Etude bactériologique du sable de quatre plages (Beau ... · Abstract The beaches are a major vector of attraction, highly frequented sites, many visitors in the summer, hikers and

République Algérienne Démocratique et Populaire

Ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche Scientifique

Université d’Oran

Faculté des Sciences

Département de Biologie

Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale

Mémoire présenté pour l’obtention du diplôme de

Magister

en

Sciences de l’Environnement

Option : Biologie et pollution marine

Etude bactériologique du sable de quatre plages

(Beau Séjour, Eden, les Andalouses et Madagh)

du littoral ouest algérien.

Présenté par : Naima MESSAOUI

Soutenu le : / / 2011 devant la Commission du Jury composée de :

PRESIDENT : T. SAHRAOUI Professeur, Université d’Oran

EXAMINATEURS : M. HADADJI Maitre de Conférences, Université d’Oran

M. BOUDERBALA Maitre de Conférences, Université d’Oran

ENCADREUR Z. BOUTIBA Professeur, Université d’Oran

Co-ENCADREUR A. MATALLAH-BOUTIBA Maitre de Conférences, Université d’Oran

Remerciements

Je tiens avant tout à remercier Monsieur le Professeur Z. BOUTIBA Directeur

du Laboratoire Réseau de Surveillance Environnementale (LRSE) du

Département de Biologie, Faculté des Sciences de l’Université d’Oran qui m’a

permis de mener ce travail dans son laboratoire avec la plus grande liberté

d’action et de pensée.

J’exprime ma gratitude à Mme A. BOUTIBA-MATALLAH, Maître de

Conférences au Département de Biologie de l’Université d’Oran, qui m’a

encadré tout au long de ces trois années, m’a formé au métier de chercheur et

m’a permis de travailler dans d’excellentes conditions. Merci pour votre écoute,

votre gentillesse, pour toutes les réponses et explications à mes questions

incessantes, pour votre soutien moral et le grand intérêt que vous avez

manifesté à l’égard de ce mémoire. Merci pour votre bienveillance sur le bon

déroulement de ce travail, pour les nombreuses discussions scientifiques.

Je remercie vivement les membres du jury qui ont accepté d’évaluer ce travail,

remplissant encore un peu plus des agendas déjà chargés.

Monsieur le Professeur T. SAHRAOUI m’a fait l'honneur de participer au

Jury de soutenance et de le présider, je l’en remercie profondément.

Messieurs, les Maitres de Conférences au Département de Biologie de

l’Université d’Oran; M. BOUDERBALA et M. HADADJI, ont accepté

d'examiner ce travail, je les remercie vivement pour leur participation au Jury.

Ils ont également contribué par leurs nombreuses remarques et suggestions à

améliorer la qualité de ce mémoire et je leur en suis très reconnaissante.

Mes remerciements s’adressent aussi à tout le personnel du laboratoire Réseau

de Surveillance Environnementale (Département de biologie Université d’Oran);

et toute ma promotion de Magister.

Je remercie ma collègue et amie Asma de m’avoir soutenu, de m’être très

compréhensive et pour son soutien moral aussi.

Je n’oublierai pas ma famille, mes parents, frères et sœurs, qui m’ont beaucoup

donné et soutenu afin de réussir.

Toutes les personnes dont les noms apparaissent clairsemés dans ce manuscrit

sont ici remerciées. Acceptez ici l’expression de toute ma gratitude.

Résumé

Les plages présentent un vecteur d’attraction majeur, des sites hautement

fréquentés ; bon nombre de visiteurs de l’été, excursionnistes ou plaisanciers s’y

rendent uniquement dans la perspective de profiter des longues plages sableuses.

Suite à la grande fréquentation, une possible contamination du sable par des

communautés bactériennes pourrait constituer une source de transmission de

certaines bactéries pathogènes.

Un dénombrement des différentes flores bactériennes qui existent dans ce milieu

pourrait donner une estimation de son état de contamination.

Dans le cadre de ce travail, on souhaite mettre en évidence la présence de

certaines bactéries qui peuvent être source de maladie pour les baigneurs et

comparer les différents niveaux de contamination sur les quatre plages.

Les sables des plages Beau Séjour, Eden, Andalouses et Madagh ont été

analysés au cours de la saison pluvieuse et la saison sèche, de décembre 2010 à

juin 2011 en utilisant les biodindicateurs de contamination fécale.

Un total de trois points d’échantillonnage sur quatre différents sites était

sélectionné en fonction du nombre de baigneurs important et du montant des

eaux usées. Les échantillons ont été prélevés bimensuellement dans les quatre

plages de la côte oranaise. Dans ces sites de collectes un échantillon de sable

sec, sable humide et eau de mer ont été recueillis pendant six mois (saison sèche

et saison de pluie).

Des tests statistiques basés sur des modèles linéaires généraux ont été réalisés et

ont indiqué un niveau de signification pour les paramètres physico-chimiques et

climatiques pour les échantillons de sable.

Mots clés : Pollution, Coliformes fécaux, E. coli, plages, Beau Séjour, Eden, les

Andalouses, Madagh, sable.

Abstract

The beaches are a major vector of attraction, highly frequented sites, many

visitors in the summer, hikers and boaters go there only with a view to enjoy the

long sandy beaches.

Following the large attendance, possible contamination of the sand by bacterial

communities could be a source of transmission of certain pathogenic bacteria.

A count of the different Bacterial flora that exists in this environment could give

an estimate of its state of contamination.

As part of this work we want to show the presence of certain bacteria that can

cause illness to swimmers and compare the different levels of contamination on

the four beaches.

Sand beach of Beau Séjour, Eden, Andalouses and Madagh was analyzed during

the dry season and rainy season from December 2010 to June 2011 using

biodindicators of fecal contamination.

A total of three points on four different sampling sites were selected based on

the large number of bathers and the amount of wastewater. Samples were

collected fortnightly in the four beaches on the coast of Oran, in these sites to

collect a sample of dry sand, wet sand and seawater were collected during six

months (dry season and rainy season.

Statistical tests based on general linear models were made and indicated a level

of significance for the physical and chemical parameters for climate and sand

samples.

Keywords:

Pollution, Fecal coliformes, E. coli, beaches, Beau Séjour, Eden, les Andalouses,

Madagh, sand.

ملخص

تمثل الشواطئ عامل جذاب هام، أماكن مرتادة للغاية، عدد هام من الزوار في الصيف و المتجولين

.يذهبون اليها بغية التمتع بالشواطئ الرملية الطويلة

و يكون مصدرا النتقال البكتيريا تبعا للحضور الكبير في هذه األماكن، يحتمل أن يكون تلوث بكتيري

.المسببة لألمراض

.ب عدد مختلف أنواع البكتيريا في هذه البيئة، قد يمكننا من تقدير حالة التلوثحسا

، نريد اظهار وجود بكتيريا يحتمل أن تتسبب في عدة أمراض للمصطافين كما نود أن ي اطار هذا العملف

.نقارن مختلف مستويات التلوث في الشواطئ المدروسة

رمال Beau Séjour, Andalouses، Eden ،Madagh من حللت خالل الموسم الجاف و الممطر

.باستعمال المؤشرات الحيوية للتلوث البرازي 1022 حتى جوان 1020من ديسمبر

على مستوى أربعة مواقع اختيرت و ذلك استنادا للعدد الكبير من محبي أخذ للعينات مجموع ثالث نقاط

.السباحة ومستوى مياه الصرف الصحي المتدفق

جمع العينات مرتين شهريا في الشواطئ األربعة على مستوى ساحل وهران وقد تم جمع عينات وقد تم

.ف الرطب و المياه خالل ستة أشهر خالل الموسم الممطر و الموسم الجافامن الرمل الج

وكانت االختبارات اإلحصائية معتمدة على النماذج الخطية العامة و أشارت الى مستوى الترابط بين

.ات الفيزيو كيميائية و المناخية للرمالالمعلم

بقاء جميل ،عدن، األندلسيات، مداغ، ،القولونية الشاطئ، ،القولونيات البرازية التلوث:كلمات البحث

.الرمل

LISTE DES ABREVIATIONS

AIEA: Agence Internationale de l'Energie Atomique.

AM: Ampicilline.

AMC: Amoxicilline.

ATB: Antibiotique.

BCPL: Bouillon lactose au pourpre de bromocrésol.

D/C: Double concentration.

EMB: Milieu Eosine Bleu de Méthylène.

EPA: U.S. Environmental Protection Agency.

FAO: Food and agriculture organization.

GFCM General Fisheries Commission for the Mediterranean.

GM: Gentamycine.

GN: Gélose nutritive.

IOC: Inversion of Control.

MH : Milieu Muller Hinton.

OMS : Organisation mondiale de la Santé.

PNUE/UNEP : Programme des Nations Unies pour l'environnement.

S/C: Simple concentration.

UFC: unite formant colonie.

WHO: World Health Organization.

LISTE DES FIGURES

Figure 1 : Site d’Ain Turk.

Figure 2 : Site d’Eden.

Figure 3 : Site des Andalouses.

Figure 4 : Site de Madagh.

Figure 5 : Echantillons récoltés des quatre sites.

Figure 6 : Sites d’échantillonnage.

Figure 7 : Etapes suivies pour une identification bactérienne.

Figure 8 : Galerie biochimique API E20.

Figure 9 : Dépôt de disque d’ATB sur milieu MH.

Figure 10 : Ensemencement sur milieu gélosé.

Figure 11 : Principe de la recherche des coliformes.

Figure 12 : Lecture de la galerie API 20E.

Figure 13 : Variations du pH selon les saisons.

Figure 14 : Variation de la température selon les saisons.

Figure 15 : Concentration des flores dans les quatre sites durant toute la période

de l’étude.

Figure 16 : Variations en charges bactériennes mensuelles (ufc/100ml) dans le

sable sec, sable humide et l’eau dans les quatre sites.

Figure 17 : Corrélation entre les Coliformes fécaux dans l’eau et les Coliformes

fécaux dans le sable pour les quatre sites.

Figure 18 : Corrélation entre les Coliformes fécaux et les Cliformes totaux dans

le sable sec pour les quatre sites.

Figure 19 : Abondance des germes selon les différentes saisons.

Figure 20 : Abondance des flores bactériennes selon les sites.

Figure 21 : Dominance entre les flores bactériennes.

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1 : Temps de liaison de plusieurs particules selon le diamètre.

Tableau 2 : Principaux groupes de virus pathogènes excrétés dans la matière

fécale et les maladies transmises.

Tableau 3 : Principaux agents bactériens pathogènes présents dans les selles et

les maladies transmises.

Tableau 4 : Stations d’échantillonnage.

Tableau 5 : Classification caractéristique des antibiotiques utilisés dans cette

étude.

Tableau 6 : Seuils de sensibilité - résistance des différents antibiotiques testés.

Le diamètre est exprimé en mm.

Tableau 7 : Tableau des corrélations.

LISTE DES ANNEXES

Annexe 1: Les variations du pH pendant la période de l’étude.

Annexe 2: Les variations de la température pendant la période de l’étude.

Annexe 3: La composition des milieux de culture.

Annexe 4: Test de Levène pour les germes totaux.

Annexe 5: Test de Levène pour les Staphylocoques.

Annexe 6: Test de Levène pour les Pseudomonas.

Annexe 7: Test de Levène pour les Coliformes totaux.

Annexe 8: Test de Levène pour les Coliformes fécaux.

Annexe 9: Test de Levène pour les E. coli.

SOMMAIRE

Introduction …………………………………………………………………..….1

PREMIERE PARTIE : Revues bibliographiques sur les peuplements

bactériologiques du sable.

1. Les plages……………………………………………………………………..3

2. La diversité bactérienne dans différentes conditions

environnementales……………………………………………………………….7

3. Evaluation de la pollution microbienne en méditerranée ……………....17

3.1. Sort de la pollution microbienne en Méditerranée………………………...17

4. Les polluants hydriques…………..………………………………………….20

5. La flore des sables de plage……………………………...……………….....21

5.1. Microorganismes d’indication fécale……………………………………...21

5.2. Staphylocoques ……………………….………………………………23

5.3. Pseudomonas aeruginosa ………………….……………….………….…24

5.4. Vibrio. ……………………………………………………………….........24

5.5. Bactéries entériques …………………………………………………….....24

5.6. Mycètes…………...……..……………………...…….……………...….…25

5.6. 1. Mycètes saprophytiques ……………………...……………………........25

5.7. Virus et parasites ………...……………………………………..............27

5.8. Composition du sable en agents pathogènes ……….……………….......27

6. Dispersion et destin des microorganismes en sable de plage ….…………...28

7. Le transport bactérien dans le sable ………………………………………....32

7.1. Adhésion bactérienne …………………………………..…….............35

7.1.1. Les étapes de l’adhésion bactérienne …………………………………..36

a) Accès à la surface …………………….…………………………….…..36

b) Adhésion initiale ……………………….………………………………37

c) Attachement ………………………………...…………..................37

d) Colonisation de la surface ………………………………………....37

7.1.2. L’approche physicochimique ………………………………………....38

7.1.2 .1.Sensibilité des interactions électrostatiques à l’environnement…….…38

a) La force ionique…..………………………….....………………………...38

b) L’effet du pH de la solution sur les interactions électrostatiques ………..39

7.1.3. Les facteurs biologiques ………………………………...………………40

7.1.3.1. Polymères de la surface cellulaire ……………………………….….40

a) Les polymères extracellulaires (ou EPS)………...……………………….40

b) Les Lipopolysaccharides (LPS).……………….…………………….…..41

c) Les pili …………………………………………………………………...41

7.1.3.2. Motilité cellulaire et transport bactérien dans le sable………………...42

7.1.3.3. Etat et condition physiologique…………………………………….….43

7.1.3.4. Densité cellulaire…….……………………………………………...…44

7.2. La filtration………………………………………………….………..........45

7.2.1. Le milieu poreux ……………………………………………………….45

7.2.2. La morphologie des bactéries …………………….…………………...47

7.2.3. L’obstruction des pores ……….……………………………………….48

7.2.4. Saturation en eau et charge hydraulique en sable ……………………..48

7.3. Forces Hydrodynamiques ………………………………………………..49

8. Le transport de bactéries pathogènes dans le sable………………………….49

8.1. Le sort des bactéries pathogènes entérique dans un sol………………......51

8.1.1. La survie ………………………………….…………………………..51

8.1.2. Le déplacement ……………………………………………….............51

8.1.3. Détection de pollutions fécales ………….………………………….......52

DEUXIEME PARTIE: Matériels et méthodes.

1. Sites d’étude……….…………………...……………………………............57

2. Echantillonnage………..………………………………………………….....59

3. Mesure du pH …………………………………………………………...…60

4. Mesure de la température ……………………………………...................60

5. Préparation des échantillons aux analyses microbiologiques ……….….......60

5.1. Les dilutions ……….…………………………………………..………....60

6. Dénombrement des germes aérobies totaux …………………………....61

7. Dénombrement des Coliformes ……………………..………………......62

7.1. Coliformes fécaux ……………………………………………..……...…63

7.1.1. Colimétrie en milieu liquide…..………………...…………….................64

7.1.2. Numération par la méthode NPP (Nombre le Plus Probable)……..........64

7.2. Dénombrement d’Escherichia coli …………………………………..65

8. Dénombrement des Staphylocoques totaux ……………………………66

9. Dénombrement des Pseudomonas totaux ……..……………………………66

10. Tests de confirmation et d’identification …………………………………..67

10.1 .Caractérisation d’enzymes …………………………………………67

10.1.1. Mise en évidence d’enzymes respiratoires : Test

cytochrome oxydase…………………………………………………...….…....67

10.1.2. Test catalase ………………………………….………...……….....67

10.2. Coloration de Gram…………..…………………………………....……..68

10.3. Antibiogramme………………………………………………....…..…….69

10.3.1.Galerie Api 20E [Biomérieux]….…...……………………………..…...69

10.3.1.1. Préparation de l’inoculum………………..……………………..........70

TROISIEME PARTIE: Résultats et discussion

1. Les résultats……………………………………………..…………………..75

1.1. Les paramètres abiotiques …………………………………………..……75

a) Le pH …………………...………………………………..........................75

b) La température ………………………………..………………….….76

1.2. Suivi des différentes populations bactériennes …………………………....77

1.2.1. Estimation des bactéries mésophiles cultivables

(germes totaux) ……………………………………………….......................81

1.2.2. Estimation des polluants fécaux………….……………………………...81

1.2.3. Estimation des Staphylocoques totaux……….…………………..……..82

1.2.4. Estimation des Pseudomonas totaux…………………………………..83

1.3. Etude comparative des différents germes dans le sable des

quatre plages……………………..…………….……………………………….83

2. Discussion….………………………………………………………………...91

Conclusion……………………………………………………………………...97

Références bibliographiques………….…………………………………..…....99

Annexes..………………………..……………………………..………….......131

Introduction

Introduction

1

La Méditerranée dans son ensemble compte environ 45 000 km de côtes.

La population totale des pays côtiers méditerranéens est de 450 millions

d’habitants environ (7% de la population mondiale) à laquelle il faut ajouter

environ 200 millions touristes internationaux. Avec près de la moitié de la

population méditerranéenne vivant près des côtes, le littoral méditerranéen

figure parmi les secteurs les plus densément peuplés et les plus fortement

urbanisés de la planète. D’ici 2025, ce pourcentage d’occupation des côtes

devrait passer de 50% à 88%, et l’artificialisation de son littoral de 40 à 50%

(Ifremer, 2007). Le littoral oranais est de plus en plus agressé de par toutes les

nuisances du monde civilisé: activités industrielles, tourisme intensif et

urbanisation massive avec comme corollaire une ampleur sans cesse croissante

d’une pollution d’origine domestique (Boutiba et al, 2003).

La pression humaine le long du littoral est très importante. On estime à 1.5

millions le nombre d’habitants qui résident en permanence sur la côte ouest et

près de dix fois plus durant la période estivale (Boutiba et al, 2003). La frange

côtière subit un accroissement des rejets d’eaux usées sans aucun traitement, à

l’origine d’une pollution microbienne et d’une contamination des eaux de

baignade par des matières fécales (Boutiba et al, 2003).

Sur toutes les plages, ce sont en général les détritus qui gâchent l’agrément du

lieu. On trouve toutes sortes de déchets dans l’eau ou échoués sur le sable :

déchets alimentaires et emballages, bouteilles et boîtes de conserves, mégots,

poissons morts, préservatifs et serviettes hygiéniques usagées, seringues,

aiguilles et autres déchets médicaux(OMS, 2004).

La plupart des activités domestiques pour ne pas dire toutes génèrent des déchets

(solides, liquides et gazeux) qui sont responsables d’intrants dans le sol, donc

une modification de ce milieu surviendra. Mimouni et al, (2002) soulignent

l’influence du rejet des eaux usées sur la qualité microbiologique des plages et

confirmaient que le sable concentrait les polluants.

Introduction

2

Des bactéries, des champignons, des parasites et des virus ont été isolés dans le

sable des plages. Certains peuvent être pathogènes. Les facteurs qui influent sur

la survie et la dispersion des agents pathogènes sont la nature de la plage, les

marées, la pollution par les eaux usées, la saison, le passage d’animaux et la

fréquentation par les nageurs. La transmission peut se faire par contact direct

entre personnes ou par d’autres voies, mais aucun mode de transmission n’a été

mis en évidence avec certitude (OMS, 2004).

On a émis l’hypothèse que le sable des plages et d’autres matériaux similaires

pourraient être des réservoirs ou des vecteurs d’infection, mais le pouvoir

infectant des microorganismes mis en évidence dans le sable n’a toujours pas été

démontré, de sorte qu’on ignore quels risques ils présentent au juste pour la

santé publique. Par conséquent, aucun élément ne justifie le calcul d’un seuil

pour les bactéries servant d’indicateurs ou pour les microorganismes pathogènes

qui se trouvent dans le sable (OMS, 2004).

Les excréments d’animaux, en particulier les excréments de chien, sont la

principale source d’infection pour l’homme sur les plages et les lieux semblables

(OMS, 2004).

Revues

bibliographiques sur

les peuplements

bactériologiques du

sable

Revues bibliographiques sur les peuplements bactériologiques du sable

3

1. Les plages

Les plages représentent le sédiment non consolidé qui se trouve à la jonction

entre l'eau (océans, lacs et fleuves) et la terre et se composent habituellement de

sable, boue ou cailloux. (Nestor et al, 1984 ; Roses Codinachs et al, 1988 ;

Mendes et al, 1997). Une plage est une accumulation de sédiment, parfois

grossiers (plage de galets et de blocs, sur la côte extérieure) ou plus fins- c’est

le sable- qui pour le géologue est constitué de particules dont la taille est

comprise entre 0,2 et 2 mm. Cette définition pose d’emblée le problème de

l’origine de ces particules (Boughaba, 1994)

Les sables et les galets des plages proviennent de diverses sources. Ils sont transportés le

long de la côte par la dérive littorale, courant né de l'obliquité de la houle par rapport au

rivage et ils sont déposés là où la houle s'affaiblit (Piriou et al, 1991).

Cependant, l'énergie libérée par les vagues qui déferlent, comme celle liée aux courants

de marée, est capable de les remettre en mouvement. Lorsque, sur une plage, il y a plus

de matériaux qui arrivent que de matériaux qui s'en vont, son «budget sédimentaire»

est positif et elle s'élargit. On dit qu'elle prograde. Dans le cas contraire, elle démaigrit

et perd du terrain au profit de la mer. Si le budget est équilibré, elle est stable (Bird,

1985).

D’abord, comment sont les petites particules amenées par la mer et pourquoi se

déposent-elles ? Une loi assez curieuse, résultant de frottements dans les fluides

et d’une force liée à la rotation de la terre, la force de Coriolis, veut que lorsque

le vent souffle sur l’eau, l’eau se mette en mouvement… non dans le sens du

vent mais dans une direction faisant un angle avec celui-ci de 20 à 40° vers la

droite ; on parle de dérive littorale (Boughaba, 1994).

Le domaine marin participe à l'alimentation des plages, surtout grâce aux produits du

recul des falaises. Les vagues de tempête sont aussi capables de remonter des sédiments

depuis la proche avant-côte, en particulier ceux de nature biodétritique, comme le

sont les sables coquilliers. Cependant, l'essentiel des matériaux des plages a une


4

origine terrigène et, à cet égard, l'apport des cours d'eau est aujourd'hui primordial

(McBride, 1991).

Les mouvements de la mer entraînant donc les particules ; mais pourquoi se

déposent-elles parfois pour former des plages ? Toutes les particules ont

tendance à se déposer dans l’eau, mais l’agitation les remet en suspension. Plus

l’agitation est forte, plus les grosses particules sont entraînées, plus l’agitation

est faible, plus les petites particules peuvent se déposer. Dans des conditions

moins agitées, ce sont des galets mais aussi des sables qui se déposent. (Piriou

et al, 1991).

L’origine des matériaux de la plage est multiple. Beaucoup sont des constituants

peu ou lentement altérables des roches soumises à l’érosion et à l’altération,

arrachée aux continents par des fleuves, mais aussi aux falaises par la mer. Il

existe donc deux types de côtes :

*Les côtes d’érosion où l’attaque par la mer

*Les côtes de dépôts, où domine la sédimentation (Paskoff, 1998).

