Ministère de l’enseignement supérieur et de la recherche scientifique

Université 20 Août 1955- Skikda (ALGERIE)

MEMOIRE

Présenté à la faculté des sciences Département des sciences fondamentales

Pour l’obtention de diplôme de

MAGISTER

Spécialité : Chimie Option : Pollution chimique et environnement

Melle Sarah BATTAZ

THEME

Soutenu le : 18/03/2009 Devant la commission d’examen :

Mr Mahmoud SOLTANE M.C. Centre universitaire de TAREF Président

Mr Ahmed MEGHEZZI Prof. Université de BISKRA Examinateur

Mme Rachida ZAGHDOUDI M.C. Université de SKIKDA Examinateur

Mr Fayçal DJAZI Prof. Université de SKIKDA Rapporteur

Année Universitaire : 2008/2009

Remerciements Ce travail de recherche a été mené au laboratoire central de la raffinerie de

Skikda, à la direction de l’environnement de Skikda, au secteur sanitaire d’El Harrouch et à

l’office national des aliments du bétail d’El Harrouch (ONAB).

Monsieur Djazi Fayçal, professeur à l’université de Skikda, a encadré ces

travaux de recherches. Je le remercie d’avoir accepté mon projet et de m’avoir prodigué tous

les conseils indispensables. Je le remercie aussi d’avoir suivi, guidé, soutenu et fait confiance

à mon travail.

Je tiens à remercier Monsieur Mahmoud SOLTANE, maître de conférence au

centre Universitaire de Taref, d’avoir accepté de présider le jury de ce mémoire..

Je remercie, également, Monsieur Ahmed MEGHEZZI, professeur à l’université

de Biskra, ainsi que Madame Rachida ZAGHDOUDI, maître de conférence à l’université de

Skikda d'avoir accepté d’examiner ce travail et faire partie de ce jury.

Je remercie monsieur Babori Omar, PDG de l’ACTIM, d’avoir guidé mes pas au

niveau de la zone industrielle de Skikda et de m’avoir facilité l’accès à la raffinerie et aux

différents services. En dépit de sa santé fragile il n’a jamais hésité à répondre à mon appel et à

me porter assistance.

J’adresse tous mes remerciements à messieurs : Gas, Aoued, Boualeg,

Bekkouche, Boudekhana, exerçant au niveau du laboratoire central de la raffinerie de Skikda,

qui ont mis à ma disposition tous les échantillons et les produits chimiques nécessaires à mon

travail. Je les remercie du bon accueil qu’ils m’ont réservé.

Monsieur bouhayene, chef de département de biologie, a été pour moi d’un

grand secours en ce qui concerne la disponibilité de la documentation en rapport avec le

thème que j’ai choisi. Je le remercie d’avoir mis à ma disposition tout le matériel pédagogique

indispensable.

Je tiens aussi à remercier madame Maachia et mademoiselle Mouat de m’avoir

initié dans l’étude bactériologique et de m’avoir autorisé d’assister à leurs cours qui m’ont

énormément aidée dans la compréhension des phénomènes bactériologiques.

Je remercie monsieur Azzouz, chef de département d’agronomie, de m’avoir

ouvert les laboratoires pour que je puisse effectuer les analyses physiques de mon échantillon.

Je tiens aussi à remercier mesdemoiselles Sabrina et Warda, ingénieurs exerçant aux

laboratoire d’agronomie, pour la patience et l’amabilité qu’elles ont eues à mon égard durant

tout mon séjour.

Monsieur Harbi Youcef, chef de département moyens généraux à l’ONAB d’El

Harrouch, m’a permis d’effectuer le stage au sein de l’ONAB, je le remercie de m’avoir

introduit au près des services, particulièrement celui qui gère le laboratoire, au sein duquel j’ai

pu effectuer une série d’analyses. Par ailleurs, je tiens à remercier le personnel du laboratoire

pour avoir mis à ma disposition le matériel et les produits nécessaires à mon travail.

Je remercie, également, monsieur Rached Ammar, chef de service laboraoire du

secteur sanitaire d’El Harrouch, de m’avoir guidé dans mon travail, soutenu et donné

confiance en moi. Ces encouragements m’ont permis de supporter le stress du travail. Je le

remercie pour sa disponibilité et sa gentillesse.

Je remercie madame Boughayoute et monsieur Bouhouche Sami de la direction

de l’environnement de Skikda pour l’accueil chaleureux qu’ils m’ont réservé et pour m’avoir

facilité le travail en mettant à ma disposition tout le matériel que nécessite le déroulement de

mes analyses. Cela été un véritable plaisir de travailler avec eux dans une atmosphère

laborieuse et fraternelle.

Liste des abréviations BTX : Benzène, toluène, xylène BTS : Basse teneur en soufre HTS : Haute teneur en soufre GPL : Gaz du pétrole liquéfier COV : Composé organique volatil MO : Matière organique COT : Carbone organique total Lac : Lactose Glu : Glucose PCA : Plat count agar UFC : Unité formant colonie HC : Hydrocarbure L/S : Rapport Liquide/Solide KOW : Cœffcient de partage octanol-eau HAP : Hydrocarbure aromatique polycyclique US-EPA : Agence pour la protection de l’environnement américaine IARC : Centre international de recherche sur le cancer PPP : Principe pollueur/payeur CVI : Valeur de constat d’impact PLNA : Phase liquide non aqueuse ZNS : Zone non saturée MOF : Matière organique fraîche C/N/K : Rapport Carbone/azote/phosphore POA : Procédé d’oxydation avancée UV : Ultra violet

Chapitre I : Généralités sur les hydrocarbures

INTRODUCTION

2

3

I Généralité sur les hydrocarbures L’objectif de ce premier chapitre est de présenter les caractéristiques générales permettant

d’appréhender l’évolution des hydrocarbures dans les milieux souterrains.

I.1 Définition et caractéristiques D’origine organique, les hydrocarbures se forment à partir de débris d’algues, de résidus de la

faune marine et de plancton. Alors le vieillissement, la température et la pression (qui

s’exerce sur les fonds marins) transforment cette substance organique en hydrocarbures [1].

Les hydrocarbures (pétrole brut et gaz naturels) sont des molécules composées uniquement

d’atomes de carbone et d’hydrogène. Selon l’architecture de la liaison entre l’atome du

carbone et d’hydrogène, on distingue trois séries:

Les alcanes ;

Les hydrocarbures aromatiques ;

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques [2].

Dans ce qui suit on va présenter les caractéristiques des différentes classes d’hydrocarbures

ainsi que leur abondances dans un brut pétrolier.

I.1.1 Les alcanes Parmi lesquels, on distingue

Les alcanes linéaires (n-alcanes, CnH2n+2), dont la longueur de chaîne varie de 7 à 40

atomes de carbone, constituent une des classes les plus abondantes car ils constituent 10

à 40 % des hydrocarbures totaux d'un brut pétrolier. Par contre le pétrole brut d’origine

fossile ne contient en général pas d’alcènes ou d’alcyne. Ils sont obtenus par distillation

destructive de substances naturelles complexes, telles que la houille, et sont formés en

grande quantité par vapocraquage au cours du raffinage du pétrole.

Les alcanes ramifiés: les plus abondants sont les iso-alcanes (groupement méthyle en

position 2), les autres composés ramifiés antéiso (groupement méthyle en position 3) ou

polyramifiés tels que les isoprénoïdes (exemple: pristane, phytane) sont beaucoup moins

nombreux. Ces composés se trouvent dans le pétrole brut dans des proportions

sensiblement égales à celles des n-alcanes.

Les cycloalcanes: renferment des composés cycliques (à 5 ou 6 atomes de carbone)

saturés et le plus souvent substitués. Quelques dérivés polycycliques sont aussi présents

et certains d’entre eux tels les stéranes et les triterpanes sont caractéristiques d’un

pétrole brut. Cette famille peut représenter entre 30 et 50 % des hydrocarbures totaux

d’un pétrole brut [3].

4

Les alcanes, en général, sont caractérisés par une densité inférieure à 1, une faible polarité

(log Kow = 3,5 - 5) donc une certaine hydrophobicité, une bonne volatilité pour les alcanes de

5 à12 carbones (température d’ébullition comprise entre 40 et 200°C) et une volatilité un peu

plus modérée pour les alcanes de 12 à 26 carbones (température d’ébullition comprise

entre200 et 300°C).

Dans l’environnement, les alcanes présentent une stabilité assez élevée, surtout les alcanes

ramifiés dont le carbone tertiaire ou quaternaire conduit à une certaine récalcitrance vis-à-vis

des micro-organismes. Cependant, grâce à leur faible solubilité et leur hydrophobicité, les

alcanes ne se trouveront qu’en faible quantité dans la phase aqueuse et seront stabilisés dans

la phase solide du sol ou dans les sédiments [4].

I.1.2 Les hydrocarbures aromatiques Les hydrocarbures aromatiques sont d’excellents solvants pour les laques et les peintures. Le

benzène est de loin le plus utilisé des hydrocarbures benzéniques. Il est en effet à la base de la

fabrication de nombreux composés tels que les matières plastiques, résines, colorants,

explosifs, détergents, insecticides, textiles, etc [5] .

Les hydrocarbures aromatiques se distinguent des autres par un rapport C/H très élevé. Ils

sont constitués d’un cycle hexagonal de carbone, chacun étant lié a un unique atome

d’hydrogène (cycle benzénique). Le plus simple d’entre eux est le benzène (C6H6). On peut

aussi citer les TEX qui sont, en plus du benzène, les hydrocarbures aromatiques les plus

rencontrés dans l’environnement. Le terme BTEX correspond donc aux quatre substances

suivantes : le Benzène, le Toluène, l’Ethylbenzène et les Xylènes. Le tableau-1 résume les

principales caractéristiques des BTEX [4].

Tableau I.1: Grandeurs caractéristiques des BTEX

5

Grandeurs Benzène Toluène Ethylbenzène Xylène

Solubilité (g/l)

à20°C 1,83 0,52 0,15

Ortho : 0,18

Méta : 0,15

Para : 0,18

(à25°C)

Densité à 20°C 0,88 0,88 0,87

Ortho : 0,88

Méta : 0,86

Para : 0,86

Pression de vapeur

à 20°C 10032 2022 944

Ortho : 663

Méta : 790

Para : 758

Constante

d’Henry à 25°C

(Pa.m3.mol-1)

558 673 820

Ortho : 523

Méta : 758

Para : 758

Densité de vapeur 2,7 3,2 3,7 -

Log Kow à 20°C 2,13 2,69 3,15

Ortho : 3,01

Méta : 3,21

Para : 3,15

De manière générale, les hydrocarbures aromatiques, comme le montre le tableau I.1, sont

moins dense que l’eau, peu solubles et peuvent être considérés volatils (tension de vapeur

supérieure à 0,2 KPa à 20°C). Ils ont une densité qui varie entre 0,86 et 0,9 et présentent une

certaine hydrophobicité légèrement moins élevée que dans le cas d’un hydrocarbure

aliphatique, avec une valeur de log Kow comprise entre 2 et 4. Dans l’eau, ces hydrocarbures,

en plus des hydrocarbures aliphatiques, peuvent concentrer des micropolluants peu solubles

(pesticides) et permettre alors leur absorption par les organismes vivants. Ils peuvent aussi

modifier le comportement des êtres vivants en perturbant les relations écologiques des

chimiomédiateurs [1,4].

