2 papers cited. Citation in Algeria, Africa. 2 publications of Sergei Ostroumov (on water quality, water self-purification) were cited by a young scientist in Algeria. Results of research at Moscow University; https://5bio5.blogspot.com/2018/07/2-p.html

Citation in Algeria, Africa.
2 publications of Sergei Ostroumov (on water quality, water self-purification) were cited by a young scientist in Algeria in 2010. Results of research at Moscow University;
https://5bio5.blogspot.com/2018/07/2-p.html

These journal articles were cited:
96. Ostroumov S. A . (2002 ). Polyfunctional role of biodiversity in processes leading to water purification: current conceptualizations and concluding remarks . Hydrobiologia . 469: 203–204.

Source

https://www.researchgate.net/publication/200582742; 

97. Ostroumov S. A . (2008 ). Basics of the molecular-ecological mechanism of water quality formation and water self-purification. contemporary problems of ecology.  1 : 147–152.
https://www.researchgate.net/publication/316797266;
 [a corrected reference is: Contemporary Problems of Ecology 1(1):147-152.  Contemporary Problems of Ecology 1(1):147-152]. 


**
Who cited these articles. They were cited here:
The University Ferhat Abbas of Setif "Université Ferhat Abbas de Sétif (UFAS)" is a university located in Setif, Algeria.^[1] It was founded in 1978.

**

REPUBLIQUE ALGERIENNE DEMOCRATIQUE ET POPULAIRE

MINISTERE DE L’ENSEIGNEMENT SUPERIEUR ET DE LA RECHERCHE

SCIENTIFIQUE

UNIVERSITE FARHAT ABBAS –SETIFMEMOIRE

Présenté à la Faculté des Sciences

Département de Biologie

Pour l’obtention du Diplôme de

MAGISTER

EN BIOLOGIE VEGETALE

Option : Valorisation des ressources végétales

Par : GAAMOUNE Sofiane

THEME

LE ROLE DES BIOFILMS D'ALGUES DANS LES

TRAITEMENTS BIOLOGIQUES DES EAUX

Soutenu le : Devant le jury :

2010

Président :

Encadreur :

Examinateurs :

Pr. GUECHI Abd el Hadi

Pr. HARZALLAH Daoud

Dr. ZERROUG Mohamed Mihoub

Dr. DAHANMA Saliha

Prof

Prof

M.C

M.C

Université de Sétif

Université de Sétif

Université de Sétif

Université de Sétif
I
II

Remerciement

Loin d’être exhaustif nous estimant cette étude achevée en se bornant à une initiation de

recherche, personnellement je ne pourrai nier ni cacher l’empreinte de certaines personnes

qu’en m’avais laisser au fond de mon esprit scientifique que j’estime si j’ose le dire

capitale pour le restant de ma vie, et de tout cœur je tient alors leur exprimé ma

reconnaissance.

D’abord émerveillé par son esprit scientifique de haut niveau et de son caractère de

noblesse incomparable je tiens à remercier Monsieur Pr. Harzallah Daoud professeur à

l’université Farhet Abess que vraiment je ne trouve pas l’expression idéale de lui traduire ma

reconnaissance, je pourrai cordiellement lui exprimé mes profonds remerciements.

Je tiens à exprimé ma gratitude au Pr. GUECHI Abd elhadi professeur à l’université

Farhet Abess de m'avoir fait honneur de présider le jury de soutenance. Je remercie

vivement Dr. ZERROUG Mohamed Mihoub maitre de conférences à l’université Farhet

Abess et Dr. DAHANMA Saliha maitre de conférence à l’université Farhet Abess d'avoir

accepter de juger mon mémoire de magister.

Je remercié infiniment Monsieur DAIRI Walid étudiant doctorant en optique à

l’université Farhet Abess pour sont aide précieux dans la revue bibliographique.

Je remercie vivement Monsieur GAAMOUNE Bachir maitre de conférence à

l’université Farhet Abess pour son aides et ces conseilles. Et de tout mon cœur je remercie

Madame Wassila KAHEL ingénieur de laboratoire de chimie à l’université Farhet Abess
III

pour son aide dans le dosage des métaux lourds ainsi que Monsieur El HAMIDI Yazid

responsable de laboratoire de l’usine de fabrication des batteries de Sétif.

Ainsi que tout ceux qui m’ont aidé a la réussite de ce travaille.

IV

Résumé

L’eau représente la substance la plus recherchée pour l’épanouissement des civilisations, a

fortiori la pollution par les métaux lourds constitue le fléau de l’eau pure dans la nature. Cette

étude, prend les biofilms comme un outil de décontamination, (les biofilms qui sont des

associations de microorganisme enfouillés dans une matrice de substance secrétées par les

cellules eux même) qui réalisent par le phénomène de bioaccumulation une épuration quasi

intégrale des métaux lourds. En revanche l’utilisation de la microbiologie dans notre

expérimentation est seulement un outil pour aboutir a la sélection des formes unicellulaires

d’algues pour mettre en valeur les capacités de bioaccumulation de chaque espèce isolée , et

le choix de cyanobactéries nous a paru idéal pour ce but. Les cyanobactéries sont d’abords

isolées puis mises en culture ; l’introduction des supports en verres au sein des cultures

permet au microorganismes de s’organiser en biofilms utilisés plus tard dans des solutions

aqueuses de cadmium et de plomb à des concentrations extrêmement toxiques, et les

prélèvements hebdomadaires vont corroborés nos espérances : pour l’espèces de

Staurocladia carpetana seul nous avons eux un taux de 0.517mg / 100ml de plomb fixé en

trois semaines et 0.05mg/100ml de cadmium en une semaine seulement ,tandis que les

biofilms de mélange d’espèces des cyanobactéries ont exhibés une précarité bien trop maquée

due a leur jeunes âges. Ces résultats permet de valoriser l’espèce Staurocladia carpetana et

de donne un aperçu sur le développement et le comportement des biofilms d’algues vis avis

les xénobiotiques pouvant existés dans leurs environnement.
V

ملخص :

يمثل الماء الماد ة الأكثر أهمية في تطور الحضارات‚ لذا فان التلوث بالمعادن الثقيلة هو شبح يهدد الماء الصافي في

الطبيعة. هذه الدراسة تتناول الشريط الحي ( البيوفيلم) كوسيلة للتطهير (الشريط الحي هو عبارة عن تجمع

للإحياء الدقيقة داخل كتلة من المواد السكرية مفروزة من طرف نفس هده الخلايا ) تحقق عبر ظاهرة الترسيب

الحيوي تطهيرا كاملا للمعادن الثقيلة من الماء. و قد استعملنا علم الإحياء الدقيقة كوسيلة لاختيار الطحالب

أحادية الخلية لتثمين خصائص الترسيب الحيوي الخاصة بكل نوع و اختيار الطحالب الزرقاء الخضراء يعتبر

ناجعا لتحقيق الهدف المرجو. تعزل الطحالب الزرقاء الخضراء ثم تزرع في أوساط مائية خاصة لتدخل في

النهاية أجسام زجاجية تسمح بنمو الشريط الحي عليها لتوضع فيما بعد داخل محاليل مائية من الكادميوم و

الرصاص بتراكيز عالية ‚ثم تأخذ عينات كل أسبوع. النتائج هي:517.0 مغ/100مل خلال ثلاث أسابيع

من المحصل عليها بالنسبة الرصاص للنوع . carpetana Staurocladia

و 05.0 مغ/100مل من الكادميوم خلال أسبوع بينما الشريط الحي لمزيج الأنواع الطحالب الزرقاء

الخضراء اظهر حساسية مفرطة اتجاه هذه المواد السامة بسبب صغر سنها. و تعطي صورة واضحة عن كيفية

نمو و تطور carpetana Staurocladiaالنتائج المحصل عليها تسمح بتثمين النوع و أيضا كيفية تصرف

الشريط الحي اتجاه المواد السامة التي يمكن لها أن تتواجد في وسط معيشتها.
VI

Summary

The water represents the substance the most researched for the human civilisations. The

pollution by heavy metals constitutes one of the important problems of pure water in the

nature. This study, takes biofilms as a tool of decontamination, (the biofilms are associations

of microorganisms within a matrix of substances secreted by cells of biofilms) which realize

by the phenomenon of bioaccumulation or almost complete purge of heavy metals. The use of

microbiology in our experiment is only a tool of selection of the unicellular forms of

cyanobacteria to understand the capacity of bioaccumulation of each isolated species.

Cynaobacteria were first isolated and cultivated, after glass supports are introduced into the

culture medium to allow biofilms organization. These biofilms were used later in aqueous

solutions containing extremely toxic concentrations of cadmium and lead. Results are

confirmed by a weekly sampling. An accumulation rate of 0.517mg / 100ml of lead by

Staurocladia carpetana was obtained within tree weeks, whereas, 0.05mg/100ml of cadmium

accumulation was occurred only in one week time. These results valorize Staurocladia

carpetana and give a general outline on alga biofilms development and behavior towards all

xénobiotics present in their environment.
VII

LISTE DES ABBREVIATIONS

∆P Différence de pression

δn-1 Ecart type

Eus Emplacements d’une expérience

EPS Extra polymériques substances

ICM Intra cytoplasmique membrane

Ma Million d’année

PCB Biphényles polychlorés

PS1 Photosystème 1

PS2 Photosystème 2

SRB Sulfate-reducing bacteria

T Test de student

Moyenne
VIII

SOMMAIRE PAGE

Introduction ........................................................................................................................... 1

I Revue bibliographique .................................................................................................. 4

1. L’eau un liquide anormal . ........................................................................................... 4

1.1 La molécule de l’eau ..................................................................................................... 4

1.2 L’eau fraîche dans la nature ........................................................................................ 5

1.3 Les propriétés physiques .............................................................................................. 6

1.4 Les propriétés chimiques de l’eau ............................................................................... 8

2 Le cycle de l’eau .......................................................................................................... 9

3 La pollution de l’eau et les risques sanitaires ............................................................. 11

3.1 La pollution ................................................................................................................. 11

3.1. 1 La pollution de l’eau ............................................................................................... 11

3.1.2 Principaux polluants de l’eau ................................................................................ 14

3.2 La toxicité des polluants et les risques sanitaires liés ............................................. 16

3.2.1 La toxicologie environnementale..............................................................................16

3.2.2 La toxicité des métaux lourds ................................................................................. 17

3.2.3 La circulation des polluants dans la chaine alimentaire ....................................... 18

4. La biodiversité des microorganismes aquatiques .................................................... 20

4.1 Définition ....................................................................................................................20

4.2 La biodiversité terrestre et leurs menaces ................................................................ 21

4.3 La biodiversité aquatique ........................................................................................ 22

4.4 Les cyanobactéries ................................................................................................... 24

5 Les biofilms .............................................................................................................. 29

5.1 Définition ....................................................................................................................29

5.2 La formation des biofilms ........................................................................................ 30

5.3 La Structure des biofilms ......................................................................................... 32

5.4 Métabolisme et biomasse ......................................................................................... 33

5.5 Les différents modèles mathématiques des biofilms ............................................... 33

6 L’autoépuration ....................................................................................................... 35

6.1 Définition ....................................................................................................................35

6.2 Le processus général de l’autoépuration ................................................................. 35

6.3 Le processus biologique de l’autoépuration .......................................................... 36

II Matériels et Méthodes ............................................................................................... 39

1 Contexte de prélèvement ............................................................................................ 40

2 Site de prélèvements .................................................................................................. 40
IX

3 La récolte des échantillons .......................................................................................... 40

4 Préparation du milieu de culture ................................................................................. 41

5 Isolement des souches ................................................................................................. 41

6 Les conditions de culture ............................................................................................. 42

7 Identification ................................................................................................................ 42

8 Transfert en microcosmes : ....................................................................................... 42

9 Le choix de type de biofilms ....................................................................................... 42

10 Les conditions de formation des biofilms .................................................................... 44

11 La vérification de la présence des biofilms ....................................................................45

12 L’extraction des substances polymériques extracellulaires ..........................................45

13 Dosage des polysaccharides ......................................................................................... 45

14 Traitement des biofilms ............................................................................................... 46

15 Le dosage des métaux lourds:. .................................................................................... 47

III Resultats & discussion ................................................................................................ 48

1 L’isolement des cyanobactéries ................................................................................. 49

2 La coloration de Gram et l’observation sous le microscope ...................................... 50

Le genre staurocladia ............................................................................................. 50

Le genre Synechocystis ......................................................................................... 50

Le genre Synechococcus ........................................................................................ 51

3 Conservation des souches ............................................................................................ 51

4 Formation des biofilms ............................................................................................... 52

5 Traitement des biofilms par les métaux lourds : ........................................................ 55

5.1 Les biofilms de Staurocladia carpetana .................................................................... 55

Le traitement par le plomb ....................................................................................... 55

Le traitement par le cadmium .................................................................................. 58

La comparaison entre l’absorption du plomb et de cadmium chez staurocladia

carpetana………………………………………………………………………….……….62

Traitement par le cadmium et le plomb à la fois .................................................... 63

5.2 Les biofilms de mélange d’espèces ........................................................................... 65

Le traitement par le plomb ...................................................................................... 65

Le traitement par le cadmium .................................................................................. 66

Interprétation des résultats des biofilms du mélange d’espèces ............................. 67

6 L’explication de la précarité de nos biofilms ............................................................ 69

7 La comparaison des deux types de biofilms ...............................................................71

Le cas de l’absorption de plomb ........................................................................... 71

Le cas de cadmium ................................................................................................. 72
X

Conclusion .......................................................................................................................... 73

Références bibliographiques ............................................................................................... 74

L’annexe ............................................................................................................................. 86

Résumé ................................................................................................................................ 94
XI

Liste des figures

FIGURE PAGE

Figure. 1 : Géométrie de la molécule H2 O _____________________________________ 4

Figure 2 : Le cycle de l’eau _______________________________________________ 10

Figure 3 : Les principales sources naturelles et anthropiques des polluants de l’eau ____ 13

Figure 4 : Les différentes étapes de formation des biofilms , ______________________ 31

Figure 5 : Representation schématique de la procédure de mise en œuvre de

détachement de la biomasse ______________________________________ 31

Figure 6 : Structure de la couche limite de la phase eau / biofilm / substrat __________ 33

Figure 7 : La dégradation microbienne des substances xénobiotiques et de

polymères _____________________________________________________ 37

Figure 8 : Support en bois portant des lames en verres __________________________ 43

Figure 9 : Le protocole de dosage des polysaccharides________________________ 46

Figure 10: La courbe d’étalonnage : relation entre la densite optique ( A= 492 nm)

et la concentration de D- glucose _________________________________ 52

Figure 11: L’évolution des polysaccharides des biofilms de Staurocladia carpetana ____ 53

Figure 12 : L’évolution des polysaccharides des biofilms de melange d’espéces ______ 54

Figure 13 : L’absorption du plomb par Staurocladia carpetana ___________________ 56

Figure 14 : Versus Observé de l’ adsorptionde Pb sur des biofilms naturels du lac

Cayuga Lake, NY, USA. _________________________________________ 58

Figure 15 : L’absorption du cadmium par Staurocladia carpetana _________________ 59

Figure 16 : L’influence de cadmium sur les biofilms de staurocladia carpetana ______ 61

Figure 17 : La quantité absorbée des deux métaux par les biofilms de staurocladia

carpetana _____________________________________________________ 64

Figure 18 : L’absorption de plomb par les biofilms de mélange d’espèces. ___________ 66

Figure 19 : L’absorption de cadmium par les biofilms de mélange d’espèces _________ 66

Figure 20 : L’effet des deux métaux sur l’évolution des biofilms. __________________ 68

Figure 21 : Les concentrations des pigments accessories relatives au Chla (en mg

cm72) dans les biofilms des trios locations étudiés _____________________ 71
XII

Liste des Tableaux

TABLEAU PAGE

Tableau 1 : Les principaux reservoirs d’eau fraîche ______________________________ 5

Tableau 2: Principales constantes physiques de l’eau pure ________________________ 7

Tableau 3 : La biodiversité des protozoaires ___________________________________ 23

Tableau 4 : La biodiversité des algues _______________________________________ 23

Tableau 5 : La biodiversité des champignons des eaux douces ____________________ 24

Tableau 6 : Caractéristiques générales des cyanotoxines _________________________ 27
1

Introduction

L’eau, la forme principale de la fusion aérienne, constitue l’objet préoccupant de la

civilisation humaine contemporaine, celle-ci et par vétusté inéluctable pousse les hommes à

fonder la plateforme d’un enfer infini et sans précèdent de toute l’histoire de la planète Terre

conduisant de ce fait la vie tout entière à des graves répercussions pouvant entraîner

l’extinction d’un grand nombre d’espèces .