Il existe un autre constituant, d’origine biologique celui-là ; le calcaire. Cette

substance, altérable provient des coquilles d’animaux marins.

Les plages sont marquées par les organismes vivants. D’abord, il s’échoue une

grande quantité de matière organique, les « laisses de mer ». En effet, poussés

par les vagues, les objets flottants finissent le plus souvent à la côte (Gillet et al,

2000).

Divers animaux prolifèrent sur les laisses de mer ; c’est le cas de la Puce de mer

(Talitres saltator), par exemple, mais aussi d’autres Crustacés et Insectes, ainsi

que de nombreuses bactéries et organismes unicellulaires moins visibles. Les

grains de sable ménagent entre eux de larges trous, qui laissent bien passer

l’oxygène et permettent à ces organismes d’aller chercher ces débris, même

quand ils sont enfouis (Gillet et al, 2000).


5

Il n y a pas d’accumulation de matière organique sous les plages, à l’inverse de

ce qui se passe lorsque les sédiments sont plus fins et donc moins aérés, la

richesse en matière organique reflète la couleur grise des sables de plage

(Paskoff, 1998).

Les laisses de mer sont donc remobilisées et disparaissent de la plage, tant que

l’apport n’est pas trop important. Par exemple, les excréments des petits

animaux détritivores, finement broyés, vont être remportés à marée haute par la

mer, où ils constituent ensuite un engrais pour les organismes microscopiques du

plancton. On sait aussi que de nombreux oiseaux fréquentent les plages pour se

nourrir : beaucoup, comme tournepierre à collier, consomment les animaux

détritivores. Les fientes qu’ils produisent à terre jouent un rôle fertilisant pour

les sols des régions côtières. En ce sens, la plage, comme tous les autres points

du littoral, est une porte d’échange de matière entre écosystèmes continentaux et

marins. (Gillet et al, 2000).

Mais la vie de la plage encore variée à l’échelle microscopique, entre les grains

de sables, bien aérés mais aussi tenus à humides par les eaux, soit salées laissées

par la marée haute, soit plus douces, issues du ruissellement des eaux de pluie

(Pasqualini ,1997).

Dans les parties superficielles, des algues, comme les Diatomées ou de petites

algues vertes filamenteuses, et des Cyanobactéries, équivalentes des plantes

dans nos écosystèmes terrestres, effectuent la photosynthèse (Pasqualini ,1997).

Des organismes unicellulaires, comme des Ciliés et de petits animaux

consomment ces algues ; ils sont à leur tour consommés par des animaux

carnivores, tout aussi microscopiques. Les animaux de ces sables appartiennent

aux crustacés et aux Vers, mais aussi à des groupes moins connus comme les

Tardigrades et les Nématodes (Paskoff, 1993).

Sous les serviettes de plage, un petit monde nombreux et invisible mène donc

une vie active, dont un rôle majeur est l’épuration des plages. C’est ainsi que


6

disparaissent lentement les traces d’hydrocarbures amenés par la mer, au moins

lorsqu’elles arrivent en petite quantité (Miossec, 1998).

A l’échelle de l’année, on observe souvent que le sable est emporté par les

tempêtes d’hiver ; ce processus dit de « démaigrissement », annuel, s’explique

par les grandes tempêtes d’hiver et l’importance du ruissellement des eaux de

pluie (Miossec, 1998).

L’entraînement concerne sélectivement les minéraux les moins denses, ce qui

explique la reconcentration des minéraux lourds, qui colore certaines plages en

hiver (Begin et al, 1989).

Les plages connaissent des variations saisonnières qui font alterner des phases de

démaigrissement et des phases d'engraissement. Aux latitudes tempérées, pendant

l'hiver, les vagues de tempête leur enlèvent des sédiments qui s'accumulent sur

l'avant-côte sous la forme de bancs immergés. Ils seront ensuite restitués pendant

les périodes de beau temps qui voient ces bancs s'effacer. Ce processus naturel de

restauration peut être plus ou moins long. C'est seulement lorsqu'il est incomplet que

l'on doit conclure à un état d'érosion sur le long terme. La méconnaissance de cette

évolution naturelle fait que l'on décide parfois à la hâte, après de grandes tempêtes,

des travaux de défense contre la mer qui ne sont pas justifiés si la situation de crise est

seulement passagère (Begin et al, 1989).

Le vent peut aussi prendre en charge le sédiment de la plage : c’est l’origine des

dunes littorales. Les dunes qui constituent des espaces complémentaires des

plages en arrière desquelles elles se situent. Ces dunes sont caractérisées par la

présence d'une couverture végétale et peuvent également abriter des

microorganismes symbiotiques tels les Rhizobia et les champignons

endomycorhiziens (Salerno, 2006).

Les Rhizobia sont des bactéries fixatrices d'azote atmosphérique une fois

associées à leur plante hôte. Malheureusement, la littérature traitant l'activité de

ces bactéries dans les dunes est très fragmentaire (Pourcher et al, 2007).


7

2. La diversité bactérienne dans différentes conditions environnementales

La recherche de vie dans les habitats terrestres extrêmes occupe aussi une place

centrale dans les interrogations sur les origines de la vie et sur la possibilité de

vie extra-terrestre.

Au cours des dernières décennies, la gamme connue d’environnements habités

s’est très largement étendue, y compris à des environnements dépourvus d’eau

liquide.

Une des plus surprenantes découvertes a été celle, en 1977, des écosystèmes

océaniques profonds associés aux sources hydrothermales, premier écosystème

connu totalement basé sur la production primaire de bactéries

chémiosynthétiques (Prieur et al, 1995).

L’endroit le plus aride de la planète, le désert d’Atacama au Chili, est le seul

environnement naturel probablement stérile à la surface de la Terre (Navarro-

Gonzalez et al, 2003).

Marion et al, (2003) donnent les caractéristiques extrêmes des environnements

dans lesquels la vie existe de façon certaine :

1. la gamme de température s’étend de 20°C à 121°C) ;

2. la gamme de salinité, mesurée en termes d’activité de l’eau, va de 0,6 à 1 ;

3. le pH va de 0 à 13 ;

4. la pression (hydrostatique) va de 0 (vide poussé) à 1100 bar.

Les extrêmophiles, « organismes dans des habitats où la température, le pH, la

salinité ou la pression sont extrêmes » (Ciaramella et al, 2002) sont regroupés

en catégories selon le stress auquel ils sont adaptés :

– les thermophiles et psychrophiles sont respectivement adaptés aux hautes et

basses températures, des plus chaudes sources hydrothermales (Deming, 1993)

jusqu’au permafrost sibérien (Bakermans et al, 2003).

-Les barophiles sont adaptés aux fortes pressions1, comme celles des grands

fonds océaniques (Margesin, 2004) ;


8

– Les acidophiles, alcalinophiles et halophiles sont adaptés à l’acidité, la basicité

ou la forte salinité du milieu (comme les bassins hypersalins et anoxiques au

fond de la mer méditerranée, qui résultent de la dissolution de dépôts de sel du

Miocène, (van der Wielen et al, 2005).

– Les aérophiles résistent à un transport atmosphérique (Lighthart et Shaffer,

1994).

Le développement des activités humaines élargit encore la gamme de conditions

dites « Extrêmes ».

L’industrialisation et les pollutions associées, notamment chimiques,

organiques et radiologiques, créent des environnements artificiels qui sont aussi

en quasi-totalité colonisés par des microorganismes adaptés (Backman et

Jansson, 2004).

Même l’exploration spatiale a permis d’isoler des bactéries, contaminant les

systèmes d’eau de la station spatiale internationale, tolérant la microgravité

(Baker et Leff, 2005) ou capables, sur une courte durée, de survivre au vide (et

donc à la dessiccation) et aux radiations UV intenses du milieu spatial (Saffary

et al, 2002).

Des tests balistiques sont menés, qui visent à reproduire le choc de la chute

d’une météorite et à prouver que des spores portée par la météorite pourraient y

survivre (Benardini et al, 2003).

Les organismes capables de vivre dans les environnements pollués, en dégradant

les composés polluants, ont un intérêt évident même si les connaissances

nécessaires à l’élaboration de procédés de dépollution efficaces sont très

importantes (Salerno, 2006).

Les utilisations technologiques des organismes extrêmophiles dépassent très

largement la bioremédiation. De nombreuses protéines thermostables,

maintenant indispensables en recherche et en industrie, ont été isolées à partir

de bactéries du genre Thermus, les chercheurs exploitent maintenant les données


9

issus du séquençage intégral du génome d’organismes extrêmophiles comme

Thermus thermophilus (Benardini et al, 2003).

Par rapport aux environnements cités plus haut, il apparait nécessaire de

distinguer la faculté des organismes de survivre à l’application d’un stress

(ponctuelle ou plus fréquente ou prolongée), de la faculté d’avoir une activité

métabolique normale ou quasi-normale en présence de ce stress. Les déserts

chauds se caractérisent par le caractère intermittent des extrêmes, de

température et d’humidité. La condition extrême, la chaleur d’après-midi

associée à une très forte dessiccation, ne permet aucune activité microbienne.

Par contre, les organismes qui y survivent, à l’état dormant, profitent des

périodes de conditions plus clémentes ; ces organismes sont qualifiés

d’« anhydrobiotiques ». (Benardini et al, 2003).

Ciaramella et al, (2002) décrit il y a plus de trois cents ans la reviviscence des

animalcules (Rotifères), initialement séchés, lors de leur réhydratation. Le cas le

plus étudié actuellement est celui des croûtes microbiennes des déserts.

Garcia-Pichel et Pringault, (2001), ont étudié les bad-lands d’Espagne et ont

montré que les cyanobactéries se déplacent activement verticalement en réponse

à l’humidification ou à l’assèchement de la surface du sol.

Ceci permet d’assurer au mieux la production primaire, photosynthétique, quand

les conditions sont favorables. Toutefois, les perturbations de l’écosystème,

comme le piétinement par le bétail, augmentent la mortalité des bactéries,

qu’elles soient dormantes ou non ( Garcia-Pichel et Pringault, 2001),

Cable et Huxman, (2004), ont mesuré la part des croûtes microbiennes dans la

respiration du sol du désert de Sonora en fonction de l’intensité des pulses

expérimentaux de précipitations. Lors des évènements les plus intenses, les

plantes et bactéries du sol contribuent à la quasi-totalité du flux de CO2.

Lors des évènements de faible intensité, qui constituent l’essentiel des

précipitations en Arizona, le « réveil » des organismes des croûtes participe à


10

hauteur de 80% à la production de CO2 par le sol. Les croûtes contribuent

fréquemment à la production de l’écosystème.

Billi et Potts (2002), posent les questions fondamentales de l’étude des

mécanismes de tolérance à la dessiccation. Comment certaines espèces

bactériennes font-elles face au déficit en eau alors que d’autres ne le peuvent

pas ? Combien de temps les cellules desséchées restent-elles viables ? Deux

processus entrainent un efflux de l’eau des cellules, le dessèchement par l’air et

le stress hypertonique.

Mais même chez les plus extrêmes des bactéries halophiles, la perte d’eau reste

très inférieure à celle des cellules anhydrobiotiques. Chez ces dernières, le

contenu résiduel est souvent moins de 0,1 g/g poids sec (et cette eau ne suffit

même pas à maintenir une monocouche d’eau autour des macromolécules,

rendant notamment impossible toute réaction enzymatique). On considère que

les bactéries sensibles à la dessiccation sont celles qui meurent quand leur

contenu en eau est réduit à 0,3 g/g poids sec. Les premiers stades du

desséchement entrainent un stress osmotique, dont les micro-organismes

se prémunissent principalement par l’accumulation intracellulaire de solutés.

Les solutés organiques accumulés, comme le tréhalose (un disaccharide), la

proline (un acide aminé) et la glycine-bétaine (carboxyméthyl-

triméthylammonium) sont dits « compatibles » car ils ne perturbent pas le

fonctionnement des macromolécules et le métabolisme cellulaire (Kempf et

Bremer, 1998). Une telle contrainte de « compatibilité » explique sans doute le

fait que ces solutés sont les mêmes chez les bactéries, les archées et les

eucaryotes selon les mêmes auteurs.

La cellule maintient une activité plus ou moins normale tant que l’accumulation

des solutés évitent des pertes d’eau trop importantes. Surviennent ensuite les

dommages liés à la dessiccation. Les changements de conformation des

protéines entrainent un mauvais fonctionnement des enzymes, des chaînes de

transport d’électrons. Le stress oxydant peut alors entraîner des dommages


11

chimiques aux molécules biologiques, notamment à l’ADN. Le manque d’eau

perturbe aussi la structure des membranes, car les interactions électrostatiques et

’’hydrophile-hydrophobes ’’qui maintiennent normalement en place les lipides

membranaires sont perturbées (Kempf et Bremer, 1998).

Inversement, certains organismes possèdent des systèmes qui minimisent es

pertes d’eau ; à la différence des spores, qui sont presque totalement

déshydratées, les kystes ont une teneur en eau comparable à celle des cellules

végétatives. Le processus d’enkystement inclut la formation d’une paroi

cellulaire plus ou moins épaisse qui limite les échanges avec l’extérieur

(Singleton et Sainsbury, 1994). Les kystes, dont Azotobacter est l’exemple le

plus connu, sont généralement métaboliquement dormants et incapables de se

diviser. Cette distinction renvoie à la différence entre les notions d’évitement et

de tolérance. L’évitement regroupe tous les processus qui maintiennent la cellule

ou l’organisme en déséquilibre thermodynamique avec son milieu, par

l’établissement de barrières physiques qui isolent l’individu ou par une

exclusion constante du stress par une barrière chimique ou métabolique. La

tolérance est la capacité pour l’organisme, à l’équilibre thermodynamique avec

le stress, de ne pas en souffrir en prévenant, diminuant ou réparant les

dommages causés par le stress. La résistance de certains organismes implique à

la fois des mécanismes de tolérance et d’évitement, dont les contributions

respectives sont délicates à estimer. La situation du sable est différente de celle

d’un sol tempéré. Les bactéries sont en relation directe avec les particules

minérales, ou avec les rares particules riches en matière organique (Sugiyama et

Nikara, 2004).

Dans les systèmes naturels (les poussières atmosphériques étudiées par (Tong et

Lighthart, 1998) ou artificiels (les réseaux de distribution d’eau étudiées par

(Wu et al, 2005), les particules minérales protègent les bactéries associées des

effets délétères des radiations solaires ou des UV utilisés pour la désinfection.


12

De même, les associations avec les particules décrites par Lunsdorf et al, (2000)

créent des micro-habitats aux conditions physico-chimiques différentes

(plus favorables) de celles du sol « moyen ».

L’étude des interactions entre les bactéries et les minéraux dans les

environnements arides possède donc un double intérêt. Outre les quantifications

des activités métaboliques géochimiquement pertinentes, l’étude de la

participation des minéraux aux mécanismes de résistance des bactéries aux

stress de l’environnement prend dans les déserts tout son sens.

L’étude de la diversité d’une communauté bactérienne est nécessaire avant les

études fonctionnelles ou physiologiques. La diversité d’une communauté repose

sur trois points (Dunbar et al, 1999). La composition est l’inventaire des types

bactériens présents (au niveau taxonomique choisi), la richesse est le nombre de

types et la structure et l’abondance relative des différents types.

Les méthodes moléculaires permettent de mieux appréhender chacun de ces trois

points et de s’affranchir des lacunes des méthodes basées uniquement sur les

cultures pures (Amann et al, 1995).

Quelle que soit la complexité du système étudié, il est possible d’obtenir les

séquences des bactéries majoritaires. Les méthodes d’hybridation in situ par des

sondes oligonucléotides, basées sur les séquences des bactéries supposées

majoritaires, permettent d’estimer leurs effectifs et donc de réaliser une

estimation de la structure de la communauté. La structure peut être appréhendée

de plus en plus précisément par l’emploi successif de sondes de spécificité

croissante. Dans certains cas, ces méthodes d’hybridation permettent même

d’obtenir des informations morphologiques ou physiologiques (comme le

contenu cellulaire en ARN, qui renseigne sur le taux de croissance et l’activité

des bactéries). Les approches basées sur la mise en culture des micro-

organismes, malgré les limites évoquées plus haut, conservent un fort intérêt

écologique (Garland et al, 2001).


13

Garland et al, (2001), considèrent que les bactéries « cultivables » sont celles

qui sont capables de coloniser rapidement un milieu peu contraignant. La

proportion de ces bactéries « opportunistes » dans la flore totale serait donc un

bon indicateur de l’état, par rapport à la succession écologique, des

communautés.

Malgré les avancées récentes permises par ces méthodes, la diversité absolue

des bactéries est inconnue et souvent considérée comme hors de portée

(Curtis et al, 2002, Cases et Lorenzo, 2002), et ce quelle que soit l’échelle

ou l’environnement. Il est généralement impossible de réaliser un inventaire

exhaustif des types bactériens présents, mais les méthodes statistiques utilisant

des modèles de structure de communauté permettent d’extrapoler les

abondances des types majoritaires pour estimer le nombre de taxa présents.

Les études synthétisées par Torsvik et al (2002), ont été menées dans des

environnements très divers, autant « naturels » (tempérés comme les sols

forestiers, sédiments marins ou extrêmes comme des bassins saumâtres saturés

en sel) que perturbés par les activités humaines (sols agricoles, ou zones

marines à forte pollution organique). En analysant l’hybridation des ADN

extraits.

Curtis et al, (2002), étudiant les relations entre la diversité locale et la diversité

globale, émettent aussi l’hypothèse que la diversité bactérienne globale est

constituée d’un nombre relativement faible de taxa ubiquitaires.

Une estimation quelque peu précise de l’abondance des deux ou trois taxa

majoritaires améliorerait significativement notre connaissance de la diversité

globale. Elle fournirait aussi un test très intéressant de l’hypothèse log-normale

de distribution des espèces bactériennes, qui constitue la base de la plupart des

modélisations mathématiques en écologie microbienne (Curtis et al, 2002).

Zhou et al, (2002), ont étudié différents sols et leurs horizons contenant

différentes teneurs en eau et en matière organique. Un sol de surface, non saturé

en eau et pauvre en carbone, a montré une communauté microbienne très


14

uniforme, au sein de laquelle toutes les espèces étaient également abondantes.

L’horizon inférieur du même sol, lui aussi pauvre en carbone mais saturé en eau,

montrait une distribution spécifique plus classique, dominée par quelques taxa.

On considère très généralement que la dominance est le résultat d’interactions

compétitives (Zhou et al, 2002).

Les conséquences liées aux déplacements bactériens dans un profil sol

concernent de nombreuses thématiques environnementales, agronomiques et de

santé. Aussi l’intérêt pour cette problématique est grandissant car les

perspectives d’application sont nombreuses. Ainsi certaines souches sont

spécialisées dans la dégradation de polluants (biodégradation), d’autres

capables de rééquilibrer un écosystème ou encore d’apporter des sources d’azote

à des plantes de culture. L’apport et le transfert de ces microorganismes dans un

sol pourraient donc servir à la protection de l’environnement. (Walker et al,

2004).

Cependant les déplacements de microbes dans un sol peuvent aussi être

nuisibles. Le transfert de bactéries pathogènes, exogènes ou génétiquement

modifiées dans la zone non saturée peut aboutir à la contamination de nappes

phréatiques ou à la perturbation d’un écosystème. De plus les bactéries peuvent

être vecteurs pour le transport de polluants tel que des métaux lourds, des

éléments radioactifs ou des pesticides. De nombreux déchets pouvant contenir

des concentrations élevées en bactéries entériques pathogènes sont

régulièrement répandu à la surface de sols. Des études récentes ont montré que

le sol pouvait jouer un rôle important dans la transmission de maladies

entériques. Dans les pays en voie de développement. (Grasso et al, 1996)

Zhou et al, (2002). Proposent quatre facteurs susceptibles d’entraîner la

répartition uniforme qu’ils ont observée. Une grande abondance de ressources

réduit la compétition, permettant l’établissement d’une grande diversité.

L’existence de la ressource sous différentes formes peut entraîner une

spécialisation des espèces, réduisant la compétition. La séparation spatiale des


15

ressources peut résulter en une séparation physique des populations, évitant

encore la compétition. Des conditions environnementales fluctuantes peuvent

enfin entretenir une situation hors-équilibre avec des populations plus diverses.

Les études de la diversité bactérienne dans les zones arides sont plus

fréquemment menées dans des zones où un couvert végétal, même très clairs

existe, que dans des zones véritablement dépourvues de végétation. Elles

comparent souvent les caractéristiques de la communauté microbienne du sol

près ou loin des plantes (Zhou et al, 2002).

Kuske et al, (2002), ont comparé les rhizosphères de trois plantes du plateau

aride du Colorado et les espaces sans végétation mais portant une croûte

microbienne (à trois profondeurs différentes, de la surface du sol à 30 cm). Deux

plantes étaient autochtones typiques et la troisième était une espèce invasive. La

quantité d’ADN extraite des sols rhizosphériques, et donc la biomasse

bactérienne, était supérieure à celle des espaces inter-plantes. Le concept d’«

îlots de fertilité » correspond dans les environnements arides, où les nutriments

sont peu abondants et répartis inégalement, à la plus nombreuse population

microbienne dans la rhizosphère des plantes. Les microorganismes favorisent la

croissance des plantes en fixant l’azote, limitant des pathogènes et favorisant la

dissolution des minéraux. Mais la notion souvent admise d’« îlots de fertilité »

était infirmée dans l’étude de Kuske et al, (2002) par des quantités de carbone

organique du sol et un nombre de bactéries hétérotrophes cultivables partout

similaires. Toutefois, les structures des communautés bactériennes étaient

notablement différentes.

L’étude plus précise du groupe des Acidobacteria, très divers et connus dans de

nombreux types de sols et environnements dans le monde entier, révélait des

différences plus marquées encore. Le rôle fonctionnel de ces bactéries dans les

L’étude plus précise du groupe des Acidobacteria, très divers et connus dans de

nombreux types de sols et environnements dans le monde entier, révélait des

différences plus marquées encore. Le rôle fonctionnel de ces bactéries dans les


16

sols n’est pas connu, mais cette étude a démontré que différents membres de

cette division occupent différentes niches écologiques et seraient donc très

intéressants à suivre dans la perspective de changements de type de couvert

végétal liés aux modifications de l’environnement (Kuske et al, 1997).

Bird et al, (2002) ont étudié des sols arides du Nouveau-Mexique, constitués de

patches de végétation avec des espaces qui les séparent, mais n’ont pas observé

de teneurs uniformes (Kuske et al, 1997) en matière organique dans le sol

rhizosphérique et entre les plantes. Ils en ont déduit que la teneur en carbone, en

est très variable, tant à l’échelle du patch de végétation qu’à l’échelle du

paysage. Cette conclusion est en accord avec l’hypothèse des « ilots de fertilité »

Dunbar et al, (1999), ont étudié la rhizosphère de pins pignons et les espaces

entre les arbres sur deux sites dans une région aride boisée du nord de l’Arizona,

soit quatre échantillons. Le champ de cendres vieux de 900 ans d’un volcan

éteint, constitue un des sites étudiés. L’autre est un sol sableux typique de la

région. Les deux sites connaissent le même régime de précipitations, mais le sol

cendreux est plus grossier et mieux drainé. De plus, sa couleur très sombre crée

un environnement plus chaud que le sol sableux (sécheresse édaphique, (Kuske

et al, 1997). Contrairement au sol sableux qui porte quelques herbes, les espaces

entre les arbres ne portent pas de végétation sur le sol cendreux. Les auteurs ont

comparé la diversité bactérienne par séquençage des gènes, tant sur des isolats

bactériens cultivées qu’après extraction de l’ADN du sol et clonage (Kuske et

al, 1997).