Jusqu’en, 1988, on croyait la biodégradation des hydrocarbures aromatiques uniquement

possible en conditions aérobies. Il se trouve en fait qu’une biodégradation anaérobie est

possible pour le benzène, le toluène et l’ethylbenzène. Toutefois, cette biodégradation est

généralement insignifiante. Des conditions aérobies sont donc très favorables à une

biodégradation des hydrocarbures aromatiques. Le benzène, le toluène et le xylène sont

facilement biodégradables s’ils sont présents en faibles doses dans le milieu [1].

6

I.1.3 Les hydrocarbures aromatiques polycycliques Plusieurs familles d'hydrocarbures aromatiques et polyaromatiques dont le nombre de noyaux

varie de 2 à 6 sont présentes dans les pétroles bruts. Ces composés sont dominés par des

composés mono-, di- et tri-aromatiques. En général, les hydrocarbures aromatiques sont

moins abondants que les alcanes, et ne représentent que 10 à 30 % des hydrocarbures totaux

d'un brut pétrolier [3].

Bien que les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) font partie des hydrocarbures

aromatique ils constituent de par leur toxicité à très faible dose, un groupe différent des autres

hydrocarbures aromatiques. Ces composés sont des substances organiques constituées d’au

moins deux anneaux aromatiques condensés. Ils sont divisés en deux catégories : les

composés à faible masse moléculaire formée de moins de quatre anneaux et les composés à

masse moléculaire élevée, à quatre anneaux ou plus [6].

Les HAP purs sont des solides habituellement colorés, cristallins à la température ambiante.

Les propriétés physiques des HAP varient selon leur masse moléculaire et leur structure

(tableau I.2). Sauf dans le cas du naphtalène, leurs solubilités dans l’eau vont de très faibles à

faibles et leurs tensions de vapeur, de faibles à modérément élevées. Leurs coefficients de

partage octanol/eau (Kow) sont relativement élevés, ce qui dénote un important potentiel

d’adsorption sur les matières particulaires en suspension dans l’air et dans l’eau et aussi sur

les particules du sol. Ces composés sont donc lipophiles et solubles dans de nombreux

solvants organiques. Ainsi, ils sont potentiellement bioaccumulés et concentrés dans les

sédiments et les sols. La persistance des HAPs augmente avec le nombre de cycles de la

molécule. Par exemple, le naphtalène et les composés de faible poids moléculaire, étant plus

solubles et plus volatiles, sont peu persistants et donc peu bioaccumulables. En revanche, les

composés de poids moléculaires élevés sont très persistants et par conséquent

bioaccumulables. Par exemple, la demi-vie dans les sols (tableau I.3) du benzo[k]fluoranthène

est de plusieurs années (jusqu’à 9 ans selon les sources) alors que celle du fluoranthène est de

1 à 2 mois. Le tableau I.3 récapitule les demi-vies de plusieurs HAP dans les sols [7].

7

Tableau I.2: Propriétés physicochimiques des 16 HAP prioritaires[8]

Nbr

de

cycle

Masse

moléculaire

[g/mol]

Solubilité

[µg/l]

Tension

de vapeur

[Pa]

Constante

d’Henry

atm.m3.m-1

Log

de

Kow

Naphtalène

Acénaphtylène

Acénaphtène

Fluorène

Phénanthrène

Anthracène

Fluoranthrène

Pyrène

Benzo(a)anthracène

Chrycène

Benzo(b)fluoranthrène

Benzo(k)fluoranthrène

Benzo(a)pyrène

Dibenzo(a,h)anthracène

Indeno(c,d)pyrène

Benzo(g,h,i)pérylène

2

3

3

3

3

3

4

4

4

4

5

5

5

5

6

6

128

152

154

166

178

178

202

202

228

228

252

252

252

278

276

276

30000

390

3470

1980

1290

70

260

140

14

2

1,3

0,6

3,8

0,5

0,3

0,1

6,5

3,9

2,7

1,7

9,1

2,7

8

9,2

6,7

8,4

6,7

6,7

6,7

1,3

1,3

1,3

4,8

1,1

2,4

1,7

8,9

3,9

3,5

5,1

1,2

1,1

1,2

3,9

4,9

7,1

7

5,3

3,37

4,07

4,33

4,18

4,4

4,45

5,33

5,32

5,61

5,61

6,57

6,84

6,04

5,97

7,66

7,23

La biodégradation des HAP est particulièrement difficile, elle s’effectue noyau après noyau et

quasiment uniquement en conditions aérobies. Cette biodégradation est en effet très peu

significative. L’utilisation de processus de dégradation biologique dans le but de dégrader les

HAP est donc peu utile. Toutefois, certains champignons présentent de bonne aptitude à

transformer les hydrocarbures aromatiques polycycliques, mais la faible disponibilité de ces

polluants, du fait de leur pouvoir d’adsorption, empêche leur dégradation[1].

8

Tableau I.3: Demie-vie des HAP par biodégradation dans le sol[8] Nom Sol milieu aérobie Sols milieu anaérobie

Domaine de variation (jours)

Naphtalène

Acénaphtylène

Acénaphtène

Fluorène

Phénanthrène

Anthracène

Fluoranthrène

Pyrène

Benzo(a)anthracène

Chrycène

Benzo(b)fluoranthrène

Benzo(k)fluoranthrène

Benzo(a)pyrène

Dibenzo(a,h)anthracène

Benzo(g,h,i)pérylène

Indeno(c,d)pyrène

0,21-766

42,5-60

0,30-102

2-71

0,61-5475

2,72-2920

44-6205

3-6570

4-7220

5,5-1900

113-9855

132-3175

2-9490

18-12940

340-9125

224-3130

25-258

170-240

33-403

34-240

2,6-800

38,5-1840

560-1760

15,8-7600

270-2720

180-4000

228-2120

1440-2440

1444-3760

3640-8560

2360-2600

2400-2920

A cause de leur toxicité ainsi que leur persistance dans l’environnement les hydrocarbures

aromatiques polycycliques sont moins utilisés que les autres hydrocarbures, mais certains

HAP sont produits et utilisés commercialement, on cite, par exemple :

o La créosote, qui est un mélange complexe et variable de composés de distillation du

goudron de houille. Dix-sept HAP, comptent pour environ 63 % du mélange de

créosote. La créosote est communément utilisée comme produit de conservation du

bois pour le traitement des traverses de chemin de fer, ainsi que des piles utilisées dans

la mer et en eau douce.

o Le naphtalène, qui intervient comme intermédiaire de fabrication dans de nombreux

secteurs de l'industrie chimique tels que les colorants. Le naphtalène est également

utilisé comme antimite domestique[9].

9

I.2 Toxicité des hydrocarbures Le coefficient de partage octanol – eau (Kow) traduit la répartition d’une molécule d’un soluté

entre la phase lipophile (octan-1-ol) et la phase hydrophile (eau). Ce coefficient donne une

indication sur sa capacité à s'adsorber sur des surfaces hydrophobes, il est aussi un bon

indicateur de la capacité des polluants à pénétrer les membranes biologiques et donc à

s’accumuler dans les organismes vivants. Pour les HAP, les log Kow varient de 3,4 à 6,8, ce

qui indique un fort potentiel d’adsorption, de plus les HAP sont des molécules

biologiquement actives qui, une fois absorbées par les organismes, se prêtent à des réactions

de transformation sous l’action d’enzymes conduisant à la formation d’époxydes et/ou de

dérivés hydroxylés. Les métabolites ainsi formés peuvent avoir un effet toxique plus ou moins

marqué en se liant à des molécules biologiques fondamentales telles que les protéines, l’ARN,

l’ADN et peuvent provoquer des dysfonctionnements cellulaires (cancer). Outre leurs

propriétés cancérigènes, les HAP présentent également un caractère mutagène dépendant de la

structure chimique des métabolites formés. Ils peuvent aussi entraîner une diminution de la

réponse du système immunitaire augmentant ainsi les risques d’infection[7] .

Le benzo[a]pyrène est potentiellement le plus cancérigène. D’autres HAPs sont également

reconnus comme étant fortement génotoxiques et cancérigènes, comme le fluoranthène, le

benzo[b]fluoranthène, le benzo[k]fluoranthène, le chrysène, le benzo[g,h,i]pérylène et

l’indéno[123cd]pyrène

Devant l’impossibilité de mesurer l’ensemble des molécules (il existe plus de 600 composés),

l’Agence pour la Protection de l’Environnement Américaine (US-EPA) a incorporé16 HAP à

une liste de polluants prioritaires (Figure I.1) [10].

Parmi les 16 HAP de l’US-EPA, six sont classés par le Centre International de Recherche sur

le Cancer (IARC) comme des cancérigènes probables (groupe 2A : Benzo(a)pyrène,

Benzo(a)anthracène, Dibenzo(a,h)anthracène) ou comme des cancérigènes possibles pour

l'homme (groupe 2B : Benzo(b)fluoranthène, Benzo(k)fluoranthène, Indéno(c,d)pyrène). Les

autres HAP de la liste ne sont pas classifiés (groupe 3) ou n'ont pas été évalués[11].

10

FigureI.1: 16 HAP de la liste prioritaire de l'US-EPA et l’abréviation communément utilisée[12]

11

TableauI.4: cancérogénicité des HAP[8]

Nom Classement UE Classement

CIRC/IARC

Classement

US EPA

Naphtalène

Acénaphtylène

Acénaphtène

Fluorène

Phénanthrène

Anthracène

Fluoranthrène

Pyrène

Benzo(a)anthracène

Chrycène

Benzo(b)fluoranthrène

Benzo(k)fluoranthrène

Benzo(a)pyrène

Dibenzo(a,h)anthracène

Indeno(c,d)pyrène

Benzo(g,h,i)pérylène

nc

nc

nc

nc

nc

nc

nc

nc

2

2

2

nc

2

nc

2

nc

2B

3

3

3

3

3

2A

3

2B

2B

2A

2B

2A

3

C

D

D

D

D

D

D

B2

B2

B2

B2

B2

B2

B2

D

nc: non cancérigène, 2:substances devant être assimilés à des substances mutagènes pour l’homme.

2A : probablement cancérigène pour l’homme ; 2B : peut être cancérigène pour l’homme ; 3 : ne peut être classé

cancérigène.

B1 et B2 : cancérigène probable pour l’homme ; C :cancérigène possible pour l’homme ; D : inclassable.

La toxicité des hydrocarbures HAP est plus importante que celle des hydrocarbures

aliphatiques qui, une fois émis dans l’environnement, ils sont plus sensibles aux phénomènes

d’altération et persistent donc moins dans le milieu. Cependant, les alcanes à faible poids

moléculaire peuvent présenter des dangers pour la santé. Par exemple, l’hexane peut entraîner,

lors d’une exposition prolongée, une atteinte des nerfs périphériques conduisant à une

paralysie des membres inférieurs. Le pentane et l’heptane ont une toxicité moindre. Quand

aux cycloalcanes, et grâce à leur complète élimination par l’organisme, présentent un faible

danger d’intoxication chronique pour les humains mais peuvent en avoir pour d’autres

espèces marines (tableau I.6).