En revanche cette molécule avec des propriétés incroyables désormais par notre

volonté sa pureté innocente et légendaire est en voie de disparition à jamais, mettant par

conséquence toute la création sur terre en danger incontournable, toutefois les données

paléontologiques fondées sur des études faites sur les calottes polaires ont démontrées que la

pollution naturelle au cours des aires géologiques était bien trop marquée à des niveaux

différents, ce qui nous permet d’espérer le rétablissement des conditions initiales pour

soulager toute les composantes des écosystèmes de la seul planète vivantes du système

solaire.

Par ailleurs l’interaction de l’eau avec les différents aspects de la matière engendre des

nouveaux composants avec des nouvelles caractéristiques mettant l’accent sur la diversité

spécifique aux sein des écosystèmes, ainsi les biofilms sont le meilleur exemple de la

réaction du coté biologique de l’eau avec la phase solide, la phase gazeuse et les surfaces

molles offrant l’exemple naturel parfait de la vie sociale microscopique et constitue un

pouvoir biotechnologique de haut performance pratiquement non découvert jusqu’a présent.

De ce fait, un nouvel axe de recherche est inauguré récemment devant les scientifiques

donnant par conséquence l’opportunité aux humains de rectifier les erreurs commises au

cours de l’évolution de leur civilisation de caractère hautement égoïste : la décontamination

des milieux par l’arsenal biologique où cette étude s’intègre fidèlement en utilisant les

biofilms pour stopper le fléau des éléments en traces métalliques ou formellement appelés

métaux lourds par le mécanismes de bioabsorption.

Dans ce contexte nous avons essayé de travailler sur trois plans en parallèle :

La revue bibliographique dans laquelle nous avons pensé à titre indicatif et sommaire de

rapporter les différentes informations ayant un lien direct avec le sujet juste pour
2

permettre au lecteur de comprendre les phénomènes dans leurs origines et de rapprocher

ainsi l’image réel du hasard.

La partie matériels et méthodes traite avec précision les étapes suivies pour la réalisation de

cette expérience toute en restant limité à une initiation de recherche.

Enfin les résultats obtenus constituent la matière essentielle de la troisième partie, ils seront

analysés statistiquement et interprétés et comparer avec d’autre études pour tirer les

informations nécessaires et essayer de faire appréhender le phénomène toute en souhaitant

un jour la guérison de notre très cher planète bleu.
3
4

I-La revue bibliographique

1 - L’eau un liquide anormal

1.1 La molécule de l’eau

L’eau ou oxyde dihydrogène est définie comme étant un liquide incolore. Dans sa phase

gazeuse l’eau se compose des molécules libres H2O dont l’angle H-O–H est de 105°

(Martin et Hine, 2008) (figure 1). La structure d'eau liquide est encore controversée, le

collage d'hydrogène de type .H-O-H impose un degré élevé de structure (Daintith, 2008)

La molécule d’eau est constituée d’un édifice électronique stable, qualitativement semblable

au néon

Figure 1 : Géométrie de la molécule H2O

En effet, à cause de l’électronégativité marquée de l’oxygène, et de sa tendance à

accaparer les deux électrons d’hydrogène, il s’ensuit une déformation de la structure à

l’origine des caractéristiques géométriques essentielles de la molécule d’eau. (Boeglin,

2001).

D’après le biophysicien Waterson l’eau pure présenterai une structure hautement

dynamique (la liaison d’une molécule d’eau facilite la fixation de la molécule d’eau suivante

et ainsi de suite) elles créent des réseaux des molécules tridimensionnels constituent des

cubes de 1300 a 1400 molécule d’eau appelés cluster (Durend, 2001)
5

1.2 L’eau fraîche dans la nature

Oxyde dihydrogène (H2O), une substance qui existe abondamment en phase solide,

liquide et gazeuse sur la surface terrestre et dans l’atmosphère. (Storm, 2008).

La majorité de cette eau est salée, elle se trouve dans les océans et les mers (97,2 %). L'eau

douce est répartie entre les glaciers, les nappes souterraines, les lacs, les cours d'eau et

l'atmosphère, sous forme de vapeur (tableau 1). Bien que seulement 2% d’eau douce est

disponible pour la boisson et l’irrigation, et presque la moitié des humains manquent d'accès à

un approvisionnement suffisant d'eau potable (In Dictionary of Public Heath, 2007)

Tableau 1: Les principaux réservoirs d’eau fraîche (Shiklomanov ,1993)

VOLUME (1,000 KM3

) pourcentage d’eau fraîche total

Eau souterraine 10,530 30.1

L’eau du sol 16.5 0.05

Glaciers et banquises. 24,064 68.7

Les terres glacières 300 0.86

L’eau douce des lacs 91 0.26

Sols moites 11.5 0.03

Rivières 2.1 0.006

Biotes 1.1 0.003

Vapeur d’eau atmosphérique 12.9 0.04

Total* 35,029 100
6

1.3 Les propriétés physiques

Masse volumique

La masse volumique de la glace est plus faible que celle de l’eau. En effet, la densité

maximale de l’eau est obtenue pour une température de 3,984 C°.( Musy et Higy, 2004).

Cela explique le phénomène de la glace flottante sur l'eau, la contraction de l'eau au dessous

de la glace engendre un fait d'une énorme importance biologique pour tous les organismes

aquatiques. (Martin et Hine, 2008)

Viscosité

Elle diminue lorsque la température croît; par contre, elle augmente avec la teneur en

sels dissous.

Conductivité électrique de l’eau

L’eau est légèrement conductrice. La conductivité de l’eau pure à 20 C° est 4,2 × 10–6

S/m ce qui correspond à une résistivité très élevée de 23,8 MΩ · cm. (Boeglin, 2001)

Propriétés oxydoréductrices

L’eau constitue un système oxydoréducteur particulièrement important à considérer

puisque son domaine de stabilité sera limité par ses réactions d’oxydation et de réduction

(Nordmann. et Pinard Legry, 2000). Le pole positif représente un déficit en électron, c’est un

agent oxydant. Le pole négatif est caractérisé par un excès d’électron c’est un agent réducteur

qui pourra céder des électrons (Durend, 2001).

La couleur

L’eau se présente comme un liquide clair, incolore sous faible épaisseur, bleu verdâtre

sous forte épaisseur et inodore (Musy et .Higy, 2004).
7

Les autres valeurs constantes physiques de l’eau sont rassemblées dans le tableau 2.

Tableau 2 : Principales constantes physiques de l’eau pure (Boeglin, 2001)

Eau liquide

Température d’ébullition sous 760 mmHg

(101 325,02 Pa)

100 o

C

Capacité thermique massique à 15 o

C 4,186 8 J · g–1

Enthalpie de vaporisation à 100 o

C 2 252,5 J · g–1

Conductivité thermique à 20 o

C 5,98 mW · cm–1 · K–1

Résistivité à 20 o

C 23,8 MΩ · cm

Permittivité relative à 20 o

C 80

Indice de réfraction pour la raie D à 10 o

C 1,333 00

Masse volumique à 4 o

C 1 g · cm–3 (par définition)

Eau solide

Température de fusion 0 o

C (par définition)

Capacité thermique massique 2,093 4 J · g–1

Enthalpie de fusion sous 760 mmHg (101 325,02 Pa) 333,27 J · g–1

Tension de vapeur à 0 o

C 877,128 Pa

Permittivité relative 3,26

Indice de réfraction pour la raie D 1,309 07

Densité (par rapport à l’eau à 4 o

C) 0,916 49 ± 0,000 7

Eau vapeur

Conductivité thermique à 100 o

C 0,231 mW · cm–1 · K–1

Densité par rapport à l’air 0,623 37

Indice de réfraction pour la raie D à 100 o

C 1,002 59
8

1. 4 les propriétés chimiques de l’eau

L’auto-ionisation de l’eau

Regardons la molécule d’eau dans sa représentation la plus simple : elle est un

équilibre entre toutes les grandes fonctions chimiques de la nature : acide – base , oxydation -

réduction ( Durend , 2001 ) .L’eau liquide pure est très faiblement dissociée en H3O+

et OHpar

l'auto ionisation ; par conséquence tout les composés qui augmentent la concentration

des ions positives H3O+

sont acides et les composés augmentant la concentration des ions

négatifs OH-

sont basiques ( Martin et Hine, 2008) de ce fait l’eau porte en elle la fameuse

notion du pH (grandeur sans unité) par la relation :

Ou, ce qui est équivalent par la relation :

. (Boeglin, 2001)

La solvatation

L’eau est, par ses propriétés électriques et sa constitution moléculaire, particulièrement

apte à la mise en solution de nombreux corps gazeux, liquides polaires, et surtout solides.

(Société Degremont, 1989) (coll, 1992).

En effet à cause de sa structure angulaire, la molécule d'eau à un moment dipolaire

permanent, en outre l'hydrogène est fortement collé et possède une haute constante

diélectrique. Ces propriétés combinées rendent l'eau un solvant puissant pour les composés

polaires et ioniques. (Daintith, 2008)

La solvatation (l’action hydratante de l’eau) est le résultat d’une destruction complète ou

partielle des divers liens électrostatiques entre les atomes et les molécules du corps à

dissoudre, pour les remplacer par de nouveaux liens avec les molécules d’eau, et forger

ainsi de nouvelles structures : il se produit une véritable réaction chimique. (Boeglin, 2001).

L’eau s’organise autour des substances en trois couches :

- l’eau liée se fixe solidement sur le soluté
9

- l’eau structurée engendrée par la précédente s’organise en seconde couche : c’est

l’image énergétique du soluté

- l’eau libre a l’extérieur des deux couches précédentes (Durend. 2001)

2– Le cycle de l’eau :

On appelle la circulation naturelle d'eau sur la planète le cycle hydrologique. (Kenneth,

1992) (Figure 2). L'eau est évaporée par le soleil, incorporée aux nuages comme vapeur

d'eau, tombe sur la terre et sur les étendues d’eaux sous forme de pluie, à partir de la terre

elle retourne de nouveau aux ressources d'eaux dans le cycle hydrologique. (Sudhanshu,

2008). Tout d’abord, cette notion de cycle est une notion dynamique, elle implique un

mouvement et des échanges entre différents réservoirs, de plus son essence cyclique nous ne

permet pas de définir son commencement ni sa fin (Musy et Higy, 2004).

Six composants principaux du cycle hydrologique : les précipitations, l’infiltration,

l’évaporation, les eaux de surface, la transpiration et écoulement des eaux souterraines.

(Sudhanshu, 2008).

L'évaporation à la surface et la transpiration des végétaux ont un rôle majeur dans le cycle de

l'eau ; ces deux phénomènes sont pris en compte dans le seul terme d’évapotranspiration

(Hillel, 2004).

L'eau qui arrive à la surface d'un sol se trouve à la pression atmosphérique, cette eau tend

toujours à s'infiltrer sous l'effet de la gravitation dans le cas d'un sol saturé ou par effet du

gradient de potentiel matriciel pour un sol non saturé (Bear, 1972). L'eau pénètre dans le sol

et pousse l'eau déjà présente. Il se forme alors un front d'infiltration qui progresse au fil du

temps. Le flux infiltré est limité par la filtrabilité du milieu qui dépend de la conductivité

hydraulique du milieu et de son état hydrique. (Weill, 2004)

Lorsque les apports de l'eau en surface sont trop importants et dépassent la filtrabilité du

milieu, ce dernier se sature par le haut et l'eau en surplus est évacuée par ruissellement de

surface (Hillel, 2004).

En raison de l'hétérogénéité de notre atmosphère, de la surface terrestre et de flux de

l'énergie, la distribution d'eau douce dans le monde entier est hétérogène. En fait, une des
10

caractéristiques les plus importantes de l'eau douce est sa répartition inégale dans l'espace et

le temps (Gleick . 2001 ).

On estime que quelque 419 kilomètres cubes (km3) de l'eau sont évaporées à partir des

océans chaque année, et environ 69 km3 de la vapeur d'eau proviennent des continents. Les

précipitations sur les continents s'élève à environ 106 km3 et le ruissellement est environ 37

km3. Les océans reçoivent proportionnellement moins de précipitations (382 km3) qu'ils

fournissent à l’atmosphère par évaporation, et les continents donc reçoivent

proportionnellement plus qu'ils fournissent à l'atmosphère par évaporation. . (Sudhanshu,

2008)

Une grande partie de cette eau est seulement temporairement conservée ; on estime le temps

de résidence de l'eau dans l'atmosphère de plusieurs jours qui est estimée de seulement 0.04

% du total d'eau douce sur la terre, en ce qui concerne les fleuves et les ruisseaux le temps de

résidence est de plusieurs semaines, pour les lacs et les réservoirs il est de plusieurs années,

pour les nappes phréatiques des centaines aux milliers d'années, pour les océans des milliers

d'années et pour les calottes glaciaires il est estimé de dizaines de milliers d'années (Kenneth,

1992 ).

Figure 2 : Le cycle de l’eau (Pajoués , 2007)
11

3. La pollution de l’eau et les risques sanitaires

3.1. La pollution

La contamination et la pollution se rapportent toute les deux à la présence des produits

chimiques dans l'environnement. La contamination se réfère à la présence d'un ou plusieurs

produits chimiques à des concentrations plus hautes que la normale, mais non assez pour

causer des dégâts biologiques ou écologiques (Freedman, 2003).

Cependant le verbe Polluer est dérivé du latin polluere: de faute ou de corruption. De ce

fait le sens le plus commun est de faire quelque chose d’impropre ou nuisible pour les êtres

vivants, en particulier par l'ajout des déchets ou des eaux usées ( Cunningham, 2003 ).

Les polluants peuvent être également caractérisés par leur classes chimiques ou physiques,

par leur utilisations, par leur sources industrielles, par la forme ou ils sont susceptibles d'être

présents (dans l'air, l'eau, la nourriture ou d'autres médias), par les organes qu’ils attaquent

ou leur effets sur la santé , par les lois qui contrôlent leur utilisations et par leur formes de

présences causant problème a l’échelle local, régional ou mondial. Tous ces systèmes de

catégorisation sont valides mais aucun n'est sans défauts (Goldstein., 2002)

3.1.1 La pollution de l’eau

Définition

L'eau est la deuxième en importance après l’air pour la vie humaine sur Terre. Notre eau

est composée d'eau de surface telle que les rivières, les lacs, les mers et d’eau souterraine.

(Jeng , 2007).

La pollution de l'eau décrit généralement l'introduction ou la présence des substances

nocives ou inacceptables dans l'ampleur suffisante pour modifier les indices de qualité de

l'eau naturelle (Nsikak, 2008). La pollution de l'eau douce (par exemple par le biais de

l'eutrophisation, l'acidification, et la pollution des eaux souterraines) est celle qui diminue sa

pureté (Park, 2007).
12

Sources de pollution de l’eau

En général, les eaux souterraines sont moins vulnérables à la pollution que les eaux de

surface. (Fawell et. Nieuwenhuijsen, 2003)

Il existe des sources naturelles de contamination des eaux, tels que les ressorts des

poisons, les suintements de pétrole, l'érosion et la sédimentation (figure 3) ; mais la plupart

des discussions sur la pollution de l'eau se rapportent aux changements d’origine humain qui

affectent la qualité de l'eau ou son utilisation. (Cunningham, 2003)

La pollution de production peut être considérée sous la rubrique des quatre grands secteurs

d'activités humaines: l'industrie, l'énergie, le transport et l'agriculture.

Avec l'augmentation marquée de la population et l’industrialisation, un nouvel ensemble des

polluants est apparus. (Goldstein, 2002.)
13

Les sources et les voies naturelles: A. les retombées océaniques et les sels; B. le

lessivage des sols et l'érosion; C. la dissolution minérale par les eaux souterraines; D. les

processus biogéochimiques dans les écotones; E. les processus au sein des masses d'eaux; F.

l’évaporation.