L’étude de l’altération des minéraux en milieux arides est motivée par le fait que

de très nombreuses découvertes de météorites ont lieu dans les déserts, chauds

ou froids ( Aguilera et al, 1999).

Ces découvertes ayant généralement lieu longtemps après la chute, l’altération

terrestre est susceptible de brouiller le message chimique porté par les

météorites ; De nombreux travaux sont en cours, qui visent à déterminer les


17

modes de résistance des bactéries aux stress de l’environnement (notamment la

dessiccation et les rayonnements solaires) (Aguilera et al, 1999).

La connaissance des conditions de vie des micro-organismes vise aussi à estimer

la participation des déserts aux cycles géochimiques à la surface de la Terre.

3. Evaluation de la pollution microbienne en méditerranée

IL existe deux sortes principales d'exposition humaine aux polluants microbiens en

Méditerranée ; la consommation de poissons et crustacés contaminés et le contact

direct avec les agents contaminateurs au cours de la baignade, dans ce dernier cas par

ingestion d'eau de mer. On peut illustrer l'ampleur du danger potentiel crée par cette

exposition en mentionnant qu'environ 100 millions de personnes vivent de façon

permanente sur les côtes de la Méditerranée et à peu près autant s'y rendent tous les

ans dans un but de plaisance (GFCM, 1983).

La pollution microbienne est un des résultats directs du déversement d'eaux usées non

traitées dans le milieu marin. Dans la région méditerranéenne, plus de 90% des

déchets municipaux sont déversés à l'état brut (PNUE/FAO/OMS/AIEA, 1990).

L'importance d'assurer une qualité convenable d'eau de mer est rendue plus aigue

par les faits que l'un des charmes les plus populaires des loisirs le long de la côte

méditerranéenne est la plage destinée à la baignade et que, puisque les températures

sont relativement élevées, les baigneurs demeurent plus longtemps dans l'eau qu'ils ne

le feraient normalement dans les climats tempérés, donnant donc une période

d'exposition plus longue à une contamination possible (UNEP/IOC/IAEA/FAO,

1990).

3.1. Sort de la pollution microbienne en Méditerranée

Les sources de pollution bactérienne sont nombreuses, et les germes proviennent

généralement de :

Rejets urbains : ces germes sont issus de l’épuration domestique et industrielle ;

lorsque certaines stations négligent de les traiter ; lorsqu’il n y a pas

d’assainissement, que les réseaux sont défaillants ou lorsque la capacité


18

d’assainissement est dépassée, en période estivale notamment par exemple, la

capacité totale des installations d’épuration déjà réalisées en Algérie représente

environ 18,3% du besoin national (Bentir, 1996).

Trois groupes d'indicateurs de pollution fécale ont servi essentiellement de base à

l'évaluation de la pollution microbienne en mer Méditerranée ; les Coliformes

totaux, les Coliformes fécaux et les Streptocoques fécaux. rien qu'ils ne

répondent pas à toutes les exigences d'un "indicateur idéal", ils sont en général

considérés et utilisés comme des indicateurs acceptables pour déterminer la qualité

sanitaire des eaux à usage récréatif (OMS/PNUE, 1990 )

L'eau de mer n'est pas le milieu naturel de la plupart des microorganismes

déversés dans les effluents d'eaux usées, en particulier ceux provenant des voies

intestinales de l'homme ou d'autres animaux à sang chaud. Donc, on peut s'attendre à

ce que les trois indicateurs microbiens cités au paragraphe ci-dessus ne demeurent

pas inchangés dans les eaux de mer réceptrices mais plutôt disparaissent au fur et à

mesure (OMS/PNUE, 1979).

La salinité, la lumière naturelle, la température, les substances dissoutes et les

prédateurs naturels comptent au nombre des facteurs connus affectant la survie de ces

microorganismes dans l'eau de mer. Plus particulièrement, on a démontré que le

rayonnement solaire est un des seuls facteurs importants responsable de l'inactivation

microbienne (Prado et al, 1994).

Les résultats disponibles de Natsch et al ( 1996) montrent que les lésions sublétales

provoquées par le rayonnement solaire dans le système enzymatique de catalase

d’Escherichia coli rendent les cellules sensibles à des concentrations de peroxyde,

inoffensives dans le cas contraire. Bien que les techniques de culture normales ne

permettent pas de retrouver toutes les cellules microbiennes agressées, l'addition de

cellules errantes de peroxyde et particulièrement l'enzyme de catalase lui-même,

permet de retrouver une partie considérable des cellules d’Escherichia coli

affectées. Cependant, si l'on considère le haut niveau d'enzyme supplémentaire

nécessaire dans les cultures de laboratoire pour retrouver les cellules ayant subi des


19

lésions, on peut s'attendre à ce que ce processus d'enrichissement ne se produise pas

dans des conditions naturelles et par conséquent que la plupart des organismes

ayant subi des lésions par la lumière du soleil ne puissent pas survivre, étant

ainsi perdus de façon permanente après un certain temps.

Les résultats d'études in situ, menées au cours de (PNUE / OMS, 1979) et ailleurs,

ont démontré les différents modèles de survie des trois indicateurs microbiens.

Alors que les Coliformes totaux et les Coliformes fécaux semblent être inactivés

dans l'eau de mer assez rapidement et progressivement dans des conditions

naturelles, les Streptocoques montrent une vitesse d'inactivation plus faible.

La floculation des cellules microbiennes et leur sédimentation consécutive au

fond de la mer sont considérées comme le mécanisme responsable de

l'enrichissement microbien des sédiments dans les zones situées autour des

déversements d'eaux usées (Mitchell et Chamberlain, 1975).

Les remous naturels et les courants de mer peuvent devenir un mécanisme plausible

par lequel les sédiments contaminés peuvent être resuspendus, avec consécutivement

un endommagement de la qualité microbienne de l'eau de mer sus-jacente

(Volterra et Aulicino, 1980).

Cependant, le fond de la mer n'est pas le milieu naturel de la plupart des

microorganismes apportés par les effluents d'eaux usées; on peut donc s'attendre à

ce qu'en mettant fin aux déversements et en les améliorant, avec la déplétion des

substrats organiques qui s'ensuit, la survie de ces micro-organismes soit fortement

compromises (Volterra et Aulicino, 1980).

De façon semblable à ce qui se produit dans l'eau de mer, des résultats d'études

pratiques ont démontré que les Streptocoques fécaux peuvent survivre plus longtemps

que les Coliformes fécaux jusqu'à les dépasser en nombre, contrairement à ce que

l'on observe normalement dans les effluents d'eaux usées municipales non

t ra i t ées (Volterra et Aulicino, 1980).

Tous les résultats précédents permettent de soutenir fortement l'inclusion des

Streptocoques fécaux comme indicateur de la pollution fécale en plus des


20

Coliformes fécaux et totaux afin de les utiliser dans les programmes de

surveillance continue courants. Les connaissances actuelles soutiennent l'utilisation

tant des Coliformes fécaux que des Streptocoques fécaux comme paramètres de

routine pour la surveillance de la qualité des eaux côtières parce qu'ils sont

importants comme indicateur individuel et aussi parce qu'ils fournissent des

renseignements supplémentaires de valeur lorsqu'on les compare quant à

l'origine et au temps de séjour dans les eaux de mer des effluents d'eaux usées

(Geldreich, 1976).

4. Les polluants hydriques

Les eaux usées domestiques non traitées sont utilisées à des fins d’irrigation en

agriculture. Cette méthode est une source de prolifération de souches pathogènes

dans les sols et de contamination des nappes phréatiques, des puits ou des eaux

de récréations. Mais cette pratique commence également à se répandre dans les

pays développés notamment dans les régions souffrant de déficits hydriques

importants. Par exemple dans l’Arizona de nombreux parcs municipaux sont

irrigués avec des eaux usées. Les données sur le déplacement de souches

pathogènes dans un profil sol sont encore rares dans la littérature. La possibilité

que le sol puisse être un réservoir et un lieu de transport de bactéries pathogènes

n’a été que peu étudiée. Il semble logique de penser que des bactéries apportées

à un sol peuvent atteindre les nappes phréatiques grâce à la circulation de l’eau

dans les pores du sol. Cependant le lien entre l’origine des maladies entériques

et le sol n’a pas encore été parfaitement établi.

(Choi et al, 2007)

En 1980 on estimait que 2 milliards d’hommes dans le monde n’avaient pas

accès à un point d’eau potable, pendant cette même période estimait que 80 des

maladies sur la planète sont transmises par les eaux contaminées par les

polluants chimiques et organiques (O.M.S, 1987).


21

Certaines espèces bactériennes normalement absentes dans l’intestin d’une

personne en bonne santé, peuvent être sécrétées de façon intermittente et en

quantités variables selon le lieu et l’état de santé de la personne, ces bactéries

pathogènes, ou potentiellement pathogènes, sont responsables de la plupart des

maladies infectieuses qui sévissent en Afrique subtropicale : choléra, fièvre

typhoïde, dysenterie, gastro-entérite, maladies diarrhéiques (Redman et al,

2002).

Généralement transmises à l’homme par voie digestive liée à la consommation

d’eau ou d’aliments contaminés, les bactéries pathogènes jouent un rôle

déterminant dans la pollution biologique de la nappe phréatique à partir d’une

latrine (Li et al, 2007).

Les bactéries pathogènes ne sont pas toujours omniprésentes dans les matières

fécales contrairement aux bactéries indicatrices de la pollution fécale. (Redman

et al, 2002)

5. La flore des sables de plage

5.1 Micro-organismes d’indication fécale

Ils sont des microorganismes non pathogènes employés pour indiquer le degré

de la contamination fécale. Ils sont généralement présents dans des nombres

bien plus grands que les microorganismes pathogènes et il est facile de les isoler,

identifier et énumérer (Reasoner et Geldreich, 1985).

Les microorganismes d’indication fécale incluent des Coliformes (Coliformes

totales, Coliformes thermotolérants et Escherichia coli), des entérocoques

intestinaux, des bactériophages et Clostridium (Collins et al, 1994).

La présence des Coliformes totales, des Coliformes thermotolérants, de

l'Escherichia coli et d'entérocoques en sable de plage et le rapport entre leurs

nombres en sable de plage et leurs nombres dans les eaux adjacentes ont

comporté un domaine de recherche significatif, avec des résultats apparent

contradictoires (Koneman et al, 1997).


22

Des Coliformes totaux, des Coliformes thermotolérants et des entérocoques

intestinaux ont été isolés dans les échantillons extérieurs de sable à Marseille et

Agde en France. Le nombre d'entérocoques intestinaux, provenant

probablement des animaux, étaient plus haut que le nombre d'autres indicateurs

(Conseil Supérieur d' Hygiène Publique de France, 1990).

Des nombres très élevés des Coliformes thermotolérants et d’entérocoques

intestinaux étaient Isolés en sable de plage le long des eaux côtières de Tarente

en Italie (Signorile et al, 1992).

Des nombres plus peu élevés des microorganismes d’indication fécale ont été

enregistrés dans des secteurs de natation à Avive, Israël, et à Barcelone,

l'Espagne (Figueras et autres, 1992 ; Ghinsberg et al, 1994).

Des nombres peu élevés de ces indicateurs ont été récupérés en sable sec d'une

plage le long de la côte de Thyrrenian (Italie). Escherichia coli a été récupérée

dans 61% des échantillons et les entérocoques ont dépassé des Coliformes en

nombre (Bonadonna et al, 2002).

Dans une étude italienne, une corrélation significative a été trouvée entre la

contamination de plages et la contamination des eaux de mer adjacentes, bien

que le sable ait généralement eu des recensements de bactéries plus élevés que

l'eau (Aulicino et al, 1985).

Une tendance semblable a été trouvée aux plages de Barcelone ; contrairement à

l'étude italienne, cependant, le niveau de la contamination n'était pas

sensiblement différent entre le sable et l'eau de mer (Roses Codinachs et al,

1988).

Papadakis et al, (1997) n'ont trouvé aucune corrélation entre les indicateurs de la

pollution fécale comptés sur la partie humide de la plage et les comptes de

Staphylococcus aureus ou présence de mycètes. Une corrélation statistiquement

significative a été détectée entre les levures et les moules, l'Escherichia coli, les

entérocoques et les spores de Clostridium sulfitoréducteur et entre les spores et


23

des Staphylocoques dans une recherche sur les sables secs et humides en Italie

(Bonadonna et al, 2002).

Dans une étude épidémiologique effectuée sur deux plages à Malaga, l'Espagne,

des microorganismes d’indication fécale, particulièrement, les coliphages, ont

été fortement et sensiblement corrélés avec les champignons dermatophytes

(mycètes microscopiques qui se développent sur la peau et les muqueuses) sur

une des deux plages. Seulement E. coli a montré une corrélation significative

avec des Candida albicans (une mycète pathogène).

À l'autre plage, les entérocoques intestinaux ont montré la meilleure corrélation

avec des champignons dermatophytes. Encore, les coliphages présentaient une

meilleure corrélation avec des Candida albicans. (Borrego et al, 1991).

5.2. Staphylocoques

Selon quelques études, les espèces de Staphylocoque prédominent au-dessus

des autres flores dans le sable (Dowidart et Abdel-Monem, 1990). D'un total de

85 contraintes de coques gram positif isolés dans l'eau et le sable de plage

situés à deux plages populaires dans le Chili, dont 31% ont été classifiés comme

des Staphylocoques épidermite, 9% comme S.haemolyticus, 24% comme

Staphylocoques doré et 36% comme autres espèces de Staphylocoque (Prado et

al, 1994). L'origine des Staphylocoques en sable de plage est attribuée à

l'activité humaine. Son nombre est corrélé avec le nombre de nageurs sur la

plage, et les nombres de Staphylocoques dorés montrent une corrélation avec la

présence des levures d'origine humaine dans des échantillons de sable

(Papadakis et al, 1997).

De plus, de grandes quantités de Staphylocoques doré ont été récupérées du

sable et de l'eau en été, quand il y avait une densité plus élevée de nageurs sur la

plage, qu'en hiver (Ghebremedhin et al, 2008).


24

En outre, de plus grandes quantités de Staphylocoques doré ont été récupérées

du sable en le comparant avec les échantillons d'eau (Ghinsberg et al, 1994 ;

Papadakis et al ; 1997).

Les investigations effectuées le long de la côte tyrrhénienne ont montré des

densités plus élevées des espèces de Staphylocoque en sable des secteurs

caractérisés par des brise-lames qu'en sables trouvés dans des terrains

découverts. Les Staphylocoques épidermites, était les prédominantes

(Bonadonna et al, 1993).

5.3. Pseudomonas aeruginosa

Dans une étude en Israël, l'eau de mer et le sable sur un certain nombre de

plages, a contenu de divers niveaux de Pseudomonas aeruginosa. L'isolement

de Pseudomonas aeruginosa. et d'autres espèces de Pseudomonas était

proportionnellement plus haut en sable que dans des échantillons d'eau de mer

(Ghinsberg et al, 1994). Les Pseudomonas aeruginosa ont été isolées dans les

plages sablonneuses au Portugal dans des conditions diverses de marée,

(Mendes et al, 1993).

5.4. Vibrio

Des isolats de Vibrio parahaemolyticus ont été trouvés dans l'eau marine ou

saumâtre et les spécimens rassemblés des échantillons de sable en Afrique

(Aldova, 1989). Vibrio harvey a été isolé dans l'eau de bord de la mer et dans

les échantillons de sable rassemblés sur la plage (Aldova, 1989).

5.5. Bactéries entériques

Ce sont des espèces de bactéries qui peuvent causer la gastroentérite, elles ont

été isolées dans des échantillons de sable. Cependant, leur présence ne constitue

aucune menace apparente de santé. Les sables des plages au Portugal ont

contenu des valeurs semblables de Clostridium perfringens dans de diverses

conditions de marée (Mendes et al, 1993).


25

Bonadonna et al (1993) ont suggéré que C. perfringens pourrait être un bon

indicateur de contamination fécale en sable. Des niveaux bas de

Campylobacter jejuni ont été enregistrés dans les eaux côtières et le sable sur

des plages israéliennes, le sable de plage a contenu une plus grande quantité de

bactéries entériques que le rivage adjacent (Ghinsberg et al, 1994).

Au Royaume-Uni, sur la zone intertidale, les sédiments ont semblé servir de

réservoir substantiel aux campylobactéries thermophiles, qui pourraient

contribuer de manière significative aux nombres bactériens en eaux de surface

(Obiri-Danso et Jones, 1997).

Dabrowski (1982) a isolé des espèces de Shigella à partir des échantillons de

sable et d'eau sur une plage dans le compartiment de Danzig (Pologne).

5.6. Mycètes

Mycètes qui sont souvent trouvés dans l'environnement pendant que les

saprophytes peuvent agir en tant que microbes pathogènes opportunistes (Hoog

et al, 2000).

Les études par Soussa (1990) dans les régions côtières centrales portugaises ont

montré la présence des dermatophytes dans 42% des plages de sable analysées.

Les plus communs étaient les Trichophyton mentagrophytes, le T. rubrum et le

Microsporum Nanum.

Toutes ces espèces sont associées aux infections de la peau, avec des T.

mentagrophytes étant l'agent le plus commun du dermatomycosis en Europe et

T. rubrum L'agent le plus commun dans le monde entier (Hoog et autres, 2000).

5.6.1. Mycètes saprophytiques

Les Candida et Aspergille (A. ochraceus et A. fumigatus) ont été isolés dans

les secteurs inondés et intermédiaires en conditions de marée élevées (Izquierdo

et al, 1986).

Des Candida albicans et d'autres espèces de Candida ont été isolés dans des

plages de sable dans les sud de la France (Bernard et al, 1988). Dans la même


26

étude, 8 mycètes keratinophiliques (c'est-à-dire, ceux capables se développer

sur la kératine, un terrain communal caractéristique aux dermatophytes) et 11

espèces non-keratinophiliques, qui sont des microorganismes potentiellement

pathogènes, ont été isolés.

Izquierdo et al (1986) ont isolé 16 espèces de mycètes dans le sable de plage le

long du nord-est de la côte méditerranéenne de l'Espagne, dont quelques

espèces sont potentiellement pathogènes. La plupart des espèces ont appartenu

aux genres Penicillium, Aspergille et Cladosporium.

En Israël, Ghinsberg et al (1994) ont isolé des mycètes dans tous les

échantillons de sable de plage, mais pas dans des échantillons d'eau de mer.

Dans une étude en Guadeloupe, Boiron et al (1983) ont étudié des espèces

fongiques en sable d'eau de mer et de bord de la mer, concluant que la similitude

des espèces bactériennes en sable et eau de mer, en même temps que le fait

qu'aucune Candida albicans n'a été isolée, a corroboré leur hypothèse que les

levures isolées étaient d'origine marine. Les mycètes isolées ont appartenu aux

espèces C. tropicalis, C. parapsilosis, C. langeronii, C. guilliermondii,

Trichosporon cutaneum et espèces de Thorulopsis. Plus souvent les genres

isolés dans les échantillons de sable de plage dans une étude espagnole étaient

Penicillium, Aspergillus, Cladosporium, Altenaria, Mucor, Monilia,

Cephalosporium, Verticillium et Chrysosporium (Roses Codinachs et al, 1988).

Absence ou présence limitée de C. albicans a été également enregistrée par

d'autres chercheurs (Roses Codinachs etl, 1988 ; Figueras et al, 1992).

La densité fongique de 180 échantillons de sable rassemblés de 42 plages

espagnoles méditerranéennes a atteint plusieurs centaines de mille de colonies

formants unités par gramme d'échantillon. Les genres les plus isolés

généralement étaient Penicillium, Cladosporium, Aspergillus, Acremonium,

Altenaria et Fusarium (Larrondo et Calvo, 1989). Dans une étude effectuée dans

la région d'Attica de la Grèce, les isolats fongiques ont inclus des Candida


27

albicans, C. krusei, C. tropicalis, C. puilliermondi, C. rugosa, Pitirosporum.

orbiculare, Fusarium, Penicillium, Mucor, Helminthosporium et Aspergillus

(Papadakis et al, 1997), dont un certain nombre d’espèces est pathogènes

(Hoog et al, 2000).

5.7. Virus et parasites

Très peu d’informations existent au sujet de la présence de virus et de parasites

en sable de plage. Dans une étude de trois ans en Roumanie par Nestor et al

(1984), la présence des entérovirus dépendait de la saison, étant présents en

sable de l'eau et de plage pendant des saisons de non-vacances.

Dans une étude de deux plages de sable à Marseille, France, Toxocara canis

s'est avéré le parasite le plus commun, étant présent en moyenne dans 150 g du

sable (Conseil Supérieur d' Hygiène Publique de France, 1990). Cependant, dans

une étude effectuée sur le sable à Perth, Australie, un total de 266 échantillons

n'a montré aucune trace d’œufs de Toxocara canis ou d'autres œufs ou larves de

parasites nématodes (Dunsmore et al, 1984).

5.8. Composition du sable en agents pathogènes

L’un des risques majeurs sur la santé humaine liés aux déchets est sans doute

leur contamination microbiologique par divers agents pathogènes tels que les

bactéries, les protozoaires, les virus et autres. Le suivi de certains paramètres

microbiologiques dans le compost, comme l’Aspergillus fumugatus par exemple,

permet de déterminer rapidement son état sanitaire ; et il est démontré que la

présence d’une grande quantité de moisissures implique automatiquement la

présence d’autres agents pathogènes (EPA, 2002).

D’autre part, il est important de mettre en relief cette caractéristique pour qu’elle

puisse être prise en compte dans d’éventuelles mises en place de programme de

valorisation et de recyclage des rejets atténuant ainsi leur impact sur la

santé(EPA, 2002) .


28

Elle peut servir aussi à la sensibilisation des personnes en contact direct avec les

déchets et qui sont le plus souvent non protégées aussi bien dans les pays

industrialisés que dans les autres pays. Hassen et al, (2001) ont identifié

plusieurs microorganismes présents en nombre important dans les déchets au

cours du compostage (spores bactériens, Coliformes fécaux, Escherichia coli,

Streptocoques fécaux, Staphylocoques, Salmonelles et Shiguelles). D’après

Hoornweg et al. (2000), ces différents agents pathogènes trouvés dans les

déchets sont d’origine humaine ou animale et peuvent provenir des boues de

vidange, des couches-culottes ou des déchets des animaux domestiques.

6. Dispersion et destin des microorganismes en sable de plage

La croissance des micro-organismes en sable de plage est limitée par les

éléments nutritifs. Les études de laboratoire ont prouvé que les aliments

traversent la communauté bactérienne (Khiyama et Makemson, 1973). Autres

études ont prouvé que la contamination microbienne est plus haute en sable que

dans les eaux ; le sable se comporte comme port passif pour la pollution

cumulative (Oliveira et Mendes, 1993; Oshiro et Fujioka, 1995).