12

Tableau I.5: Toxicité aigue de n-hexane[8] Voie Espèce CL50/DL50

Inhalation Rat 73680 ppm/4h

Orale Souris 5000 mg /Kg

Cutanée Lapin 3000 mg/Kg

Tableau I.5: toxicité aigue chez daphnia magna de certains alcanes[8]

Substrat CL 50 (mg/l) Toxicité

Pentane

n-Hexane

n-Heptane

n-Octane

n-Décane

59

22

Non disponible

3,3

0,6

Faiblement toxique

Faiblement toxique

Non disponible

Modérément toxique

Toxique

Cyclopentane

Cyclohexane

Méthylcyclohexane

cycloheptane

140

2,4 – 63

24

0,74

Non toxique

Faiblement toxique

Faiblement toxique

Toxique

Où CL50 (ou CLx) = Concentration Létale 50 % : concentration en substance qui induit la mort de 50% de la

population d'organismes étudiés, pendant un temps donné, par administration unique. Plus la concentration létale

est faible, plus la substance est toxique.

DL50 (ou DLx) = Dose Létale 50% : dose de substance qui induit la mort de 50 % dans la population d'organismes étudiés, pendant un temps donné, par administration unique. Plus la dose létale est faible, plus la substance est toxique En fin, l’exposition prolongée aux hydrocarbures aromatiques monocycliques peut altérer la

mémoire et certaines capacités psychiques, ils ont aussi une toxicité prouvée sur l’oreille

interne pouvant entraîner une diminution de l’audition, leur contact prolongé avec la peau ou

les muqueuses aura une action dégraissante et desséchante se traduisant par des irritations ou

des dermatoses.

Le benzène et le plus toxique des composés monoaromatiques. Il se distingue par sa grande

toxicité pour les cellules sanguines et les organes qui les produisent. Les affections en

résultant vont de la simple anémie à la survenue du cancer du sang [13].

13

I.3 Règlementations A nos jours l’environnement est rarement propre. Sa pureté est définie par rapport aux normes

fixées par les législations. L’environnement est considéré pollué lorsqu’il renferme des

substances dont les teneurs sont telles qu’elles présentent des risques pour la santé humaine

ou un danger pour les humains et les écosystèmes[14].

Ces dernières années, une avancée considérable a été constatée dans le monde entier dans le

domaine de la réglementation des pollutions, particulièrement, celles dues aux hydrocarbures.

Ceci est dû essentiellement à l’émergence des préoccupations liées à l’environnement et au

développement durable dans les différents pays. A titre d’exemple, en Algérie, la loi relative à

la protection de l’environnement (Loi 83-17) pose le principe que l’eau doit être protégée

contre la pollution et la sur exploitation, et le Décret 93-160 du 10/07/1993 sur les rejets

d’effluents liquides industriels, fixe la valeur maximale de 20 ppm pour la somme de

concentrations des hydrocarbures dans les rejets, quand aux eaux destinées à la consommation

humaine (eau potable) la concentration de la somme des hydrocarbures ne doit pas dépassée

la valeur de 10ppm comme il est indiqué dans les normes établies par l’organisation mondiale

de la santé (OMS) [15,16] .

Plus récemment, l’Algérie adopte la Loi 03 - 10 du 19 juillet 2003 relative à la Protection de

l’environnement dans le cadre du Développement Durable .Cette loi vise à compléter les lois

algériennes déjà en vigueur dans le domaine de l’environnement, lesquelles incitent à la

protection des eaux souterraines. Elle fixe un objectif ambitieux de bon état de la qualité des

eaux en Algérie au futur. A titre d’exemple, l’article 51 de cette loi interdit tout déversement

d’eaux polluées dans les eaux souterraines [16].

Dans le domaine de la pollution des sols, les industriels sont soumis au principe de

pollueur/payeur (PPP). Ce principe repose sur le fait que le pollueur devrait se voir amputer

les dépenses relatives aux mesures arrêtées par les pouvoirs publics pour que l’environnement

soit dans un état acceptable [14].

A l'heure actuelle, il n'existe pas en Algérie, des réglementations sur les teneurs en

hydrocarbures des sols et des eaux souterraines. Les seules données qu’on a pu avoir sont :

o Les normes néerlandaises pour les BTEX ;

o Les VCI française (Valeur de Constat d'Impact) pour les HAPs, qui sont des valeurs

dites guide, servant de référence et qui correspondent aux valeurs d'intervention au-

dessus de laquelle le site doit être dépollué. Le Tableau I.8 récapitule ces valeurs.

14

Tableau I.6: Normes néerlandaises pour les BTEX[17] OMS eau potable µg/l Normes NL nappes µg/l Normes NL sol mg/Kg Benzène 10 30 1 Toluène 700 1000 130 Ethylbenzènes 800 150 50 Xylènes 800 70 75 styrène 20

Tableau I.7: Les valeurs de constat d'impact française pour les HAP[11] OMS eau

potable mg/l Normes NL nappe mg/l

VCI française sol à usage sensible mg/Kg

VCI française sol à usage non sensible mg/Kg

Naphtalène 70 46 Phénanthrène 5 Anthracène 5 Fluoranthène 1 6100 Benzo(a)anthracène 0,5 13,9 252 Chrysène 0,05 10350 25200 benzo(a)pyrène 0,7 0,05 7 25 Benzo(g,h,i)pérylène

0,05

Benzo(k)fluoranthène 0,05 900 2520 Indéno(1,2,3- cd)pyrène

0,05 16,1 252

15

II Comportement des hydrocarbures dans les sols Depuis plusieurs dizaines d’années, l’apport de quantités importantes d’hydrocarbures dans le

sol a provoqué une contamination du sol et de l’eau souterraine. Celle-ci peut devenir une

menace potentielle et sérieuse pour les ressources en eau potable.

Face à ce type de pollution, les scientifiques ont été amenés à comprendre les mécanismes de

transport liés à ces produits très faiblement miscibles dans l’eau, mais malheureusement très

dangereux à des doses infinitésimales pour l’homme (en particulier les HAP). Le but de cette

section est de présenter de manière brève et condensée une synthèse bibliographique portant

sur une description générales des sols et des mécanismes gouvernant le comportement des

hydrocarbures en milieu souterrain.

II.1 Le sol milieu polyphasique Le sol peut être défini comme la couche supérieure de la croûte terrestre composée de

particules minérales, de matière organique, d’eau, d’air et d’organismes.

D’un point de vue pédologique, le sol représente la partie des formations naturelles

superficielles soumises aux processus pédologiques et subissant des évolutions plus ou moins

importantes de la composition chimique et de la constitution minéralogique. Le sol résulte de

l’évolution de la roche mère sous jacente transformée en surface par divers facteurs (climat,

nature de la roche, activité biologique…)[18].

Le sol est donc un système hétérogène et complexe. Il est composé d’une phase solide

représentée par les particules du sol, une phase liquide représentée par l’eau du sol (qui peut

être enrichie en de nombreux composés et particules) et une phase gazeuse constituée par l’air

emprisonné dans le sol. Ceci permet de déterminer un domaine non saturé et un domaine

saturé. La zone non saturée constitue une interface entre l’atmosphère et l’hydrosphère. Dans

cette partie, les pores du sol ne sont que partiellement remplis par l’eau et le gaz y prédomine.

La zone saturée est une zone où l’ensemble des pores est rempli d’eau [19].

Nous ne présenterons pas dans cette partie une description détaillée des différentes

classifications des sols, mais nous nous contenterons de présenter les deux fractions

intervenant principalement dans la rétention des hydrocarbures dans le sol, à savoir les

fractions organique et minérale [11].

La fraction minérale est principalement constituée de minéraux primaires (quartz,

feldspaths, micas …) et de minéraux secondaires, les oxydes métalliques ou les argiles.

La fraction organique comprend les composés organiques simples ou complexes. Ils

peuvent être classifié en quatre catégories :

16

o La matière organique vivante végétale et animale, qui englobe la totalité de la

biomasse en activité ;

o Les organismes morts regroupés sous le nom de matière organique fraîche;

o Des composés organiques intermédiaires, appelés matière organique transitoire

provenant de l’évolution de la matière organique fraîche ;

o Des composés organiques stabilisés, les substances humiques provenant de

l’évolution de la matière précédente [20,21].

II.2 Origine des hydrocarbures dans les sols Le sol est une ressource naturelle indispensable et précieuse à des points de vue multiples :

ses fonctions à la fois économiques, sociales et environnementales. Le sol permet

l’agriculture, accueille et offre l’espace nécessaire à l’habitat et aux diverses activités

humaines, stocke lui-même d’autres ressources naturelles indispensables à toute vie (eau,

ressources et combustibles fossiles, minerais…) et par conséquent, il est le réceptacle de

divers émissions qui, au-delà d’un certain seuil d’accumulation, présentent une pollution

susceptible de provoquer une nuisance ou un risque pérenne pour les personnes ou

l'environnement, au regard de l’utilisation future que l’on envisage pour le sol.

La contamination du sol par les hydrocarbures occupe une position particulière en raison de la

toxicité et de l’effet cancérogène de certains d’entre eux, et des quantités importantes

susceptibles d’être introduites dans le sol, phénomène qui s’est accentué ces dernières années

avec l’augmentation remarquable de la consommation des hydrocarbures (voir tableau II.1 et

figure II.1)[22]. Tableau II.8 Consommation des hydrocarbures en Algérie [23]

103 tonnes Consommation

2004

Consommation en

2005

Taux de croissance

en (%)

Carburants 7517 7989 6,3

GPL 1899 2006 5,6

Lubrifiants 138 146 5,3

Bitume 397 431 8,4

Les hydrocarbures peuvent être libérés dans l’environnement par des phénomènes naturels.

Toutefois, on considère que les activités anthropiques sont une importante source de rejet

d’hydrocarbure dans l’environnement. Ce phénomène est logiquement accentué aux endroits

où l’industrialisation et l’urbanisation sont le plus développées [11].

On distingue différentes sources d’hydrocarbures dans l’environnement selon qu’elles sont

liées :

17

o Au transport ;

o A l’exploitation des gisements ;

o Au rejets telluriques ;

o Aux sources naturelles ;

o Aux retombées atmosphériques [1].

Le transport des hydrocarbures peut conduire à l’introduction de grandes quantités

d’hydrocarbures, dans l’environnement, sous forme de brut pétrolier ou de produits

raffinés: carburants et huiles. Cela est principalement du aux :

o Déversements plus ou moins massifs lors d’accidents de transport d’hydrocarbures par

route ou chemin de fer ;

o Ruptures accidentelles d’oléoducs ;

o Fausses manœuvres humaines lors des opérations de transfert et de distribution.

L’exploitation des gisements peut provoquer des déversements lors de ces trois

principales opérations : forage, production et transport par oléoduc souterrain.

Les rejets telluriques proviennent de différentes sources :

o Incendies ou explosions d’unités de production industrielle ou de cuves de stockage

hors sol dans les centres de distribution ;

o Fuites cuves enterrées, industrielles (stations-service par exemple) ou domestiques,

résultant souvent de la corrosion des installations ;

o Infiltrations à partir de dépôts de déchets industriels et urbains contenant des

hydrocarbures, mal stockés et mal contrôlés (exemple : l’enfouissement des résidus de

distillation de la houille, pratiquée pendant des décennies pour produire le gaz de

ville);

o Déversements et enfouissements volontaires de déchets d’hydrocarbures, liés à des

activités domestiques, artisanales, commerciales, agricoles ou industrielles;

(figureII.2) [22].