Les sources anthropiques et leur voies: G. la pollution atmosphérique; H. la libération

directe des eaux des mines, I. la sortie des eaux usées urbaines; J. le rejet des déchets

industriels dans les eaux; K. les eaux de ruissellement provenant des terres agricoles; L. les

eaux de ruissellement provenant des zones urbaines; M. Les eaux de ruissellement provenant

des résidus des mines; N. le lessivage des sols contaminés aux eaux souterraines; O.la

lixiviation de résidus de mines des eaux souterraines, des décharges de polluants P. Les

fuites; Q. les libérations des déchets vers les eaux souterraines. R. les canalisations; S. Les

barrages

Figure 3 : Les principales sources naturelles et anthropiques des polluants de l’eau

( Meybeck, 2001)
14

3.1.2. Principaux polluants de l’eau

Les polluants biologiques

Les humains sont les plus importants pollueurs biologiques de la planète : les

contaminants fécaux sont parmi les polluants biologiques des sources d’eau potable ; par

conséquence l'homme et les animaux domestiques sont souvent contaminés par des microbes

pathogènes. (Trevors et Saier, 2007)

Les bactéries présentes dans la matière organique peuvent avoir des effets néfastes sur la

santé humaine et animale. (Buriks, 2000) telles que les streptocoques (Bridgman, 2001),

Cryptosporidium, Escherichia coli O157, etc. (In A Dictionary of Public Health, 2007).

En outre la pollution virale de la biosphère peut aussi avoir des effets dévastateurs et selon les

estimations, il y en a dix fois plus de virus sur la Terre que l’ensemble des cellules vivantes

(Trevors et Saier , 2007)

Les polluants chimiques

Les industries chimiques continuent à synthétiser des milliers des substances chaque

année. Plusieurs de ces produits sont spécifiquement conçus pour être toxiques et persistants

(Angel, 2007). Cependant, les contaminants les plus nuisibles à la santé sont les produits

chimiques d'origines naturelles qui se trouvent habituellement dans les eaux souterraines.

(Roberts et al., 2007) .

1 - Le groupe des matières inhibitrices englobant :

-L’arsenic provient des pesticides, des produits de conservation du bois et de l'exploitation

minière. (Roberts et al., 2007)

- Le fluore quant sa concentration dépasse les 10 mg / l

-Le sélénium: se trouvant surtout au voisinage des mines.

-L’uranium : se trouve dans les eaux souterraines, associé aux roches granitiques et aux

autres dépôts minéraux. (Fawell et Nieuwenhuijsen, 2003)
15

- Le fer et le manganèse: peuvent survenir à des concentrations élevées dans certaines eaux

de source en conditions anaérobies (In World Health Organization, 2003)

-Les métaux lourds, et les solvants, tels que le tri et tétrachloréthane, qui se trouvent parfois

dans les eaux souterraines et les hydrocarbures en particulier les huiles de pétrole (In World

Health Organization. Guidelines for Drinking-Water Quality, 2003) .

2- Un autre ensemble qui regroupe : l’azote organique et ammoniacal, le phosphore et les

composés organohalogénés.

3 – les sels minéraux

4 - Les hydrocarbures aromatiques a faible poids moléculaires... a des concentrations moins

de 30 µg/l. (Fawell et Nieuwenhuijsen, 2003)

5- Les produits utilisés dans le traitement des eaux potables destinés à éliminer les microorganismes,

augmenteront dans de nombreux cas les contaminants chimiques. Néanmoins,

le processus peut en lui-même conduire à la formation d'autres contaminants tels que les

trihalométhanes et les acides halo-acétiques provient de la réaction chimique des oxydants

naturels avec les matières organiques.

Le traitement des eaux, cependant, peut prendre de nombreuses formes et peut utiliser

différents produits chimiques y compris : le chlore, les chloramines, le dioxyde de chlore et

l'ozone. (Fawell et Nieuwenhuijsen , 2003)

6- Le PCB (biphényles polychlorés), autre fois largement utilisé comme lubrifiant et liquide

de refroidissement. (Angel, 2007)

Les polluants physiques

La pollution physique est due essentiellement aux substances en suspension (matières

solides) ; (Boyd, 1970). Bien que sa forme commune est la pollution thermale (Nsikak.

2008). Elle peut englober également plusieurs autres aspects : couleur, transparence, pH

dont on peut citer :

-Les matières en suspension désignent toutes les matières minérales ou organiques qui ne se

solubilisent pas dans l’eau et la troublent.
16

- Les déchets solides divers (objets d’origines variés) posent des problèmes d’esthétiques.

- Les matières colorantes modifiant la transparence du milieu.

- La pollution thermique due au rejet des eaux utilisées pour le refroidissement des

installations industrielles diverses.

-Les acides et les alcalins déchargés par l’industrie chimique et d’autres installations

industrielles (Koller, 2004).

-Les risques nucléaires résultent des accidents divers ou des rejets des centrales nucléaires,

ou dans le pire des cas, à partir d'une explosion nucléaire. Ces polluants sont notamment une

série d'éléments et des composés radioactifs y compris les éléments dérivés de l'uranium, le

plutonium, le césium, et l'iode (Bridgman, 2001).

3. 2. La toxicité des polluants et les risques sanitaires liés

Dans le contexte de l’évaluation des risques des polluants, le but ultime de

compréhension, de prédiction est la prévention des effets néfastes des polluants sur les

écosystèmes.

3.2.1 La toxicologie environnementale

La toxicologie environnementale est l'étude qualitative et quantitative des effets

indésirables ou des effets toxiques des contaminants et d'autres matériaux d'origine

anthropique sur les organismes vivants. (Baker, 2000).

La toxicologie implique l'exposition d'un organisme ou un système biologique à un facteur de

stress afin de déterminer toute réponse (par exemple, la toxicité) et / ou, dans le cas d'un

produit chimique, l’absorption de cette substance par les tissus biologiques (bioaccumulation).

La toxicologie est un vaste domaine de rodage de la biochimie, l’histologie, la pharmacologie,

la pathologique et de nombreuses autres disciplines. (In encyclopedia Britanica, 2009).
17

3.2.2. La toxicité des métaux lourds

Les métaux lourds sont des éléments chimiques qui ont un poids spécifique (une mesure

de la densité) au moins cinq fois celle de l'eau. Les métaux lourds les plus souvent impliqués

dans l'empoisonnement de l'homme sont : le plomb, le mercure, l'arsenic et le cadmium.

Certains métaux lourds, tels que le zinc, le cuivre, le chrome, le fer et le manganèse, sont

requis par le corps en petites quantités, mais ces mêmes éléments peuvent être toxiques en

grande quantité (Fallon, 2006).

L'exposition aux métaux lourds est potentiellement dangereux, en particulier les

composés métalliques qui n'ont aucun rôle physiologique dans le métabolisme cellulaire.

L'ingestion des métaux par l'eau ou des aliments peut modifier le métabolisme d'autres

éléments essentiels tels que Zn, Cu, Fe et Se (Abdulla et Chmielnicka, 1990).

Au cours des dernières décennies, les concentrations des métaux lourds ont augmentés

de manière significative, pour atteindre les niveaux les plus élevés (jusqu'à plusieurs

microgrammes par litre) dans les régions fortement peuplées, telles que le nord-ouest de la

mer Méditerranée (Danovaro, 2003). La plupart des métaux lourds peuvent créer des

complexes avec les particules organiques, de sorte que leur accumulation dans les organismes

benthiques est généralement associées à la teneur en matière organique (Dell’Anno et al.,

2003). La forme ionisée des métaux lourds est la forme toxique, il semble que les formes

conjuguées et liées des métaux lourds filtrées ne sont pas toxiques par eux-mêmes mais c’est

la forme divalente de ces métaux libérés apartir de ces complexes qui est responsable de la

toxicité cellulaire (Barbier et al . , 2005).

Généralement les métaux et leurs composés interfèrent avec les fonctions du système

nerveux central, le système hématopoïétique, le foie et les reins. Récemment, la plus grande

attention est donnée aux composés métalliques qui ont des effets toxiques à des faibles

niveaux d'expositions produisant ouvertement des signes et des symptômes cliniques et

pathologiques (Kalia et Flora, 2005).

18

Toxicité de plomb

Grâce à sa large utilisation, les humains sont exposés au plomb et ces dérivés

quotidiennement par l'ingestion des aliments, de l'eau potable et de l’inhalation (Florea et

Bu¨sselberg, 2006). Le plomb peut endommager les systèmes neurologiques (Centers for

Disease Control and Prevention 2005a) (le système aminergique dans le cortex cérébral, le

cervelet et l'hippocampe ; et peut contribuer à la déficience cognitive et comportementale

(Devi et al., 2005). Les déficits mnémoniques et de l’apprentissage pourraient être

clairement corrélés à la plombémie mesurée dans la population) (Needleman et Landrigan,

1981), hématologiques et rénaux (Centers for Disease Control and Prevention

2005a) (provoque une insuffisance rénale irréversible même au cours de l'intoxication aiguë)

(Barbier, et a l. , 2005)

L’intoxication par le plomb tétra éthyle pourra être aiguë ou subaiguë pour le système

nerveux central (Landrigan, 1994).

La toxicité de cadmium

Ses effets sont très toxiques, il est caractérisé par : une longue demi-vie biologique

(Approximativement 20 - 30 ans), un faible taux d'excrétion par l'organisme, et un stockage

prédominant dans le tissus mous (surtout le foie et les reins). Le cadmium a un large éventail

d'effets toxiques : la nephrotoxicité, le risque cancérogène, la tératogénicité, la toxicité

endocriniennes et la toxicité de l’appareille reproductif (Lazou et al. , 2002), il peut

également infecter le système immunitaire.

Les effets de ce métal sont corrélés a une anomalie des réponses humorales ou cellulaires,

bien que les données disponibles sont rares et dans une certaine mesure controversées (Koller

, 1998).

3.2.3. La circulation des polluants dans la chaine alimentaire

Les populations denses de micro biote et les petits animaux habitants la couche de

surface aquatique sont la base d'une chaîne alimentaire vaste. (Hardy, 1991). Les matières

toxiques peuvent s'accumuler dans les sédiments et affecter les organismes qui y vivent,

peuvent s'accumuler en suite dans les poissons qui s'en nourrissent ; donc remonter dans les
19

niveaux trophiques et causer des problèmes le long de la chaîne alimentaire (Nsikak, 2008).

L'accumulation des produits chimiques dans les tissus par les organismes détritivores peut en

principe endommager les processus des sols et la biodiversité locale indirectement si leurs

activités et leurs démographies sont compromises, et directement si les résidus sont transférés

par lombrics aux organismes occupants différents niveaux trophiques (Morgan et al. , 2001).

La bioaccumulation se produit quand une portion de métal est conservée par l'organisme.

Le terme bioaccumulation décrit un processus actif dans lequel la prise de métal est contrôlée

métaboliquement. Cependant, la biodisponibilité des métaux lourds, leur accumulation et leur

toxicité pour le biote aquatique dépendent essentiellement de nombreuses variables

environnementales (Pawlik-Skowro´nska et Pawlik-Skowro´nski, 2001; PawlikSkowro´nska,

2002).

Les métaux lourds peuvent s'accumuler dans les boues et lits des rivières et des lacs, pour être

rediffusés peut-être plusieurs années plus tard, par l’action d'une perturbation.

(Bridgman, 2001). Dans la mer et les eaux continentales, il existe également des associations

entre les algues et les micropolluants métalliques (quand les métaux ne sont pas directement

accumulés par les algues, ils sont souvent complexés par leurs métabolites extracellulaires)

(Garban, 1999)

Les principaux processus de contrôle des concentrations de la plupart des métaux

semblent être l'adsorption sur les particules d'origines biologiques (Wangersky, 1986). Les

ions métalliques sont adsorbés d'abord à la surface des cellules par l'interaction entre les ions

métalliques et les groupes fonctionnels des métaux tels que les carboxyles, les phosphates, les

hydroxyles , les amines, les soufres, les sulfures, les thiols... etc présents dans la paroi de la

cellule, puis ils pénètrent dans la membrane cellulaire et entrent a l’intérieur des cellules

(Wang et Chen, 2006) lorsque leur concentration extracellulaire est plus élevées que la

concentration intracellulaire.

En revanche , plusieurs mécanismes possibles ont été proposés pour souligner leur

transport (Van Ho et al., 2002; Zalups et Ahmad, 2003) en résumant les stratégies

d'accumulation dans lesquels les ions métalliques essentiels et non essentiels peuvent subir

différents processus (Wang et Chen, 2006) ( les ions métalliques sont compartimentés dans

différents organites subcellulaires).(Vijver et al., 2004)

Les interactions des métaux lourds dans les systèmes aquatiques sont compliquées en raison
20

des changements possibles dues aux nombreux éléments dissous et des particules plus les

conditions non stables.

En outre, diverses espèces de bactéries peuvent oxyder l’arséniate ou réduire l’arséniate

en arsénite, ou oxyder le fer ferreux en fer ferrique, ou de convertir l’ion mercurique en

mercure élémentaire ou l'inverse.

Divers systèmes enzymatiques dans les organismes vivants peuvent effectuer une

biomethylation d’un certain nombre des métaux lourds. Des facteurs environnementaux

comme le changement de la réactivité chimique et de la spéciation des métaux lourds, influent

non seulement sur la mobilisation, le transport et la biodisponibilité, mais aussi sur la toxicité

des ions des métaux lourds envers le biote d'eau douce et des écosystèmes marins.

Les facteurs influant sur la toxicité et la bioaccumulation des métaux lourds par les

organismes aquatiques comprennent:

1) Les caractéristiques chimiques de l'ion;

2) Les conditions des solutions qui affectent la forme chimique (spéciation) de l'ion;

3) La nature de la réaction, tels que la toxicité aiguë, la bioaccumulation et les divers types

d'effets chroniques, etc.

4) La nature et l'état des animaux aquatiques tels que l'âge ou le stade de vie, l’espèce ou le

niveau trophique dans la chaîne alimentaire. (D'Itri, 2003)

4 -La biodiversité des microorganismes aquatiques

La vie est diverse à tout les niveaux de complexité (moléculaire - cellulaire- organisme -

espèce - communauté) (Kinzelbach, 2005 ). Au début du XXIe siècle, la Terre était regorgé

d'innombrables espèces organisées dans de nombreux modèles. (Norton, 2005)

4.1 Définition

La biodiversité est la contraction entre diversité et biologique (Norton, 2005). La

diversité biologique, ou biodiversité, est un terme générique qui exprime la variété de la vie

sur Terre. (Holmes, 2003) y compris:

(1) la diversité génétique au sein des espèces,
21

(2) la richesse des espèces au sein des communautés,

(3) la richesse des communautés dans les paysages (Freedman , 2003).

4.2 La biodiversité terrestre et leurs menaces

Les estimations du nombre total des espèces varient de trois à dix millions (au maximum

30 millions), avec environ 1,5 millions décrites. Les espèces inconnues sont principalement de

petits invertébrés et de microorganismes. Les espèces contemporaines ont hérité leur diversité

des formes disparues (Holmes, 2003), environ 6% des espèces habitent les forêts boréales ou

les latitudes polaires, 59% dans les zones tempérées, et les 35% restants dans les tropiques.

(Freedman, 2003). Les estimations du nombre d'espèces que l'homme a mis au péril est de

quinze pour cent à vingt-cinq pour cent du total. (Holmes, 2003).

Lorsqu’ on pense de la crise de la biodiversité, nous pensons immédiatement à la

conservation des espèces menacées d'extinction, ainsi que le commandement et le contrôle

des mesures visant à réglementés leur commerce. (Dumont, 2005) . L’extinction représente

une manière irrévocable et très regrettable de perte de la biodiversité terrestre.

L'extinction peut être un processus naturel, causé par:

1) Les hasards et les événements catastrophiques;

2) Les interactions biologiques tels que la concurrence, les maladies et la prédation;

3) Les stresses chroniques;

4) Les perturbations fréquentes.

Cependant, avec l'essor récent de l'activité humaine comme une force dominante derrière les

modifications de l'environnement, engendre une augmentation spectaculaire du taux

d'extinction au niveau local, régional, voir mondial.( Freedman, 2003 ). Même dans les cas

où les espèces ne sont pas en danger, presque toutes les terres habitées sont pauvres de leur

faune et flore, du fait de développement, la perte d'habitat, la chasse, la collecte, le commerce

de la faune et la flore, la présence des polluants toxiques, l'introduction d'espèces exotiques et

d'autres perturbations produites par l'homme. (Holmes, 2003). Bien que les projections

varient, des estimations fiables confirment que 20 % des espèces terrestres disparaîtront

dans quelques décennies si les tendances actuelles persistent. Ces pertes sont à peu près

distribués de manière égale sur les grands groupes des plantes et d'animaux dans les pays
22

développés et en développements, et cela concerne spécialement les forêts tropicales (Ehrlich

et Ehrlich, 1981; Wilson, 1988).

4.3. La biodiversité aquatique

L'eau est la vie ; des millions des personnes, spécialement les enfants, meurent chaque

année à cause de la mauvaise qualité de l'eau (www.who.com). La qualité de l'eau dépende,

et peut être même déterminée par la diversité des organismes existants dedans.