On a trouvé des niveaux plus élevés de Coliformes, d’Escherichia coli et

d’entérocoques en sable que dans l’eau dans le compartiment de Hanauma

(Hawaï) provenus de falaises entourant le compartiment (Oshiro et Fujioka,

1995). La matière fécale des pigeons et de mangoustes étaient également et

vraisemblablement une source de contamination de sable de plage.

Cette étude a conclu que le sable souillé pourrait être la source principale des

niveaux élevés de bactéries dans l'eau. La contamination de sable est fortement

variable, rendant l'interprétation des résultats difficile (Aubert et al, 1987 ;

Figueras et al, 1992 ; Oshiro et Fujioka, 1995).

La survie des bactéries entériques sur la surface du sable sec peut être de courte

durée, ces bactéries sont détruites la plupart du temps, par la pression

environnementale. Le sable humide, le secteur où les enfants passent


29

typiquement la majeure partie de leur temps sur la plage, est le plus approprié à

la survie des bactéries. Le sable humide, enrichi avec les substances organiques,

fournit un environnement favorable pour les bactéries entériques et qui leur

permet de survivre plus longtemps qu'en eau de mer (Papadakis et al, 1997).

Les divers facteurs qui favorisent la survie et la dispersion de microorganismes

pathogènes et les indicateurs de contamination fécale sur le sable de plage sont

multiples, notamment la nature de la plage, les phénomènes de marée, les

sorties d'eaux d'égout, la saison, la présence des animaux et le nombre de

baigneurs.

Obiri-Danso et Jones (1997) ont analysé des échantillons de sédiments dans le

Royaume uni, pour une étude sur les Campylobactéries thermophiles et les

microorganismes, indicateurs de contamination fécale dans différentes

conditions de marrée sur une période de douze mois. 53% des échantillons

étaient positifs pour les Campylobactéries avant couverture de marée ; ce

chiffre était sensiblement plus bas que les 64% récupérés après disposition de

marée. Cependant, il n'y avait aucune différence significative dans les nombres

d'indicateurs de contamination fécale en ce qui concerne les échantillons

prélevés avant ou après la couverture de marée. Dans la même étude, on a

observé une variation saisonnière dans les Campylobactéries, avec le taux

d'isolement le plus élevé en hiver (100%), suivi des crêtes secondaires au

printemps (33-67%) et en automne (67-78%). Les plus basses valeurs ont été

trouvées en été, qui sont corrélées avec la présence des Campylobactéries en

eaux de surface.

En revanche Mendes et al (1993) ont étudié l'influence des marées sur le

nombre de microorganismes pathogènes et les indicateurs de contamination

fécale en sable sans trouver aucune différence claire.

Nestor et al (1984) ont constaté que la présence de quelques germes

pathogènes dépendait de la saison, les virus ne sont pas présentés en eau de

mer et le sable des plages en dehors de la saison des vacances.


30

Borrego et al (1991) ont rapporté des recensements des bactéries plus élevés et

de longue survie en plages près des sorties d'eaux d'égout.

Conformément à la section précédente, des mycètes sont souvent produites en

sable, et leur survie est plus longue que celle des bactéries entériques, cela dues

à leur capacité de former les spores résistantes. On a suggéré que la présence

des mycètes indique une contamination indirecte provenant des résidus ou

détritus des utilisateurs de plage et/ou de l'influence de marée (Mendes et al,

1998).

Dans une étude in vitro, Anderson (1979) a constaté que quatre mycètes

pathogènes (Trichosporon cutaneum , les Candida albicans, Microsporum

gypseum et Trichophyton mentagrophytus ) ont survécu pour au moins 1 mois

en sable non stérile inoculé avec des propagules de tels mycètes. Dans une étude

semblable, les espèces des dermatophytes (Epidermophyton floccosum

,Microsporum canis , M. gypseum, Trichophyton mentagrophytes et T. rubrum)

Et des Scopulariopsis brevicaulis ont survécu pendant une période qui varie

entre 25 et 360 jours (Carillo-Muñoz et al, 1990).

Les secteurs d’eau intensivement utilisés présentent des moyens de la

transmission microbienne avec préavis des germes pathogènes (par exemple,

dermatophytes). La transmission peut se produire parce que les individus ont

jeté des microbes pathogènes sur le sable, par le contact direct ou par des autres

moyens, bien que, excepté la transmission par l'intermédiaire de l'eau polluée,

aucun de ces derniers n’a été franchement démontré (Aubert et al, 1987).

Papadakis et al (1997) ont rassemblé des échantillons d’eau et de sable de deux

plages dont l’un est plus populaires que l’autre en l'été et en hiver, et les

nombres de nageurs présents sur les plages ont été comptés. Des Coliformes

totaux, des Coliformes thermotolérants, des entérocoques, des Staphylocoques

doré, des levures et des moules ont été également étudiés. Les échantillons de

l'eau présentaient des valeurs basses que celles notées sur sable étaient pour les

indicateurs de contamination fécale. Des espèces de levures étaient présentes en


31

eau et en sable des deux échantillons provenant des deux emplacements.

Staphylocoques doré a été isolée dans des échantillons de l'eau et de sable

seulement deux fois en hiver. Une corrélation significative apparue entre les

nombres de nageur sur les plages et le nombre de Staphylocoques doré dans les

échantillons d’eau, la corrélation étant plus prononcée sur la plage la plus

populaire.

Dans des échantillons de sable, les nombres de S.doré Se sont corrélés avec le

nombre de nageurs sur la plage, donc une moyenne plus élevée dans la plage la

plus populaire, les mêmes observations ont été notées pour les levures.

L'évidence épidémiologique pour des risques sanitaires liés à l’exposition aux

plages sablonneuses n'a pas été trouvée. Les études épidémiologiques ont visé à

étudier les causes-effet ou à examiner un rapport possible de réponse à des doses

données liant la qualité microbienne de la plage de sable avec la peau, l'œil,

l'oreille et les symptômes gastro-intestinaux. (Chabasse et al, 1986 ; Conseil

Supérieur d’Hygiène Publique de France, 1990).

La surveillance systématique de plage en tant qu'élément de la lutte contre la

pollution est une surveillance relativement limitée, et généralement non

justifiée. Cependant, on l’a souvent recommandée pour la recherche.

WHO/UNEP (1992, 1994) a indiqué que le sable et les sédiments humides de

plage devraient être une partie d'études épidémiologiques et microbiologiques

corrélant la qualité de l'eau avec les effets sur la santé, mais l'évidence indique

jusqu'ici que le sable de plage ne semble pas constituer un risque infectieux

(Chabasse et al, 1986 ; Conseil Supérieur d' Hygiène Publique de France, 1990).

Dans quelques pays, le nettoyage mécanique de sable est à la pratique commune

qui peut éliminer les déchets évidents qui se mélangent au sable, et qui réduit

une quantité de matière organique et donc de réduit le développement ultérieur

de microorganismes (Bartram et Rees, 2000).

Cependant, le nettoyage mécanique peut toucher à l'écologie de sable (Llewellyn

et Shackley, 1996). Les recherches qui ont étudié la qualité microbiologique du


32

sable ont montré à cela une amélioration claire qui a été réalisé en raison

d'élever les niveaux généraux de l'hygiène et de la propreté (Fernandez et Ferrer,

1982).

Des produits chimiques tels que les désinfectants sont parfois appliqués au sable

sans prendre en considération leurs effets écotoxologiques possibles. Le

traitement du sable par des méthodes nécessaires et simples, telles que le

balayage et l'aération, pourrait être appliqué (Figueras et al, 1992), ainsi que la

surveillance constante de plage afin d'empêcher l'accès par des animaux.

L'utilisation des serviettes propres pour l'usage sur la plage, bon personnel

l'hygiène, la prohibition des animaux et le nettoyage mécanique régulier sont

considérés comme étant, par quelques autorités, importants (Conseil Supérieur

d'Hygiène Publique de France, 1990).

7. Le transport bactérien dans le sable

Wood (1953) a fait un examen approfondi de ce phénomène et chiffre les

relations existantes entre la dimension des particules, leur densité et le nombre

de germes. Des recherches récentes de Meadows et Anderson (1966) relatives à

la fixation des micro-organismes sur les grains de sable, montrent l'adsorption

des entérovirus par les floculats, les boues activées et les précipites de sulfate

d'alumine peut atteindre 99 %.

Les bactéries du milieu marin, et celles qui y sont charriées, se fixent

pratiquement toujours sur les particules en suspension dans l'eau. Pour s'en

convaincre, il suffit de plonger une lame de verre dans 1'eau de mer, de la

reprendre au bout de 24 heures et de faire sur cette lame une coloration de Gram.

(Jacobs et al, 2007)

L’étude du transport bactérien, dans un sable et dans un sol, d’une communauté

bactérienne issue d’une boue de station d’épuration a montré les points suivants

-une forte réduction de la diversité microbienne et de la concentration

bactérienne ;

-parmi les espèces transportées se trouvaient des Coliformes fécaux ;


33

-les bactéries ayant traversé les colonnes sont chargées négativement ;

- Malgré ces conditions défavorables à l’adhésion pendant le transport de la

communauté bactérienne des boues, la rétention des bactéries dans les milieux

poreux était importante (Tian et al, 2002).

Cette forte réduction peut être due à la difficulté de disperser la boue, ce qui a

probablement eu pour conséquence de laisser des amas bactériens qui ont pu être

filtrés ou à la distribution des propriétés d’adhésion au sein du mélange. (Tian et

al, 2002).

Ces résultats confirment le rôle important des interactions électrostatiques sur la

migration des bactéries en milieux poreux (Tian et al, 2002).

Le transport bactérien n’est pas identique pour toutes les souches. Le nombre de

cellules constituant la communauté bactérienne est également fortement réduit

par la traversé des milieux poreux : 60% de rétention sur le sable et 90% sur les

colonnes de sol (Joy et al, 1998).

Le transport bactérien est fortement dépendant des propriétés physicochimiques

du sol et les écoulements qui y ont lieu. Pour des milieux homogènes ce sont les

interactions électrostatiques qui dominent le transport. En revanche pour les

milieux plus complexes les caractéristiques hydrodynamiques et porales sont

plus déterminantes. (Jacobs et al, 2007).

Aujourd’hui il est admis que deux mécanismes principaux empêchent le

déplacement de cellules microbiennes dans un sol : l’adhésion bactérienne et la

filtration. Les phénomènes d’adhésion sont contrôlés par des interactions

physicochimiques entre la bactérie et la phase solide. Néanmoins cette approche

nécessite une caractérisation de la surface des cellules et des grains du milieu

poreux qui est complexe (Jacobs et al, 2007).

De plus l’adhésion bactérienne est couplée à des processus biologiques propre à

la nature des bactéries. En effet de nombreuses espèces bactériennes produisent

des composées extracellulaires dont le rôle est soit de promouvoir soit

d’empêcher l’adhésion. De ce fait, le caractère vivant des cellules microbiennes


34

complique beaucoup l’étude de l’adhésion bactérienne en sable. Le second

mécanisme qui s’oppose au transport microbien est la filtration. Ce facteur est

très dépendant de la composition et de la porosité des milieux poreux. Aussi le

choix des milieux poreux utilisés pour ce type d’études est-il primordial (Jacobs

et al, 2007).

Les premières études sur le transport microbien en milieux poreux,

particulièrement le sable, remontent aux années 70 (Gerba, 1975; Rajagopalan,

1976). Pendant les années 90 le nombre d’articles augmente considérablement

impliquant des scientifiques de disciplines très diverses. En effet les processus

mis en jeu dans les déplacements de bactéries sont très nombreux et complexes.

La modélisation et la compréhension du déplacement microbien en milieux

poreux est typiquement un couplage entre des mécanismes physiques (filtration,

forces hydrodynamiques…), chimiques (hydrophobicité, liaisons faibles…) et

biologiques (caractéristiques membranaire, mobilité…). Cette dernière

composante complique beaucoup l’étude du transport microbien dans un profil

sol à cause du caractère vivant des bactéries. (Webb et al, 1999).

Les premiers travaux ont principalement porté sur deux axes : les interactions

des bactéries avec la surface solide (Marshall et al, 1971 ; Marshall, 1976;

Marshall, 1980) et la modélisation du transport (Yao, 1971 ; Rajagopalan,

1976).

En effet les interactions des cellules avec le sable peuvent aboutir à l’adhésion

des bactéries et empêcher leur transport. Ces interactions ont également étudiées

dans le cadre de la problématique des biofilms (Marshall et al, 1971 ; Costerton

et al, 1978; Costerton 1985 ; Lappin-Scott, 1989 ; Costerton et al, 1995;

Costerton et al, 1999).

Dans l’étude pionnière par Marshall et al (1971) les auteurs suggèrent que la

sorption de bactéries à la surface implique une étape initiale de sorption

réversible suivi par une sorption plus lente dépendant de la surface conduisant à

une adsorption irréversible (Marshall, 1971).


35

En effet un nombre croissant d’études suggère que le transport microbien est

fortement influencé par la physicochimie des surfaces cellulaires (Gannon,

1991 ; DeFlaun et al, 1999 ; Hermansson, 1999; Chen et Strevett, 2001; Chen et

Strevett, 2002; Chen et Strevett, 2003 ; Redman et al, 2004).

Cependant les seules interactions physicochimiques ne suffisent pas à décrire le

comportement des cellules bactériennes dans un sable et de nombreux articles

ont décrit l’importance des forces hydrodynamiques (Smith 1985) ou encore les

caractéristiques du milieu poreux traversé (Pekdeger, 1983; Corapcioglu, 1984).

A cela il faut ajouter que le comportement des bactéries dans un sable peut

varier d’une espèce à l’autre en fonction de ses caractéristiques morphologiques

(Corapcioglu, 1984), de surface cellulaire ou sa capacité de survie (Ward, 1980).

Cette synthèse bibliographique propose un état actuel des connaissances sur le

déplacement de bactéries dans le sable, une attention particulière sera portée sur

les 3 mécanismes principaux qui régissent le transport bactérien dans le sable:

l’adhésion, la filtration et les forces hydrodynamiques (Wan et al, 1994).

7.1. Adhésion bactérienne

L’étude de l’adhésion bactérienne est devenu un enjeu crucial depuis que de

nombreuses observations ont montré que 99,9% des bactéries vivent attachées à

une surface (Costerton et al, 1995). Les communautés bactériennes attachées à

une surface sont appelées biofilms. En 1995, Costerton et al ont soutenu que les

biofilms pouvait adhérer à des surfaces et les uns aux autres, incluant dans cette

définition les populations adhérentes dans les milieux poreux (Costerton et al,

1995).

Tout comme pour les biofilms il est essentiel de comprendre ces phénomènes

d’adhésion dans le sable, qui peuvent ralentir les cellules dans leur progression à

travers ce sol. Etudier l’adhérence de cellules bactériennes en sable revient à

étudier les étapes initiales du développement d’un biofilm (busscher, 1984).


36

7.1.1. Les étapes de l’adhésion bactérienne

L’adhésion bactérienne à lieu en 4 étapes (van Loosdrecht et al, 1990):

a. Accès à la surface

Dépend du mode de transport qui permet à une cellule bactérienne d’atteindre la

surface. Ce mode de transport peut être par diffusion, par convection (flux du

liquide) ou actif si la cellule dispose de moyens de propulsion. Dans ce dernier

cas le chimiotactisme joue également un rôle. Avant d’adhérer la cellule doit

être transportée vers la surface et plusieurs mécanismes permettent le

déplacement bactérien dans un sol pour augmenter les opportunités de

contact (Marshall, 1986)

- Les particules colloïdales sont animées de mouvements aléatoires. Les

bactéries, qui peuvent être assimilées à des particules colloïdales, présentent un

mouvement non négligeable (40μm.h-1) en moyenne (Marshall, 1976) visible

sous microscope. Ce phénomène contribue à augmenter les opportunités de

contact entre particules solides du sol et cellules bactériennes (Marshall, 1976;

Marshall, 1986).

- Les mouvements de diffusion/sédimentation sont lents par rapport aux vitesses

d’écoulement de l’eau du sol. Les forces de cisaillements créées par

l’écoulement peuvent faciliter le rapprochement de la cellule vers une surface du

sol (pour l’adsorption) (Rijnaarts, 1993) ou au contraire arracher la cellule

adsorbée (McClaine et Ford, 2002).

- Enfin certaines bactéries ont leur propre mobilité grâce à la présence

d’appendices spécifiques (flagelles...) (McCaulou, 1995 ; Camesano et Logan,

1998 ; McClaine et Ford, 2002 ;Becker et al, 2004) et peuvent répondre à des

stimuli chimiotactique (Olson et al, 2004). L’ensemble de ces phénomènes

contribue à la mobilité des bactéries dans un milieu poreux et influent en

conséquence sur leur déplacement dans un sol.


37

b. Adhésion initiale

Procédé essentiellement physico-chimique qui peut être réversible. L’adhésion

résulte d’interactions physicochimiques entre la cellule et la phase solide.

(Absolom et al,1983). Un nombre croissant de publications suggère que la

rétention des cellules microbiennes est fortement influencée par des

caractéristiques de la paroi des cellules (Lovly, 2003).

Dans les années 80 plusieurs études établissent un rapport entre les propriétés

physico-chimiques de la surface cellulaire et le phénomène d’adhésion cellulaire

(Busscher 1984; van Loosdrecht, 1989). On parle aussi d’interactions à « longue

distance » car la distance qui sépare la cellule de la surface est alors supérieure à

1nm (van Loosdrecht, 1989).

c. Attachement

grâce à des appendices cellulaires (fibrilles,polymères…) qui forment des

liaisons fortes entre la cellule et la surface, liaisons qui peuvent être

irréversibles. La phase d’attachement est d’ordre biologique avec l’implication

d’appendices, cellulaires (Vidal et al. 1998) et/ou la production de biopolymères

exopolysaccharides…) faisant office de colle. Lorsque les macromolécules de

surface ont une affinité pour la surface un pontage peut se former ce qui a pour

effet d’ancrer la bactérie à la surface (Vidal et al, 1998).

A noter que certains composants extracellulaires au contraire peuvent

empêchent l’adhésion à cause d’interactions stériques répulsives (van

Loosdrecht et al, 1990 ; Rijnaarts et al, 1994 ; Liu et al, 2007).

La phase d’attachement concerne donc seulement les interactions stériques

attractives (ou interactions de « pontage ») (Vidal et al, 1998).

d. Colonisation de la surface

Il s’agit de la formation du biofilm proprement dit, produit par l’ensemble de

bactéries sur la surface du grain de sable (van Loosdrecht et al, 1990).


38

7.1.2 L’approche physicochimique

L’importance des interactions électrostatiques est très dépendante de la présence

d’ions dans le milieu (van Loosdrecht, 1989) (force ionique et espèce). Dans le

cas où le colloïde et la surface ont des charges de même signe et présentent aussi

des interactions négatives Le colloïde est attiré vers la. Parce que les bactéries et

les grains du sable ont généralement une charge électrique globale de même

signe (négatifs) ce qui empêche l’adhésion. En revanche ces interactions

contribuent à la rétention des bactéries près de la surface. Il se forme un puits à

quelques dizaines de nanomètres de la surface dont la profondeur diminue au fur

et à mesure que la distance de séparation colloïde-surface augmente (van

Loosdrecht, 1989).

7.1.2 .1.Sensibilité des interactions électrostatiques à l’environnement

a)La force ionique

Plusieurs articles montrent la relation entre force ionique, forces électrostatiques

et adhésion cellulaire sur différentes surfaces (Loosdrecht, 1989 ;Rijnaarts et al ,

1999; van Li et Logan 2004).

Selon la conclusion de ces études l’augmentation de la force ionique augmente

l’adhésion et inversement (Rijnaarts, 1995).

La relation entre force ionique, interactions électrostatiques et transport

microbien dans le sable a également été étudiée (Johnson et al, 1996; Li et

Logan, 1999; Rijnaarts et al, 1999 ; Redman et al, 2004 ; Choi et al, 2007;).

Ces publications mettent en évidence l’importance du rôle des électrolytes sur

l’adhésion et par conséquent le déplacement de cellules bactériennes à travers

une matrice poreuse Lorsque la molarité de la solution est nulle la double

couche électronique est très épaisse ce qui se traduit par de fortes répulsions

électrostatiques entre les bactéries et le sable créant ainsi des conditions

défavorable pour l’adhésion. Dans de telles conditions le transport bactérien

dans le sable est favorisé (Redman et al, 2004).


39

Redman et al (2004); constatent le transport seulement partiel d’E. coli, à travers

une colonne de sable malgré la présence de la barrière électrostatique (Redman

et al, 2004). Ils suggèrent que les cellules qui n’ont pas été transportées sont

retenues dans le minimum secondaire. Ces interactions n’étant pas influencées

par la composition et la concentration de la solution, les interactions

électrostatiques peuvent devenir prépondérantes lorsque la force ionique est

faible (Redman et al, 2004).

Redman et al (2004) constatent alors qu’en diminuant la force ionique,

l’ensemble des bactéries retenues dans le sable sortent de la colonne. Ils en

déduisent que ces bactéries étaient retenues dans le minimum secondaire éliminé

par la diminution de la force ionique. Tong et Johnson(2006) ont obtenu des

résultats similaires avec des microsphères (Tong et Johnson, 2006)

b) L’effet du pH de la solution sur les interactions électrostatiques

L’adhésion bactérienne est sensible au changement de pH du milieu (Hamadi et

al. 2005).

La plupart des études montrent une meilleure adhésion lorsque le pH de la

suspension bactérienne est proche du point isoélectrique (PIE) (Webb et al.

1999). Le PIE est la valeur du pH pour laquelle la charge électrique nette d’une

surface est nulle.

Rijnaarts et al (1999), ont utilisé le PIE des bactéries comme un indicateur de

présence de polymères à la surface cellulaire qui inhibent l’adhésion (Rijnaarts

et al, 1995).

Van der et Kooij (1991) ont montré que les groupements anioniques à la surface

des cellules bactériennes dominent les groupements cationiques (van der et

Kooij, 1997).

le PIE des bactéries se situe généralement en pH très acide. Or dans bien des

cas, le transport bactérien concerne des environnements avec des pH proches de

la neutralité (entre 6 et 8) valeurs bien supérieures au PIE des bactéries. Si on


40

fait exception des environnements extrêmes, la charge électrique nette d’une

cellule bactérienne dans un sol est donc généralement négative. (Webb et al,

1999)

7.1.3 Les facteurs biologiques

La composition chimique d’une surface cellulaire est complexe et évolue au

cours du temps. Les membranes peuvent être modifiées en fonction de

l’environnement, du stress ou encore de l’apport nutritionnel (Sanin et al, 2003).

Or les propriétés d’adhésion sont en partie déterminées par les caractéristiques

physicochimiques (hydrophobicité par exemple) de la membrane cellulaire (van

Loosdrecht et al, 1987; van Loosdrecht, 1990).