Les retombées atmosphériques concernant les imbrûlés produits lors de la combustion

(échappements d’automobiles, incendies provoqués après déversement

d’hydrocarbures,…) ou les hydrocarbures gazeux vaporisés lors de fuites ou de

manipulation. Ces composés sont, pour la plupart, rapidement oxydés. Seule une faible

fraction retombe sur le sol, le plus souvent à proximité du lieu d’émission. Une meilleure

connaissance de la photochimie atmosphérique a fait passer, au cours de la période 1970-

1985, l’estimation de ces retombées de 9 à 0,3Mt/an [1] .

18

Les sources naturelles : Les feux de forêts, les éruptions volcaniques et les fuites des

réservoirs naturels ont un important potentiel de production de quantités massives

d’hydrocarbures [11].

Les hydrocarbures sont, également produits, de manière naturelle, par des plantes, des

organismes marins, des insectes, des bactéries, des champignons, des mammifères par

divers processus qui se déroulent dans les océans, et les milieux souterrains. Les

hydrocarbures produits ainsi comprennent des alcanes et des aromatiques. La stabilité de

ces composés a fait d’eux des marqueurs biologiques et géochimiques d’une très grande

valeur. Ainsi, le développement des méthodes analytiques (chromatographiques et

spectroscopiques) a facilité la réalisation de plusieurs travaux de recherches, qui se sont

intéressés à la distribution et l’abondance de ces hydrocarbures et d’estimer une

éventuelle augmentation de leur concentration suite au phénomène de transport et

d’activités industrielles et prédire les effets des hydrocarbures anthropogéniques sur les

processus physiques, chimiques et biologiques [3].

Figure II.2: Les principaux polluants des sites pollués en Frances [14]

II.3 Mobilité et transport des hydrocarbures dans les sols Dans un milieu poreux souterrain, lors d’un déversement ou de tout autre phénomène pouvant

être à l’origine de l’intrusion d’hydrocarbures dans le sol, ces composés forme une phase

qu’on appel PLNA (phase liquide non aqueuse), la propagation de cette phase s’effectue en

deux étapes :

19

II.3.1 Dans la zone non saturée Dès leur déversement à la surface du sol, les hydrocarbures, sous l’action de la gravité,

pénètrent rapidement dans la zone non saturée. Leur mouvement vertical dans le sous- sol est

à la fois contrôlé par la nature du déversement (quantité déversée et débit d’infiltration), la

densité, la viscosité et les propriétés capillaires du milieu poreux. Leur migration verticale est

accompagnée par un étalement latéral dû à l’action des forces capillaires et à la texture du

milieu poreux[24].

En effet, des hétérogénéités dans la zone non saturée (ex. présence de couches argileuses,

alternance de couches ayant des perméabilités différentes) conduisent à une composante

latérale. Ainsi, les hydrocarbures s’accumulent sous forme de flaques au-dessus des zones

moins perméables, et tendent à migrer latéralement jusqu’à atteindre les bords de la couche ou

bien une hauteur suffisante (ou pression d’entrée) qui leur permet de vaincre les forces

capillaires qui s’opposent à leur déplacement vertical.

Alternativement, leur migration est favorisée à travers les zones les plus perméables telles que

les macropores, les fractures, le long des racines et dans les couches de sable qui fournissent

une résistance capillaire relativement faible à l’écoulement du polluant. Ils continuent leur

mouvement vertical dans la zone non saturée jusqu’à atteindre la saturation résiduelle pour

laquelle ils restent piégés par les forces capillaires. La capacité de rétention des hydrocarbures

dans la zone non saturée varie généralement entre 3 à 5 l/m3 en milieu très perméable, et de 30

à 50 l/m3 en milieu peu perméable, et les saturations résiduelles dans les milieux sableux sont

comprises entre 2 et 5 % du volume des pores.

Les hydrocarbures retenus à saturation résiduelle sous forme de ganglions et de flaques sont

difficilement mobilisables par les méthodes de traitements et constituent des sources de

pollution à long terme car, les hydrocarbures présents dans ces sources seront transportés

lentement vers les eaux souterraines sous forme dissoute uniquement, et principalement par le

jeu des eaux de pluie, et peuvent ainsi constituer une source de pollution durable de l’eau

souterraine du fait de leurs faible solubilités dans l’eau [14].

20

Figure II.3 : Comportement des polluants dans le milieu souterrain ; cas de produit n’atteignant pas la

nappe

Figure II.4: Piégeage et transport des produits dans la zone non saturée

II.3.2 Dans la zone saturée

II.3.2.1 Produits plus légers que l’eau C’est notamment le cas des hydrocarbures les plus courants (essences, gazole, solvants

aromatiques,…).

Le volume de produit non retenu dans la zone non saturée va atteindre la nappe et s’étalera

progressivement sur la frange capillaire et, si le volume de produit sur la surface

piézométrique est suffisant, il formera une «galette» de produit flottant dont la forme

dépendra d’avantage de la capacité de rétention du milieu et de sa perméabilité au polluant

que la vitesse d’écoulement de l’eau. La figure II.4 illustre ce phénomène. L’extension de la

« galette » croit en même temps que l’arrivé du produit sur la nappe. Elle cesse assez

rapidement lorsque cette arrivée se termine. A l’équilibre, l’épaisseur de la galette est faible,

et suivant la nature du produit, elle contient de 10 à 40 litres de polluant par m3 [17].

21

Les nappes sont, souvent, soumises à des variations de niveaux. Du fait des fluctuations

piézométriques, la lentille de produit flottant va se trouver « piégée » dans la zone de

battement de la nappe, ce qui a pour effet de la disparition progressive de la lentille de flottant

et, ultérieurement, la mise en contact d’une tranche importante de terrain contaminé avec

l’eau circulant dans la nappe [4].

Dans certains cas les fluctuations de la nappe peuvent aussi entraîner un piégeage des

hydrocarbures plus légers que l’eau, par une couche moins perméable, sous le niveau

piézométrique général. (Figure II.5)

Il est donc souvent utile de bien connaître l’historique des variations de niveau des nappes

souterraines dans la mesure où elles permettent d’expliquer la position de certaines pollutions

ou des manifestations tardives [17].

Figure II.5: Comportement d'un produit plus léger que l'eau et qui atteint la nappe

Figure II.6: Effet de battement de la nappe sur la lentille de produit flottant

22

II.3.2.2 Produits plus lourds que l’eau Les produits plus lourds que l’eau, comme les plus légers, vont traverser le sol verticalement,

en constituant des corps d’imprégnation. Quant le produit atteint la nappe, il « coule » au font

de l’aquifère, et peut s’accumuler sur le substratum (figure II.6). Son mouvement est lié à la

fois à la forme du substratum (pente éventuelle) et aux conditions d’écoulements (direction,

vitesse) de la nappe. L’exemple le plus connu pour ce type de pollution, est les hydrocarbures

halogénés qui, une fois arrivés à la frange capillaire et du fait de leur forte densité et leur

faible viscosité, coulent au fond de l’aquifère comme le montre la figure II.6suivante [14] :

Figure II.7: Comportement d'un produit plus dense que l'eau et qui atteint la nappe

Mais quant le produit plus lourd que l’eau a une viscosité importante comme, par exemple, les

goudrons, ces polluants migrent peu dans la zone non saturée et tendent à rester piégé dans les

pores ou à s’étaler latéralement. Ainsi, la contamination des nappes par ces produits reste un

cas exceptionnel. En revanche, l’écoulement de l’eau de pluie à travers le site favorise une

lixiviation des éléments les plus solubles des goudrons dans la zone non saturée et conduit à

leur transfert dans la nappe. Lorsque la pollution est très ancienne, on peut raisonnablement

penser que ces transferts sont devenus négligeables [17].

23

II.4 Evolutions des hydrocarbures dans les sols à partir de la source

II.4.1 Evolution en phase gazeuse Il s’agit du transfert des hydrocarbures présents dans la phase organique (PLNA) et dans la

phase aqueuse vers la phase gazeuse du sous-sol. Ce mécanisme se déroule à l’interface nappe

/ zone non saturée et également dans la zone non saturée. Les équilibres sont régis par la

pression de vapeur saturante pour le passage phase organique – phase vapeur, et par la

constante de Henry pour le passage phase dissoute – phase vapeur.

II.4.1.1 Partage entre la phase aqueuse et la phase gazeuse : Le partage d’un composé organique entre une phase aqueuse très diluée, en raison de la faible

solubilité des composés organiques dans l’eau, et une phase gazeuse est classiquement définit

par la loi de Henry. La constante de Henry, également appelée « coefficient de partage air-

eau » décrit la tendance d’un composé organique à se volatiliser lorsqu’il se trouve en

solution aqueuse. Plus la constante de Henry H d’un composé est élevée, plus ce composé à

tendance à se volatiliser. Dans le cas du transfert phase dissoute – phase vapeur, le mécanisme

inverse de la volatilisation existe : il s’agit du mécanisme de dissolution des vapeurs sous

l’action d’une infiltration d’eau (pluie utile) dans la zone non saturée ou du fait des

fluctuations de la nappe [25].

II.4.1.2 Partage entre la phase organique et la phase gazeuse : La pression de vapeur est, à une température donnée, la force par unité de surface exercée par

la phase vapeur d’un composé chimique en équilibre avec sa phase solide ou liquide Le

transfert de la matière à la phase vapeur est d’autant plus élevé que la pression de vapeur est

importante [25].

Ce mécanisme dépend de la pression de vapeur de chaque composé mais aussi des gradients

de concentration qui existent dans la ZNS, de la densité des vapeurs des contaminants et des

propriétés du sol.

Par exemple, les BTEX sont volatils avec une pression de vapeur supérieure à 133 Pa, voire

très volatils pour les TEX. Cependant, la densité de vapeur des BTEX est supérieure à celle de

l’air (d = 2,70 -3,70), à l’exception du méta-xylène et du para-xylène, ce qui empêche la

montée des vapeurs et donc la perte vers l’atmosphère. Néanmoins, certains hydrocarbures

présentent une densité de vapeur inférieure à celle de l’air, ce qui permet leur élimination par

la volatilisation. C’est le cas par exemple du n-nonane, du n-décane, du triméthylbenzène et

des composés cycliques alkylés en C9.

24

Les propriétés du sol jouent aussi un rôle dans la volatilisation des hydrocarbures. En effet,

plus l’humidité du sol est grande, plus la quantité de pores disponibles pour le passage des

vapeurs est faible, et donc moins la volatilisation sera importante. De plus, la présence d’eau

dans le sol va conduire à la dissolution des vapeur est leurs transfert vers la nappe sous forme

dissoute.

La taille des pores influence aussi le mécanisme volatilisation. Dans un sol sableux, les pores

ont un diamètre important, ce qui favorise de plus grands transferts de masse de vapeur vers

l’atmosphère, et donc une plus grande volatilisation. Il faut cependant noter que ce

mécanisme peut représenter dans certains cas des risques d’exposition si la source est

localisée dans des endroits fréquentés [4].