La chute et le déclin des niveaux de la biodiversité en eau douce est une question de plus

d'intérêt académique, comme cela a été élucidé par Meester et Declerck (2005). Son

document analyse la façon dont les scientifiques peuvent répondre aux besoins de la société,

par la formulation des priorités en matière de recherche sur la biodiversité des écosystèmes

aquatiques (eau douce) (Koen et Hendrik, 2005) .

Les écosystèmes d'eau douce, qui occupe environ 0,8% de la surface terrestre renferment

d'au moins 100.000 espèces connues, environ 6% de 1,8 million d'espèces décrites. (Allan et

Castillo, 2007). En outre les scientifiques ont su pendant des années que la couche mince de

surface aquatique est abonde en vie. Les bactéries adhèrent au dessous du film de surface,

comme le faire quelques protozoaires unicellulaires qui s'attachent avec un appendice spécial.

Avec les protozoaires (tableau 3), une couverture dense de vies de micro-algues (tableau 4) à

la couche de surface est attirées par la lumière du soleil et la concentration des nutriments

trouvés là-bas. (Hardy, 1991).

Le plancton forme un ensemble d’organismes aquatiques qui se déplacent avec les

mouvements de l'eau (généralement sans organe locomotif). (In A Dictionary of Zoology ,

2009 ). Le phytoplancton ou le plancton végétal; composé de diatomées, dinoflagellés et

d'autres algues microscopiques (In The Oxford Dictionary of Biochemistry and Molecular

Biolog, 2008). Forment la base de la chaîne alimentaire aquatique.

Les zooplanctons (animaux), se nourrissent des diatomées, montrent parfois un pouvoir

locomotif. Ils comprennent les protozoaires, les petits crustacés, et au début de l'été les stades

larvaires de beaucoup d’organismes supérieurs. (In A Dictionary of Zoology , 2009)
23

Tableau 3 : la biodiversité des protozoaires (Finlay et Esteban, 1998)

Tableau 4 : la biodiversité des algues (Andersen, 2003)

Le règne L’embranchement

Archezoa -Archamoebae

Metamonada

Protozoa

Percolozoa

Parabasala

-Euglenozoa

-Opalozoa

-Choanozoa

-Dinozoa

-Ciliophora

-Rhizopoda

-Heliozoa

Chromista -Bicosoecae

-Dictyochae

Phaeophyta

-Haptomonada

-Cryptomonada

Division Groupe

Les algues procaryotes Cyanophyceae

Prochlorophyceae

Les algues eucaryotes Glaucophytes

Chlorarachniophytes.

Euglenophytes.

Algues rouges

Cryptophytes.

Red Tides

Dinoflagellates.

Chromophytes.

Algues verts.
24

Le tableau ci-dessous renferme les champignons et les taxons autrefois considérés

comme des champignons, à l’exception des levures, vivant en eau douce.

Tableau 5 la biodiversité des champignons des eaux douces (Shearer et al . , 2007)

Champignons d’eaux douces nombre d’espèces du groupe

taxonomique

Chytridiomycota 576

Ascomycètes meiosporique d’eau douce 450

Champignon ingoldian mitosporique 290

Champignon aeroaquatic mitosporique 90

Champignon Miscellanées mitosporique 405

Saprolegniales 138

Basidiomycetes d’eau douce 11

Nombre total des espéces 1969

La taxonomie des bactéries, comprend 11 grands groupes de procaryotes: les bactéries

pourpres (photosynthétiques ), Grams positifs; cyanobactéries; les bactéries vertes nonsulfureuses

; spirochètes; flavobacteries; les bactéries vertes sulfureuses ; Planctomyces;

Chalmydiales; Deinococci; et Thermatogales.( Allaby , 2006)

4.4. Les cyanobactéries

Les cyanobactéries ou anciennement appelées les algues bleu-vert est un groupe très

hétérogène d'organismes procaryotes photosynthétiques (In The Oxford Dictionary of

Biochemistry and Molecular Biology, 2008). Un embranchement dans le royaume des

eubactéries. (King et al. , 2007) elles ne possèdent pas des chloroplastes, contrairement au

vrais algues (In The Oxford Dictionary of Biochemistry and Molecular Biology, 2008) et

elles produisent de l'oxygène, une capacité qui les distingues des autres bactéries

photosynthétiques. (King et al . , 2007 ) .

Les cyanobactéries fossiles ont été trouvées dans les roches près de 3000 Ma où elles

sont fréquentes dans les roches sous forme des colonies stromatolithes âgées de 2300 Ma.

Elles sont soupçonnées d'avoir été les premiers organismes producteurs de l'oxygène, et
25

d'avoir été responsables sur la régénération de l'oxygène dans l'atmosphère. (In A Dictionary

of Ecolog, 2006).

Cytologie

Toutes les cyanobactéries possèdent une enveloppe Gram négative de façon permanente

contenant des lamellaires ICM ou thylacoïdes (Pinevich, 2008). A l’instar des végétaux

supérieurs, les cyanobactéries ont deux photosystèmes PS1 et PS2, mais ne contiennent que

la chlorophylle a (pas de la chlorophylle b comme chez les plantes). Les pigments

antennaires sont constitués de chlorophylle et de phycobiline, qu’on ne retrouve que dans des

groupes très limités d’eucaryotes (algues rouge) (Pelmont, 2005). La taille des cellules est de

0,5 µm (du genre Prochlorococcus) à plus de 100 µm (genre Oscillatoria), se reproduisent par

division binaire équivalente, division binaire non-équivalente et multiple.

Les cyanobactéries unicellulaires sont sphériques, ellipsoïdales, en forme de bagues

(rarement incurvées), ou fusiformes, solitaires ou regroupées et stabilisées par une capsule ou

une gaine. Les cyanobactéries filamenteuses ou trichomes ont des cellules intercalaires

cylindriques, aplaties, ou en forme de lobe avec un terminal de cellules rondes ou de fin

coniques (rarement, courbé).

Les trichomes sont droits ou en spirale, uni-serial ou multi-serial, entourés ou non par

une gaine, avec des fausses ou des vraies ramifications. Sous certaines conditions de stress

les cyanobactéries forment des miniatures trichomes (hormogonia) et des kystes à des

caractéristiques résistantes aux dommages physico-chimiques (akinetes), et des diazocytes

dont le rôle est d’assimiler le N2 (heterocysts). (Pinevich, 2008)

La grande majorité des cyanobactéries sont motiles par des mouvements de glissement

(Häder, 1987). La migration verticale passive est réalisée grâce aux vésicules de gaz

(flottantes) et des inclusions poly-glucosides (Pinevich, 2008).

Métabolisme

Les cyanobactéries sont très réactives pour répondre instantanément aux conditions

changeantes. (Stal, 2007). Dans les conditions qui empêchent la photosynthèse oxygénique

de nombreuses espèces peuvent passer à un mode de photosynthèse anoxygénique en utilisant
26

les sulfures comme donneurs d'électrons (Cohen et al., 1986; Pichel et Castenholz, 1990). Il

existe également des preuves qui affirment que le fer ferreux peut être utilisé comme donneur

d'électrons dans la photosynthèse des cyanobactéries anoxygéniques.

Sous certaines conditions anaérobies les cyanobactéries sont capables de vivre avec un

métabolisme fermentaire.

Plusieurs espèces ont prouvées leur capacité de croissance hétérotrophie sur un certain

nombre de composés organiques. (Stal, 2007).

Les cyanobactéries d’eau douce sont susceptibles de produire une grande variété de

toxines (Carmichael, 1992 ; Sivonen et Jones, 1999) (tableau 6) :

Des peptides cycliques hépatotoxiques de type microcystines;

Des alcaloïdes neurotoxiques mimant l’effet de l’acétylcholine comme les anatoxines ;

Des alcaloïdes neurotoxiques de type anatoxine-a(s) agissant comme une

anticholinesterase ;

Des alcaloïdes neurotoxiques de type saxitoxines qui bloquent les canaux sodiques des

cellules nerveuses ;

Des alcaloïdes cytotoxiques, comme les cylindrospermopsines, inhibiteurs de la

synthèse protéique et ayant pour cible le foie, les reins, la rate, le thymus et le cœur ;

Des alcaloïdes dermatotoxiques, comme les aplysiatoxines et les lyngbyatoxines, qui

entraînent également des inflammations orales et gastro-intestinales ;

Des lypopolysaccharides, toxines irritantes de type dermatotoxiques ;

D’autres composés non identifiés avec des effets toxiques et létaux sur les poissons.

(Le Bun et Couté, 2006)
27

Tableau 6 : Caractéristiques générales des cyanotoxines (Sivonen et Jones., 1999)

Groupe des toxines Principaux organes cibles

chez les mammifères

Genre de cyanobactérie

Les peptides Cycliques

Microcystines Foie Microcystis, Anabaena, Planktothrix

(Oscillatoria), Nostoc,Hapalosiphon,

Anabaenopsis

Nodularine Foie Nodularia

Alcaloïdes

Anatoxine-a Synapse Nerveuse Anabaena, Planktothrix

(Oscillatoria),Aphanizomenon

Anatoxine-a(S) Synapse Nerveuse Anabaena

Aplysiatoxines La peau Lyngbya, Schizothrix, Planktothrix

(Oscillatoria)

Cylindrospermopsines foie Cylindrospermopsis,Aphanizomenon,

Umezakia

Lyngbyatoxine-a La peau, tractus gastrointestinal

Lyngbya

Saxitoxines Anabaena, Axes Nerveux Aphanizomenon, Lyngbya,

Cylindrospermopsis

Lipopolysaccharides

(LPS)

Irritant potentiel affecte

n’importe quel tissu

Toutes
28

Habitat

Les cyanobactéries sont souvent les premières plantes à coloniser les espaces vierges des

roches et des sols. Parmis leurs modes d’adaptation les pigments gaines qui absorbent les

rayons ultraviolets augmentant par concequent leur aptitude à coloniser les environnements

terrestres.

Les habitats préférés des cyanobactéries sont les endroits limniques et les milieux marins. Ils

s'épanouissent dans les eaux salées, saumâtres ou douces, dans les eaux froides, dans les

sources chaudes, et dans les environnements où les autres micro-algues ne peuvent exister.

La plupart des formes marines poussent le long des rives sous forme de végétation benthique

dans la zone située entre la marée haute et basse. Les cyanobactéries ont une impressionnante

capacité à coloniser des substrats stériles comme les cendres volcaniques, les déserts de sables

et des rochers. (Mur, 1999)

Taxonomie

Au début des années 1980, R. Stanier soutenue, dans le champ d'application, le concept

des procaryotes et la nature bactérienne des algues bleu-vert renommées les cyanobactéries

(grec, kianeos, c'est à dire bleu foncé). (Pinevich, 2008).

La taxonomie des cyanobactéries est confuse. La plupart des genres et des espèces (définis

quand ils étaient considérés comme des algues) sont maintenant connus pour être basés sur

des caractéristiques peu fiables (par exemple, des caractéristiques qui dépendent peut être des

conditions de croissance), ont été abandonnées ou redéfinies en fonction de critères

bactériologiques.

Cinq «sections» des cyanobactéries ont été reconnues :

La section I : comprend les cyanobactéries unicellulaires qui se reproduisent par

fission binaire uniquement.

La section II : comprend les espèces unicellulaires dont les cellules sont incluses à

l’intérieur d’un organisme extérieur sous forme de couche fibreuse, la reproduction se
29

fait par la fission multiple

La section III : comprend les organismes dont la forme est non ramifiée, seul

(unisériée) constituée de chaînes de cellules végétatives uniquement (pas des akinetes

ou heterocystes).

La section IV : comprend les organismes de forme non ramifiée, dont les chaînes de

cellules peuvent inclure des akinetes et heterocystes.

La section V: comprend les plus complexes des cyanobactéries, elles sont

filamenteuses la division cellulaire se produit dans plus d'un plan, d'où les filaments

sont en partie multi-sériés. (Allaby, 2006).

5. Les biofilms

5.1 Définition

Une large majorité des microorganismes vivent et se développent en formant des

agrégats tels que les biofilms et les flocs (que l’on peut aussi appeler « biofilms

planctoniques») (Comte, 2005).

Les biofilms sont généralement un assemblage complexe des microorganismes intégrés

dans une matrice composée principalement de l'eau et des substances polymériques

extracellulaires(EPS) (Sutherland, 2001). Les EPS permettent aux microorganismes

d’adhérer à différents supports pour former des communautés synergétiques stables (microconsortia)

(Mages et al. , 2003 ) . Leur lien commun est une matrice des polysaccharides,

d'ADN et des protéines, qui forment des substances polymériques extracellulaires (Harrison et

al . , 2005).

Les biofilms communément couvrent les surfaces submergées dans les systèmes des

eaux , possèdent la capacité de modifier le transport et l'accumulation des substances telles

que les éléments nutritifs et les particules en suspension dans l'eau. (Barranguet et al, 2004)
30

Les biofilms sont complexes, des systèmes hétérogènes, comprenant des bactéries, des

champignons et / ou des algues, qui collent au moyen des excréments muqueux à la limite

d’une couche immergée dans l'eau. (Mages et al. , 2003 )

5.2. La formation des biofilms

Les cellules planctoniques approchent de la surface et s’attaches d’où un comportement

rotationnel a été observé jusqu'à une demi-heure sur la surface puis la rotation ralentit et

cesse peu à peu, entraînant un attachement longitudinal irréversible. (Rice et al. , 2000).

Après l’attachement, les cellules bactériennes se réunissent pour former des microcolonies.

(Stanley et Lazazzera, 2004), par la suite une division cellulaire se produit donnant

naissance a deux cellules filles. (Rice et al. , 2000) .

Des microcolonies, qui sont des communautés de cellules bactériennes de trois à cinq

couches de profondeur, se développent suite à l'adhésion des cellules bactériennes sur une

surface. Les polysaccharides jouent un role dans l’adhésion bactérienne, cela suggère que le

matériel extracellulaire est le responsable sur la fixation des bactéries à la surface.

De ce fait serait un polymère sensible périodique, sans doute d’un nature polysaccharide.

(Figure 4)

Après les premières étapes d’attachements et de formation des microcolonies, la structure

d’un biofilm mûr peut se former (Stanley et Lazazzera., 2004).

La désorption des cellules adsorbées réversibles, croit en cellules adsorbées irréversibles.

(Rice et al. , 2000),

Le détachement détermine l'état d'équilibre d’accumulation du biofilm, le temps de

rétention des solides du système, les paramètres influant sur la composition et l’activité des

biofilms.
31

Figure 4 : les différentes étapes de formation des biofilms (Li-Ming et. Li-He , 2005).

Le détachement de la biomasse des biofilms peut être causé par différents mécanismes (la

figure 5), nous citons : l'érosion, l'abrasion, les prédateurs de pâturage et l'intervention

humaine

Figure 5: Représentation schématique de la procédure de mise en œuvre de détachement de

la biomasse (Li-Ming et. Li-He , 2005).
32

La formation des biofilms est largement tributaire à l'intégration des processus

physiques, chimiques et biologiques ; d'abord, certaines cellules sont transportées en

suspension de liquide à un transporteur de surface par des mouvements physiques.

Deuxièmement, les premières forces attractives, qui sont des forces physiques et des forces

chimiques, retiennent les cellules sur le support de surface et promeuvent la stabilité des

contacts multicellulaires.

Troisièmement, la force microbienne ne concerne que les cellules attachées mûres.

Enfin, le biofilm sera finalement déterminé par la force de cisaillement hydrodynamique pour

donner des communautés structurées.

Dans les meilleures circonstances, les biofilms peuvent grandir dans un délai de 4 jours,

en outre le plus grand taux de dilution et de biomasse attachée font croître les biofilms plus

rapidement. Tandis que le détachement influence grandement la formation de biofilm et sa

stabilité (Li-Ming et. Li-He , 2005).

5.3. La Structure des biofilms

Les biofilms mûrs sont de fascinantes constructions ; ils peuvent former des couches,

des amas et des crêtes, ou encore plus complexe des microcolonies. (Harrison., 2005) (Figure

6). Les résidents d’un biofilm peuvent être de la même espèce ou d'un groupe diversifié de

microorganismes répartis dans différents quartiers. (Harrison et al ., 2005)

Les espèces différentes exhibent généralement des propriétés de croissance et de survie

différentes résultant de l'hétérogénéité multidimensionnelle. Cette hétérogénéité est

certainement une conséquence des facteurs externes et internes. (Alpkvist et Klapperb, , 2007)
33

Figue 6: Structure de la couche limite de la phase eau / biofilm / substrat (Mages et al., 2003)

5.4. Métabolisme et biomasse

Tous les organismes vivants laissent leurs traces dans l'environnement sous forme de

substances produites par leurs métabolismes. Dans les cas où ces substances sont

caractéristiques et détectables, elles sont utilisées pour surveiller la survenue des organismes

correspondants. Bien que cette procédure ne soit pas inhérente à la discrimination entre les

biofilms et la biomasse suspendue, la présence de cette dernière est exclue ou négligée dans

certaines conditions ; elle est le résultat uniquement de l'activité des biofilms. Les produits

métaboliques en question peut être liquides ou gazeux (Janknecht et Melo, 2003). La

biomasse dans un biofilm naturel se compose de plusieurs éléments: les cellules bactériennes

actives (plusieurs espèces), les cellules mortes ou inactives et EPS. Ces composants ont des

propriétés différentes, y compris leurs propriétés d’interaction avec les composants diffusives

du milieu (substrats et des produits déchets).