De plus de nombreuses espèces bactériennes sont capables de produire des

composés et/ou des appendices extracellulaires qui peuvent à leur tour modifier

les propriétés d’adhésion des cellules (Zita et Hermansson, 1997 ; Iwabuchi et

al, 2003).

A cause de l’implication de ces caractéristiques biologiques des cellules dans la

formation de biofilms la littérature est très riche et propose de nombreuses

études. En revanche l’influence des facteurs biologiques (polymères de surface,

motilité cellulaire et conditions physiologique) sur le transport microbien dans le

sable a reçu moins d’attention (van Loosdrecht et al. 1987; van Loosdrecht

1990).

7.1.3.1. Polymères de la surface cellulaire

a. Les polymères extracellulaires (ou EPS)

Les EPS sont composés d’une mixture de macromolécules très diverses telles

que des polysaccharides, des protéines ou des composés lipidiques (Nielsen et

al. 1997). Les EPS sont impliqués dans la formation et le développement de

biofilms (Costerton et al, 1995).

Cependant le rôle exact des EPS dans les phénomènes d’adhésion reste encore

malconnu. En effet la composition chimique des EPS est très hétérogène et leur


41

production varie en fonction des souches modifiant ainsi les propriétés

d’adhésion (Tsuneda et al. 2003).

Certaines études mentionnent l’effet positif des EPS sur l’adhésion bactérienne

Costerton, 1985; Dufrene et al, 1996) tandis que d’autres mentionnent le

contraire (Gomez-Suarez et al, 2002).

b. les Lipopolysaccharides (LPS)

Les lipopolysaccharides sont des macromolécules constituées d’une chaîne

polysaccharidique attachée à la membrane cellulaire par une partie lipidique

(lipide A) (DeFlaun et al, 1999).

Les chaînes latérales (ou antigène O) sont de nature polysaccharidique et sont

spécifiques à chaque souche. Le « core » est également de nature saccharidique.

Il y a plus de 3,5 millions de molécules LPS sur la face externe de la membrane

des cellules Gram négatif. L’impact des LPS sur le transport microbien dans le

sable a été abondamment abordé (DeFlaun et al, 1999;Abu-Lail et Camesano,

2003; Walker et Redman , 2004; Walker et al, 2004 ; Liu et al, 2007).

c. Les Pili

Le pilus (ou fimbriae, pili au pluriel) est un appendice se situant à la surface de

la paroi de nombreuses bactéries à Gram négatif (et exceptionnellement des

bactéries à Gram positif) et qui peut mesurer jusqu’à 2μm. On en distingue deux

types : les pili communs et les pili sexuels. Les pili communs peuvent intervenir

dans les phénomènes d’adhésion spécifique notamment avec des récepteurs

situés à la surface des cellules eucaryote (Bullitt et Makowski, 1998).

Le caractère hydrophobe des pili pourrait être à l’origine des propriétés

adhésives qu’on leur attribue généralement (Ward, 1980).

Cependant la littérature ne mentionne aucune étude de l’impact des pili sur le

transport microbien dans le sable (Ward, 1980).


42

7.1.3.2. Motilité cellulaire et transport bactérien dans le sable

Certaines cellules bactériennes possèdent leurs propres moyens de propulsion

grâce des appendices extracellulaires appelés flagelles. Ces structures

extracellulaires agissent comme des hélices ou des nageoires. Plusieurs études

ont été menées pour connaître l’influence de la motilité bactérienne sur leur

transport dans le sable (Camper et al, 1993 ; Camesano et Logan, 1998;).

Certaines comparaisons entre bactéries motiles et non motiles en chambre à

écoulement (flow cell) (McClaine et Ford, 2002) ou sur colonnes.

(Becker et al, 2004) montre que le taux d’attachement est plus élevé pour les

cellules mobiles alors que d’autres études obtiennent des résultats contraires

(Camesano et Logan, 1998).

Gannon et al, (1991) n’ont pas constaté d’influence de la motilité des cellules

sur le transport bactérien en milieu poreux (Gannon et al, 1991).

Le mécanisme par lequel la motilité bactérienne influe sur le déplacement des

cellules dans le sable demeure inconnu mais de nombreuses hypothèses ont été

faites. La mobilité bactérienne pourrait par exemple augmenter le taux de

collision avec la surface du milieu poreux et donc augmenter les chances

d’adhésion de la bactérie (van Loosdrecht, 1989).

Mc Caulou et al, (1995) affirment que la motilité bactérienne augmenterait le

taux de désorption grâce à la force de locomotion qui permet à la cellule de se

détacher de la surface (McCaulou et al, 1995).

Ces auteurs en déduisent que le transfert de bactéries motiles vers des aquifères

profond serait significativement accru grâce à leur motilité propre. Enfin,

McClaine et Ford (2002) suggèrent que le comportement de détachement de

bactéries motile est très influencé par la vitesse d’écoulement du fluide

(McClaine et Ford, 2002). Les flagelles pourraient aider à augmenter

l’attachement ou faciliter le détachement des bactéries de la surface selon les

forces hydrodynamiques du système (McClaine et Ford, 2002).


43

Dans certaines conditions le chimiotactisme peut influer sur le transport

microbien dans le sable en modifiant la direction de déplacement des cellules

motiles (Sen et al, 2005).

En effet certaines bactéries motiles peuvent se déplacer vers un environnement

plus favorable en réponse à un stimulus. Par exemple ce type de bactéries est

capable de se diriger vers une zone où la concentration en nutriments bénéfiques

est élevée ou de s’éloigner de substances nuisibles (McClaine et Ford, 2002).

Olson et al (2004) ont montré que le chimiotactisme peut jouer un rôle

important dans le déplacement microbien dans les aquifères (Olson et al, 2004).

Plusieurs auteurs ont intégré le facteur chimiotactisme dans leurs modèles pour

prédire le transport microbien dans un profil sol (Barton et Ford, 1997; Nelson et

Ginn, 2001; Sen et al, 2005). Barton et Ford n'ont observé aucune différence

significative du transport microbien (en colonne de sables) en présence ou

absence d'un gradient chimique (Barton et Ford, 1995).

Cependant les auteurs attribuent cette absence d’effet du chimiotactisme au

gradient chimique trop faible utilisé pendant leurs expériences (Barton et Ford,

1997).

7.1.3.3. Etat et condition physiologique

L’état physiologique d’une bactérie peut influencer les caractéristiques

physicochimiques de la surface des cellules et par conséquent les propriétés

d’adhésion. Par exemple l’hydrophobicité de la cellule peut être modifiée par la

phase de croissance et le taux de multiplication cellulaire (McEldowney, 1986).

Van Loosdrecht et al (1987) ont observé que les bactéries deviennent plus

hydrophobes pendant la phase de croissance exponentielle (van Loosdrecht et al,

1987).

La nutrition des cellules peut également modifier les propriétés d’adhésion des

cellules (Sanin et al, 2003).


44

Chen et Strevet (2003) ont mis en évidence l’impact des sources nutritives (ratio

de carbone sur azote) sur les propriétés de surface d’une souche d’E. coli (Chen

et Strevett 2003).

Les mêmes auteurs observent par ailleurs que la phase de croissance, la phase

stationnaire et la phase de dégénérescence n’ont pas d’effet significatif sur les

propriétés de surface (en particulier γLW) des souches d’ E. coli, Pseudomonas

fluorescence et Bacillus subtilis (Chen et Strevett, 2001). Grasso et al (1996) ont

fait le même constat (Grasso et al, 1996).

Smet et al(1999) ont étudié l’impact de l’état physiologique de P. fluorescence

sur l’adhésion et le transport à travers des colonnes remplies de billes de verre

(Smets et al, 1999). Les trois états physiologiques testés ont été définis par

phase de croissance, la phase stationnaire et la phase de dégénérescence.

Les cellules en phase exponentielle adhérent mieux sur le verre que les cellules

en phase stationnaire ou en dégénérescence. Les auteurs constatent également

que les cellules en phase exponentielle sont le plus hydrophiles, en contradiction

avec les travaux cités ci-dessus (Smets et al, 1999).

Ceci est d’autant plus surprenant que cette hydrophilicité augmente les

répulsions entre le verre et les cellules bactériennes et devrait donc

théoriquement diminuer l’adhésion. L’explication pourrait venir du potentiel

zêta plus faible des cellules en phase de croissance. En effet les auteurs

suggèrent que les cellules en phase exponentielle, du fait de leur faible potentiel

zêta, sont vraisemblablement retenues dans un minimum secondaire qui est pour

cette phase de croissance plus important que pour les autres états

physiologiques. (Smets et al, 1999).

7.1.3.4. Densité cellulaire

Il a été postulé que plus la concentration en cellules est élevée, plus le taux

d’adsorption bactérienne sera élevé. Bengtsson et Lindqvist (1995) ont constaté

que lorsque la concentration cellulaire dans la phase liquide augmente la


45

quantité de cellules attachées aux particules de sol augmente également jusqu’à

ce que la surface disponible à l’adhésion arrive à saturation (Bengtsson et

Lindqvist, 1995).

Il est a noté que Bradford et Battahar(2006), utilisant des colloïdes artificiels,

ont observé une diminution de la rétention quand la concentration d’injection

augmente (Bradford et Bettahar 2006). Les auteurs postulent des interactions

répulsives entre colloïdes en solutions et adsorbés pour expliquer leurs

observations.

7.2. La filtration

Le mécanisme de filtration correspond à un blocage physique des cellules par

des pores dont la taille est inférieure à celles des cellules bactériennes

(Corapcioglu, 1984).

Les facteurs qui influent sur la filtration dans un milieu poreux sont : la forme et

la taille des cellules, le niveau de saturation en eau du milieu poreux et

l’obstruction éventuelle des pores (Stevik et al, 2004).

7.2.1. Le milieu poreux

La taille des grains constituant le milieu poreux est un facteur important dans le

transport microbien comme l’attestent plusieurs travaux (Fontes et al, 1991;

Stevik et al, 1999 ;Ausland et a, 2002; Bradford et al, 2006)

Plus la taille des grains est petite plus la taille des pores est réduite limitant ainsi

le passage des bactéries. L'argile, le limon et le sable fin induisent des tailles de

pores de l’ordre de grandeur de la plupart des cellules bactériennes. La filtration

peut ainsi être un mécanisme limitant le mouvement bactérien à travers ce type

de matériaux (Matthess, 1985).

La présence de macro pores et de fractures dans une matrice poreuse au

contraire facilite le transport microbien ( Natsch et al, 1996 ; Artz et al, 2005).

La présence de galeries formées par des vers de terre par exemple facilite le

transport d’E. coli O157:H7 tandis que le compactage du sol limite son transport


46

(Artz et al, 2005). Ibaraki et Sudicky (1995) ont réalisé des simulations

numériques de transport colloïdal par un réseau de fractures dans un milieu

poreux (grès et argile) ( Ibaraki et Sudicky, 1995).

Leurs travaux montrent que le manque de données sur les réseaux de fractures et

les coefficients de filtration augmentent l’incertitude de prédiction du transport

colloïdal pour des applications à grande échelle. En effet lorsque l’eau coule

dans les pores de grande taille les vitesses d’écoulement sont plus rapides

augmentant la vitesse et la distance de transport (Ibaraki et Sudicky, 1995).

Bradford et al (2005) ont publié récemment une série d’articles insistant sur

l’importance de l’effet filtration sur le transport des colloïdes ou de bactéries en

milieu poreux (Bradford et al, 2003 ; Bradford et al, 2005; Bradford et Bettahar,

2006)

En testant le transport de la souche E. coli O157:H7 dans des colonnes de sables

de porosité variables Bradford et al (2005), ont clairement mis évidence

l’influence de la taille des grains de sable.

Dans ce type d’étude les sédiments utilisés ont généralement des tailles de grain

très uniforme. Cependant, la plupart des sédiments normaux ont une distribution

de la taille des grains fortement non uniforme : dans les sédiments naturels 10%

des pores sont assez petits (>1μm) pour gêner transport bactérien (Jordan et al,

2004). Brown et al (2002) ont également constaté l’influence de la forme des

grains de sables sur le transport microbien, les grains ovales étant moins

propices au transport que les grains ronds (Brown et al, 2002).

Plusieurs travaux ont tenté d’établir un ratio entre la taille des bactéries et la

taille des pores (ou encore tailles des grains) à partir duquel la filtration opère

(Matthess 1985). Mais ce ratio varie beaucoup en fonction des auteurs. Brouwer

estime que la filtration débute lorsque le diamètre des grains constituant les

milieux poreux est inférieur ou égal à 5 fois le diamètre des colloïdes en

suspension (Brouwer 1984). Selon Bradford et al(2005). La filtration se produit


47

quand la ration entre le diamètre des particules en suspension (de) et le diamètre

moyen des grains (d50) est supérieur à 0.0017 (Bradford et al, 2005).

Bradford et al (2005) utilisent le même calcul (de/d50) pour déterminer que la

filtration d’E. coli O157:H7 par des sables fins se produit lorsque de/d50 est

supérieur à 0.005 (Bradford et al, 2005).

Un autre phénomène qui peut être assimilé à la filtration par un milieu poreux

est le blocage des colloïdes au niveau des zones de contact entre grains

constituant la matrice poreuse (Bradford et al, 2003; Bradford et al, 2005) .Plus

récemment le blocage de colloïdes par des zones de contact entre grains d’un

milieu poreux a pu être visualisé et est considéré comme un mécanisme

important de déposition (Li et al, 2006). Il a aussi été montré de façon théorique

que le phénomène de blocage dans une matrice porale peut se produire même en

présence d’une barrière d’énergie (Johnson et al, 2007).

7.2.2. La morphologie des bactéries

Les études sur l’influence de la forme et de la taille des bactéries sur la filtration

sont peu nombreuses. Gannon et al(1991) ont trouvé une bonne corrélation entre

la filtration et la taille des cellules (Gannon et al, 1991).

Weiss et al (1995) ont étudié l’influence de la morphologie cellulaire (en

calculant le ratio largeur sur longueur cellulaire) de 14 souches sur le transport

microbien dans le sable (Weiss et al, 1995). Le résultat de leurs études suggère

que les bacilles allongés sont les plus filtrés par le sable. De même ils montrent

que les plus petites cellules sont les mieux transportés (Weiss et al, 1995). Plus

récemment Salerno et al (2006), ont utilisé des microsphères de latex

artificiellement déformées pour étudier l’effet de la morphologie des colloïdes

sur la filtration en milieux poreux (Salerno et al, 2006).

Les résultats montrent que la filtration dans les colonnes remplies de billes de

verre (diamètre 40μm) est d’autant plus élevée que le ratio longueur sur largeur

est grand (Salerno et al, 2006). Le contraste est surtout remarquable avec les

colloïdes témoins qui sont parfaitement sphériques. A noter que la chimie de


48

surface et le potentiel zêta ne jouent pas un rôle discriminant dans cette

expérience puisque ces caractéristiques sont identiques pour tous les colloïdes

utilisés. Les auteurs concluent que la forme allongée de certaines particules,

telles que les bactéries de type bacille, est un facteur fortement impliquée dans

les phénomènes de rétention en milieu filtrant (Salerno et al, 2006).

7.2.3. L’obstruction des pores

La diminution du volume poral par l’obstruction des pores peut être une cause

de filtration dans un environnement poreux tel que le sable. Une des causes

majeures de l’obstruction peut être la formation de biofilms (Thullner et al,

2002) ou des cellules agrégées (Bradford et al. 2006) qui remplissent les pores.

D’après Bradford et al (2006), des cellules d’E. coli non agglomérées peuvent

se déposer au niveau d’étranglement de pores et s’agglomérer pour former un

bouchon. Les cellules agglomérées peuvent ensuite être relâchées dans la phase

aqueuse sous l’effet de forces hydrodynamiques (Bradford et al, 2006).

Iliuta et Larachi (2006) ont simulé l’agrégation de cellules de Pseudomonas

putida dans un bioréacteur (lit poreux alimenté goutte à goutte avec des eaux

usées) (Iliuta et Larachi, 2006).

Rijnaarts et al (1996) ont constaté que l’obstruction des pores par des cellules

bactériennes dépend de la taille cellulaire et de la possibilité d’agrégation des

cellules (Rijnaarts et al, 1996).

7.2.4. Saturation en eau et charge hydraulique en sable

Lorsque le flux hydrique appliqué à la surface d’un milieu poreux insaturé est

faible (c'est-à-dire, inférieur à la conductivité hydraulique à saturation) l’eau

circule préférentiellement dans les petits pores favorisant ainsi les phénomènes

de filtration. Quand le flux appliqué est suffisamment élevé pour augmenter le

niveau de saturation en eau dans le sable, l’eau circule préférentiellement à

travers les pores les plus grands (loi de Poiseuille). Dans ces conditions les

phénomènes de filtrations sont réduits (Smith, 1985).


49

Une augmentation du flux hydrique contribue donc au transport microbien dans

le sable. De plus en conditions non saturées, la présence d’air dans le sable crée

des interfaces air-eau. Depuis les années 70 plusieurs études montrent que les

bactéries ou les colloïdes ont tendance à s’accumuler à l’interface eau-air

(Blanchard, 1972; Corapcioglu et Choi, 1996; Powelson et Mills, 1996; Schafer

et al, 1998).

Wan et al(1994) ont même visualisé l’accumulation de cellules bactérienne au

niveau d’interfaces eau-air après le transport de bactéries à travers des colonnes

de sables insaturées (Wan et al, 1994). Ces études suggèrent fortement que la

présence d’air dans un sol joue un rôle de rétention lors du transport bactérien.

7.3. Forces Hydrodynamiques

De nombreuses études on montré que le transport des bactéries à travers le sable

est amélioré lorsque les vitesses d’écoulement augmentent (Camper et al, 1993;

Sarkar et al, 1994; Tan et al, 1994).

Ainsi Huysman et Verstraete (1993) ont constaté que le transport bactérien à

travers des filtres était beaucoup plus élevé. Comme expliqué précédemment

l’effet de la filtration est amoindri lorsque le flux d’eau à la surface du milieu

filtrant augmente (Huysman et Verstraete, 1993).

A l’intérieur des pores les forces hydrodynamiques peuvent être responsables

du détachement de bactéries (phénomènes de cisaillement) mais également de la

rétention des cellules dans des zones mortes (Tan et al, 1994).

8. Le transport de bactéries pathogènes dans le sable

Il existe plusieurs sources de bactéries pathogènes susceptibles de contaminer

des nappes phréatiques ou des eaux de baignades après transport à travers un sol.

Parmi les sources les plus souvent citées on trouve les eaux usées (Stevik et al,

2004), les boues des stations d’épuration ou le fumier des élevages intensifs

(Cools et al, 2001).


50

Plusieurs auteurs ont fait le point sur les études faites en matière de transport de

souches pathogènes dans des environnements aquifères (Ferguson et al, 2003;

Santamaria et Toranzos, 2003; Stevik et al, 2004).

Cependant la littérature comporte un nombre limité de travaux sur les

conséquences liées au déplacement microbien dans un sol. Unc et Goss (2004)

relatent l’événement tragique de mai 2000 à Walkerton (Ontario, Canada) où

l’eau du robinet fut contaminée par les souches pathogènes Escherichia coli

0157:H7 et Campylobacter (Unc et Goss, 2004).

Cette contamination a entraîné l’hospitalisation de 2300 personnes dont 7 sont

décédées sur un total de 5000 habitants que compte la ville deWalkerton.

L’enquête sur les origines du drame a montré que la contamination était

vraisemblablement due à des bactéries issues de lisiers qui ont réussi à atteindre

l’aquifère (Unc et Goss, 2004).

Dans les zones rurales l’utilisation de systèmes d’assainissement des eaux usées

autonome se développement rapidement. Aux Etats-Unis 25% de la population

bénéficie de ce type de système (US Environmental Agency, 1997).

Les eaux usées sont d’abord stockées dans une fosse septique pour permettre la

décantation de la phase solide. Le surnageant est envoyé dans le sol via un

réseau de drains. Ce type d’assainissement a été conçu en considérant que le sol

agit comme un filtre. En effet des expériences ont démontré que les

microorganismes issus de ce type de système d’assainissement sont filtrés sur

des distances relativement courtes en milieu poreux insaturé (Hagedorn, 1981).

Cependant Gerba et al (1975) ont constaté que des bactéries Coliformes pouvait

être transportées jusqu’à une distance de 450 mètres à partir du point de

contamination (Gerba et al, 1975).

La migration de souches pathogènes peut ainsi aboutir à la contamination des

réserves en eaux potables et porter atteinte à la santé publique. Selon Scandura

et Sobsey (1997) les effluents des fosses septiques sont une source importante

responsable de la contamination des nappes phréatiques (Scandura et Sobsey,


51

1997). Les bactéries pathogènes importante dans ce type de contamination sont :

Salmonella sp., Shigella sp., Vibrio cholerea, Yersinia enterocolitica, Y.

pseudotuberculosis, Leptospira sp., Francisella tularensis, Dyspepsia coli, et

des souches productrices d’entérotoxines comme E. coli et Pseudomonas

(Matthess, 1985).

8.1. Le sort des bactéries pathogènes entérique dans un sol

8.1.1. La survie

Les bactéries entériques vivent normalement exclusivement dans le tractus

digestif des mammifères. De ce fait ces microorganismes sont peu adaptés à la

survie dans d’autres environnements et en particulier le sol. Néanmoins

plusieurs auteurs ont constaté que des Coliformes fécaux issues de stations

d’épuration pouvaient survivre plusieurs mois dans un sol (Ngole, 2006;

Pourcher, 2007). Une augmentation de l’humidité du sol, la diminution de la

température ou encore la quantité de matière organique disponible favoriserait la

survie des souches entériques (Ngole, 2006).

8.1.2. Le déplacement

L’argile favoriserait la réduction du transport de bactéries entériques dans un sol

par filtration et adsorption. En effet l’argile est constitué de particules très fines

(<2μm) bloquant ainsi le passage des cellules bactériennes (Huysman et

Verstraete, 1993). De la présence de groupements chargés positivement sur les

particules d’argile favorise l’adhésion électrostatique des bactéries généralement

de charge opposée (Fletcher, 1979).

Scandura et Sobsey (1997) soutiennent également que des sols avec au moins

15% d’argile sont capable de retenir des bactéries et des virus et réduisent

fortement les risques de contamination (Scandura et Sobsey, 1997). Cependant

Conboy et Goss en réalisant une surveillance de plusieurs puits ont remarqué

que les sols riches en argile sont les plus susceptibles à permettre une

contamination bactérienne d’origine fécale (Conboy, 2000).


52

Les événements pluvieux favoriseraient le déplacement de bactéries entériques

dans un sol. Plusieurs auteurs ont observé le déplacement de Coliformes sur plus

de 150 mètres lors d’épisodes pluvieux importants (Gerba, 1984 ; Celico et al,

2004).