II.4.2 Evolution en phase aqueuse

II.4.2.1 Mécanismes de relargage des hydrocarbures dans la phase aqueuse du sol Les hydrocarbures présents dans le sol sous forme de gouttelettes d’huiles dispersées sont

relarguées dans la phase aqueuse par un mécanisme de dissolution. Par contre, lorsque les

hydrocarbures sont fixés à la surface des particules ou bien dans la porosité intra particulaire,

le relargage vers la phase mobile est contrôlé par un mécanisme de désorption. De plus, les

hydrocarbures, comme tous les polluants hydrophobes, sont susceptibles d’être entraînés sous

forme particulaire, c'est-à-dire qu’ils sont fixés sur les particules mobiles. Cet aspect de la

mobilité sera abordé sous le nom de transport particulaire [19].

II.4.2.1.1 Dissolution Le contact des hydrocarbures piégés dans le milieu poreux (saturation résiduelle, produit

flottant sur le toit de la nappe, …) avec l’eau en écoulement entraîne la dissolution de

certains composés (figure II.7) [14] .

Figure II.7: Dissolution des polluants par la solution du sol

25

Généralement, le mécanisme de dissolution est le principal mécanisme de pollution de

l’aquifère par apport continu de molécules solubilisées, conduisant ainsi à la formation d’un

panache de pollution par les traces dissoutes dont la propagation est régie par les mécanismes

suivants :

1. La convection :

C’est le transport des polluants dissous sous l’effet du déplacement de l’eau

souterraine. Il est donc lié à la vitesse de déplacement de l’eau souterraine qui varie

entre quelques dizaines de mètres par an (sable fin) et quelques dizaines de mètres par

jours (alluvions grossier), voire un Km/jour (milieux karstiques).

Bien que le transport convectif domine en ce qui concerne la propagation des

polluants dans la nappe et dans la zone non saturée du sol, d’autres phénomènes de

transports vont s’effectuer tel que la dispersion hydrodynamique[17].

2. La dispersion hydrodynamique :

Il s’agit du processus par lequel un panache de polluants dissous dans l’eau s’étale

dans des directions longitudinale (dans la direction de l’écoulement), transversale

(dans une direction perpendiculaire à l’écoulement) et verticale. Ce processus est dû à

deux phénomènes :

La dispersion cinématique (ou mécanique) : c’est un phénomène de

mélange lié essentiellement à l’hétérogénéité des directions et des vitesses

microscopiques au sein du milieu poreux et qui résulte de variations locales

de la vitesse d’une molécule autour d’une vitesse moyenne de l’écoulement

de l’eau souterraine[19].

La diffusion moléculaire : elle provient de l’agitation moléculaire et

produit un transfert de matière des zones fortement concentrées vers des

zones à faible concentration [26].

L’expérience montre que, pour la plupart des polluants, la diffusion moléculaire est en

général faible a regard de la dispersion mécanique, sauf dans le cas d’aquifère peu

perméables ou de produits très diffusifs (cétones, éthers,..) [17].

II.4.2.1.2 Les phénomènes de sorptions et de désorptions Le phénomène de sorption est l’un des premiers phénomènes auxquels sont soumis les

hydrocarbures dans un sol. Il a une influence prépondérante sur le devenir de ces polluants, en

particulier sur leur mobilité et leur relargage dans la phase aqueuse.

26

L’adsorption et l’absorption décrivent les processus qui aboutissent à la rétention des

hydrocarbures respectivement sur et dans les particules de sol.

On définit l’adsorption comme le passage d’un soluté de la phase liquide, solution du sol, à

l’interface liquide/solide du sol. Il s’agit d’un processus qui implique l’attraction du composé

vers la surface de la particule de sol et sa rétention sur cette surface pendant un temps qui

dépend de l’affinité du composé pour la surface. Du fait de la nature hétérogène des sols et

des sédiments, il est très difficile, expérimentalement, de faire la différence entre l’adsorption,

décrite précédemment, et l’absorption qui correspond à la pénétration du composé dans la

phase solide du sol. En effet, puisque ces deux phénomènes ont lieu simultanément et ne

peuvent pas être distingués, le terme souvent utilisé dans la littérature est celui de sorption,

terme qui ne fait pas la différence entre ces interactions d’adsorption et d’absorption.

La désorption est le phénomène inverse de la sorption phénomène qui conduit au relargage

d’hydrocarbures dans la phase mobile (aqueuse) et qui est régit par plusieurs paramètres

physicochimiques du sol [27].

II.4.2.2 Influence des paramètres physicochimiques sur les mécanismes de transferts des hydrocarbures en phase liquide et sur leur sorption

Les facteurs environnementaux peuvent avoir une influence sur la solubilité des

hydrocarbures et sur leurs mécanismes de sorption et de dissolution. Nous allons présenter

successivement l’influence de ces différents paramètres dans les paragraphes qui suivent :

II.4.2.2.1 Facteurs liés aux caractéristiques des sols La matière organique

La matière organique est la partie non vivante de la fraction organique du sol. Elle est

constituée d'un mélange hétérogène de résidus de décomposition microbienne et de matière

organique fraîche (MOF) [19].

La matière organique du sol se caractérise par une grande surface spécifique et par son

pouvoir gonflant permettant la pénétration de l’eau et la diffusion d’autres molécules, ainsi

dans le cas de présence d’une substance organique polluante dans le sol cette dernière peut

être piégée dans la matière organique, donc la matière organique joue un rôle important dans

la sorption des polluant dans le sol. En effet, lorsque la teneur en matière organique dans les

sols est supérieure à 1%, la sorption peut être considérée comme un équilibre de partage entre

la phase aqueuse et la matière organique du sol par conséquent, on peut, dans ce cas,

quantifier ce phénomène par un coefficient Kom définit par la relation suivante :

Kd = Kom = Com/ Caq

27

Où Com est la teneur de polluant organique dans la matière organique du sol (Kg..Kg-1). Caq sa

concentration dans la phase aqueuse (Kg.m-3).

La teneur en matière organique du sol n’est pas mesurable expérimentalement, on peut obtenir

plus facilement la fraction en carbone organique du sol. On remplace alors le coefficient de

partage Kom par Koc qui est définit par :

Koc = Coc/ Caq = Kom/ Foc

Où Coc est la teneur de polluant organique par rapport à la teneur en carbone organique du sol,

Koc est alors exprimé en m3.Kg-1. Koc peut être estimé à partir du coefficient de partage octanol-

eau (Kow) qui est disponible dans la littérature. Pour un grand nombre de composés organiques la

relation empirique suivante peut etre appliquée pour déterminer leur Koc :

Koc = 0,63 Kow

Cette relation reste valide pour une grande variété de sols et des composés organiques

représentant une très large gamme de solubilité dans l’eau [11].

La matière minérale

Des interactions non négligeables avec la phase minérale peuvent jouer un rôle non

négligeable dans la rétention des hydrocarbures, en particulier dans les sols ou les horizons de

faible teneur en matière organique. Ainsi, lorsque le pourcentage en carbone organique est

inférieur à 0,001 %, il semblerait que les surfaces minérales contribuent de façon significative

à la sorption totale des hydrocarbures [27].

L’humidité du sol

L’eau joue un rôle essentiel dans tous les phénomènes physiques, chimiques et biologiques

qui se produisent dans le sol. Elle pourra entrer en compétition avec les molécules organiques

pour l’adsorption sur les matériaux solide, entraînant une baisse de l’adsorption des polluants

lorsque le taux d’humidité du sol augmente [19].

II.4.2.2.2 Facteurs liés aux caractéristiques de la phase aqueuse du sol La force ionique

La force ionique des solutions du sol est un paramètre intervenant à différents niveaux dans

les mécanismes de transfert solide/liquide. La force ionique des eaux marines est environ de

1M, des eaux souterraines d’environ 0,1M et des eaux de surface d’environ 0,01M.

Il a été observé que les espèces ioniques prédominantes dans les eaux naturelles (Na+, Ca2+,

Cl-,HCO3-) diminuent souvent par effet de compétition, la solubilité dans l’eau des molécules

organiques hydrophobe (hydrocarbures) et favorisent donc leur rétention par la phase solide

du sol [12].

28

Le pH

Le pH de la solution est un des principaux paramètres gouvernant le partage des molécules

organiques entre les phases solides et la phase aqueuse. Le pH, s’il n’a pas d’influence directe

sur la mobilité des hydrocarbures, peut en avoir sur les métabolites de dégradation. Le pH

peut également contrôler les conditions de biodégradation. Le pH influe indirectement sur la

force ionique de la solution du sol et, à travers elle, sur l’ensemble des mécanismes de

répartition solide/liquide.

Il entraîne une modification des équilibres chimiques entre les formes ionisées et les formes

neutres, en fonction de la constante d’acidité Ka de la molécule considérée. La baisse du pH

favorise l’adsorption des acides faibles qui s’adsorbent principalement sous leur forme neutre

ou protonée. Par ailleurs, le pH peut également avoir un effet indirect sur l’adsorption soit au

niveau de l’adsorbant par modification de sa structure et de ses propriétés, soit en agissant sur

la composition de la solution aqueuse. Par ailleurs, la modification de la solubilité de certains

cations métalliques qui constituent ainsi de nouveaux sites potentiels d’adsorption des

polluants.

La présence de cosolvants

La présence de molécules organiques dans l’eau peut influencer le comportement des

hydrocarbures.

En ce qui concerne la solubilité, des molécules codissoutes présentent à plus de 10% du

volume total de la solution du sol, elles agissent elles-mêmes comme un solvant (cosolvant) et

permet ainsi le passage des hydrocarbures dans la phase mobile et leur transfert vers les

milieux souterrains.

La présence de cosolvants aurait aussi une incidence sur le processus de sorption. Par

exemple, le pyrène a une influence sur la cinétique de désorption du phénanthrène, le pyrène

défavoriserait la sorption du phénanthrène sur la matière organique du sol, autorisant ainsi le

phénanthrène à se déplacer plus rapidement dans la matrice [12].

II.4.2.2.3 Influence de la température En général, elle a pour effet d’augmenter la solubilité des molécules organiques. D’autre part,

l’élévation de la température conduit généralement à une diminution de l’adsorption. Les

plages de variation de température dans les sols étant relativement faibles, on considère les

effets de ce facteur comme plutôt négligeables par rapport aux autres paramètres intervenant

dans les processus de sorption et de transports [19].

29

II.4.2.2.4 Le vieillissement Les hydrocarbures sorbés sur le sol peuvent voir leurs interactions de sorption évoluer dans le

temps. Certaines études ont montré que le prolongement du temps de contact entre le polluant

et le sol entraînait une plus forte adsorption ainsi q’une grande résistance à la désorption. On

assiste donc à une fraction de polluants non extractible de la phase solide. Cette fraction est

souvent signalée sous le terme de « résidus liés ». La modification de la désorbabilité et de

l’extractabilité des polluants avec le temps et la formation de résidus liés sont très peu prises

en comptes dans les modèles de description du comportement des polluants dans le sol. En

effet, de nombreuses réactions bio physico chimiques avec des cinétiques très variées peuvent

avoir lieu dans/entre les différents compartiments du sol avec des conséquences

complexes[12].

II.4.2.2.5 Transport particulaire Les colloïdes sont des particules solides, de faibles solubilités dans l’eau, dont le diamètre est

compris entre quelques nanomètres et quelques micromètres. Parmi les colloïdes présents

dans les sols, on retrouve des macromolécules telles que les substances humiques, des

microorganismes, des fines gouttelettes de liquides organiques insolubles, et des matières

minérales.