En règle générale, la biomasse inactive (les EPS, et les cellules mortes) forme un montant

considérable de la masse d’un biofilm. Le principe actif de la biomasse est censé d’être

composé des bactéries hétérotrophes et des autotrophes. (Alpkvist et Klapperb, 2007).

5.5. Les différents modèles mathématiques des biofilms

Depuis le milieu les années 1990, des nouveaux modèles mathématiques ont été

développés pour fournir des représentations mécanistes des facteurs contrôlant la formation
34

des complexes tridimensionnels consernant la morphologie des biofilms. (Alpkvist et al,

2006)

Le modèle mathématique proposé, tient compte de la suspension des microorganismes et de

certains facteurs qui influencent la formation de biofilm et sa stabilisation (la dilution, le

détachement qui influent sur la concentration organiques et la concentration de l’inoculum

initial). Ces derniers et par des analyses théoriques et numériques constitue l’objet d’une

discussion bien detaillée. (Li-Ming et. Li-He , 2005).

Les fonctionnalités incluses dans cette nouvelle génération de modèles mathématiques sont en

général motivées par les observations des biofilms faites avec de puissants nouveaux outils

expérimentaux tels que la microscopie confocale à balayage laser, l'imagerie par résonance

magnétique, ou les microcapteurs. Jusqu'à présent, les modèles 2-D et 3-D des biofilms

peuvent être divisés en deux grandes catégories selon la voie choisie pour la biomasse de

représentation:

(i) les unités discrètes ou de particules :

Pour ce modele il est plus facile d'organiser la construction conceptuelle sur la base de

plusieurs critères:

(1) La division de l'espace dans les différents domaines de calcul;

(2) La nature et le comportement des éléments pertinents;

(3) Les processus pris en compte pour chaque classe de composante

(ii) un continuum corps :

Dans ce modèle, la matrice contenant les EPS de biofilm est traitée comme un continuum

domaine, qui intègre les cellules microbiennes discrètes.

Cela signifie que les microorganismes sont également en mesure d'utiliser la matière

organique et les polymères .

Parmi les modèles largement connus, nous mentionnons Topiwala et Hamer (1971), Baltzis et

Fredrickson (1983), Bakke et al. (1984). le travail de R. Freter et de son groupe (moins

connu), (Freter (1983), (1984), et Freter et al. (1983), (1986)) qui a élaboré un modèle

mathématique pour comprendre les phénomènes de résistance à la colonisation de l'intestin

des mammifères (stabilité de la microflore résidente à la colonisation) (Don et al. , 2003)
35

6. L’autoépuration

6.1. Définition

La purification naturelle est définie comme étant la somme de tous les processus

physiques, chimiques et biologiques réduisant la charge et la concentration des polluants dans

une masse d'eau, (Kummert et Stumm., 1989). Son pouvoir est donc un paramètre principal

pour la description de la fonctionnalité de l'écosystème.

En revanche la capacité d'un écosystème pour répondre à la pollution extérieure, aux

matériaux extérieurs tout en préservant les structures écologiques est nommée stabilité.

(Heidenwag et al. , 2001)

6.2. Le processus général de l’autoépuration

L’autoépuration de l'eau dans les écosystèmes marins et limniques est fondée sur un

certain nombre de processus interconnectés entre eux:

(1) Physiques et physico-chimiques, y compris:

- La solution et la dilution des polluants;

-L'exportation des polluants dans les zones adjacentes;

-L'exportation des polluants dans les eaux à proximités ;

-La sorption des polluants sur les particules en suspension et la sédimentation de ces derniers.

-La sorption des polluants sur les sédiments;

-L’évaporation des polluants;

(2) Les processus chimiques, y compris:

- L'hydrolyse des polluants;

-Les transformations photochimiques;

-Les transformations redox catalytiques;

-Les transformations incluant les radicaux libres;

-La complexation des polluants par les matières organiques dissoutes, qui peut conduire à la

diminution de leur toxicité,
36

-L'oxydation chimique des polluants par l’oxygène (Ostroumov, 2002)

6.3. Le processus biologique de l’autoépuration

Nous prenons en considération les microorganismes, le phytoplancton, les plantes

supérieures, les invertébrés et les poissons. Tous ces groupes sont impliqués dans

d'autoépuration des écosystèmes aquatiques. Chacun d'eux intervient dans un processus ou

plus, et ils sont tous aussi importants pour le bon fonctionnement du mécanisme de

l’autoépuration. (Ostroumov , 2008 )

L'assimilation des substances organiques dissoutes et les éléments nutritifs présents dans

l'eau par les bactéries, les plantes et les animaux, ainsi que les processus de dilution et celui de

mélange sont assignés à l’autoépuration. (Heidenwag et al. , 2001)

Le potentiel biologique d'épuration est basé sur les cycles des éléments naturels qui sont

fortement déclenchés par les activités du métabolisme microbien. Ces processus microbiens

sont une part importante du recyclage des composés chimiques dans l'environnement et sont

aussi la première étape dans le milieu aquatique et d'autres chaînes alimentaires. Ainsi, le

potentiel biologique de l'épuration peut être simplifié en une hydrolyse ou d’autres réactions

de clivage enzymatique des substances chimiques, déclenché par des processus microbiens

(Lorch., 1994).

Néanmoins, les bactéries contribuent de manière significative à la biomasse aquatique et leur

production secondaire est comparable à la production primaire de phytoplancton (Chrost,

1991).

Cela signifie que les microorganismes sont aussi capables d’utiliser les matières

polymériques organiques et de les transformer et de les minéraliser.

La dégradation des polymères et des composés xénobiotiques est ainsi catalysée par des

enzymes extracellulaires qui sont excrétés par les cellules microbiennes dans l'environnement

aquatique. Toutefois, les xénobiotiques et leurs métabolites, peuvent aussi inhiber l'activité

microbienne (Figure 7.). Les enzymes extracellulaires sont activés une fois à l'extérieur de la
37

cellule, ils peuvent catalyser les substrats de clivages lorsqu’ils sont immobilisés au niveau

des substances polymériques extracellulaires (EPS) des biofilms (Wingender , 1999).

Figure 7: La dégradation microbienne des substances xénobiotiques et de polymères. (Obst,

2003)

Les principales unités fonctionnelles et structurelles de ce mécanisme qui soutient la

qualité de l'eau et dont l'ensemble couvre une grande partie du mécanisme hydro –

biologique général de système de purification aquatique sont :

Les filtres

Ces systèmes fonctionnels de filtration son reconnus par :

- Le filtrage des organismes aquatiques et la ceinture de la banque de macrophytes qui piège

une partie des biogènes et des polluants fournies à l'écosystème par les terrains voisins.

-Le benthos qui piège et consomme une partie des biogènes et des polluants migrants à

l’interface eau / sédiments, ainsi que les microorganismes attachés aux particules en

suspensions migratoires dans l’eau.
38

Les pompes

Ces systèmes fonctionnels peuvent réaliser une performance du transport des polluants par :

-La sédimentation et l'adsorption (à partir d’une colonne d'eau vers les sédiments),

-L'évaporation d'une partie des polluants (de l'eau dans l'atmosphère),

-Les processus migratoires liés à l'émergence des imagos d’insectes a partir des larves

flottantes qui sert de nourriture pour les oiseaux consommant la biomasse aquatique des

zones nichant en terre, ainsi que les zones adjacentes à l'eau ou aux cours d'eau (à partir de

l'eau pour les zones terrestres adjacentes)

Mills

Comprend les mécanismes suivants:

- Les processus enzymatiques,

-Les processus photochimiques sensibilisés avec des substances d'origines biologiques,

-Le processus des radicaux libres biologiques impliquant les ligands. (Ostroumov., 2008)
39
40

I- Matériel et méthodes

1. Contexte de prélèvement

Considérant l’objectif de cette étude, il a paru que le choix des sites ainsi que la méthode

de prélèvement visent directement l’obtention des souches naturelles d’un picoplancton

capable de s’organiser en biofilm en produisant abondamment les EPS (substances

polymériques extracellulaires).

Le choix est fixé sur les cyanobactéries ou anciennement appelées cyanophycées en raison

de leur abondances qu’on qualifiés généralement comme des espèces cosmopolites, et de leur

facilité de culture au laboratoire.

La recherche des formes unicellulaires libres: Synechococcus elongatus (cette espèce a été

étudiée par plusieurs chercheurs et déterminée avec précision) est recommandée.

2. Sites de prélèvements

Le premier prélèvement a été effectué à l’intérieur du campus (Université Ferhat Abbas)

à partir d’une source naturelle prés du département de Technologie.

Le deuxième site est une autre source naturelle prés de la ville d’Ain Abassa (située au nordest

de la ville de Sétif, Algérie) dont ces coordonnées selon le réseau de Lambert sont :

3 grades 23 minute 55 seconde

40grade 33minute 39seconde

3. La récolte des échantillons

Les prélèvements sont effectués lors de deux sorties citées précédemment :

La première en date de 29 janvier 2009 à 9 :30 minutes

La deuxième en 13 février 2009 à 16 :30 minutes

La récolte a été faite a partir des eaux de surface en utilisant des flacons en verre

(stérilisés préalablement à 121 C° pendant une 20 minute).
41

Ces flacons sont obturés par la suite hermétiquement jusqu’à leurs apports au laboratoire

où ils ont été bouchés dans des conditions stériles par des cocons confectionnés à partir

du coton et des gazes (permettant les échanges gazeux) pour maintenir la biodiversité initiale.

4. Préparation du milieu de culture

La préparation d’un milieu simple spécifique pour les cyanobactéries : le BG11 (Annexe,

tableau 1) , contient du CO2 comme source de carbone (souvent sous forme de carbonate

de soude ) , du nitrate ou de l’ammoniac comme source d’azote ,du sulfate , du phosphate et

une série des minéraux (Prescott. et al . , 2003 ) .

Le milieu solide est préparé par l’addition de l’agar pur a mesure de 1% après

l’ajustement du pH vers 7,1 a 25°C (l’ajustement se fait par NaOH et HCl 1 molaire)

(Atlas, 2005 ; Rippka et al .,1979) , en outre nous avons procédé à la préparation du citrate de

fer ammoniacal au laboratoire.

Les espèces de Synechococcus sont isolées en utilisant le milieu Blue-Green Agar dont le

pH est toujours 7,1 à 25°C. (Annexe, tableau 2)

5. Isolement des souches

Cette étape est de telle importance que de sa qualité dépend la représentativité des

résultats ; de ce fait, toutes les étapes ont été réalisées dans des conditions purement stériles.

D’abord nous avons effectué une filtration de l’eau, en utilisant un papier filtre pour

éliminer les macroéléments présent en suspension (les protozoaires, les algues pluricellulaires,

les macrocolonies des microorganismes quelconque et les particules du sol).

Le filtrat est récupéré et filtrer de nouveau par des membrane de filtration porosité : 0,8µm,

choisie selon la taille moyenne minimale du genre Synechococcus), les membranes sont

directement déposé sur un milieu gélosé de BG11 (les produits et leur producteur sont

mentionnées dans l'annexe , tableau 3)
42

6. Les conditions de culture

Les cultures sont incubées à une température comprise entre 22 a 25 C° sous une

lampe de flux lumineux compris entre 800 et 1000 lumens (Bourgois et Cogniel , 2002) en

fonction d’ une photopériode de 12/12 heure pendent 6 semaines pour le premier

prélèvement et 4 semaines pour le deuxième, durant laquelle nous avons réalisé plusieurs

repiquages sur le même milieu BG11 (ces condition son choisies pour optimiser la

multiplication cellulaire).

En mi-Mars les colonies des cyanobactéries obtenues sont transférées dans le milieu

liquide où elles sont maintenues dans les mêmes conditions expérimentales jusqu’au 05 Avril

2009 date de confection de microcosme recherché.

7. Identification

En se basant sur les propretés de Gram des parois des cyanobactéries, nous avons fait

une coloration de Gram suivi par l’observation au microscope optique en utilisant

l’agrandissement 40 puis 100; les échantillons sont fixés sans coloration.

La détermination des espèces est fondée sur les travaux de Bourrelly (1985).

8. Transfert en microcosmes

Un microcosme est un dispositif permettant de cultiver et d’étudier les biofilms d’algues

dans des conditions relativement naturelles. (Behra, 2006) ; un modèle miniature (exemple :

test de laboratoire) représentatif d’un objet plus grand (exemple : un environnement naturelle)

(Charl, 2007) qui peut être dérivé directement de la nature ou préparé a partir des cultures

axéniques jusqu'à ce que les conditions requises des organismes et de l’environnement sont

achevées (In Dicionary of Ecology, 2006) dans notre cas on a préféré qu’ils soient clos pour

éviter tout risque de contamination.

9. Le choix de type de biofilms

En condition naturelle, les biofilms monospécifiques sont relativement rares, et la

plupart des biofilms sont composés d’une mixture des microorganismes (Wimpenny et al. ,

2000) .
43

La raison pour laquelle nous avons choisi ces types de biofilms est purement empirique.

L’expérience a été entreprise avec Synechocystis aquatilis et Staurocladia carpitana (les

seules espèces déterminées avec précision).

Le système est mis en suite à une agitation faible (30 a 40 tours par minute, en moyenne six

heures par jour) suivant la photopériode pour permettre aux cyanobactéries de profiter

vivement de la richesse du milieu ; placer dans l’environnement de laboratoire en utilisant

des jarres transparentes complètement fermées durant trois semaines (période estimée de

latence pour avoir les premiers résultats de la reproduction des cyanobactéries)

L’introduction des lames en verres (support choisi pour le développement des biofilms)

(figure 8) dans les microcosmes décrits précédemment se fait après le bon développement des

cyanobactéries

Figure 8 : Support en bois portant des lames en verre choisi pour le développement des

biofilms.

Le suivi du pH au cours de l’expérience pour favoriser un milieu adéquat de reproduction

rapide des cyanobactéries nécessite l’intervention continuelle du milieu extérieur,

malheureusement sa valeur a chutée de façon remarquable durant l’expérience ; ce qui
44

nous a apparus une période de latence afin d’obtenir les premiers résultats de la

multiplication des cyanobactéries.

L’ajout immédiat de NaOH un molaire (1M) et en mêlant le milieu de culture

(enrichissement du milieu de culture par des apports nutritifs et augmentation du pH à la

fois) a engendré la contraction cellulaire ( la concentration extracellulaire du milieu est

devenue bien trop élevée pour qu’un microorganisme puisse la supporter) , suivie par un

changement de couleur de la solution de l’espèce Staurocladia carpitana en bleu verdâtre

et l’apparition d'amas au fond de la jarre pour l’espèce Synechocystis aquatilis.

L’expérience a été sauvée par la filtration en utilisant des membranes de filtration

axéniques de porosité 0.45 µm pour l’espèce Staurocladia carpitana en s’attachant a l’idée

de la capacité de régénération des cyanobactéries et sur le polymorphisme de cette espèce

(voir le genre Staurocladia).

Les membranes sont mises en milieu de culture BG11 liquide et agitées moyennement ,

le trouble est récupéré dans un aquarium contenant le milieu précédent en introduisant le

support portant les lames en verre ( voir transfert en microcosmes ) directement dans le

systéme en 05 / 05 / 2009 ( le dispositif est hermétiquement fermé par crainte de

contamination ) avec un petit changement au cours de l’expérience .( formation des biofilms

plurispécifiques en mélangeant toute les espèces isolées) (Synechocystis sp, Staurocladia

carpitana, Synechocystis aquatilis, Synechocystis sp)

10. Les conditions de formation des biofilms

Une jarre suffisamment éclairée sans agitation a produit abondamment de biomasse

pour les biofilms (cette jarre a été écartée en raison de l’erreur commise précédemment) à un

tel point que cette biomasse est bien perceptible à l’œil nue par conséquent l’agitation

retarde le bon développement de nos biofilms.