8.1.3. Détection de pollutions fécales

Traditionnellement les Coliformes fécaux (aussi appelés Coliformes thermo

tolérants) ont été utilisés comme indicateur de contamination fécale. Plus

récemment l’Agence de Protection de l’Environnement des Etats-Unis (EPA) et

l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) proposent d’utiliser E. coli et les

entérocoques de l’intestin comme indicateurs de pollution fécale. De plus, des

techniques de biologie moléculaire ont été développées pour la détection d’E.

coli dans des environnements comme le sol (Sabat, 2000) ou les eaux usées

(Bertrand et Roig, 2007). Bertrand et Roig (2007) ont développé une technique

PCR pour détecter spécifiquement la souche pathogène E. coli 0157 H7 avec

une sensibilité de 200CFU/litre (Bertrand et Roig, 2007). La conférence

annuelle de la Société Américaine de Microbiologie (ASM) de 2007 (Toronto,

Ontario, Canada) a montré l’essor de méthodes de détection de souches

pathogènes dans l’environnement (Esseilli, 2007; Haffar, 2007; Hallier-Soulier,

2007).

Plusieurs études ont donc permis de détecter des pollutions fécales dans

l’environnement au moyen de ces techniques. Cependant la littérature ne

mentionne pas de lien clair entre une pollution fécale et le transport de bactéries

fécales en milieu poreux. (Conboy, 2000)

Le déplacement bactérien en milieux poreux résulte d’un couplage complexe

entre plusieurs mécanismes :

- Rétention : immobilisation des cellules par adhésion, blocage ou filtration dans

la matrice poreuse.

- Détachement : remobilisation des cellules faiblement retenues sur la matrice et/


53

ou décrochage par les forces de cisaillements exercées par l’écoulement.

- Transport : déplacement de cellules bactériennes dans un milieu poreux lié aux

lois de la convection dispersion. (Olson et al, 2004).

Une des lacunes majeure dans la littérature concerne le faible nombre d’études

du transport bactérien dans les milieux poreux hétérogènes tel qu’un sol. On n’a

trouvé que très peu de travaux rapportant des expériences de déplacement dans

des milieux autres qu’une colonne de sable ou de billes de verre. Dans une

matrice porale homogène l’hydrodynamique et la physicochimie de surface sont

simplifiées. (Sanin et al, 2003).

Dans ce sens les expériences en milieux homogènes (billes de verre, grains de

sables calibrés) sont généralement privilégiées parce que dans de telles

conditions l’étude de l’impact des mécanismes de déposition et de décrochage

est plus simple et peut se focaliser sur des aspects physicochimiques. Cependant,

on peut imaginer que, par analogie avec les phénomènes de transport de soluté,

le mécanisme de rétention étant un processus cinétique, il va être en compétition

avec le transport par l’écoulement ; Or, l’écoulement peut présenter des

hétérogénéités bien plus importantes (distribution des vitesses par exemple) dans

un milieu naturel que dans une colonne de matériaux fin et homogène. Par

conséquent, il nous semble nécessaire de conduire des expériences dans des

milieux simples mais aussi dans des milieux un peu plus compliqués pour

essayer de se rapprocher du milieu naturel du point de vue de la complexité des

écoulements ( Olson et al, 2004)

Moyennant cette gamme de complexité, il nous semble que l’on pourra en partie

évaluer dans quelle mesure les mécanismes de déposition entrent en compétition

avec le transport( Simoni et al,1998).

Le diagramme suivant illustre la durée qui est exigée pour que des particules de

différentes tailles se lient ensemble.


54

Tableau 1 : Temps de liaison de plusieurs particules selon le diamètre

(Peterson, 2001)

Diamètres des particules Type de particules Temps de liaison pour 1

m. d’eau

10mm

gravel 01 seconde

1 mm Sable 10 secondes

0.1 mm Sable fin 02 minutes

10 micron Protozoaires algues argile 02 heures

1 micron Bactéries algues 08 jours

0.1 micron Virus colloïdes 02 ans

10 nm Virus colloïdes 20 ans

01 nm Virus colloïdes 200 ans


55

Tableau 2 : Principaux groupes de virus pathogènes excrétés dans la

matière fécale et les maladies transmises (Buchanan et al, 2000).

Famille Genre Espèce Maladie

Adenoviridae» Mastadenovirusadenovirus Adenovirus( 42

types)

Virus de

l’hépatite B

(VHB , HBV)

Affections respiratoires,

infections oculaires

Picornaviridae Enterovirus Poliovirus 1,2,3 Poliomyélite

Coxsakie A (23)

Coxsakie B (23)

Méningite, fièvre,

maladies

respiratoires,myocardite

Enterovirus

Heparnavirus

exentérovirus 72

= virus de

l’hépatite

A(VHA,HAV)

Hépatite infectieuse

Reoviridae Rotavirus

Rotarivirus

humain

Vomissements et diarrhées

Réovirus Diarrhées


56

Tableau 3 : Principaux agents bactériens pathogènes présents dans les selles

et les maladies transmises (Buchanan et al, 2000).

Famille Genre Espèce Maladie

Enterobacteriaceae Salmonella typhi Fièvre typhoïde

Fièvre paratyphoïde

Enterobacteriaceae Shigella dysenteriae Dysenterie bacillaire

Gastro-entérite, diarrhée

Vibrionaceae Vibrio cholerae Choléra

Gastro-entérite, diarrhée

Enterobacteriaceae

Escherichia

« type pathogène »

coli Gastro-entérite, diarrhée

Enterobacteriaceae Yersinia Enterocolitica Diarrhée, septicémie

Matériels et méthodes


57

1. Sites d’étude

Les quatre sites retenus pour cette étude sont situés dans différents points de la

côte oranaise (Tableau 4), Ain El-Turk( Figure 1) est située à 15 km en nord-

ouest de la wilaya d’Oran, une zone marquée par l’urbanisation incontrôlée de

son rivage, les Andalouses à 25 km, une plage caractérisée par un espace vaste

de sable fin et doré, hautement fréquentée par les touristes.

Beau séjour, Andalouses (Figure 3) sont deux plages sous l’influence de

l’émissaire de la communauté urbaine de Ain El- Turk et El Ançor.

Madagh (Figue 4) est une zone non impactée puisqu’elle est située loin de la

métropole oranaise d’environ 40 km vers l’Ouest et où l’action anthropique est

très peu marquée (Sahnouni, 2003 ; Kherraz, 2004 ; Moffouk, 2005).

Tableau 4 : Caractérisation des quatre sites d’échantillonnage.

Sites Géoréférencement Commune Caractéristiques

Beau Séjour N 35° 44' 54.81"

W 0° 46' 09.18"

Ain El-Turck Rejet des effluents

urbains et industriels

Eden N 35° 45' 13.46"

W 0° 46' 50.81"

Ain El-Turck Zone touristique

Les Andalouses N 35° 42' 23.18"

W 0° 53' 13.05"

El Ançor Zone touristique

Madagh N 35° 37' 952"

W 000° 104' 243"

Ain El Karma Aire marine protégée


58

Figure 1 : Site d’Ain El-Turk. Figure 2 : Site d’Eden.

Figure 3 : Site des Andalouses. Figure 4 : Site de Madagh.


59

2. Echantillonnage

Un total de 144 échantillons a été analysé durant la saison hivernale et

estivale. Après prélèvement, les échantillons sont mis dans des flacons marqués

(Figure 5) et transportés après leur conservation dans une glacière à 4°C.

Figure 5 : Echantillons récoltés des quatre sites.

Figure 06 : Sites d’échantillonnage (Google 2011)

L’eau est recueillie dans des bouteilles en plastique stériles de 250 ml. Le sable

sec a été prélevé et mis dans des grands tubes à vis en plastique de 250 ml,

dans les zones non inondées par l’eau de mer (au niveau de l’étage supralittoral)


60

tandis que le sable humide a été prélevé dans la zone intermédiaire entre le

sable sec et l'eau de mer (étage médiolittoral).

Les échantillons ont été mis dans une glacière (4°C) et transportés dans des

conditions stériles au laboratoire de recherche Réseau de Surveillance

Environnementale (LRSE) et analysés de suite.

3. Mesure du pH

Le pH de l’eau est mesuré en introduisant l’électrode du pH mètre dans un

bécher contenant la solution à analyser.

Le pH du sable a été mesuré ainsi :

On introduit 10 g de sable dans 90 ml d’eau déminéralisé et après décantation,

on plonge l’électrode du pH mètre dans le liquide décanté.

4. Mesure de la température

On introduit la sonde de température dans l’échantillon à analyser (eau ou sable)

et on passe à la lecture affichée sur le thermomètre.

5. Préparation des échantillons aux analyses microbiologiques

5.1. Les dilutions

Entre la préparation de la suspension, ses dilutions et la mise en culture, il ne

doit pas s’écouler plus de 45 mn. Les dilutions suivent des séries logarithmiques

dont les termes sont en progression géométriques ; par exemple les dilutions

décimales : 0,1 (10-1) ; 0,01 (10-2).

Prélever une capacité de 1 g de sable à l’aide d’une spatule stérile et le

transférer dans un tube stérile contenant 9 ml d’eau distillée stérile ou eau

physiologique (recherche de Staphylocoques) = Obtention de la suspension

mère.

De même pour l’analyse d’eau en prenant en considération que la solution mère

est l’eau de mer. Ensuite on prélève 1 ml de cette eau et l’introduire dans 9 ml

d’eau distillée stérile.


61

Prélever aseptiquement 1 ml de la suspension mère à l’aide d’une pipette

graduée stérile de 1 ml munie d’une poire à aspiration ; l’homogénéisation du

prélèvement se fait après aspiration est refoulement 3 fois.

Transférer aseptiquement le 1 ml prélevé dans le 1er tube (10-1), la pipette ne

devrait pas pénétrer dans les 9 ml du diluant.

Jeter la pipette utilisée dans un conteneur approprié. A l’aide d’une 2ème pipette

stérile de 1 ml, procéder du même du tube 10-1 au tube 10-2.

Faire de même pour les deux derniers tubes en utilisant à chaque prélèvement

une pipette nouvelle.

On peut naturellement utiliser des volumes différents en respectant le facteur de

dilution souhaité.

6. Dénombrement des germes aérobies totaux

Ce dénombrement reflète la qualité microbiologique générale d’un produit et

permet d’en suivre l’évolution. Le nombre de germes « totaux » pour donner une

indication de l’état de décomposition du produit : Il peut aussi dans certains cas

constituer un indice de la qualité sanitaire. Au cours des traitements

technologiques, le dénombrement de la flore « globale » permettra de juger de

l’incidence des diverses opérations (Guiraud, 1998).

La culture en surface d’un milieu gélosé, dite surface count, est recommandée

lorsque la description des colonies peut être utile à l’identification des germes

dénombrés.

La gélose nutritive est un milieu riche permettant le développement de la

plupart des microorganismes. Sa formule comprend une peptone riche en acide

aminés libres et de l’extrait de levure. L’association de ces deux constituants

fournie au milieu de nombreux facteurs de croissance (Multon, 1994).

- On fait fondre le milieu de base et le refroidir jusqu’à 45°c.

- On coule en boites de pétri stériles.


62

-Après solidification, sécher la surface du milieu à l’étuve à 45°c, couvercle

entrouvert, et laisser refroidir couvercle fermé.

-Marquer les boites (10-1, 10-2,…).

-A partir de la prise d’essai bien homogénéisée, porter aseptiquement 0,1 ml (2

gouttes) dans la boite de pétri contenant la gélose nutritive

- Etaler l’inoculum à l’aide d’un étaleur stérile « pipette râteau » que l’on passe à

la surface de la gélose pendant que l’on imprime à la boite un mouvement

circulaire horizontal.

- Laisser sécher 15 mn à la température du laboratoire.

- Incuber les boites à 37 °c pendant 48 h. La lecture s’effectue par comptage

visuel. Dans tous les cas, seules les boites contenant entre 20 à 300 colonies sont

utilisées.

Lorsque le nombre de colonies est compris entre 20 et 300, on recherche les

germes incriminés en effectuant une identification microbienne basée sur l’étude

microscopique et l’ensemencement d’une galerie biochimique selon la Figure 7.

7. Dénombrement des Coliformes

Les Coliformes totaux regroupent plusieurs espèces bactériennes de la famille

des entérobactéries qui se présentent sous formes de bâtonnet, Gram négatives,

non sporulant, possédant l'enzyme â-galactosidase permettant l'hydrolyse du

lactose à 37 °C afin de produire des colonies rouges avec des reflets métalliques

sur un milieu bien approprie. Le groupe des Coliformes est utilisé depuis la fin

du 19ème siècle comme indicateur de pollution fécale (Lee et al, 2006). La

plupart des espèces de ce groupe se retrouveront naturellement dans le sol ou la

végétation (Edberg et al, 2000).


63

Coloration de Gram

Pseudomonas

Vibrionaceae

Ensemencement d’une Galerie

Figure 7 : Etapes suivies pour une identification bactérienne

(Garcia et al, 2001)

7.1. Coliformes fécaux :

Les Coliformes fécaux ou Coliformes thermotolérants, sont un sous-groupe des

Coliformes totaux capables de fermenter le lactose à une température de 44 °C

(Barthe et al, 1997).

Bien que la présence de Coliformes fécaux témoigne habituellement d'une

contamination d'origine fécale, plusieurs Coliformes fécaux ne sont pas d'origine

fécale, provenant plutôt d'eaux enrichies en matière organique, tels les effluents

industriels du secteur des pâtes et papiers ou de la transformation alimentaire

(Barthe et al, 1997).

Bacille Gram -

Oxydase + Oxydase -

Aérobies

stricts

Aéro-

anaérobie

s

Aéro-anaérobies :

Entérobactériaceae

Aérobies stricts :

Acinetobacter

Bacilles Gram +

Catalase + Catalase -

Bacillus Closridium

Cocci +

Catalase + Catalase

-

Métabolisme

fermentaire :

Staphylococcus

Métabolisme

oxydatif :

Micrococcus

Famille des

Streptococacea

e


64

L'intérêt de la détection de ces Coliformes, à titre d'organismes indicateurs,

réside dans le fait que leur survie dans l'environnement est généralement

équivalente à celle des bactéries pathogènes et que leur densité est généralement

proportionnelle au degré de pollution produite par les matières fécales (Barthe et

al, 1997).

7.1.1. Colimétrie en milieu liquide

La colimétrie en milieu liquide permet la caractérisation et dénombrement des

Coliformes. Il ne s’agit bien souvent que d’un test présomptif qui demande

confirmation et qui nécessite l’emploi d’un milieu solide de différenciation et

d’isolement.

La colimétrie en milieu liquide consiste en une numération par la méthode NPP.

Le milieu utilisé est le milieu BCPL (bouillon lactosé au pourpre de

bromocrésol) avec cloche (Milieu pour le dénombrement des Coliformes)

[OXOID].

La culture se fait dans des tubes avec cloche de Durham. Les milieux sont

incubés 24 à 48 heures à une température de 37˚C. Le milieu devient trouble et

jaunâtre lors de la pousse bactérienne. Si elle s’accompagne d’une importante

production de gaz, ceci est une présomption de la présence de Coliformes. Le

caractère positif se traduit par un dégagement de gaz de 1/10e au moins du

volume de la cloche.

7.1.2. Numération par la méthode NPP (Nombre le Plus Probable)

Cette méthode est basée sur le fait qu’après ensemencement d’un milieu liquide,

toute croissance microbienne indique la présence d’au moins un germe (UFT :

Unité Formant Trouble).

C’est une estimation statistique du nombre de microorganismes supposés

distribués dans l’échantillon, les bactéries se multiplient librement dans le milieu


65

liquide. En cas de présence, l’ensemble du milieu liquide inoculé vire à la «

positivité » (trouble ou virage de l’indicateur).

Un jugement quantitatif est possible en jouant sur les volumes de la prise

d’essai.

Le développement peut être apprécié visuellement par dégagement gazeux dans

une cloche de Durham.

Une série de dilutions est effectuée à partir de la suspension à. Une petite

quantité (1 ml) de ces dilutions est placée dans des tubes contenant du bouillon

BCPL (9ml).

Après culture, on procède à la lecture des résultats. Sont comptés positifs les

tubes qui présentent une croissance (dégagement de gaz) et négatifs les autres.

Un test de confirmation peut être réalisé pour vérifier la présence des Coliformes

en incubant une petite quantité de la culture des tubes positifs sur un milieu

sélectif tel que le milieu à l’éosine et au bleu de méthylène de Teague-Levine

(EMB) à 37˚C (Booysen et al, 2002)

Les Coliformes thermotolérants, parfois appelés " Coliformes fécaux " ou

" Escherichia coli présomptifs ", peuvent être recherchés et dénombrés dans les

mêmes conditions mais l’incubation se fait à 44˚C. S’il y a dégagement de gaz,

une confirmation par culture en milieu solide est nécessaire (milieu EMB).

D’autres Entérobactéries (Citrobacter, Klebsiella,...) peuvent donner une

réaction positive. Il conviendra donc de réaliser une identification plus précise

via un isolement sur milieu EMB puis pour confirmation plus précise de réaliser

une galerie API 20 E.

7.2. Dénombrement d’Escherichia Coli

Escherichia coli est un coliforme thermotolérant qui entre autre :

-Produit de l’indole à partir du tryptophane à 44°C,

-Donne un résultat positif à l’essai au rouge de méthyle,

-Ne produit pas de l’acéthyl méthyl carbinol,


66

- N’utilise pas le citrate comme source unique de carbone.

Pour la recherche d’E. coli, un isolement sur milieu EMB réalisé à partir des

derniers tubes positifs de la colimétrie permet de confirmer la présence de

E. coli dans notre échantillon. L’ensemencement de la gélose EMB se fait par

transfert à l’anse et étalé directement sous formes de stries d’épuisement à la

surface de la gélose. L’incubation dure 24 heures à 44˚C. Le milieu EMB

contient deux colorants, l’éosine et le bleu de méthylène qui inhibent la majeure

partie de la flore Gram+ (sauf Streptocoques D). Bien que les Entérobactéries

lactose - puissent s’y développer, la culture des Entérobactéries lactose + y est

favorisée (Sinton et al, 1999).

Le lactose est un critère de différenciation du milieu : l’utilisation du lactose se

traduit par un centre foncé d’aspect métallique des colonies (lactose +), dans le

cas contraire les colonies sont incolores (lactose -). Les Escherichia Coli

apparaissent comme des colonies isolées, de 2 à 3 mm de diamètre, ayant

tendance à confluer et présentant un reflet métallique verdâtre en lumière

réfléchie et un centre noir pourpre en lumière transmise(Sinton et al, 1999) .

8. Dénombrement des Staphylocoques totaux

L’isolement direct est pratiqué sur le milieu sélectif (Chapman). A l’aide d’une

anse de platine ou d’une pipette Pasteur on prélève 1 g de sable ou 1 ml d’eau du

prélèvement que nous ensemençons par épuisement sur gélose en boîte de Pétri,

de façon à obtenir des colonies bien isolées après une incubation à 37°C pendant

24 heures. L’incubation pour le milieu d’enrichissement peut être faite pendant

24 heures et plus lorsque cela est nécessaire (Sinton et al, 2002).

9. Dénombrement des Pseudomonas totaux

On ensemence 1 g de sable (1 ml pour l’eau) sur des boites de Pétri contenant le

milieu King A et King B on coule une deuxième couche de ces milieux après

ensemencement et on incube à 30°C pendant 72H (Biely et al, 1996).


67

10. Tests de confirmation et d’identification

Des tests de confirmation d’identification peuvent être réalisés pour toutes les

souches obtenues en vue de confirmer notre présomption d’identification.

10.1 .Caractérisation d’enzymes :

10.1.1. Mise en évidence d’enzymes respiratoires : Test cytochrome

oxydase

Les oxydases interviennent à la fin des étapes de déshydrogénation et des

chaînes de cytochromes. Il en existe plusieurs types. Elles sont mises en

évidence par leur propriété de catalyser la réaction d’oxydation d’un substrat

organique par l’oxygène de l’air. Le substrat utilisé est le N-diméthyl

paraphénylène diamine, qui est incolore sous forme réduite et rouge-violet sous

forme oxydée ou le chlorohydrate de tétraméthyl paraphénylène diamine qui

donne une coloration pourpre. Le caractère oxydase + signifie que la souche

possède une enzyme capable d’oxyder le substrat employé et ne signifie pas la

présence d’une oxydase particulière. Le test est réalisé sur papier filtre" OX ",

imprégnés de réactif. La colonie est prélevée et déposée sur le papier filtre. Une

coloration bleue est considérée comme positive. Toutes les entérobactéries sont

cytochrome oxydase négative.

10.1.2. Test catalase

La catalase est une enzyme catalysant la dismutation de l'eau oxygénée

(peroxyde d'hydrogène).Cette enzyme est utilisée en bactériologie systématique

pour l'identification des bactéries. Il s'agit de mettre en contact une colonie de la

bactérie à étudier en présence d'eau oxygénée.

Ce test est important pour la première orientation dans l'identification d'une

souche pure bactérienne.


68

Pour effectuer l'identification complète d'une bactérie il faut connaître le type

respiratoire.Il faudra donc poursuivre l'identification de la souche par

l'ensemencement de milieux: sélectifs, hostiles, ou faisant partie de la batterie de

test prévue pour la différenciation des genres et l'identification de la bactérie.

La recherche de la catalase permet de différencier:

-Les bactéries des genres Staphylococcus et Micrococcus ( catalase +) ;

-Des bactéries des genres Enterococcus, Streptococcus, Pediococcus,

Lactococcus et Leuconostoc (catalase -).

Sur une lame de verre propre, déposer une goutte d’eau oxygénée, puis la mettre

en contact avec une colonie isolée, prélevée directement avec une pipette

Pasteur boutonnée ou une anse plastique à usage unique. Il ne faut pas utiliser

une anse en métal car elle serait alors oxydante.

Une effervescence (dû à un dégagement de dioxygène) signe la présence d'une

catalase.

S’il y a une formation de bulles, la bactérie possède la catalase.

Si rien n'est observable, la bactérie ne possède pas l'enzyme.

10.2. Coloration de Gram

La coloration différentielle la plus connue est celle de Gram, qui permet de

diviser les bactéries en deux grands groupes : Gram + et Gram -. Cette méthode

de coloration est basée sur la différence de structure de paroi chez les 2

groupes : les bactéries Gram + contiennent une forte proportion de lipides (20%)

et retiennent le violet de gentiane (premier colorant) après lavage à l’alcool ; les

bactéries Gram - contiennent une faible proportion de lipides, sont décolorées à

l’alcool et prennent ensuite la couleur du second colorant.

Le traitement par l’alcool extrait les lipides chez les Gram – entrainant une

décoloration des organismes au premier colorant qui vont alors prendre la

coloration du second colorant (rouge). Les parois Gram + au contraire sont

déshydratées par l’alcool : leur perméabilité diminue, le premier colorant ne peut


69

être extrait et elles gardent donc la coloration du premier colorant (bleu).

(Genebio, 2006)

Les souches vont subir une identification plus précise via des galeries Api 20 E.

10.3. Antibiogramme

Un antibiogramme est une technique de laboratoire visant à tester la sensibilité

d’une souche bactérienne vis-à-vis d’un ou plusieurs antibiotiques. Le principe

consiste à placer la culture de bactéries en présence du ou des antibiotiques à

tester et à observer les conséquences sur le développement et la survie de celle-

ci.