Lorsqu’une partie des polluants dissous (hydrocarbures) se fixe sur les colloïdes, il se crée

une seconde phase mobile. Les colloïdes, pour participer au transport des polluants, doivent

tout d’abord être relargués dans l’eau. Ceci se produit généralement par

dissolution/précipitation chimique, activité biologique ou désagrégation d’agrégat stables. Les

colloïdes sont mobiles, leur surface est telle que les colloïdes se repoussent entre eux. En effet

ceci évite qu’ils se rapprochent les uns des autres pour former des grosses particules. Dans le

même temps, la taille des pores du sol doit être suffisante pour éviter l’élimination des

colloïdes, de la suspension, par effet filtrant.

Les colloïdes possèdent généralement des charges négatives à leur surface, ce qui provoque la

répulsion des colloïdes entre eux. Cependant, des cations dissous dans la solution peuvent

modifier la répartition des charges à la surface et diminuer la répulsion des colloïdes entre

eux. Les colloïdes sont alors susceptibles de se rapprocher pour former des plus grosses

particules qui ne sont plus mobiles. La présence de sels dissous dans la solution de lixiviation

permet donc de stabiliser le sol vis-à-vis du transport particulaire [19].

30

II.5 Conséquence de la pollution des sols pour l’environnement et la santé A travers l’étude de l’évolution des hydrocarbures dans les phases liquide et gazeuse du sol,

on peut dire que les terrains contaminés entraînent une extension de la contamination, que ce

soit par voie aérienne (entraînement des poussières contaminées et migration des vapeurs) ou

souterraines (migration d’eaux contaminées), aux environ immédiats du site, où peuvent

habiter des populations humaines. Des évaluations précises de la qualité du sol pour bien

cerner l’ampleur de la contamination sont alors requises. Les impacts d’une telle situation

peuvent être significatifs. La contamination des humains peut survenir par :

o L’inhalation des volatils à la surface même du sol ou à l’intérieur d’un bâtiment dans

lequel de l’air contaminé pénètre par diffusion ou convection au travers des murs en

sous-sol ;

o Le contact cutané avec de la terre superficielle contaminée ;

o L’ingestion directe de terre contaminée (par des enfants) ou de poussières de terre en

suspension dans l’air ;

o L’ingestion indirecte de polluants par consommation d’aliments contaminés sur le site

comme des légumes, des fruits, de la viande d’animaux, du lait, des oeufs.

o Les risques sur les ressources en eau potable (pompage direct dans les nappes

phréatiques), qui ont aussi une relation évidente avec la santé humaine, sont traités

différemment et plus simplement au travers d’une norme de potabilité.

o Les risques écologiques concernent la flore poussant sur le site, la faune diverse y

vivant en permanence ou temporairement (par exemple vers de terre, escargots,

lapins…) et la faune aquatique d’étangs ou de rivières susceptibles d’être atteints par

la pollution du site considéré[28].

Il faut enfin prendre parfois en compte les risques vis-à-vis du patrimoine immobilier qui

peuvent se caractériser par des dégradations matérielles, des nuisances olfactives ou

esthétiques et des risques d’explosion.

Figure II.8 Description schématique des cibles et des voies d'exposition aux hydrocarbures dans les sols

31

L’application de mesures immédiates de dépollution est alors nécessaire pour réduire les

possibilités d’exposition des humains et en particulier des groupes les plus vulnérables, tels,

les enfants, les femmes enceintes et les personnes âgées. Beaucoup de paramètres sont à

prendre en compte avant de faire le choix d'une méthode particulière de dépollution : type de

polluant et variabilité de leur comportement (volatilité, adsorbabilité, polarité…), diversité

des conditions locales (nature du sol, de la nappe, accessibilité, disponibilité de surfaces

utilisables à proximité, zone urbaine ou non), pollution récente ou ancienne, étendue ou non.

En plus, les exigences économiques et administratives sont à prendre aussi en compte[22].

32

III Réhabilitation des sols par voie biologique La protection des sols à l’égard des pollutions est une préoccupation relativement récente. Si

ce souci n’est venu que tardivement, c’est bien parce que le sol a été trop longtemps considéré

comme « une boite noire », une sorte de réceptacle illimité destiné à accueillir nos déchets et

les polluants générés par nos activités industrielles et urbaines.

La remédiation des sites industriels contaminés par des polluants organiques est l’une des

priorités dans la recherche environnementale et aussi une grande préoccupation de la société.

Ces dernières années, la recherche de méthodes efficaces de remédiation des sites pollués a

progressé et la concurrence industrielle s’est développée beaucoup plus rapidement que la

taille du marché qui est encadré par des textes réglementaires et des considérations

économiques.

Plusieurs techniques de traitement ont vu le jour afin de tenter de restaurer les sites pollués

classés dangereux pour les écosystèmes et la santé humaine. L’intérêt d’une méthode se

mesure à son efficacité, à son coût, à la facilité de sa mise en œuvre, à la qualité du sol obtenu

après traitement ainsi qu’à la facilité de retraitement des sous-produits générés [29,30].

III.1 Les sites contaminés : Qu’est qu’un site contaminé ? Le site est définit comme « Tout terrain sur lequel sont exercées, en un lieu donné, sous le

contrôle d’une entreprise, des activités industrielles, y compris tout stockage de matières

premières, sous produits, produits intermédiaires, produits finis et déchets que comportent ces

activités, ainsi que tout équipement et toute infrastructure, fixe ou non, intervenant dans

l’exercice de ces activités. » le sol est donc inclus dans le site, des éléments physique

artificiels , (aménagement ou équipement réalisés par l’homme) ou naturels (eaux

superficielles ou souterraines, végétation, faune) pouvant s’y ajouter [29].

III.2 Réhabilitation des sols contaminés

III.2.1 Généralités sur les technologies de réhabilitation Les différents procédés de décontamination des sols consistent à traiter les sols pour en

supprimer, ou en diminuer fortement, le caractère contaminant. Quant aux diverses actions de

réhabilitation, elles comprennent à la fois des opérations de dépollutions et de réhabilitation

d’un site en vue d’en permettre un nouvel usage. L’objectif final étant de faire disparaître les

nuisances et de supprimer, ou de minimiser, les risques vis-à-vis de l’environnement, des

personnes et des biens [29].

Les procédés de décontamination des sols peuvent être regroupés selon trois familles

distinctes :

33

Les méthodes ex situ qui consistent en l'excavation des sols contaminés. On parlera de

méthode "hors site" si le sol est évacué vers un centre de traitement spécialisé, ou de

méthode "sur site" si le sol excavé est redéposé sur le site pour être traité,

Les méthodes in situ pour lesquelles l'opération de dépollution s'effectue sans

excavation du sol. Cette option est souvent choisie pour traiter des sites en activité ou

lorsque la zone polluée est trop étendue pour avoir recours à l'excavation

Le confinement qui consiste à isoler la pollution à l'aide d'ouvrages étanches,

La dépollution peut être mise en oeuvre à travers les techniques suivantes :

Physiques,

Chimiques qui font appel à un principe réactionnel (action d'un solvant, oxydation…)

pour transformer le polluant en un composé moins toxique et inerte vis-à-vis de

l'environnement,

Thermiques qui consistent à chauffer le matériel contaminé pour en extraire le

polluant et le détruire,

Biologiques qui favorisent la biodégradabilité des produits [11].

Dans ce chapitre, nous allons exposer les méthodes biologiques (biodégradation) employées

pour la remédiation des sites contaminés par les polluants organiques et notamment les

hydrocarbures.

III.2.2 Le principe de base du traitement biologique « biodégradation » La biodégradation est un phénomène naturel. Elle est le résultat de la dégradation des

molécules organiques carbonées par les microorganismes (bactéries, champignons…). Leur

croissance s’effectue par l’intermédiaire de l’oxydation du carbone qui est utilisé comme

source d’énergie [31].

Cette réaction met en jeu deux autres éléments :

L’azote et le phosphore qui participent à la synthèse protéinique,

Un oxydant.

La réaction est de type « redox », ce qui signifie que les atomes de carbone perdent des

électrons au profit de l’oxydant, appelé pour cette raison « accepteur d’électrons ». Le

processus se développe selon une réaction en chaîne, où les composés carbonés sont

transformés, par cassures successives, en molécules de moins en moins complexes, jusqu’à

l’obtention de sous produits simples, généralement le CO2 et H2O. Les produits de

transformation sont appelés métabolites [32].

34

III.2.3 Mécanismes de biodégradation Ils existent deux types de mécanismes ou métabolismes de dégradation qui sont

communément impliqués dans la biodégradation des composés organiques:

III.2.3.1 Biodégradation primaire Dans ce cas, les molécules organiques dégradées sont considérées comme des sources de

croissances primaires, puisqu’elles sont directement impliquées dans la croissance bactérienne

[33].

III.2.3.2 Cométabolisme Il s’agit d’un mécanisme dans lequel la dégradation des composés organiques est

complètement fortuite et les microorganismes n’en retirent aucun bénéfice. L’US-EPA en

donne la définition suivante : « Un composé est biodégradé par cométabolisme quand cette

dégradation est catalysée par une enzyme (ou un cofacteur) produite fortuitement par le

microorganisme pour d’autres objectifs. Les microorganismes ne retirent aucun bénéfice de

cette dégradation. » C’est le caractère peu spécifique de ces enzymes ou cofacteurs qui leur

permet de dégrader également le composé [34].

Figure III.9 Schématisation du processus de biodégradation

La figure III.1 schématise la biodégradation de la matière organique qui est le principe de

base des techniques de biodécontamination qui consistent donc à stimuler ce phénomène

naturel pour en augmenter le rendement, afin de réduire en un minimum de temps le polluant

organique, utilisé comme source de carbone.

La biodécontamination est une réelle méthode de dépollution, et non un simple transfert de

polluant d’un milieu à un autre, puisque les molécules sont décomposées au cours du

processus.

Hydrocarbures CO2 + H2O + Biomasse +

Énergie

35

Par rapport aux autres techniques de dépollution, la biodécontamination prend aujourd’hui de

plus en plus d’importance ; ainsi aux USA, son développement technologique est au

maximum et elle représente la seconde méthode utilisée (après les techniques de Venting) en

alternative des solutions classiques de confinement et d’incinération, pour le traitement des

produits organiques volatils et semi-volatils [35].

III.2.4 Facteurs influençant la faisabilité de la technologie pour la biodégradation des hydrocarbures

L’efficacité d’une technique de biodégradation mise en œuvre pour décontaminer un site

précis, va dépendre de nombreux facteurs, qui devront être pris en compte lors de la

conception de l’opération. En effet, il n’existe pas de procédé standard utilisable dans tous les

cas, où le succès est garanti. Avant de proposer l’utilisation de la biodécontamination, une

série de précautions doit être prise sous peine de prendre le risque de voir la méthode

totalement inopérante ; certains tests seront réalisés, ainsi que la mesure de certaines

caractéristiques propre au milieu à traiter ou au polluant à dégrader.