Les microcosmes sont laissés désormais sous agitation jusqu’au bon développement des

cyanobactéries pendant environ une semaine, puis laisser le dispositif expérimental sans

agitation deux a trois semaines. Les microcosmes sont mis en condition semi-statiques (le

milieu de culture est renouvelé au bout d’un certain temps) .
45

11. La vérification de la présence des biofilms

Afin de mettre en évidence la formation et le développement des biofilms, les

prélèvements ainsi que les extractions des EPS et les dosages des polysaccharides sont

effectués hebdomadairement.

Le choix de dosage des polysaccharides est basé sur le concept que tout les biofilms

ont une concentration supérieure à 90% du poids sec total des EPS. (Aguilera et al . , 2007),

L’observation simultanée des supports sous le microscope en utilisant l’agrandissement 40

offre plus de clairvoyance au processus expérimental.

12. L’extraction des substances polymériques extracellulaires

L’extraction des EPS spécifiques pour les cyanobactéries a été appliqué que se soit pour

la vérification de la présence des biofilms ou après le traitement par les xénobiotiques : les

lames sont d’abord immergées dans une solution de NaCl 10% , puis incubées au bain

marie a 40C° pendant 15 minutes, passer ensuite au vortex pendant quelques secondes

(Arundhati et Paul , 2008) et éradiquées finalement par une spatule en polyéthylène et

rincées à l’eau distillée .

13. Dosage des polysaccharides

La méthode colorimétrique utilisée ici est celle établie par Dubois (Massé, 2004) (figure 9),

les concentrations des polysaccharides sont établies à partir d’une gamme d’étalonnage en

utilisant le D –glucose à des concentrations de 10µg/ml, 25µg/ml ,50µg/ml, 100µg/ml

successivement (ces concentrations sont le résultat d’une dilution des solutions mères réglées

en fonction des densités optiques obtenues).

46

1 mL de Phénol à 5% m/V

+ 1 mL d’échantillon

Homogénéisation au vortex

+5mL d’H2SO4 concentré

Bain marie à 100°C pendant 5 min

Repos 30 min à l’obscurité

Lecture à 492nm contre un blanc réactif (tampon phosphate)

Figure 9 : Le protocole de dosage des polysaccharides (Massé, 2004)

14. Traitement des biofilms

Les biofilms sont placés dans un milieu riche en substances xénobiotiques à partir de la

sixième semaine de leur date de mise en microcosme pour l’espèce Staurocladia carpitana et

la cinquième semaine pour le mélange d’espèces ; le choix des deux métaux lourds : le plomb

et le cadmium, est fait en raison de leur large utilisation dans l’industrie (l’industrie chimique

dans la région de Sétif).
47

L’utilisation des nitrates de plomb et des nitrates de cadmium vise l’obtention de la forme

ionique divalente (la forme la plus toxique).

Les concentrations sont prises a partir de IS 10 ,500 :1991 consernant les eaux

potables (50 µg/l pour le plomb et 10 µg/l pour le cadmium . (Sharad et al . , 2007),

multipliés cent fois aléatoirement (notre objectif est de prouver la capacité d’absorption chez

les biofilms d’algues).

Enfin les prélèvements sont effectués chaque semaine (le témoin est le biofilm sans

traitement par les métaux).

15. Le dosage des métaux lourds :

Le dosage des métaux lourds est réalisé par spectromètre d’absorption atomique au

niveau de laboratoire de l’unité des industries chimiques ENPEC
48
49

III. Résultats et Discussion

1. L’isolement des cyanobactéries

La première étape de la présente expérience a permis de distinguer quatre types de

colonies de cyanobactéries correspondant à trois genres différents :

1- Le premier type est isolé directement du milieu Blue-Green Agar, repiqué a plusieurs

reprises donnant les mêmes colonies de couleur jaune verdâtre ayant des tailles

minuscules bossues de trois à quatre millimètres de hauteur , de croissance rampante

et possédant des confins bien déterminés, ces colonies peuvent avoir des tailles

impressionnantes jusqu’a la couverture de toute la surface de la boite pétrie, et en

conditions hydriques suffisantes, apparaissent des couleurs claires donnant l’aspect de

matière collante qui peut être due a la présence abondante des EPS caractéristique du

genre

2- Des colonies isolées également du milieu Blue-Green Agar de couleur blanche

foncée ayant des petites tailles bombées, de croissance superficielle et sous formes

variées couvrant toute la surface de la boite pétrie (donnant le reflet vers au milieu de

culture)

3- Des colonies blanches claires larges ayant l’aspect de colle, de croissance un peu

rapide relativement aux colonies précédentes, de faibles hauteurs et des confins non

limités. Ces colonies peuvent être isolées soit du milieu Blue-Green Agar ou de BG11

4- Le quatrième type est isolé aussi des deux milieux, en l’observant, nous avons eu

l’idée d’un mélange entre deux espèces mais le repiquage permet de conclure que les

colonies apparaissent au début sous formes non limitées de couleur blanchâtre ,

finissent par couvrir toute la surface de la boite avec l’appariation des colonies de

tailles minuscules d’environ un millimètre de diamètre et de 0.5 millimètre de
50

hauteurs éparses sur toute la surface de la colonie mère sous formes des granules

presque transparentes

2. La coloration de Gram et l’observation sous le microscope

En se basant sur le plan expérimental, notre objectif qui vise l’obtention des formes

unicellulaires libres semble atteint, par conséquent le contentement de trois genres nous a

paru suffisant.

La coloration de Gram a donné une couleur rose caractéristique des parois Gram négatifs des

cyanobactéries.

L’observation sous microscope avec l’agrandissement 100 (fixés sans coloration)a permis la

discrimination des genres suivant :

Le genre Staurocladia

Le premier type de colonies est très difficilement déterminé à cause du caractère

polymorphe des cellules (elles peuvent avoir des formes différentes au fur à mesure de leurs

stades de développement), apparaissent parfois cocciformes, bacilles, amorphes et enfin

sous forme de croix. C’est l’espèce Staurocladia carpitana selon Bourrelly 1985.

Cette espèce est décrite comme formant des thalles microscopiques de quatre filaments

unisériés disposés en croix et partant d’une cellule centrale à contour carré.

La membrane est bien individualisée et le cytoplasme est de couleur bleu ; cette même

couleur a été observée après le bon développement de cette espèce en microcosme et aussi

après l’erreur technique commise (voir matériel et méthode).

Le genre Synechocystis

La consultation de la clef d’identification de Bourrelly 1985, montre que les deux

types de cellules observées (prises du deuxième et du troisième type de colonies cités

précédemment) sont le plus probablement attribuées au genre Synechocystis. Les cellules
51

sphériques sont solitaires libres et dépourvues de gaines gélatineuses. Les rares espèces de

grande taille jusqu'à 20µm possèdent parfois une membrane gélatineuse peu marquée. La

multiplication se fait par simple division.

Le premier type de cellules détecté est sphérique de taille minuscule et de couleur

violette correspondant au Synechocystis aquatilis.

Le deuxième type de cellules est également sphérique mais de taille un peu plus

grande, de couleur verte dont l’espèce est toujours confuse Synechocystis sp.

Le genre Synechococcus

Le dernier type de colonies représente des cellules coccobacilles de petite taille

voisine à celle de Synechocystis aquatilis de couleur verte claire attribuée au Synechococcus

et dont l’espèce est toujours non identifiée mettant sp.

D’après le même auteur, ce genre regroupe des cellules solitaires, libres, allongées,

cylindriques ou ellipsoïdales et surtout de très petite taille variant entre 0.6-0.8×1,2-1,5µm.

L’obtention des formes unicellulaires traduit fidèlement la technique de double filtration

utilisée, cette dernière a réussi à éliminer toutes les cyanobactéries de grandes tailles c'est-àdire

les genres qui s’organisent le plus souvent dans des colonies en condition naturelle soit

filament ou autres. Effectivement cette technique a été préconisée pour permettre d’atteindre

l’objectif tracé.

3. Conservation des souches

Formellement admis, la méthode de conservation des souches sur milieux gélosés est

moins appliquée pour les cyanobactéries qui vivent dans leur origine en écosystèmes

aquatiques; en revanche les souches mises dans des tubes utilisés pour le repiquage et laisser

dans les conditions de laboratoire ont persisté beaucoup plus longtemps que celles mises sur

des milieux gélosés dans des conditions de froid et d’obscurité.
52

Cette technique a donné des résultats même après six mois de conservation, cependant des

changements des pigments ont été remarqués, de ce fait , les souches sont désormais

conservées dans des conditions de froid et d’obscurité en milieux liquides.

4. Formation des biofilms

La courbe d’étalonnage montre qu’il y a 94.4% de la variation de la densité optique

correspondant à une variation de la quantité des polysaccharides (les 6.6 % restant sont

peut être liées à des conditions extérieures). (Figure10)

Figure 10 : La courbe d’étalonnage : relation entre la densite optique ( A= 492 nm) et la

concentration de D- glucose

L’évolution des biofilms de Staurocladia carpitana suit une cinétique de croissance

lente (figure 11)
53

Figure 11: L’évolution des polysaccharides des biofilms de Staurocladia carpitana

Nous constatons que la première et la deuxième colonne correspondent aux premières étapes

d’attachements et de formation des microcolonies des cyanobactéries qui peut durer jusqu'à

trois semaines, ceci est expliqué d’abord par la multiplication naturellement lente de ce type

des bactéries et peut être par la force d’agitation pratiquée au début de la mise en microcosme,

sachant que les forces hydrodynamiques du milieu déterminent grandement la formation des

biofilms.

Après les premières étapes d’attachements et de formation des microcolonies, la structure

d’un biofilm mûr peut se former (Stanley et Lazazzera, 2004).

L’intervalle de deux semaines a été bien suffisant pour tripler la quantité des

polysaccharides qui traduit fidèlement la formation ou la stabilisation des amas, des

biofilms et leurs fonctions pour la production des microorganismes. (Gehrke et al ., 1998) .

Ce qui est clairement remarquable dans la troisième colonne c’est le passage d’une étape à

une autre et la cessation de l’agitation semble avoir un effet positif sur l’évolution de nos

biofilms de Staurocladia carpitana, quant à la maturité de ce type de biofilms en cinq

semaines nous dirons que cela est pratiquement relatif aux caractéristiques inhérents à

l’espèce . La résistance des biofilms devant les contraintes des milieux prouve l’hypothèse

de la maturité.
54

De la même manière nous avons pu calculer la quantité des polysaccharides produite

dans les biofilms du mélange d’espèces. Les résultats montrent une croissance plus

rapide (figure 12)

Figure 12: L’évolution des polysaccharides des biofilms de mélange d’espèces

Ces résultats sont parfaitement logiques en se référant aux étapes de formation des

biofilms et spécialement ceux des cyanobactéries à l’exception de ce cas ; la quantité des

polysaccharides durant la première semaine été bien importante par rapport au biofilms de

Staurocladia carpitana (en se référant a la croissance des cyanobactéries naturellement

lente),ceci peut être interpréter par la diversité des espèces présentes dans le milieu et leur

capacité d’attachement au support mis à leur disposition à des degrés différents a des

vitesses différentes engendrées par des phénomènes encore plus complexes.

La troisième colonne montre que la quantité des polysaccharides a doublé en une semaine ce

qui traduit la croissance exponentielle des microcolonies des cyanobactéries au sein des

biofilms plurispécifiques.

55

5. Traitement des biofilms par les métaux lourds

Les résultats obtenus sont complètement inattendus vu leur importance, classés ci

dessous selon les types des biofilms.

Seulement il est primordial de signaler que les témoins pour les deux types des biofilms

étaient :

Témoin de biofilm Staurocladia carpitana = 0.286 mg/100ml de plomb

Témoin de biofilm de mélange d’espèces = 0.210 mg/100ml de plomb

Les témoins sont remis a zéro ceci est expliqué par la contamination détectée préalablement

due soit aux conditions de manipulation soit la persistance des métaux lourds dans la

verrerie à l’état de trace.

5.1 Les biofilms de Staurocladia carpitana

Le traitement par le plomb

Les résultats des prélèvements concernant les biofilms traités par le plomb indique une

moyenne de =0.317 mg/100ml et un écart type de σn-1 =0.173 mg/100ml.(figure 13)
56

Figure 13 : l’absorption de plomb par les biofilms de Staurocladia carpitana

L’absorption moyenne du plomb par un biofilm de Staurocladia carpetana est de 0.317

mg/100ml par semaine, cette valeur peut augmenter régulièrement durant la période de

prélèvement en moyenne de 0.173mg/100ml. 

Après une semaine de traitement par le plomb nos biofilms ont effectivement absorbé une

quantité de 0.205 mg/100ml estimée importante vu les caractéristiques des cyanobactéries,

cette valeur augmente à 0.230 mg/100ml dans la deuxième semaine pour atteindre les 0.517

mg/100ml durant la troisième semaine. Ces résultats montrent une cinétique d’absorption

rapide.

Pelmont (2005) explique le phénomène de contrôle du plomb chez les bactéries par

l’intervention de plusieurs protéines : son entrée a l’intérieur de la cellule est assurée par la

protéine PbrT qui joue le rôle de nettoyeuse de l’espace périplasmique, pour l’expédier à une

autre protéine PbrD, cette dernière l’envoi a une troisième PbrA qui est une ATPase de type P

insérée dans la membrane fonctionnant avec la collaboration de deux lipoprotéines PbrB et

PbrC finissant par l’exporté hors de la cellule.

Cependant dans le cas des biofilms, le phénomène est encore plus complexe ; les cellules

sont enfouillées dans une matrice des EPS, ces derniers d’après leurs compositions

spécifiques , jouent plusieurs fonctions cellulaires incluant : l’accumulation des nutriments,

une barrière de diffusion pour les toxines et les métaux lourds , la motilité cellulaire,
57

l’attachement aux surfaces et la protection contre la dessiccation, qui sont importants dans

les habitats naturelles des biofilms des cyanobactéries ( Klock, et al . , 2007).

De plus les EPS ont attiré l’attention par leur potentiel biotechnologique d’élimination des

métaux lourds des eaux contaminées. (Aguilera et al . , 2008).

Les EPS des cyanobactéries possèdent en général un caractère anionique essentiellement

dû à la haute contenance des acides uroniques ainsi qu’à la quantité importante de sucres

naturels tels que le glucose, le mannose, l’arabinose et la xylose.

En outre dans certains cas nous pouvons trouver des liaisons esters, des groupes acétyles,

des peptides et des sucres désoxydés comme le rhamnose et le fucose (Klock et al ., 2007) ;

de ce fait la bioaccumulation des métaux reflète le mode passif et actif (Campbell et al. ,

2002). Nous pouvons ainsi supposer la conjugaison de ces deux modes de bioaccumulation .

En revanche la plupart des études en rapports avec le sujet, décrivent une phase initial rapide

de bioabsorption (Wang et Dei , 2001 ; Hudson , 2005), suivie par une absorption

métallique active et lente (Ettajani et al. , 1999).

Cependant la plupart des études relatives aux capacités de bioaccumulation des biofilms

énoncent une cinétique d’absorption de bref terme ce qui est conforme avec nos résultats car

nous estimons que notre prélèvement se coïncide avec cette période

Une linéarisation des données de l’adsorption du Pb pour chaque absorbant présent dans

les biofilms est étudié aussi par Wilson et al. , (2001) afin de quantifier les relations entre

l’absorption de Pb et le pH.

La figure 14 confirme nos résultats et montre la cinétique croissante d’absorption de plomb

pour tout les biofilms

58

figure 14 : Versus Observé de l’ adsorptionde Pb sur des biofilms naturels du lac Cayuga

Lake, NY, USA. ( Wilson et al. , 2001).

Le traitement par le cadmium

En ce qui concerne l’absorption du cadmium nous remarquons que la moyenne

accumulée pour un biofilm de Staurocladia carpetana est de 0.049 par semaine

et pouvant augmenter ou diminuer régulièrement par une moyenne de .

Cependant la bioabsorption de cadmium semblent être saturée durant toute la période de

prélèvement et cela est décelable dès la deuxième semaine en effet la quantité de cadmium

absorbée a chuté de 0.050 mg/100ml à 0.049 dans la deuxième semaine pour

revenir de nouveau dans la troisième semaine à la valeur initiale ( voir Figure15 ).
59

Figure15: l’absorption de cadmium par les biofilms de Staurocladia carpitana

Pelmont ( 2005 ) dans son ouvrage qui s’est basé sur une multitude de travaux dans cet

axe de recherche trouve que la bioabsorption de cadmium et celle des autre ions doit être

assurer par des transporteurs mis a la disposition des ions de manganèse où la majorité des

bactéries à paroi Gram positif en dispose un type similaire dont le cadmium en profite

fortuitement, par contre son refoulement à l’extérieur de la cellule est ainsi effectué par une

enzyme ATPase de type P .Ce mécanisme de régulation est complètement rejeté du fait que

les cyanobactéries sont des Gram négatifs.

