamorphique de l’Edough et au Sud par le piémont de la chaîne numidique (Abadlia, 1999). (figure5)

Demande chimique en oxygène DCO

Le tableau (10) illustre les valeurs de la DCO avant et après épuration. Nous constatons que ces dernières dépassent largement les normes Algériennes (qui sont de 120mg/l). Exception faites pour les mesures effectuées en hiver ou la valeur de la DCO est conforme aux normes. Après épuration, nous constatons une réduction de la DCO au niveau des deux étages d’épurations. Ainsi le taux de la DCO diminue d’environ 80 a 90 % après la deuxième épuration pour les trois autres saisons, cela dit, au printemps, la valeur de la DCO reste supérieure á la norme(160mg/l) .

Demande biochimique en oxygène (DBO5)

Les valeurs de la demande biochimique en oxygène sont représentées dans le tableau (11 ). Au printemps et en été, les valeurs de la DBO5 sont supérieures à celles obtenues durant l’hiver et l’automne avec respectivement 805 mg/l et 250 mg/l (elles sont supérieures aux normes Algériennes qui sont de 40 mg/l) . En présence des plants de Phragmites australis, la DBO5 tend à diminuer d’environ 5 à 10%, en automne, après première épuration, et d’environ 35% après la deuxième épuration avec un abattement d’environ 95% au printemps pour atteindre 43 mg/l (proche de la norme algérienne) ; un troisième bassin d’épuration peut donner un meilleur rendement.

Table des matières

Liste des abréviations
Chapitre I: Introduction Générale
Généralité
1. Les milieux humides
2-La bio- remediation
-Phytoextraction ou phytoaccumulation
-Phytotransformation ou phytodegradation
-Rhizofiltration
-Phytovolatisation
3-Différentes méthodes de traitement des eaux usées
3-1-Les filtres horizontaux
3-2-Lesfiltres verticaux
3-3-Systèmes à hybrides
4-Les milieux humides artificiels
4-1-Rôles des plantes
4-2- Oxygénation de la rhizosphère
4-3-Ancrage des microorganismes
4-4- Enlèvement de la matière organique
4-5-Enlèvement des métaux
5- But du travail
1-Introduction
2 Matériel et méthodes
2-1Matériel biologique
2-2Prélèvement des eaux
2-3 Mise en place du dispositif
2-4 Présentation de la zone d’étude
2-5 Situation géologique et hydrologie d’Oued Meboudja
3-Méthode d’analyse des eaux
4- Dosage des métaux au niveau des plantes
-Minéralisation végétale
5-Résultats
5-1 Paramètres physicochimiques des eaux usées
5-1-1 Température
5-1-2 pH
5-1- 3 Conductivité électrique
5-1-4 Ammonium
5-1-5 Nitrates
5-1-6 Nitrites
5-1-7 Orthophosphates
5-1-8 Matières en suspension
5-1-9 Demande chimique en oxygène(DCO)
5-1-10 Demande biochimique en oxygène (DBO5)
5-2 Dosage des métaux au niveau des racines
5-2-1 Variation du taux de Fer au niveau des racines
Discussion
Conclusion
Chapitre III : Partie Biométrique et physiologique
1-Introduction
2- Matériel et méthodes
2-1 Nombre moyen des racines
2-2 Activité respiratoire
3-Résultats
3-1 nombre moyen des racines
3-2 Activité respiratoire
Discussion
Conclusion
Chapitre IV : Partie Biochimique et enzymatique
1. Introduction
2-Matériel et méthodes
2-1 Matériel biologique
2-2 Dosages biochimiques
2-2-1 Dosage des protéines totales
2-2-1 Dosage de la proline
2-2-3 Dosage de la chlorophylle a,b et (a+b) au niveau des feuilles
2-3 Dosage des biomarqueurs
*Préparation de l’extrait enzymatique
2-3-1 Dosage du glutathion GSH
2-3-3 Mesure de l’activité Catalase
2-3-4 Mesure de l’activité Ascorbate Peroxydase
3-Analyse statistique
4-Résultats
4-1 Paramètres biochimiques
4-1-1Variation de la teneur en protéines totales chez Phragmites australis
*Au niveau des racines
*Au niveau des feuilles
4-1-2 Variation de la teneur en proline chez Phragmites australis
*Au niveau des racines
*Au niveau des feuilles
4-1-3 Variation de la teneur en chlorophylle au niveau des feuilles de Phragmites australis
* Variation de la teneur en chlorophylle a
*Variation de la teneur en chlorophylle b
*Variation de la teneur en chlorophylle a+b
4-2 Paramètres enzymatiques
4-2-1 Variation du taux de GSH chez Phragmites australis
*Au niveau des racines
*Au niveau des feuilles
4-2-2 Variation de l’activité GST chez Phragmites australis
*Au niveau des racines
*Au niveau des feuilles
4-2-3 Variation de l’activité Catalase chez Phragmites australis
*Au niveau des feuilles
4-2-4 Variation de l’activité Ascorbate Peroxydase (APX) chez Phragmites australis
*Au niveau des racines
*Au niveau des feuilles
Discussion
Conclusion
Chapitre V : partie Microscopie Electronique à Balayage
1-Introduction
2-Matériel et méthodes
2-1 Principe de la Microscopie Electronique à Balayage(MEB)
3-Résultats
3-1 Observation microscopique(MEB)
3-2 Identification des dépôts par rayon X
Discussion
Conclusion
Conclusion générale
Références bibliographiques

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