On place alors plusieurs pastilles d’antibiotiques sur une souche bactérienne

étalée dans une boite de Mueller-Hinton (Figure 9) (Ce milieu est une gélose

riche pour tester l’action des différents antibiotiques). Il existe 3 types

d’interprétation selon le diamètre du cercle qui entoure le disque d’antibiotique :

Souche sensible, intermédiaire ou résistante. Ce diamètre représente la zone

d’inhibition de l’antibiotique sur la souche donnée. Il représente la concentration

minimale inhibitrice (CMI) de l’antibiotique sur cette souche.

Le diamètre de la zone d’inhibition de l’antibiotique correspond au CMI ou

concentration minimale inhibitrice.

Nous recherchons via l’antibiogramme les résistances à ces antibiotiques ainsi

que la présence de β-lactamase à spectre étendu (BLSE). Ce terme désigne les

enzymes β-lactamases produites surtout par Klebsiella sp. et E. coli, codant pour

la résistance aux β-lactamines à large spectre, qui sont habituellement actives

contre les bacilles à Gram négatif.

10.3.1. Galerie Api 20E [Biomérieux]

Galerie de 20 microtubes prêts à l’emploi permettant de réaliser 23 tests

biochimiques afin d’identifier des bacilles Gram - appartenant à la famille des

Enterobateriaceae (Figure 8).


70

10.3.1.1. Préparation de l’inoculum

Nous isolons une colonie bien isolée ou nous prélevons une souche pure et nous

l’introduisons dans 5 ml d’eau distillée stérile.

Ensemencement de la galerie : nous introduisons la suspension bactérienne dans

chaque tube à l’aide d’une pipette Pasteur stérile, pointe appuyée à l’intérieur et

sur le côté pour éviter la formation de bulles.

Figure 8 : Galerie biochimique API E20

L’incubation dure 24 heures et la lecture permet d’identifier la souche.

Pour certains caractères, il faut remplir le tube et la cupule (CIT, VP, GEL).

Pour d’autres caractères, il faut remplir le tube et recouvrir d’huile de paraffine

(ADH,LDC, ODC, H2S, URE)(conditions anaérobies).

Figure 9 : Dépôt de disque d’ATB sur milieu MH.


71

Lecture de la galerie : La lecture se fait après 24 heures d’incubation. Nous

ajoutons les réactifs adéquats avant la lecture de la galerie (TDA, IND, VP). La

lecture se fait par l’interprétation des couleurs (virage ou non) et l’attribution

d’un chiffre correspondant à cette couleur. On obtient alors un code qui nous

permet de se référer au catalogue pour identifier la souche.

Tableau 5 : Classification et caractéristiques des antibiotiques utilisés dans

cette étude.

Tableau 6: Seuils de sensibilité - résistance des différents antibiotiques testés.

Le diamètre est exprimé en mm

Antibiotique Sensible Intermédiaire Résistant

AM > 17 14 - 16 < 13

GM > 15 13 - 14 <12

AMC > 18 14 - 17 < 13

Antibiotique Abréviation Famille Mécanisme d’action

Ampicilline AM Beta-lactames

(pénicilline)

Action sur la synthèse protéique et

inhibition

d’enzymes actifs dans la membrane

Gentamycine GM Aminoglycosides Inhibition de la synthèse de certaines

protéines

bactériennes

Amoxicilline -

Acide

clavulanique

(augmentin

AMC Beta-lactames

(pénicilline)

Inhibition de la synthèse de la paroi et

inactivation d’enzymes entrant dans

l’activité

de la membrane + inhibition des

beta-lactamases (acide clavulanique)


72

1ml 1ml 1ml 1ml 1ml

Solution mère

Ensemencement sur milieu de culture

Incubation

Résultat

Lecture

Figure 10 : Ensemencement sur milieu gélosé.


73

10 ml 1 ml 0.1ml

Eau à analyser

Simple concentration Simple concentration Double concentration

Incubation à 37°C pendant 24h à 48h

+ + + + + + + + +

D/C S/C S/C

3 * 10 3 * 1 3 * 0.1

Figure 11 : Principe de la recherche des Coliformes.


74

Figure 12 : Lecture de la galerie API 20E.

Résultats et discussion


75

1. Les résultats

1.1. Les paramètres abiotiques

Pour ces paramètres (Température et pH), des moyennes mensuelles ont été

déterminées pour chaque point de prélèvement du site étudié.

a. Le pH

Les valeurs moyennes du pH des sables des différents points de prélèvements

sont généralement comprises entre 7 et 9. Pour les Andalouses, on note des

valeurs extrêmes de 9.1 en unité de pH en mois de février (Figure 13). Une telle

amplitude de pH est préjudiciable à l’environnement. Elle aura une conséquence

néfaste pour la faune et la flore aquatique dont le pH de croissance se situe entre

6 et 7,2 (Meinck et al, 1977).

Ce paramètre reste relativement stable durant toute la période de l’étude, sauf

pour le site des Andalouses au mois de février.

BSS: Beau Séjour sec ES : Eden sec

BSH: Beau Séjour humide EH: Eden humide

EBS: Eau Beau Séjour EE: Eau Eden

AS : Andalouses sec MS : Madagh sec

AH : Andalouses humide MH : Madagh humide

EA : Eau Andalouses EM: Eau Madagh

Figure 13 : Variations du pH selon les saisons

0

2

4

6

8

10

BSS BSH EBS AS AH EA ES EH EE MS MH EM

pH

Variation du pH selon les saisons

Décembre Février Mars Avril Mai Juin


76

b. La température

Selon les résultats obtenus, la température moyenne du sable est de 18 °C. Cette

moyenne oscille entre 6 °C en février et 27 °C en juin, avec des variations

brusques notables à l’automne et au printemps.

Elle est comprise entre 8 et 24°C pour le site de Beau Séjour, entre 6 et 26 °C

pour le site des Andalouses, entre 8 et 27°C pour le site d’Eden et entre 9 et

27°C pour le site de Madagh. (Figure 14).

La température élevée freine aussi la vie aquatique et beaucoup d’organismes

dépourvus de mécanismes de régulation thermique verront leurs activités vitales

ralenties (Meinck et al, 1977).





AH : Andalouses humide MH : Madagh humide


Figure 14 : Variation de la température selon les saisons

0

5

10

15

20

25

30

BSS BSH EBS AS AH EA ES EH EE MS MH EM

Variations de la température selon les saisons



77

1.2. Suivi des différentes populations bactériennes

Les différents dénombrements ont concerné les charges en bactéries cultivables

(germes totaux), les polluants fécaux notamment, les Coliformes totaux et les

Coliformes fécaux, les Staphylocoques totaux et les Pseudomonas totaux.

La figure 15 illustre les concentrations des différentes flores dans les quatre

sites durant toute la période de l’étude.

Figure 15 : Concentration des flores dans les quatre sites durant toute la

période de l’étude.

0

20000

40000

60000

80000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Germes totaux

Beau séjour Eden Andalouses Madagh Décembre Février Mars

Avril

Mai Juin

0

2000

4000

6000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Staphylocoques totaux

Beau séjour Eden Andalouses Madagh


0

500

1000

1500

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Pseudomonas totaux




78

Figure 15 : Concentration des flores dans les quatre sites durant toute la

période de l’étude.

0

5000

10000

15000

20000

25000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Coliformes totaux



0

2000

4000

6000

8000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Coliformes fécaux



0

2000

4000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

E.coli



79

La figure16 permet de noter des différences de niveau entre la contamination des

sables et des eaux dans les différents sites.

On peut remarquer un certain parallélisme entre les variations dans les eaux et,

les sables, plus particulièrement pour les Coliformes fécaux.

Figure 16 : Variations en charges bactériennes mensuelles (ufc/100ml) dans

le sable sec, sable humide et l’eau dans les quatre sites

0

100000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Décembre

Germes totaux Staphylocoques Pseudomonas

Coliformes totaux Coliformes fécaux E.coli

0

100000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Février

germes totaux Staphylocoques pseudomonas

coliformes totaux coliformes fécaux E.coli


80

Figure 16 : Variations en charges bactériennes mensuelles (ufc/100ml) dans le sable sec,

sable humide et l’eau dans les quatre sites.

0

100000

ufc

/ 1

00

g o

u m

l

Mars



0

200000

Ta

ux d

e g

erm

es

/10

0 g

ou

ml

Avril



0

100000

Ta

ux d

e g

erm

es

/10

0g

ou

ml

Mai

germes totaux Staphylocoques Pseudomonas


0

200000

Ta

ux d

e g

erm

es

/ 1

00

g o

u m

l

Juin




81

1.2.1 Estimation des bactéries mésophiles cultivables (germes totaux)

Les résultats relatifs aux germes totaux ont révélé des charges assez importantes

pour les différents types de prélèvements. Cependant, les sables secs sont

plusieurs fois plus chargés en ces bactéries que l’eau (Figure15).

Le traitement statistique de ces résultats a révélé une corrélation positive entre

ces charges bactériennes dans le sable sec et la température, pour les quatre

sites ; Beau Séjour, Eden, Andalouses et Madagh (respectivement r = 0,71 ; r=

0,26 ; r= 0,60 et r= 0,72), d’une part, et avec les charges en polluants fécaux,

pour les Coliformes fécaux (r = 0,69 ;r= 0,46 ; r= 0,31 et r= 0,26) et pour les E.

coli (r = 0,48 ; r=0,42 ; r= 0,61 et r= 0,24 ).

Cette corrélation expliquerait l’apport important en polluants fécaux par le

déversement en provenance du rejet des eaux usées en période pluvieuse (mois

d’avril et juin) (Figure 16).

Les densités maximales des germes totaux sont enregistrées au niveau du sable

sec au niveau du site des Andalouses (7,2.107

ufc /100ml) en mois de mai, alors

que les abondances minimales sont notées au niveau de l’eau de mer au niveau

du site de Madagh (Figure 16), légèrement polluée (3,10 4)

ufc 100/ml.

Par ailleurs, une corrélation positive a été révélée entre la température et la

charge en germes totaux, dans les eaux de mer dans les quatre sites

(respectivement, r = 0,31 ; r = 0,61 ; r=0,77 et r=0,48).

1.2.2. Estimation des polluants fécaux

Les résultats relatifs à ces indicateurs fécaux ont révélé que les sables secs

(moyennes mensuelles plus importantes que dans l’eau) notamment en périodes

automnale et hivernale (Figure15). Le taux maximal des Coliformes fécaux a été

enregistré sur le site des Andalouses dans le sable sec d’une valeur de 6,7 .10

4

ufc / 100 g aussi l’abondance minimale en Coliformes fécaux a été noté au

niveau du sable humide dans le site de Madagh en décembre 30 ufc /100 g

(Figure 16).


82

Cependant, les variations saisonnières, notamment pour les E. coli, sont peu

importantes pour les différents compartiments étudiés.

Les Coliformes fécaux dans le sable sec sont significativement corrélés avec la

température pour les sites de Beau Séjour, Andalouses et Madagh (r= 0,79 ;

r=0,27 et r= 0,48), cette corrélation est négative et non significative pour le site

Eden (r= -0,012).

Les E. coli présentent une corrélation positive avec la température pour les

sites de Beau Séjour, Eden et Madagh (respectivement r = 0,17 ; 0,27 ; 0,22).

Pour le site des Andalouses la corrélation est négative et faiblement significative

(r= -0,22).

Une corrélation significativement positive est établie entre les E. coli et les

Coliformes fécaux dans le sable sec sauf pour le site d’Eden où la corrélation

est significativement négative (r= -0,51).

E. coli représente plus de 90 % des Coliformes présents dans les excréments

humains, le reste étant constitué de Klebsiella sp, d’Enterobacter sp. et de

Cirobacter sp. (Dufour, 1977).

1.2.3. Estimation des Staphylocoques totaux

La figure 16 illustre les résultats relatifs aux variations en Staphylocoques totaux

au niveau des différents sites ; On a estimé une densité maximale en

Staphylocoques en mois de mai enregistrée dans l’eau de mer du site des

Andalouses (5,104

ufc/ml) en mois de mai, une valeur beaucoup moins

importante est notée dans le sable humide du site de Madagh en mois de

février (186 ufc / 100 g).

Les taux estimés ont montré que les sables secs et les sables humides sont plus

concentrés que l’eau notamment en saison estivale (Figure 15).

Par ailleurs, une corrélation positive a été révélée entre la température et la

charge en Staphylocoques, dans les sable sec de la plage du Beau Séjour

(r=0,71) pour les plages des Andalouses, Eden et Madagh une corrélation


83

significativement négative a été révélée entre le taux des Staphylocoques et la

température (respectivement, r = -0,45 ; r =- 0,76 ; r = -0,79).

Les taux en Staphylocoques dans l’eau sont également associés avec la

température (r = 0,48 ; r = 0 ,25 ; r= 0,81 ; r= 0,67).

Les concentrations de Staphylocoques totaux sont corrélées (r=0,47; r = 0,19 ;

r = 0,74 ; r = 0,37) avec les concentrations de Coliformes fécaux (Tableau 7).

Certaines études épidémiologiques ont identifié les Staphylocoques totaux

comme un indicateur potentiel de salubrité dans un contexte de baignade

(Seyfried et al, 1985 ; Cheung et al, 1991). En eau douce, les Staphylocoques

totaux semblent être les indicateurs les plus appropriés pour prédire le taux

d’infection et de maladie parmi les baigneurs (Seyfried et al, 1985). En eau

salée, les Staphylocoques totaux pourraient servir d’indicateurs de la densité des

baigneurs et du risque d’infection croisée parmi ceux-ci plutôt que d’indicateur

de contamination fécale (Cheung et al, 1991).

1.2.4. Estimation des Pseudomonas totaux

L'analyse des résultats obtenus montre une corrélation négative entre les

concentrations des Pseudomonas et la température pour le Beau séjour, Eden,

Andalouses et Madagh (respectivement, r = -0,86 ; -0,45 ; -0,67 ; -0,79)

Une corrélation significativement négative avec les Coliformes fécaux sauf

pour le site des Andalouses où la corrélation est positive (r=0,85). Avec les

bactéries indicatrices de la pollution fécale, la corrélation n'est significativement

positive qu'en milieux très pollués.

1.3. Etude comparative des différents germes dans le sable des quatre

plages

Les concentrations saisonnières des germes totaux, Coliformes fécaux,

Staphylocoques et Pseudomonas sont illustrés dans la figure 15, ainsi, une

comparaison des taux de chaque flore entre les quatre sites dans la figure 16.


84

Les deux endroits les plus contaminés en Coliformes fécaux sont les sites qui

sont sous l’influence des rejets des eaux usées à savoir Beau Séjour et

Andalouses avec des taux qui varient entre 1.104

ufc / 100 g et 6,7 .10 4

ufc

/100g pour les Andalouses et entre 9. 102 ufc /100 g

et 5,8. 10

4 ufc /100g pour

le site de Beau Séjour. Les deux autres sites présentent une pollution moins

importante avec des taux de Coliformes qui varient entre 30 ufc/g et 1,6.103

ufc /g pour le site de Madagh et entre 110 ufc/100g et 1,6.10

2 ufc/g

pour le site

d’Eden.

Les concentrations des Staphylocoques totaux sont beaucoup plus élevées dans

l’eau de mer du site des Andalouses (Figure 16) et les deux endroits les plus

contaminés en Staphylocoques totaux sont les sites qui sont sous l’influence

directe des rejets des eaux usées, c’est-à-dire celui des Andalouses et du Beau

Séjour. D’après les résultats de la présente étude, les eaux usées seraient une

source importante de Staphylocoques, ainsi le nombre des estivants; en effet les

eaux usées traitées mais non désinfectées sont rejetées dans la mer des

Andalouses et du Beau Séjour. Les Staphylocoques colonisent la peau et les

muqueuses en abondance (SBESC, 1992) et se retrouvent également dans les

matières fécales humaines et animales (Seyfried et Harris, 1990), ainsi que dans

l’urine (Cheung et al, 1991). Le milieu aqueux ne constitue pas un milieu

naturel pour les Staphylocoques qui sont en général incapables de s’y multiplier.

Ils ont besoin de beaucoup d’éléments nutritifs et ne peuvent se développer que

dans un milieu dont la température est d’environ 20 °C (SBESC, 1992). Il est

donc probable que les Staphylocoques se retrouvent en concentration importante

dans les sables des plages et possible qu’ils s y multiplient à cause de

l’abondance des éléments nutritifs présents. Malheureusement, on connaît peu

l’importance de certaines sources potentielles, tels les animaux et les eaux de

ruissellement (SBESC, 1992).


85

Pour les Pseudomonas, on a noté une abondance sur les sites des Andalouses et

de Beau Séjour à comparer avec les deux autres sites avec des taux qui

oscillaient entre 180ufc/ 100 g et 1,1.103 ufc/100g.

On a remarqué que la majorité des résultats obtenus pour les quatre sites et/ou

les valeurs les plus élevées en concentration de différentes flores sont notés au

niveau du sable sec, suivi par le sable humide, sauf pour les Staphylocoques

pour lesquels on a estimé une valeur plus élevée en eau de mer qu’au niveau du

sable pour le site des Andalouses, en décembre et mai (Figure 16). Ainsi, pour

les Pseudomonas où on a noté des valeurs plus importantes en eau de mer en

mai pour les sites d’Eden, Andalouses et Madagh (Figure16).

La figure 17, montre une corrélation positive entre les Coliformes fécaux dans

le sable et les Coliformes fécaux dans l’eau avec un r2 = 0 ,60. Cela nous fait

penser qu’il existe une possible relation de transmission de bactéries entre les

deux milieux.

Figure 17 :Corrélation entre les Coliformes fécaux dans l’eau et les

Coliformes fécaux dans le sable pour les quatre sites.

y = 0,2336x + 236,15 R² = 0,608

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000

colif

orm

es

féca

ux

dan

s l'e

au u

fc/1

00

ml

coliformes fécaux dans le sable ufc/100g

Corrélationn entre les coliformes fécaux dans l'eau et les coliformes dans le sable pour les quatre sites


86

La figure 18 met en évidence la relation entre les Coliformes fécaux et les

Coliformes totaux, avec un coefficient de corrélation positif pour le sable des

quatre plages r2 =0,78.

Figure 18 : Corrélation entre les Coliformes fécaux et les cliformes totaux

dans le sable sec pour les quatre sites.

On a étudié statistiquement en utilisant le test de Levène, l’abondance des

différentes flores étudiées selon les différentes saisons (Figure 19) et les

différents sites (Figure 20), ainsi la dominance entre les flores étudiées (Figure

21).

y = 0,2555x + 106,99 R² = 0,7844

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 5000 10000 15000 20000 25000

Co

lifo

rme

s fé

cau

x u

fc/1

00

g

Coliformes totaux ufc/100g

Coliformes fécaux/ Coliformes totaux dans le sable sec pour les quatre sites


87

GT : Germes totaux St: Staphylocoques totaux Ps : Pseudomonas toatux.

CT :Coliformes totaux CF : Coliformes fécaux EC : E. coli.

Figure 19 : Abondance des germes selon les différentes saisons.

69% 1%

1%

20%

5% 4%

Décembre

GT St Ps CT CF Ec

69% 2%

1%

24%

3% 1%

Février

GT St Ps CT CF Ec

66%

2%

1%

21%

6% 4%

Mars

GT St Ps CT CF Ec

68% 2%

1%

20%

6% 3%

Avril

GT St Ps CT CF Ec

56%

6%

1%

27%

8% 2%

Mai

GT St Ps CT CF Ec

65%

2%

1%

24%

6% 3%

Juin

GT St Ps CT CF Ec


88

Les résultats ont révélé une présence très abondante en germes totaux au mois

de février avec un pourcentage de 69% à comparer aux autres mois où le

pourcentage de cette flore bactérienne présentait un pourcentage moins

important, en mois de mai, les Coliformes totaux (27%), les Coliformes fécaux

(8% ) et les Staphylocoques (6%) ont été plus abondants que dans les autres

mois de prélèvement, E. coli, a dominé au mois de décembre et en mois de

mars avec un pourcentage de 4 %.

Les sites de Beau Séjour et des Andalouses, dominaient les sites d’Eden et de

Madagh en matière d’abondance des flores étudiées (Figure20), le site des

Andalouses comprenait jusqu’à 29% de germes de l’ensemble des flores

bactérienne étudiées, 20% pour le site du Beau Séjour. Les sites de Madagh et

Eden ont présenté des pourcentages moins importants.

La figure 19 illustre la flore la plus dominante à comparer avec les autres flores,

pendant la période de l’étude, ce sont les germes totaux qui ont dominé toutes

les autres flores avec une apparition de 76%, suivi par les Coliformes totaux

14 %.


89





AH : Andalouses humide MH :Madagh humide


Figure 20 : Abondance des flores bactériennes selon les sites.

13% 9%

9%

5%

4% 5% 18%

16%

15% 2% 2% 2%

Germes totaux

BSS BSH EBS ES EH EE

AS AH EA MS MH EM

18%

15%

6% 5% 3% 2%

22%

18% 7% 2% 1% 1%

Coliformes totaux


AS AH EA MS MH EM

20%

11%

5%

4% 3% 2%

24%

17% 7% 3% 3% 1%

Coliformes fécaux


AS AH EA MS MH EM

13% 7%

10%

8% 6% 5%

17% 14%

7% 5% 4% 4%

Pseudomonas totaux


AS AH EA MS MH EM

16% 7%

4%

10%

3% 1%

29%

21% 7% 1%

1%

0%

E. coli


AS AH EA MS MH EM

13%

11%

8%

10% 7% 5% 14%

12%

11% 3% 3% 3%

Staphylocoques totaux


AS AH EA MS MH EM


90

Tableau 7 : Tableau des corrélations

Flores des plages/ corrélation « r » Beau Séjour

Eden Andalouses Madagh

Coliformes fécaux sable/Coliformes

fécaux eau 0.24 -0.06 0.07 0.90

Coliformes totaux /Coliformes

totaux (en sable) 0.28 0.64 0.93 0.52

Coliformes fécaux / Température

(en sable) 0.79 -0.01 0.27 0.48

Pseudomonas /Coliformes fécaux

(en sable) -0.86 -0.32 0.85 -0.23

Pseudomonas /Température (en

sable) -0.86 -0.45 -0.67 0.79

E. coli / Coliformes fécaux (en

sable) 0.18 -0.51 0.88 0.09

E. coli / Température (en sable) 0.17 0.27 -0.02 0.22 Satphylocoques /Coliformes fécaux

(en sable) 0.47 0.19 0.74 0.37

Staphylocoque/température(en

sable) 0.71 -0.45 -0.76 -0.79

Germes totaux/Température (en

sable) 0.71 0.26 0.60 0.72

Germes toutaux/Coliformes fécaux

(en able) 0.69 0.46 0.31 0.26

Germes totaux/ E. coli (en sable) 0.48 0.42 0.61 0.24 Germes totaux / Température (en

eau) 0.31 0.61 0.77 0.48

Coliformes fécaux/Coliformes

totaux (en eau) -0.35 0.33 0.47 0.87

Staphylocoques/Température (en

eau) 0.48 0.25 0.81 0.67


91

GT : Germes totaux St : Staphylocoques totaux

Ps : Pseudomonas totaux CT : Coliformes totaux

CF : Coliformes fécaux Ec : E. coli

Figure 21 : Dominance entre les flores bactériennes.