En revanche ce même auteur indique un autre mécanisme : le potentiel membranaire est

bâti sous forme d’une force protonmotrice ∆p et par couplage avec les oxydations cellulaires,

favorise le retour des protons vers l’intérieur et entraine l’expulsion des ions métalliques, ces

derniers franchissent un pH basique provoquant leur précipitation sous forme de sels

métalliques.

En outre les minéraux formés à l’intérieur des biofilms sont généralement référés comme

des biominéraux (les ions de sulfates, phosphates, carbonates, sulfites ou silicates). .

(Douglas et Beveridge, 1998). Cela est consolidé par les travaux de Sibler et Dittrich, 2006

sur la précipitation de calcite à la surface des cyanobactéries qui montrent que les substances

polymériques extracellulaires présentes à la surface des cyanobactéries servent effectivement
60

de noyaux de cristallisation pour la précipitation de la calcite et peuvent favoriser la

précipitation d’autres métaux, notamment les métaux lourds toxiques.

Ainsi la bioprécipitation des métaux est due aux sulfures produits microbiologiquement

(SRB) qui sont des voies effectives pour l’enlèvement et la concentration de tout un groupe

de métaux incluant : Zn, Cu, Pb, Ni et Cd des eaux usées.

Les métaux précipitent sous forme de sulfures hautement insolubles (piégeage, nucléation et

cristallisation des sulfures insoluble), exemple : ZnS, CdS, CuS et FeS (Hullebusch. et

al. , 2004).

L’augmentation simultanée des protéines et polysaccharides contenus dans les SRB des

biofilms indique l’arrivée des sulfures précipités (CdS) qui sont piégés par les EPS. Cette

accumulation de CdS est localisée à la couche superficielle des biofilms.

Par conséquent, le mécanisme de fixation permet de dire que les CdS sont piégés et / ou

précipités à la surface de biofilm (White et Gadd , 1998; White et al., 2003)

D’autre part les microorganismes catalysent l’oxydation de Fe(II) dans et prés des milieux

naturels aqueux acides pour produire l’hydroxyde de fer (Fe(III)) (Brown et al. 1999). Les

oxydes de fer présentent dans les biofilms peuvent adsorber le zinc, le plomb et cadmium

à l’intérieur des biofilms (Baldi et al., 2001)

Si nous nous limitons à ces explications et en considérant les caractéristiques des

biofilms des cyanobactéries, nous déduisons que la bioabsorption du cadmium par les

biofilms de Staurocladia carpetana est due peut être au potentiel membranaire. De ce fait

le cadmium s’accumule dans la matrice des EPS par l’une des voies citées.

La stagnation de l’absorption du cadmium au sein de nos biofilms peut être due à la

saturation de la matrice des EPS et/ou au ralentissement de la croissance de ce type de

biofilms. Pour affirmer ou rejeter cette hypothèse nous avons effectué un dosage des

polysaccharides afin de déterminer l’effet de ce métal sur ce type de biofilms.

Nous remarquons une diminution importante de la quantité des polysaccharides après

quatre semaines de traitement par le cadmium (la disparition 100µg /ml en trois semaines)

(figure 16). La cause de cette diminution fera l’objet d’une autre étude.
61

Figure 16 : L’influence de cadmium sur les biofilms de Staurocladia carpitana

Le cadmium a provoqué le rétrécissement des biofilms de Staurocladia carpetana,

ce qui est compatible avec les résultats obtenus par Bahra, 2006 sur l’effet des métaux

lourds sur les biofilms d’algues.

En effet l’attachement des ions Cd++ à la matrice des biofilms a des effets toxiques sur les

cellules qui vivent à l’intérieur provoquant leurs disparitions après trois semaines de

résistance et en ce moment, le processus de détachement détermine le destin des métaux

accumulés.

Morin et al. , 2007 ont entrepris une étude des microcosmes pour déterminer les effets

du cadmium dissout à différentes concentrations sur l’accumulation des biofilms et les

assemblages des diatomées.

Chaque unité expérimentale nommée (EUx) représente un contrôle de traitement différent :

(EU1) : basse contamination

(EU2) : 10 µgCd . L–1, en accordant avec les concentrations trouvées dans la rivière polluée

Riou-Mort,
62

(EU3): haute contamination; 100 µgCd . L–1,

La concentration du cadmium dans les biofilms diffère d’abord entre Eus (EU1, EU2,

EU3), puis temporairement à l’intérieur des EUs.

Généralement, une augmentation de la quantité de métal absorbée des EPS reflète la durée

d’exposition et les concentrations dissoutes de métal dans les milieux de culture de chaque

unité expérimentale. Les biofilms EU3 enregistrent les plus hautes concentrations parmi

tous les échantillons prélevés de EU2 et EU1.

La régression logarithmique (de la quantité de Cd ++ par unité de poids sec et par unité

de temps) montre une augmentation d’accumulation de cadmium par unité de poids sec

durant les quatre premières semaines de l’expérimentation, puis une stabilisation vers la fin

de l’expérience, indiquant en quelque sorte un stade de stabilité. L’accroissement de

l’absorption de cadmium jusqu’à la quatrième semaine est accompagné d’une augmentation

implicite de la biomasse des biofilms ceci est dù à la contribution significative des surfaces

cellulaires dans la bioabsorption du métal ; en effet ces cellules fournissent des sites

d’absorption additionnels.

Par ailleurs, à certain moment l’absorption se stabilise. Ce stade de stabilité peut être

expliqué par la saturation des sites cellulaire de fixation.

Cette étude semble avoir un lien direct avec nos résultats concernant la saturation de la

bioabsorption.

La comparaison entre l’absorption du plomb et de cadmium chez

Staurocladia carpitana

Les traitements statistiques donnent les resultats suivant :

Différence 0,268

t = 2,674 avec 4 degré de liberté. (P = 0,056)

L’intervalle de confiance est de 95% : de -0,0102 à 0,546
63

Nous pouvons dire qu’il n’y a pas de différence statistique entre les données des deux

groupes

Le test de pouvoir de performance qui est de: 0,469 est inferieur au pouvoir désiré de

(0,800).

Nous pouvons dire alors que ce type de biofilms effectue une bioaccumulation des deux

xénobiotiques de la même manière et nous ne remarquons pas de différence significative à

mentionner.

Traitement par le cadmium et le plomb a la fois

Dans ce dernier cas les résultats représentent le traitement des biofilms de Staurocladia

carpetana par les deux métaux à la fois. Notre objectif est de rechercher l’effet combiné des

deux métaux sur la résistance de ce type de biofilms.

Pour le plomb la moyenne est de : =0.228 alors que l’écart type est de:

.Tandis que le cadmium la moyenne est de : =0.046

et l’écart type est de: .

Les résultats précédents sont parfaitement logiques ; En effet pour le plomb la moyenne

décroît de 0.317mg/100ml à 0.228 et l’écart type a baissé également de

0.173 à , donc nos biofilms ont perdu leur capacité

d’absorber le plomb et cela est bien remarquable en comparant toute les quantités de plomb

absorbées par les biofilms de Staurocladia carpetana, donc pour la première semaine la

quantité est de 0.190 mg/100ml alors qu’elle est de 0.205 mg/100ml dans le cas du

traitement par le plomb seul et de 0.260 mg/100ml dans la troisième semaine alors qu’elle

est de 0.517 mg/100ml dans le cas du traitement par le plomb seul .

Bien que nous s’attendions à une saturation comme dans le cas du cadmium seul , nous

constatons que l’absorption suit une cinétique croissante .
64

La moyenne a chuté de 0.049 à 0.046 mais l’écart type a presque

triplé : de à tandis que la quantité maximale ne dépasse

pas le minimum absorbé dans le cas du cadmium seul. (figure17)

Figure17 : la quantité absorbée des deux métaux par les biofilms de Staurocladia carpetana

Cela suppose que les biofilms de Staurocladia carpetana investissent tout leur effort à

épurer leur milieu , donc au moment où la bioabsorption de plomb est ralentie par la

présence d’un autre xénobiotique ( le cadmium), ce dernier a bien pu effectuer une cinétique

de bioaccumulation croissante .

La bioaccumulation des métaux lourds active ou passive pour ce type de biofilms suit le

même itinéraire que celui des autres biofilms de la nature et nous constatons que l’effet

combiné du plomb et de cadmium est légèrement antagoniste pour les deux métaux en même

temps. Toutefois le comportement des biofilms de Staurocladia carpetana est vraiment

surprenant si nous tenons compte de la quantité globale absorbée et la sélectivité non confuse

des xénobiotiques mis dans le milieu.

La comparaison des valeurs des deux séries permet de mieux affinés notre interprétation
65

Différence 0,182

t = 8,862 avec 4 degré de liberté. (P = <0,001)

L’intervalle de confiance est de 95% :de 0,125 a 0,239

Nous remarquons que la différence entre les deux groupes de valeurs (voir l’annexe )est

tellement importante qu’on ne peut l’accepter aléatoirement, donc statistiquement il y a

une différence significative entre les données des deux groupes (P = <0,001) cela signifie

que les biofilms de Staurocladia carpetana quant ils franchissent un mélange entre le

plomb et cadmium exhibent une affinité d’absorption pour le plomb que le cadmium.

Nous estimons que le phénomène se dérouler de la manière suivante : au moment où

le plomb profite des transporteurs mis à sa disposition qu’ils expulsent en dehors des

cellules, il trouve un autre locataire de la matrice des EPS qui est le cadmium, ce dernier est

stoppé par l’un des mécanismes expliqués précédemment (le transport de potentiel

membranaire, la matrice des EPS dont nous pouvant trouver les sulfite, les oxydes de fer , les

calcites,…). En outre ces transporteurs ne sont pas propre au cadmium ce qui explique

l’affinité des biofilms pour le plomb .

5.2.Les biofilms de mélange d’espèces

A titre indicatif ce type de biofilms est formé par l’ensemble des espèces isolées et

traitées par les mêmes concentrations des xénobiotiques utilisés pour le premier type et dans

les mêmes conditions expérimentales.

Le traitement par le plomb

Pour le plomb tout aller comme prévu c'est-à-dire la quantité absorbée est de 0.240

mg/100ml puis croit jusqu'à 0.265 mg/100ml durant la deuxième semaine pour décroître

subitement à 0.156 mg/100ml durant la troisième semaine(figure 18) Avec =0.252

mg/10ml et un écart type de σn-1 =0.017mg/100ml  .
66

Cette chute nous parait anormale surtout en examinant les résultats des biofilms de

Staurocladia carpetana où les valeurs forment une série de bioaccumulation de plomb

croissante qui est conforme avec les hypothèses posées préalablement

Figure18 : l’absorption de plomb par les biofilms de mélange d’espèces

Le traitement par le cadmium

Pour le cadmium, le même phénomène est observé : d’abord une bioaccumulation de

métal puis ″ une libération ″ après deux semaines de traitement (figure 19) . La moyenne

d’absorption de cadmium par ce type de biofilm est de =0.044 mg/100ml et l’écart type

est de σn-1 =6 µg/100ml,
67

Figure 19 : l’absorption de cadmium par les biofilms de mélange d’espèces.

Interprétation des résultats des biofilms du mélange d’espèces :       

En considérant le caractère adaptatif instantané des cyanobactéries , les résultats obtenus

sont complètement paradoxaux : Ces microorganismes peuvent résister à toutes les

conditions extrêmes qui existent sur notre planète tels que les températures défavorables, le

pH inadéquat du milieu, l’humidité insuffisante ou non disponible,...etc ; en outre , les

microorganisme qui vivent harmonisés dans un biofilm possèdent un véritable arsenal contre

la multitude des attaques infligées par le milieu environnant . Quant à leur résistance aux

xénobiotiques testés , nous émettons deux hypothèses pour expliquer ce paradoxe .

La première suppose une contamination dans la texture des biofilms par des

champignons ou autre bactéries mais celle ci a été écartée vues les conditions de stricte

stérilité surveiller durant tout la période expérimentale plus la sélectivité du milieu de culture

BG11 pour cyanobactéries.
68

La deuxième hypothèse admet probablement que ce type de biofilm comporte dans sa

texture des espèces sensibles au plomb et/ou cadmium. Pour cela il faut penser à vérifier

l’état de la biomasse de nos biofilms par le dosage des polysaccharides

Prenant d’abord le cas du plomb, le suivi des biomasses après la période de prélèvement vise

directement la vérification de la résistance des espèces au cours du temps. (figure 20)

Figure 20 : l’effet des deux métaux sur l’évolution des biofilms

La précarité de ce type de biofilms est confirmée par une décroissance de la quantité

des polysaccharides jusqu'à la sixième semaine (de 71.90 µg/ml jusqu’au 20.09 µg/ml).

Nous constatons que 73.40 % de la biomasse initiale (avant le traitement par le plomb) a

disparu en six semaines.

Par ailleurs le cas de cadmium permet une meilleure vision du phénomène, ainsi nous

observons une oscillation des quantités des polysaccharides (de 18.27 µg/ml durant la

quatrième semaine de traitement , de 31.9 µg/ml dans la cinquième semaine et de 21 µg/ml

pour la sixième semaine) qui exprime certainement la taille inégale des microconsortia des
69

espèces résistantes colonisant la surface de nos lames de verre, le reste c'est-à-dire 72.20 %

représente la biomasse des espèces sensibles disparues.

Cette disparition peut expliquer la chute de la quantité accumulée pour les deux métaux

testés. Nous pouvons à présent faire une petite comparaison entre l’absorption du plomb et du

cadmium afin de comprendre le comportement de ce type de biofilm :

Différence 0,177

t = 5,267 avec 4 degré de liberté. (P = 0,006)

L’intervalle de confiance est de 95% :de 0,0837 a 0,270

Les données statistiques indiquent que la différence entre les deux groupes de valeurs est

importante, donc statistiquement il y a une différence significative (P = 0,006), cela signifié

que les biofilms du mélange d’espèces ont plus d’affinité d’absorption pour le plomb que

pour le cadmium et que ce comportement est bien clair dans ce cas plus que dans le cas de

l’espèce Staurocladia carpetana seule

6. L’explication de la précarité de nos biofilms

Comme nous l’avons signalé précédemment, la fragilité des biofilms du mélange d’espèces

reste inexpliquée surtout en conjuguant les caractères des biofilms et ceux des

cyanobactéries ; cependant les biofilms de Staurocladia carpetana ont montré une résistance

accrue surtout devant le plomb et une faiblesse devant le cadmium.

En effet les cellules approchent par des mouvements rotationnels et s’attachent aux supports

mis à leur disposition par des substances de nature polysaccharide, une fois fixées elles

entreprennent leurs divisions donnant naissance à des couches de cellules variant de trois à

cinq. Après les premières étapes d’attachements et de formation des microcolonies, la

structure d’un biofilm mûr peut se former.

L’exploitation de ces informations et leur application à nos deux types de biofilms

peuvent nous guider à la bonne explication du phénomène de résistances aux xénobiotiques

utilisés.
70

Pour l’espèce Staurocladia carpetana son caractère polymorphe a un effet primordial

sur l’évolution de leur biofilms et si nous observons la quantité des polysaccharides entre la

deuxième et la cinquième semaine au début de formation , nous constatons qu’elle à triplée,

cela signifie que les cellules passent de la forme cylindrique ou peut être carré (voir le genre

Staurocladia ) à la forme microthalle caractéristique de cette espèce et la période de cinq

semaine qui permet à un tel biofilm d’atteindre son stade maximal de développement , est

complètement insuffisante , donc sa fragilité devant le cadmium après la troisième semaine de

traitement est évidente.

En ce qui concerne le deuxième type de biofilm nous observons le même processus de

développement. Les cellules colonisent la surface de support selon une vitesse relative au

mode de division cellulaire caractéristique pour chaque espèce , ce qui permet aux espèces a

multiplication rapide et moins tolérantes aux xénobiotiques de s’installer et prendre la

majeure partie dans la texture de biofilm alors que l’espèce Staurocladia carpetana par

exemple n’aura absolument aucune chance de réaliser une croissance idéale, donc la période

d’un mois est insuffisante pour qu’un biofilm de cyanobactéries soit mûr ainsi le

phénomène peut enfin être appréhendé.