III.2.4.1 Biodégradabilité du polluant Le premier facteur à prendre en compte est la biodégradabilité du polluant, notion difficile à

cerner, parfois peu précise, ce terme regroupe les qualités nécessaires à une substance pour

subir un processus d’altération microbienne qui résulte soit d’attaque enzymatiques (action

directe des microorganismes), soit de modifications chimiques de l’environnement tels que le

pH, sous-produits du métabolisme…. qui ont pour conséquence l’altération physique et/ou

chimique du polluant [5,32].

En ce qui concerne les hydrocarbures, ces composés diffèrent par leur susceptibilité à

l’attaque microbienne. Ainsi la vitesse de biodégradation est plus élevée pour les saturés,

viennent ensuite les aromatiques légers et enfin les aromatiques à haut poids moléculaire.

Les hydrocarbures saturés incluent les n-alcanes, les alcanes ramifiés et les

cycloalcanes(naphtènes). Les alcanes normaux ou à chaînes linéaires sont les plus rapidement

dégradables: Les n-alcanes à chaînes courtes, tel que le n-nonane ne sont pas toujours

assimilés, mais peuvent être oxydés. Seules quelques bactéries ont la capacité de croître sur

des alcanes plus courts que le n-octane. Les n-alcanes à nombre de carbone supérieur à 44

peuvent être métabolisés par les microorganismes mais ceux ayant de 10 à 24 atomes de

carbone (C10-C24) sont généralement les plus facilement dégradables. Les alcanes ramifiés

sont plus récalcitrants à la biodégradation que les n-alcanes et plus le nombre de ramifications

augmente, moins ces composés sont susceptibles à la dégradation microbienne [3].

36

Mais en général les métabolites obtenus au laboratoire sont des composés d’acides gras, des

acides et d’alcools ayant une toxicité moindre voire inexistante (non classé par l’IARC) [8]. Tableau III.9: Produits métabolitiques issus de la dégradation des alcanes

Substrat Organismes Produits identifiés Heptane Aucune désignation Acide carboxylique C5, C2 et C1 Hexane Heptane Heptane

Hept-1-ène

P473

Acide carboxylique C6, C4, C3 et C2 Acide carboxylique C7, C6, C5, C4, C3 et C2

Acide succinique et carboxylique C7, C6, C5, C4, C3 et C2 Acide glutarique, acide pent-4-enoique, acide hept-6-enoique

Heptane P.aeruginosa Hept-1-ène Heptane Octane « R » Acide heptanoique, acide pimélique

Acide butyrique, acide acétique, acide adipique et acide subérique Octane Aucune désignation Acide acétique, acide propionique et acides non identifiés Décane P.aeruginosa9904 Acides C7, C8, C9, C10 ; 1-,2-,3-,4- et 5-décanols+1-5-cétones

Tétradec-1-ène P.aeruginosa Acide tétradécanoique et acide tétradéc-13-énoique

Hexadécane Aucune désignation Hexadécanol

Hexadécane P.aeruginosa Acide palmitique, acide pamlitoléique, acide stérique, acide oléique, acide b-hydroxylaurique et b-hydroxymyristique

Hexadécane Aucune désignation Hexadéc-1-ène Octadécane Aucune désignation Octadécanol

Les hydrocarbures cycliques constituent une fraction d’hydrocarbure plus difficilement

dégradable que les deux séries précédentes à cause de leur toxicité suite à l’interaction avec la

membrane cellulaire des microorganismes. Les expériences montrent de façon non équivoque

que la biodégradation des cycloalcanes est très limitée. La non accumulation des

hydrocarbures cycliques dans l’environnement, implique des phénomènes non conventionnels

de dégradation tel que l’intervention des phénomènes de co-oxydations impliquant plusieurs

souches microbiennes dont l’équipement enzymatique est complémentaire [3,36].

Pour Les hydrocarbures aromatiques des études sur leur transformation par les

microorganismes ont montré leur toxicité cellulaire. Les hydrocarbures aromatiques de faible

poids moléculaires, tels que les alkyl-benzènes légers, sont les plus toxiques à cause de leur

solubilité dans l’eau, mais peuvent cependant être métabolisés par les microorganismes quand

ils sont présents en faibles concentrations. La structure moléculaire de ces substrats détermine

la vitesse de leur dégradation: un grand nombre de substituants méthyle empêche l’oxydation

initiale. Les polyaromatiques sont moins toxiques pour les microorganismes, les recherches

sur la dégradation des HAPs ont permis l’isolement de nombreuses espèces de bactéries, de

champignons et d’algues capables de dégrader les HAPs de petit poids moléculaire (2 à 3

cycles benzéniques). Les plus gros HAPs sont généralement récalcitrants à l’attaque

microbienne, c’est ce qui explique leur accumulation dans l’environnement [3,37]. Tableau III.10 :Principales souches bactériennes aérobies qui participent à la dégradation des HAPs

Composé Microorganisme Produits

37

Naphtalène Speudomonas sp Acide salicylique, catéchol, acide gentistique Acinetobacter

calcoaceticus Acide salicylique

Mycobacterium sp Acide salicylique, catéchol Rhodococcus sp Acide salicylique, acide gentistique Fluorène Pseudomonas sp 1,1-dihydroxy-1-9 hydrofluorénone Rhodococcus sp

Mycobacterium sp 9-fluorenol, 9-fluoorénone, 1-indanone

Staphylococcus Auriculans

4- et 1-hydroxy-9-fluorénone

Anthracène Pseudomonas aeroginosa

Acide salicylique et cathéol

Rhodococcus sp Phénanthène Pseudomonas sp 1,2-dihydroxynaphtalène Pseudomonas

Paucomobilis et P.fluorescens

CO2

Fluoranthrène Pseudomonas Paucomobilis Alcaligenes denitrificans

3-hydroxymethyl-4,5-benzocoumarique

Pyrène Mycobacterium spp CO2 Benzo(a)anthracène Beijerinckia sp Cis-10,11-dihydrodiol chrysène Rhodococcus sp Benzo(a)pyrène Beijerinckia sp Cis-7,8- et cis-9,10-hydrofluorénone Pseudomonas spp

Lorsqu’elles sont isolées , de très nombreuses molécules organiques sont aujourd’hui

considérées comme biodégradables ; par contre, lorsqu’elles constituent des mélanges de

produits se développent des phénomènes d’inhibition, stoppant le processus de

biodégradation, parfois avec empoisonnement des microorganismes présents.

Ainsi, la présence de pesticides ou de métaux lourds, toxiques pour la biomasse, va inhiber la

biodégradation d’autres composés organiques comme les hydrocarbures.

La biodégradabilité d’un mélange d’hydrocarbures est également très fortement dépendante

de leur composition;

Par exemple, un brut à très faible teneur en soufre et très riche en composés saturés (exemple:

Louisiane du Sud) (Tableau III.3) sera facilement biodégradé, contrairement à un fuel de

type"Buncker C", à très haute teneur en soufre et composés aromatiques. Nous signalons

également que les n-alcanes contenus dans un pétrole provenant du Vénézuéla sont moins

bien dégradés que ceux présents dans un pétrole de type "Léger d’Arabie", par suite de la

présence de produits à plus longue chaîne.

Tableau III.11: Proportions des différentes familles de composés dans divers bruts pétroliers Bruts

pétroliers Saturés Aromatiques Polaires (résines) Asphaltènes

Louisiane du sud 69 20 10.3 0.3

38

Koweit 44 28.3 23.2 4.5 Buncker C 21.1 34.2 30.3 14.4

Léger d’Arabie 48 35 9 7.5 Tunisien (asthart) 48 32 12 8

Vénézulien 46 21.6 19.3 9 Prudhoe Bay 55 25 10 10

Les voies de dégradation anaérobies

La dégradation des hydrocarbures par les microorganismes dans des conditions aérobies est

bien connue depuis plus d'un siècle, alors que l'utilisation de ces composés dans des

conditions anoxiques n'a été étudiée que durant la dernière décennie.

Différentes souches de bactéries anaérobies capables de dégrader les hydrocarbures ont été

isolées de sites contaminés (Tableau III.4) [3]. TableauIII. 12: Exemples de bactéries anaérobies dégradant les hydrocarbures aromatiques et

aliphatiques Espèce ou souches bactérienne Hydrocarbures métabolisés

Bactéries dénitrifiantes

Thauera aromatica T1

Azoarcus tolulyticus Td15

Azoarcus sp.souche EB1

Souche HxN1

Souche HdN1

Bactéries réduisant le fer

Geobacter metallireducens GS15

Bactéries réduisant le sulfate

Desulfobacula toluolica

Desulfobacterium cetonium

Souche AK-01

Toluène

Toluène, m-xylène

Ethylbenzène

Alcane (C6-C8)

Alcane (C14-C20)

Toluène

Toluène

Toluène

Alcanes (C13-C18)

Néanmoins la dégradation anaérobie des hydrocarbures par les microorganismes peut se

produire mais à des vitesses négligeables et son importance écologique est considérée comme

de moindre importance [37].

III.2.4.2 Concentration et répartition du polluant sur le site Outre la biodégradabilité du polluant, sa concentration et sa répartition sur le site sont

également importantes à considérer lors de l’application de la biodécontamination. En effet, à

39

partir d’une certaine concentration les composés organiques, notamment les hydrocarbures

peuvent devenir toxiques pour les microorganismes qui sont censés les dégrader [32].

De plus, en milieu complexe comme les sols, la distribution des hydrocarbures est hétérogène

: ils peuvent être sorbés sur les particules organiques, localisés dans des petits pores

inaccessibles aux bactéries (voire chapitre précédent) ce qui limite le transfert de matières des

hydrocarbures vers les compartiments aqueux, où il y a lieu les phénomènes de

biodégradation [7].

Pour résoudre ce problème, il peut être nécessaire d'augmenter leur biodisponibilité par ajouts

de tensioactifs [11].

III.2.4.3 Le choix de l’accepteur d’électrons et des nutriments Ces deux facteurs représentent toujours un point clé de la faisabilité d’une opération de

biodécontamination.

Pour l’accepteur d’électrons, il existe une importante littérature technique mais son choix est

encore loin de faire l’unanimité aujourd’hui. En aérobie, l’accepteur d’électrons est

l’oxygène, et on parle de respiration aérobie selon la formule :

O2 gazeux+4H+ + 4é 2H2O

Environ 3 Kg d’oxygène est nécessaire pour dégrader 1 Kg d’hydrocarbures. L’oxygène peut

être fourni sous plusieurs formes, soit :

o L’air atmosphérique ;

o L’oxygène pur ;

o L’ozone (O3) ;

o Le peroxyde d’hydrogène (H2O2) ou « eau oxygénée » [32,38].

L’utilisation d’air atmosphérique, ajouté par diffuseurs dans l’eau à injecter, est à priori peu

efficace, la quantité d’oxygène nécessaire pour réaliser l’oxydoréduction étant rarement

atteinte. Pour cela, elle est aujourd’hui tombée en désuétude.

Les procédés utilisant de l’ozone et de l’oxygène pur permettent d’augmenter le niveau de

l’oxygène dissous dans l’eau, relativement à une simple aération : cependant, leur utilisation

nécessite des conditions techniques particulière (générateur d’ozone, emploi de l’oxygène

liquide) peu aisées à maintenir sur place, ce qui a toujours limité leur application.