2. DISCUSSION

Le choix des sites d'étude repose sur la variation du degré et de la nature de

pollution auxquels sont soumis, qui sont majoritairement de type domestique,

provenant des déversements continus des eaux usées, urbaines et fluviales

(Sogreah, 1998) et industrielle. Le littoral oranais est le lieu d’une très forte

concentration industrielle notamment vers l’est (Boutiba et al, 2003).

La baie d’Oran qui est en parfaite continuité avec le Golfe d’Arzew au large

duquel sillonnent les bateaux de commerce et grands méthaniers chargés de

pétrole et de substances extrêmement toxiques lui confère un statut fragile,

menacé par un danger réel et permanent de pollution accidentelle (Boutiba et al.,

76%

4% 1%

14%

3% 2%

Dominance entre les germes

GT St Ps CT CF Ec


92

1996). Une très grande pression et agression par les activités humaines liées aux

industriels des villes côtières, Oran, Arzew, Ghazaouet, …; et des grandes

agglomérations urbaines génèrent une pollution intense caractérisée par les

rejets d’eaux usées. Très rares sont les stations d’épurations fonctionnelles dans

les villes côtières (Boutiba et al, 1996). Tous ces déchets se déversent

directement dans le milieu marin entraînant des effets nuisibles en provoquant

de grands dommages aux ressources biologiques qui induisent un réel danger

pour la santé humaine (Terbeche, 2007).

Ainsi, en se basant sur le rapport CF/CT qui est supérieur à 40% ce qui peut être

expliqué par une pollution bactérienne au niveau des sables de plages d'origine

humaine ou animale.

Les activités, touristique et pastorale peuvent être considérées parmi les

principales sources de contamination de ces sables de plages.

D'après les résultats obtenus, les bactéries mésophiles sont présentes dans

l’ensemble des sites prospectés, mais à des concentrations variables (Figure 15

et Figure 20).Cette flore a dominé les autres flores, ce qui peut être dû à la

facilité de la prolifération de cette flore et son adaptation aux différents milieux

dans les différentes conditions. Avec les germes indicateurs de la pollution

fécale, la corrélation positive statistiquement et significative est enregistrée au

niveau des zones moyennement et très polluées (tableau 7).

Au niveau des sites légèrement pollués, en revanche, les abondances des

Pseudomonas sont comparables à celles des bactéries indicatrices de la

pollution fécale en période hivernale (Figure 16 et Figure 19). Ces résultats

corroborent ceux déjà obtenus pour les analyses de l’eau de mer par certains

auteurs (Araujo et al, 1989; Schubert, 1991; Rhodes & Kator, 1994).ces germes

sont présents dans les eaux de surface, leur nombre peut indiquer la présence de

substances organiques (Zmyslowska et al, 2000). La corrélation entre les

densités des germes indicateurs de la pollution fécale et celles des Pseudomonas

au niveau des sites très pollués suggère que ces deux groupes bactériens sont


93

issus probablement d'une même origine (Figure 20 et tableau 7). Dans ce sens,

Schubert (1991) a considéré l'eau usée comme l'un des principaux réservoirs de

ces bactéries. L'absence de bactéries témoins de contamination fécale ne

présume pas de celle de microorganismes non fécaux à pouvoir pathogène tels

Pseudomonas aeruginosa et Legionella qui devront être recherchées en compte-

tenu du risque spécifique qu'ils représentent par eux mêmes (Schubert ; 1975).

L'analyse de l'évolution de la température en comparaison avec les densités des

différentes flores montre que la majorité des flores étudiées évoluent dans le

même sens, sauf pour les Pseudomonas qui sont considérés comme flore

psychrophile (Figure 15).

Les fortes abondances des germes totaux, Staphylocoques et les indicateurs de

pollution fécale coïncident avec les températures moyennes qui varient entre 19

et 25 °C (Figure 15 et Figure 19). En effet, Le climat de la région d'Oran est de

type méditerranéen, chaud en été (35°C maximum) et doux en hiver (9°C

minimum), avec une saison sèche très marquée entre la mi-juin et la mi-

septembre. Ces conditions sont dues à l'alternance de brise de mer fraîche et

humide et de brise de terre chaude et sèche (Sahnouni, 2003). Ainsi, le climat

peut réagir en réduisant ou en augmentant le nombre de bactéries (Curtis et al,

1992). Nous pensons donc que ce phénomène peut jouer un rôle très important

dans l’énumération des bactéries lors de notre étude.

D'après l'étude de la composition bactériologique des sables, les Coliformes

fécaux sont présent en abondance dans les sables des quatre plages. Cette flore

est très dominante dans les eaux usées et dans les milieux recevant ce type

d'eau. Cependant, au niveau des sables légèrement pollués, le pourcentage de

cette flore diminue remarquablement en les comparants avec les sables subissant

une forte pollution (Figure 16).

En période estivale, la pollution fécale augmente au niveau des sables des

plages étudiées. En période froide, les abondances des Pseudomonas sont plus


94

fortes ; ce qui laisse supposer que la dynamique de ces flores est très

probablement liée à la température du sable (Figure 15).

Jusqu'à présent, la recherche des Pseudomonas n'est jamais prise comme critère

d'intérêt sanitaire pour la détermination de la qualité d’un environnement

(Schubert, 1991). Malgré que ces bactéries soient reconnues responsables de

plusieurs types d'infections et d’altération (Dufour, 1986; Janda et Duffey,

1988).

Vu que la plupart des bactéries soient autochtones des milieux aquatiques, la

contamination de ces milieux par la pollution fécale ne peut qu'accentuer le

risque sanitaire lié à ces germes. En effet, plusieurs auteurs ont démontré la

capacité de multiplication de ces germes en présence de la matière organique

(Monfort et Baleux, 1991; Van der et Kooij, 1991). Suite à cela, le contact avec

des milieux contenant de la matière organique, doit être effectué avec beaucoup

de précaution.

Les résultats relatifs aux dénombrements des populations bactériennes ont

montré que les sables sont relativement plus chargés que l’eau. Ceci refléterait

la survie de ces bactéries dans les sables, ce qui serait conséquent à de fortes

concentrations en matière organique (Dellali et al, 2000; Rozen et Belkin, 2001).

Les auteurs ont expliqué l’augmentation des charges bactériennes sédimentaires

par la richesse en matières organiques issues des eaux usées (Essid et al, 2007).

Selon Laliberte et Grimes (1982), les sédiments représentent un réservoir

d’accumulation de différentes formes bactériennes. Leur effet protecteur pour

les espèces de bactéries pathogènes, a été souligne par Wiklund (1995).

D’autre part, les présents résultats ont révélé que les sables humides présentent

des charges bactériennes plus concentrées de celles des eaux (Figure 20).

Les présents résultats ont révélé que les charges des bactéries fécales sont très

importantes en saison pluvieuse (Figure 15), ce qui serait dû aux apports de

rejets urbains drainés par les fortes pluies. Ainsi, nous avons constaté que les


95

taux élevés en ces charges bactériennes pendant les mois d’avril et juin seraient

associés avec l’augmentation pluviométrique (Figure 16 et Figure 19).

Cependant, la survie de ces types de bactéries serait sous l’influence de la

température (Rozen et Belkin, 2001).

Dans le cas de la présente étude nous avons révélé une corrélation négative entre

la température et les Coliformes fécaux (Tableau 7) dans les site du Beau Séjour

et Eden( Figure 14 et Figure 19), des résultats similaires ont été obtenus par

Sinton et al (2002) dans les eaux de la nouvelle Zélande ; Aslanyilmaz et al

(2004) dans les eaux de la Turquie ; Chandrana et Hatha (2005) dans les sables

de l’Inde. Ces auteurs ont montré que l’augmentation en température, pendant la

saison estivale pourrait inactiver les polluants fécaux.

Les résultats relatifs aux Staphylocoques ont révélé que leurs charges sont plus

importantes que celles des bactéries fécales pour les prélèvements analysés dans

les sites les moins pollués (Madagh, Eden) (Figure 15). Ces Staphylocoques

semblent être une composante de la microflore des sables des plages.

Selon la présente étude, les charges bactériennes dans les eaux de mer ainsi que

dans les sables sont importantes en période pluvieuse, ce qui serait dû à l’effet

d’une concentration dans le sable par le drainage des eaux usées. Aussi,

l’analyse statistique a montré l’influence de la température sur les

Staphylocoques (Figure 19 et tableau 7). Castaneda et al (2005) ont montré que

l’abondance des Staphylocoques dans les eaux de mer et le sable des plages au

Mexique, est corrélée significativement avec l’augmentation de la température.

Par ailleurs, Stabili et al (2005) en Italie, soulignent une corrélation positive

entre les charges en Staphylocoques dans les sédiments et la température de

l’eau .

Dans ce sens on pense à une relation établie entre la température de l’eau et

l’abondance des Staphylocoques dans le sable.

En outre, nous avons obtenu une corrélation positive entre les charges en

Staphylocoques et celles des Coliformes fécaux dans les sables.


96

Les polluants fécaux ont montré une corrélation significativement positive entre

leur charge en eau et en sable dans tous les sites étudiés excepte à Eden (Figure

17) et pour ce nous pensons à une relation qui peut lier l’eau de mer et le sable

des plages.

La concentration observée dans le sable paraît liée à la charge bactérienne dans

l'eau et qui augmente au niveau des sites très pollués (Figure 15).

Une grande différence est apparue dans la concentration des indicateurs de

contamination fécale entre les eaux de mer et les sables de plage (Figure 16).

Cette différence dans les facteurs de concentration pourrait s'expliquer par une

dilution plus importante des contaminants fécaux à l'intérieur du milieu marin.

La contamination des E. coli dans les sables est corrélée avec l’abondance en

germes totaux ; donc la présence de cette flore indicatrice de contamination

fécale est liée à la présence de matières organiques dans l’environnement marin.

Selon les résultats obtenus pour les différentes flores bactériennes, notamment,

les indicateurs de la contamination fécale, nous pensons être en présence d’une

contamination dont l’origine est commune que ce soit pour l’eau de mer ou le

sable de plage.

Conclusion

Conclusion

97

Le climat exceptionnel, la beauté et la diversité du littoral oranais expliquent

aisément sa croissance démographique accélérée, avec les maxima estivaux bien

connus. Cette vocation touristique, alliée au développement des populations

riveraines s'est naturellement accompagnée d'une augmentation considérable du

volume des déchets domestiques, bactériologiquement très pollués, qui sont

systématiquement rejetés dans cet environnement aquatique.

Dans notre étude, nous pouvons résumer que le sable présente un habitat où les

bactéries peuvent vivre, croître et proliférer en s’adaptant à différentes

conditions environnementales.

Les résultats ont démontré que la distribution des différentes flores bactériennes,

n’était pas régulière sur les différents sites étudiés.

Cette étude démontre que le sable sec contient un taux de germes beaucoup plus

important que le sable humide et l’eau de mer; cela peut être expliqué par le

pouvoir auto-épurateur de l’eau de mer où les germes sont déversées et sont

soumis aux phénomènes de dilutions et de dispersion (hydrodynamisme actif).

Bien que l’effusion de la matière organique peut stimuler la croissance des

bactéries dans le sable, il est également probable que leur croissance est stimulée

par la perturbation physique du sable (marche, jeux…etc).

Le sable peut être considéré comme un filtre efficace pour éliminer les bactéries

de la colonne d’eau.

Les prédateurs qui se trouvent dans l’eau de mer (benthos, necton, plancton)

peuvent être aussi une raison du nombre réduit des germes par rapport au sable

et contribuent ainsi à leur disparition.

Conclusion

98

Les indicateurs de contamination fécale présentaient une concentration élevée en

sable de la plage des Andalouses et Beau Séjour, cela peut être expliqué par la

proximité de ces deux plages aux rejets des eaux usées domestiques.

D'une manière générale, ce milieu marin particulier va promouvoir des

sélections qui entrainent une éradication ou tout au moins une mise en minorité

rapide des espèces pathogènes par rapport au sable. En outre, les bactéries sont

soumises à des facteurs physiques, chimiques, biologiques telles que la

température, la lumière, la salinité (facteur de sélection) et les carences

alimentaires. Tous ces facteurs abiotiques et biotiques s’associent pour

augmenter ou réduire leur nombre.

Si l'effort consenti par les collectivités riveraines se poursuit et qu’elles

conjuguent leurs bonnes volontés, les pollutions bactériennes en mer ou au

niveau des plages devraient, dans l'ensemble, accuser une nette régression au

cours des années à venir.

Mais nous ne voudrions pas en terminer sans avoir fait remarquer que ce n'est en

aucune façon un argument permettant de minimiser le danger des nuisances

apportées par les eaux domestiques.

Ces effluents, dont le volume déversé en mer va sans cesse en augmentant,

transportent en particulier de nombreux éléments polluants chimiques :

hydrocarbures, pesticides, métaux lourds, détergents surtout, dont l'activité

délétère peut être très grave sur les écosystèmes marins et peut y entraîner des

modifications irréversibles (Boutiba et al, 2003 ; Boutiba, 2006 ; Kherraz,

2004 ). Les conséquences de ces phénomènes nuisibles associés se feront

inévitablement sentir dans le domaine des pollutions microbiennes puisque les

capacités de lutte du milieu marin contre les agressions par ces microorganismes

terrestres dépendent étroitement du maintien de son intégrité.

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Annexes

1. Variations du pH.

2. Variations de la température.

Plage/ pH Décembre Février Mars Avril Mai Juin

BSS 6,8 7,3 6,9 7 6,8 7,2

BSH 7,2 7 6,9 6,8 7,1 7,2

EBS 6,9 7 6,9 6,8 7,1 7,3

AS 7,3 8 7,3 7,3 7 6,8

AH 6,6 9,1 7,2 7 6,8 6,8

EA 6,9 8,3 6,7 7,5 6,8 7

ES 7,3 6,9 6,6 7,2 7,1 7

EH 7 6,7 7 6,9 6,8 7,1

EE 7,1 6,9 7 6,6 6,9 6,9

MS 6,8 7,2 7,1 6,6 7 7,3

MH 6,8 7 6,9 6,9 6,8 7,2

EM 7 7 7 6,8 7 7,3

Plage/T Décembre Février Mars Avril Mai Juin

BSS 16 8 13 16 19 24

BSH 19 8 14 16 16 24

EBS 16 10 13 14 18 26

AS 19 11 9 13 15 26

AH 22 6 12 16 20 22

EA 19 16 19 17 26 25

ES 18 15 13 19 25 27

EH 19 17 16 19 16 26

EE 17 8 17 18 19 24

MS 18 11 22 16 23 27

MH 17 11 18 13 22 25

EM 17 9 17 13 19 23

3. La composition des milieux de culture (Rodier, 1997).

Milieu Désignation Quantité

GN Extrait de viande

Extrait de levure

Peptone

Chlorure de Sodium

Gélose

Eau distillée …….qsp

pH à 7

10g

2.5g

05g

05g

15g

1000 ml

BCPL (S/C) Peptone

Extrait de viande

Lactose

Pourpre de Bromocrésol

Eau distillée……..qsp

pH à 6,9

05g

0.3g

0.5g

0.3g

1000 ml

BCPL (D/C) Peptone

Extrait de viande

Lactose

Pourpre de Bromocrésol


pH à 6,9

10g

06g

10g

0.6g

1000 ml

Chapman Peptone

Extrait de viande

Chlorure de Sodium

Mannitol

Rouge de phénol

Gélose


pH à 7,4

10g

01g

75 g

10g

0.025g

15g

1000 ml

EMB Peptone

Lactose

Eosine

Bleu de méthylène

Hydrogénophosphate de

potassium

Gélose

Eau distillée

pH à 6,8

10g

10g

0.4g

0.065g

2g

15g

1000 ml

King A Peptone

Glycérol

Sulfate de potassium

Chlorure de magnésium

Gélose

eau distillée…….qsp

pH à 7,2

20g

10g

10g

14g

12g

1000 ml

King B Peptone

Glycérol

Hydrogénophosphate de

potassium

Sulfate de magnésium

heptahydraté

Agar

pH à 7,2

20g

10g

1.5g

1.5g

12g

MH Infusion de viande de

bœuf

Peptone de caséine

Amidon de maïs

Gélose

Eau distillée…….qsp

pH à 7,4

300ml

17.5g

1.5g

17g

1000 ml

4. Test de Levène pour les germes totaux.

BSS BSH EBS ES EH EE AS AH EA MS MH EM

Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 39404,50 30901,50 27732,00 18552,67 14774,83 14654,83 58199,33 51125,83 53392,67 7751,83 6984,00 5681,17

Médianes 39499,50 29061,50 26864,50 14804,00 13377,50 14331,00 54866,00 50501,00 47935,00 5697,00 5036,50 5036,50

Ecart types 8265,561 7316,780 3079,608 7872,293 3723,052 1939,678 9633,037 8767,104 14293,107 5393,059 5126,094 2730,166

Min 26522,00 23854,00 24436,00 14000,00 12862,00 12525,00 47272,00 41363,00 38282,00 4700,00 4504,00 3056,00

Max 48363,00 43818,00 32525,00 34054,00 22363,00 18062,00 69946,00 66482,00 72282,00 18581,00 17427,00 10900,00

Asymétrie F 0,5363 1,23937247 0,787001 2,114229 2,432551 1,134805 0,517423527 1,065570208 0,647311 2,27819945 2,42789767 1,78016525

Sources ddl SCE CM F p F limite 5%

F limite à 1%

Traitements 11 5,84E+0,8 53134005 3,37 0,0011 1,95 2,56

Résiduelle 60 9,45E+0,8 15749027 Totale 71 1,53E+0,9

5 .Test de Levène pour les Staphylocoques.


Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 1775,67 1621,33 1406,17 1597,83 967,67 854,67 1992,33 1534,67 2096,00 568,67 392,83 519,33

Médianes 1952,00 1651,50 1201,50 1455,50 1027,00 708,00 2036,00 1678,50 1546,00 506,50 401,00 378,00

Ecart types 544,236 534,350 432,701 835,455 374,679 375,963 549,473 453,662 1617,084 122,774 116,331 378,026

Min 840,00 813,00 1090,00 627,00 477,00 612,00 1100,00 918,00 1073,00 454,00 186,00 280,00

Max 2280,00 2216,00 2200,00 2605,00 1382,00 1612,00 2540,00 2000,00 5373,00 732,00 522,00 1280,00

Asymétrie F -1,198817646 -

0,45939996 1,617208 0,302205 -0,36631 2,307527 -

0,73409442 -

0,65877525 2,3675356 0,85654692 -

1,16716522 2,29745107


F limite à 1%

Traitements 11 4827522,16 438865,7 2,87 0,0043 1,95 2,56

Résiduelle 60 9163553,87 152725,9 Totale 71 13991076

6 .Test de Levène pour les Pseudomonas.


Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 642,17 425,67 456,33 401,83 261,33 203,00 739,17 723,50 432,00 243,67 147,00 184,67

Médianes 631,00 360,50 486,00 387,00 280,00 217,50 799,00 671,00 355,00 218,00 173,00 194,00

Ecart types 156,855 198,574 134,684 128,347 84,557 65,660 218,008 191,558 201,097 141,615 65,994 51,717

Min 380,00 250,00 220,00 250,00 120,00 127,00 363,00 566,00 300,00 63,00 21,00 110,00

Max 840,00 813,00 580,00 627,00 342,00 266,00 936,00 1100,00 820,00 495,00 195,00 230,00

Asymétrie F -0,67810614 1,97030765 -1,21388 1,052277 -0,96953 -0,28012 -1,1703023 2,047457898 1,9178752 1,03802305 -1,8398945 -0,4451313


F limite à 1%

Traitements 11 97992,5741 8908,416 0,99 0,4629 1,95 2,56

Résiduelle 60 538095,37 8968,256 Totale 71 636087,944

7. Test de Levène pour les Coliformes totaux.


Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 15033,33 12845,00 5120,00 4340,00 2608,33 1825,00 18233,33 14616,67 5979,17 1395,83 920,83 501,33

Médianes 14975,00 13110,00 4525,00 2175,00 1100,00 1387,50 17600,00 11850,00 5812,50 1537,50 1100,00 522,50

Ecart types 1319,722 2037,732 1384,644 4231,288 3932,005 967,915 2497,132 5393,206 1307,136 982,143 605,677 333,974

Min 13500,00 10000,00 3700,00 1750,00 600,00 1025,00 16000,00 10000,00 4300,00 200,00 110,00 65,00

Max 17250,00 15250,00 7500,00 12400,00 10600,00 3630,00 22500,00 21750,00 8000,00 2900,00 1500,00 975,00

Asymétrie F 0,8168132 -0,3456395 1,198187 1,868744 2,402791 1,692195 1,096344194 0,87928038 0,4435908 0,29354401 -0,5171408 0,05233833


F limite à 1%

Traitements 11 1,09E+0,8 9890315 5,40 0,0000 1,95 2,56

Résiduelle 60 1,1E+0,8 1830798 Totale 71 2,19E+0,8

8 .Test de Levène pour les Coliformes fécaux.


F limite à 1%

Traitements 11 12647052,6 1149732 5,58 0,0000 1,95 2,56


BSS BSH EBS

ES EH EE AS AH EA MS MH EM

Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 4032,17 2243,33 1151,83 730,83 675,83 401,67 4873,33 3522,17 1585,17 757,50 454,00 234,33

Médianes 4059,00 2300,00 1025,00 692,50 640,00 337,50 4875,00 3500,00 1437,50 680,00 507,50 127,00

Ecart types 1647,746 638,676 307,649 476,764 250,727 277,681 1403,477 1647,311 563,267 514,468 357,891 205,026

Min 1250,00 1180,00 920,00 300,00 450,00 140,00 2680,00 1578,00 1125,00 110,00 30,00 72,00

Max 5975,00 3000,00 1706,00 1600,00 1100,00 910,00 6750,00 5580,00 2636,00 1600,00 930,00 550,00

Asymétrie F -0,834534519 -0,7902387 1,467331 1,37486 0,989981 1,467642 -0,3663252 0,055741285 1,6265715 0,68718961 -0,0426116 1,03069695

9. Test de Levène pour E. coli.


Effectif 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6 6

Moyennes 1625,33 715,50 390,33 969,83 325,00 86,67 2583,67 1900,67 711,67 220,50 101,50 40,50

Médianes 1666,00 716,00 381,00 1103,00 319,00 81,00 3120,00 2251,00 730,00 143,50 53,00 38,00

Ecart types 408,797 172,552 124,813 424,741 168,137 29,084 1159,347 867,401 152,270 196,979 116,342 13,353

Min 1100,00 478,00 260,00 245,00 154,00 66,00 859,00 740,00 530,00 92,00 21,00 28,00

Max 2300,00 926,00 612,00 1348,00 616,00 144,00 3670,00 2732,00 930,00 612,00 330,00 62,00

Asymétrie 0,590549024 -

0,16085094 1,176313 -1,16526 1,017192 2,076836 -

0,92284933 -0,7221069 0,0785306 2,17963839 2,0770619 0,79573341


F limite à 1%

Traitements 11 5860549,42 532777,2 12,34 0,0000 1,95 2,56


Documents

Etude bactériologique du sable de quatre plages (Beau ... · Abstract The beaches are a major vector of attraction, highly frequented sites, many visitors in the summer, hikers and