Barranguet et al. , 2004 ont étudiés l’influence des facteurs externes sur le

développement et la composition des biofilms en utilisant la combinaison des méthodes

optiques (Microscopie Confocale Laser Scanning, PAM fluorometrie) et chimiques

(extraction des EPS, HPLC, la détermination TOC).

Cette étude est effectuée sur le sablage de deux réservoirs de filtration Allemands ;

leurs résultats ont montré une augmentation du rapport zéaxanthine / Chlorophylle a après

4 semaines de développement des biofilms dans les trois emplacements, indiquant l’élévation

de la proportion de cyanobactéries tant qu’il n’ y a pas d’augmentation du rapport concurrent

Chlorophylle b/ Chlorophylle a (Figure 21).

Les observations microscopiques confirment que les cyanobactéries filamenteuses

[Heteroleibleinia kuetzingii (Schmidle)] ont colonisé parfaitement et devenu abondantes

tardivement dans les biofilms mûrs (après plus de quatre semaines) dans les trois locations
71

Figure 21 : Les concentrations des pigments accessoires relatives au Chla (en mg cm72) dans

les biofilms des trois locations étudiés. (a) OK east; (b) OK ouest; (c) NK. ( Barranguet et

al. , 2004)

Ces résultats corroborent les notre fidèlement, et mettent l’accent sur la fiabilité de notre

hypothèse

7. La comparaison des deux types de biofilms

Le cas de l’absorption de plomb

Les traitements statistiques donnent les resultats suivant :

Différence 0,0963

t = 0,913 avec 4 degré de liberté. (P = 0,413)
72

L’intervalle de confiance est de 95% :de -0,197 a 0,389

L’examen des données peut nous révéler qu’il n’ y a pas de différence statistique entre les

deux groupes (P = 0,413). Donc l’absorption du plomb est semblable chez les deux types de

biofilms c'est-à-dire Staurocladia carpetana peut absorber le plomb aussi bien que

l’ensemble des espèces réunies, en outre Staurocladia carpetana a montré une grande

absorption dans la troisième semaine de traitement alors que l’ensemble des espèces est

incapable de resister à la présence des métaux lourds.

Le test de pouvoir de performance alpha = 0,050: 0,050

Le test de pouvoir de performance qui est de 0,050, est inferieur au pouvoir désiré (0,800)

Le cas de cadmium

Les traitements statistiques donnent les résultats suivant :

Différence -0,00567

t = -1,606 avec 4 degré de liberté. (P = 0,183)

L’intervalle de confiance est de 95% : de -0,0155 à 0,00413

L’analyse statistique montre qu’il n’est y a pas une différence entre les données des deux

groupes (P = 0,183) c'est-à-dire que la bioaccumulation de cadmium se fait de manière

similaire dans les deux type de biofilms alors qu’il y a un maximum d’absorption chez

Staurocladia carpetana dès la première semaine et que l’ensemble des espèces réunies

n’atteignent même pas la quantité minimale absorbée par Staurocladia carpetana seule.

Le test de pouvoir de performance avec alpha = 0,050: 0,161

Le test de pouvoir de performance qui est de 0,161, est inferieur au pouvoir désiré (0,800).
73

Conclusion

Omniprésents dans tous les milieux aquatiques, les biofilms font l’objet d’un nouvel axe de

recherche méritant notre attention du fait que l’eau est l’âme de notre civilisation

contemporaine. Dans ce cadre nous tentons de scruter le bon coin du phénomène en mettant

l’accent sur la capacité de bioaccumulation des éléments traces métalliques par des espèces de

cyanobactéries connues par leur caractère adaptatif incomparable.

Notre recherche a été menée sur deux types de biofilms : ceux de Staurocladia carpetana

traités parallèlement par le plomb, le cadmium et les deux métaux ensembles : ce type de

biofilm à montré un pouvoir d’absorption fascinant en marquant un record avec les deux

métaux ; une seule lame en verre (2.5cm×6 cm) couverte par un biofilm âgé de cinq semaine

est capable de bioaccumuler 0.5mg/100ml de plomb en trois semaine et 0.05mg/100ml de

cadmium en une semaine , dont le plomb est absorbé en fonction d’une cinétique de

bioaccumulation croissante faisant appel aux mécanismes cellulaires actif et passif , et le

cadmium avec un maximum enregistré dès la première semaine, saturant par conséquent la

matrice des EPS et provoquant une stagnation. Toutefois l’effet combiné montre un léger

antagonisme d’absorption entre les deux métaux.

Le deuxième type de biofilms est réalisé par l’utilisation d’un mélange d’espèces de

cyanobactéries et soumis aux mêmes conditions expérimentales. Les résultats obtenus pour

ce dernier cas montrent d’abord une bioaccumulation intéressante dans les deux premières

semaines suivie d’une précarité de la texture des biofilms renfermant des espèces sensibles

aux métaux lourds et d’autres éspèces résistantes.

Cette précarité est due principalement au jeune âge des biofilms des cyanobactéries qui

apparaissent dans les conditions naturelles après cinq semaines au minimum.

Finalement nous souhaitant approfondir nos études en faisant appel peut-être à d’autres

disciplines pour rechercher une manière adéquate d’enlever les éléments traces métalliques

des milieux aqueux et surtout essayé de caractériser l’espèce Staurocladia carpetana et faire

face au fléau de la pollution des eaux en général.
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86
87

Annexe

Tableau 1 : La composition du BG11 (Imamogli, 2007)

tableau 2 : La composition du BG11 pour Synechococcus (ATLAS,2005)

Constituants Blue-Green Agar (mg/L)

Agar 10.0g

NaNO3 1500

K2HPO4 40

MgSO4.7H2O 75

CaCl2.2H2O 36

Acide Citrique 6

Citrate de Fer Ammoniacal* 6

EDTA-Na2 1

Na2CO3 20

solution de Vitamine B12 50.0mL

H3BO3 2,86

MnCl2.4H2O 1,81

ZnSO4.7H2O 0,22

Constituants du BG11 (mg/L)

NaNO3 1500

K2HPO4 40

MgSO4.7H2O 75

CaCl2.2H2O 36

Acide Citrique 6

Citrate de Fer Ammoniacal* 6

EDTA-Na2 1

Na2CO3 20

H3BO3 2,86

MnCl2.4H2O 1,81

ZnSO4.7H2O 0,22

Na2MoO4.2H2O 0,39

CuSO4.5H2O 0,08
88

Tableau 3 : La liste des produits et leurs producteurs

Les produits

Les producteurs caractéristiques

Acide chlorhydrique Cheminova 37,5 %

Soude Cheminova 99 %

Agar - agar Cheminova pure

Papier filtre Schleicher`& Schuell S & S

Rundfilter 595

Membrane filtre Thomapor Reichelt chemietechnik

Heidelberg

Porosité 0,45 &

0,8 µm

Nitrates de sodium Prolabo 99 %

Monohydrogénophosphate de

potassium

Biochem 99,5%

Sulfate de magnisium hepta

hydraté

sigma Crisaline Pm :246,5

R :20/21/22 S :36

Chlorure de calcium dihydraté Biochem 96%

Acide Citrique Prolabo pure

Citrate de Fer

Ammoniac Panreal 25%

EDTA dissodique Biochem 99%

Carbonates de sodium Pamreac 99,8%

Acide borique Cheminova I.S.A 99, 5%

Chlorure de manganèse tétra hydraté Biochem 98%

Sulfate de zinc hepta hydraté Biochem 99,5%
89

Molybdate de sodium dihydraté

Nitrates de cuivre hexahydraté Recapur 98%

Cyanocobalamine ( la vitamine

B12)

Laboratoire GERDA Ampoules injectables

Incubateur LMS

Ethanol Prolabo

Viole de gentiane Institut de Louis Pasteur Alger

Lugole Institut de Louis Pasteur Alger

Fuschine Institut de Louis Pasteur Alger

Acide sulferique Biochem 96 – 98 %

Phenol Fluka 99%

Chlorure de sodium Cheminova 99%

α D-gluose Sigma 99%

Les nitrates de plomb Panreac PM :308.47

Les nitrates de cadmium prolabo PM :331.20
90

Tableau 4 : La courbe d’étalonnage

Tableau 5: L’évolution des biofilms de Staurocladia carpetana(en densité optique)

Tableau 6: La courbe d’étalonnage finale

Tableau 7 : L’évolution des polysaccharides des biofilms de Staurocladia carpetana

La

concentration

de D-glucose

50 µg/ml 100 µg/ml 150 µg/ml 200 µg/ml

La densité

optique

0.94 1.18 1.88 2.1

La

concentration

de D-glucose

10 µg/ml 25 µg/ml 50µg/ml 100 µg/ml 150 µg/ml

La densité

optique

0.18 0.28 0.68 0.85 1.88

Le temps de

prélèvement

1ier

semaine 3éme semaine 5éme semaine

La densité optique 0.16 0.44 1.38

Le temps de prélèvement 1ier

semaine 3éme semaine 5éme semaine

Quantité de

polysaccharides (µg/ml)

13.72 39.18 124.63
91

Tableau 8 : L’évolution des biofilms de mélange d’espèces (en densité optique)

Tableau 9 : L’évolution des polysaccharides des biofilms de mélange d’espèces

Tableau 10 :l’absorption de plomb par les biofilms de Staurocladia carpetana

Tableau 11 : L’influence de cadmium sur les biofilms de Staurocladia carpetana

Le temps de

prélèvement

1ier

semaine 3éme semaine 4éme semaine

La densité optique 0.39 0.42 0.84

Le temps de prélèvement 1ier

semaine 3éme semaine 4éme semaine

Quantité de

polysaccharides (µg/ml)

34.63 37.36 75.54

Le temps de

prélèvement

1ier

semaine 2éme semaine 3éme semaine

Quantité de plomb

absorbé (mg/100ml)

0.205 0.230 0.517

Le temps de

prélèvement

Avant le

traitement par

le Cd

4éme semaine de

traitement par le

Cd

5éme semaine de

traitement par le Cd

Quantité de

polysaccharides (µg/ml)

124.63 24.63 20.09
92

Tableau 12 : la quantité absorbée des deux métaux par staurocladia carpetana

Tableau 13 :l’absorption de plomb par les biofilms de mélange d’espèces

Tableau 14 : l’absorption de cadmium par les biofilms de mélange d’espèces.

Le temps de prélèvement 1ier

semaine 2éme semaine 3éme semaine

Quantité de plomb

absorbé (mg/100ml)

0.19 0.235 0.260

Quantité de cadmium

absorbé (mg/100ml)

0.045 0.047 0.048

Le temps de

prélèvement

1ier

semaine 2éme semaine 3éme semaine

Quantité de plomb

absorbé (mg/100ml)

0.240 0.265 0.156

Le temps de

prélèvement

1ier

semaine 2éme semaine 3éme semaine

Quantité de cadmium

absorbé (mg/100ml)

0.047 0.048 0.037
93

Tableau 15 : l’effet des deux métaux sur l’évolution des biofilms

Les résultats statistiques de la comparaison entre l’absorption du plomb et de cadmium

chez Staurocladia carpetana

Test de normalité : omet (P < 0,050)

Test de Variance égal : Passé (P = 1,000)

Nom de groupe N absent signifié Std Dev SEM

Pb 3 0 0,317 0,173 0,100

Cd 3 0 0,0497 0,000577 0,000333

Les résultats statistiques de la comparaison des Traitement des biofilms de

Staurocladia carpetanapar le cadmium et le plomb a la fois

Le test normal : Passé (P = 0,081)

Le temps de prélèvement 4éme semaine 5éme semaine 6éme semaine

Quantité de

polysaccharides pour les

biofilms traité par Cd

(µg/ml)

18.27 31.90 21

Quantité de

polysaccharides pour les

biofilms traité par Pb

(µg/ml)

71.90 37.36 20.09
94

Le test de Variance: Passé (P = 0,079)

Nom de groupe N absent signifié Std Dev SEM

Pb 3 0 0,228 0,0355 0,0205

Cd 3 0 0,0467 0,00153 0,000882

Les résultats statistiques de la comparaison entre l’absorption de plomb et

celle de cadmium des biofilms de Staurocladia carpetana

Le test normal : Passé (P = 0,202)

Le test de variance : Passé (P = 0,225)

Nom de groupe N absent signifié StdDev SEM

Pb 3 0 0,221 0,0579 0,0334

Cd 3 0 0,0440 0,00608 0,00351

Les résultats statistiques de la comparaison des deux types de biofilms le cas de

l’absorption de plomb

Le test normal : Passé (P = 0,573)

Le test de variance : Passé (P = 0,532)

Nom de groupe N absent signifié StdDev SEM

Pb Mélange 3 0 0,317 0,173 0,100

Pb staurocladia 3 0 0,221 0,0579 0,0334
95

Les résultats statistiques de la comparaison des deux types de biofilms le cas de

l’absorption de cadmium

Le test normal : Passé (P = 0,178)

Le test de variance : Passé (P = 1,000)

Nom de groupe N absent signifié StdDev SEM

Cd Mélange 3 0 0,0440 0,00608 0,00351

Cd staurocladia 3 0 0,0497 0,000577 0,000333
96

Résumé

L’eau représente la substance la plus recherchée pour l’épanouissement des civilisations, a

fortiori la pollution par les métaux lourds constitue le fléau de l’eau pure dans la nature. Cette

étude, prend les biofilms comme un outil de décontamination, (les biofilms qui sont des

associations de microorganisme enfouillés dans une matrice de substance secrétées par les

cellules eux même) qui réalisent par le phénomène de bioaccumulation une épuration quasi

intégrale des métaux lourds. En revanche l‘utilisation de la microbiologie dans notre

expérimentation est seulement un outil pour aboutir a la sélection des formes unicellulaires

d’algues pour mettre en valeur les capacités de bioaccumulation de chaque espèce isolée , et

le choix de cyanobactéries nous a paru idéal pour ce but. Les cyanobactéries sont d’abords

isolées puis mises en culture ; l’introduction des supports en verres au sein des cultures

permet au microorganismes de s’organiser en biofilms utilisés plus tard dans des solutions

aqueuses de cadmium et de plomb a des concentrations extrêmement toxiques, et les

prélèvements hebdomadaires vont corroborés nos espérances : pour l’espèces de

Staurocladia carpetana seul nous avons eux un taux de 0.517mg / 100ml de plomb fixé en

trois semaines et 0.05mg/100ml de cadmium en une semaine seulement ,tandis que les

biofilms de mélange d’espèces de cyanobactéries ont exhibés une précarité bien trop maquée

due a leur jeunes âges. Ces résultats permet de valoriser l’espèce Staurocladia carpetana et

de donne un aperçu sur le développement et le comportement des biofilms d’algues vis avis

les xénobiotiques pouvant existés dans leurs environnement.

ملخص :

يمثل الماء الماد ة الأكثر أهمية في تطور الحضارات‚ لذا فان التلوث بالمعادن الثقيلة هو شبح يهدد الماء الصافي في

الطبيعة. هذه الدراسة تتناول الشريط الحي ( البيوفيلم) كوسيلة للتطهير (الشريط الحي هو عبارة عن تجمع

للإحياء الدقيقة داخل كتلة من المواد السكرية مفروزة من طرف نفس هده الخلايا ) تحقق عبر ظاهرة الترسيب

الحيوي تطهيرا كاملا للمعادن الثقيلة من الماء. و قد استعملنا علم الإحياء الدقيقة كوسيلة لاختيار الطحالب

أحادية الخلية لتثمين خصائص الترسيب الحيوي الخاصة بكل نوع و اختيار الطحالب الزرقاء الخضراء يعتبر

ناجعا لتحقيق الهدف المرجو. تعزل الطحالب الزرقاء الخضراء ثم تزرع في أوساط مائية خاصة لتدخل في

النهاية أجسام زجاجية تسمح بنمو الشريط الحي عليها لتوضع فيما بعد داخل محاليل مائية من الكادمبوم و

الرصاص بتراكيز عالية ‚ثم تأخذ عينات كل أسبوع. النتائج هي:517.0 مغ/100مل خلال ثلاث أسابيع

من المحصل عليها بالنسبة الرصاص للنوع . carpetana Staurocladia

و 05.0 مغ/100مل من الكادميوم خلال أسبوع بينما الشريط الحي لمزيج الأنواع الطحالب الزرقاء

الخضراء اظهر حساسية مفرطة اتجاه هذه المواد السامة بسبب صغر سنها. و تعطي صورة واضحة عن كيفية

نمو و تطور carpetana Staurocladiaالنتائج المحصل عليها تسمح بتثمين النوع و أيضا كيفية تصرف

الشريط الحي اتجاه المواد السامة التي يمكن لها أن تتواجد في وسط معيشتها.  

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