Par contre, le peroxyde d’hydrogène présente, sur les autres formes de l’oxygène, plusieurs

avantages intéressants, qui ont favorisé son utilisation : sa solubilité illimitée dans l’eau, sa

facilité de transport et de mise en œuvre, et sa facilité d’utilisation par les microorganismes

[32].

40

Cependant cette source d'oxygène présente trois inconvénients majeurs : il se décompose

rapidement dans le sous-sol, son coût élevé, le caractère corrosif de H2O2, qui attaque les puits

d'injection et le pouvoir désinfectant de H2O2 si celui-ci est utilisé à de fortes concentrations.

[11,38].

En dehors de l’oxygène, d’autres accepteurs d’électrons peuvent être mis en œuvre, en

conditions peu oxydantes ou en anaérobie vraie. Ainsi, la dénitrification utilise les nitrates

comme accepteur d’électrons, selon la formule :

2NO3- + 12H+ + 10é N2 gazeux + 6H2O

Par rapport au peroxyde d’hydrogène, la cinétique de réaction et le développement de la

biomasse sont cependant beaucoup plus faibles avec les nitrates, ce qui pénalise fortement le

rendement de la biodégradation réalisée avec un oxydant.

On peut aussi citer deux exemples de l’utilisation d’accepteurs d’électrons en anaérobie, par

méthanogène, en fabriquant du méthane à partir du CO2

CO2gazeux + 8H+ + 8é CH4gazeux + 2H2O [39].

Ou par réduction des sulfates

(SO4)-2 + 9H+ + 8é HS- + 4H2O

Pour ces deux derniers exemples, le potentiel redox est cependant beaucoup moins élevé que

pour la respiration aérobie ou la dénitrification (de l’ordre de 5 à 6 fois) [3].

Pour les nutriments, le choix est moins complexe, tous les auteurs reconnaissant que les

formes de phosphore et d’azote les mieux assimilables par les microorganismes sont les

orthophosphates et l’ammoniac. Pour l’azote, les principales sources sont donc les sels

d’ammonium (par exemple ((NH2)3PO4 ) ou l’urée ((CO(NH4)2) ; les nitrates sont parfois

utilisés également, les expérimentateurs jouant alors à la fois sur ses qualités d’accepteur

d’électrons et de nutriments[32].

III.2.4.4 Les caractéristiques du milieu à traiter Outre le stock de C/N/K et la quantité d’oxygène disponible dans le milieu à traiter, d’autres

caractéristiques physicochimiques peuvent également avoir une influence sur le rendement de

la biodégradation, avec principalement le pH, la température et l’humidité.

III.2.4.4.1 Influence de la température La température est un paramètre pouvant influencer la biodégradation d’un mélange

d’hydrocarbures en modifiant son état physique, sa composition chimique, l’activité

41

physiologique des microorganismes et par conséquent la vitesse de dégradation , ainsi que la

nature et la concentration des espèces microbiennes présentes[3].

Une diminution de la température est généralement accompagnée par une diminution de la

vitesse de biodégradation qui peut être expliquée par une décroissance de l’activité

enzymatique. Des températures plus élevées ont pour effet d’augmenter la vitesse de

biodégradation. Si l’oxydation des hydrocarbures a été observée à des températures

inférieures à 0 °C , ou élevées à 70-80 °C, le maximum de l’activité métabolique des

microorganismes est généralement observé à une température comprise entre 15 et 45 °C . Au

delà de cet intervalle on assiste à une augmentation de la toxicité des hydrocarbures et une

diminution de l’activité métabolique [3,37].

III.2.4.4.2 Effet du pH Les sols peuvent avoir des valeurs de pH très variables, allant de 2,5 à 11,0. Des valeurs

extrêmes de pH, ce qui est le cas pour quelques types de sols, pourraient avoir une influence

négative sur la capacité des microorganismes à dégrader les hydrocarbures. La croissance des

bactéries hétérotrophes et des champignons étant favorisée par un pH proche de la neutralité

[3].

III.2.4.4.3 Effet de l’humidité Pour l’humidité, la teneur en eau du matériau doit être comprise entre 25 à 85% et son rôle se

situe au niveau du transport et des échanges biochimiques. En cas de tendance à la

dessiccation, il sera nécessaire de réhumidifier le milieu [32].

III.2.4.4.4 Effet des caractéristiques physiques Pour des dépollutions réalisées in situ, certains paramètres physiques du sol et de l’aquifère

sont déterminants pour la réussite de l’opération. Il s’agit entre autres, de la perméabilité du

sous-sol, de son homogénéité, de la profondeur du niveau de la nappe…

Il est clair que la caractéristique la plus importante est la perméabilité ; en effet, si le sous-sol

n’est pas assez perméable (présence de limon, d’argile), cela provoquera une mauvaise

circulation des fluides contenant les nutriments et l’oxydant, et une baisse de l’oxygénation,

limitant l’extension et le rendement de la biodégradation. On considère habituellement qu’au

dessous d’un cœfficient de perméabilité de 10-6 m/s dans le milieu à traiter, une

décontamination in situ par voie biologique est difficile à mettre en place [35].

42

Si le sous-sol est hétérogène, le processus aura tendance à se développer de façon

différentielle, laissant intactes des poches plus résistantes à la décontamination où les

polluants n’auront pas été touchés.

De même, si la nappe est proche de la surface (moins de 2-3 mètres), la zone non saturée, peu

épaisse aura tendance à être mal oxygénée et il sera difficile d’homogénéiser les ajouts

envoyés dans le sous-sol sur une grande épaisseur ; au contraire, si le niveau de la nappe est

profond (> 20 mètres), une oxygénation efficace du sous-sol et une bonne percolation des

produits ajoutés sera possible [32].

III.2.5 Traitement in situ

III.2.5.1 Biodégradation par traitement in situ Les traitements in situ du sous-sol consistent à réaliser une opération de bio décontamination

en place, en prenant en compte à la fois le sol et l’eau souterraine.

Ce traitement est intéressant lorsqu’on doit par exemple dépolluer sous les bâtiments ou

encore lorsque la contamination est présente en profondeur. Un autre cas typique de situations

favorables à une réalisation in situ, concerne l’extension latérale d’une pollution en

hydrocarbures pétroliers sur une distance parfois relativement grande [35].

III.2.5.1.1 Le procédé appliqué Le procédé dans un traitement in situ consiste à injecter l’eau dans le sous-sol, dans laquelle

sont dissous le phosphore, l’azote et l’oxygène, pour activer la flore bactérienne.

Dans la majorité des cas, c’est la flore autochtone qui est la seule mise à contribution. Parfois,

si la flore locale est inadaptée à la dégradation du polluant présent, ou trop peu abondante, la

technique va consister à provoquer leur développement au laboratoire à partir d’échantillon

prélevés et de les ré-inoculer ensuite dans le milieu, ou encore d’inoculer des souches

allochtones. Ces microorganismes, directement fabriqués pour dégrader spécifiquement une

molécule ou un groupe de molécules, devront s’adapter aux conditions du milieu où elles

seront inoculées, pour permettre une meilleur adaptation, les souches à inoculer sont

développées, sur un support (zéolites, carbonates, matériau composite,…), qui sera utilisé

pour le traitement et mélangé directement à l’eau à injecter dans le sol. Il s’agit alors d’une

bioaugmentation [40].

III.2.5.1.2 Le bioventing et le biosparging Lorsqu’on parle de bioventing, on réalise une aération forcée dans le sol non saturé; lorsqu’on

emploie le terme de biosparging, l’air est injecté directement dans la nappe phréatique.

43

Cet apport d’oxygène favorise le développement de la biomasse, Par ailleurs, un apport de

nutriments est généralement nécessaire pour rééquilibrer le rapport carbone, azote, phosphore.

Ceux-ci mélangés à l’eau, sont soit injectés dans la nappe en amont de la zone à traiter, soit

infiltrés directement dans le sol de la zone par aspersion ou lagunage [36].

Figure III.10 : Le schéma d'un dispositif de bioventing[41].

Exemple de résultats obtenus:

Aux USA par exemple, le bioventing est maintenant couramment utilisé pour dépolluer

notamment les terrains d’aviation militaires ou les zones de stockages des carburants de

l’armée. Il a été pratiqué à Westover Air Reserve Base, dans le Massachusset. Ce site est

utilisé pour les exercices de lutte incendie par les américains. Pendant ces exercices des

volumes importants de fuel sont déversés. Après un traitement par bioventing pendant 6 ans la

teneur en BTEX (Benzène, Toluène, Ethylbenzène, Xylène) est passée de4,8mg/kg à

0,6mg/kg dans le sol, et de 8000micro grammes/kg à 3micro grammes/kg.

Le traitement a été appliqué, également, à Fort Rucker en Alabama qui est un lieu de stockage

des carburants pour les hélicoptères. Sur ce site le total des hydrocarbures pétroliers, dans le

sol, est passé de 10000mg/kg à2 770mg/kg après deux ans de traitement [35].

III.2.6 Traitement sur sites Ce type de traitement est envisageable lorsque les terres polluées sont facilement accessibles

et leurs volumes tels que leur excavation et leur transport ne génèrent pas des coûts trop

élevés.

III.2.6.1 Le traitement en bio réacteur Le principe du bioréacteur consiste à réaliser la biodégradation du polluant dans un contenant

installé sur le site (cuve fermée, bassin, colonne…), en ajoutant au matériel à traiter, les

ingrédients nécessaires à la réaction [11].

44

Cette technique s'adresse à des sols pollués par des substances peu biodégradables, type HAP,

et pour des sols généralement difficiles à traiter comme les sols argileux [42].

Les principaux atouts de cette technique sont sa facilité à contrôler et maintenir les conditions

optima de traitement ; les durées de mises en oeuvre sont plus courtes et n'excèdent

généralement pas 6 à 9 mois ; enfin la structure du sol n'est pas trop altérée et sa réutilisation

est envisageable pour des usages de reconstruction paysagère [35].

III.2.6.1.1 Traitement de matériaux solides (sol, remblai souillé,déchets..) Pour ce type de traitement une préparation est nécessaire incluant des opérations

d’homogénisation, broyage, démottage, tamisage… Ce matériel est mélangé à l’eau

(généralement en proportion de 30% poids/volume) et introduit dans le réacteur par pompage

[11].

Figure III.11: Schéma d'un bioréacteur [41].

Dans la plupart des dispositifs, il y a plusieurs réacteurs en chaîne, la « phase boue » transitant

de l’un à l’autre. Au niveau du premier réacteur, sont ajoutés les quantités de nutriments

nécessaires. Des micro-organismes sont également ajoutés à ce niveau si nécessaire. Dans

chaque réacteur, un brassage mécanique est réalisé, permettant un mélange vigoureux de

l’ensemble des constituants de la réaction (bras tournant à l’intérieur, rotation de la cuve…)

Une aération habituellement sous forme d’air pulsé par le fond du réacteur, complète le

dispositif. Cet air chargé d’une éventuelle phase gazeuse polluante, est récupéré au sommet de

cuve et est dirigé vers un système d’épuration (bio filtre par exemple) avant son dégagement

dans l’atmosphère.

45

Une fois la boue traitée elle passe dans un séparateur solide/eau; la terre est alors stockée

avant remise en place, tandis que l’eau, contenant de nombreux micro-organismes adaptés, est

généralement recyclée. Cette façon de procéder permet aussi de réduire les temps

d’acclimatation des micro-organismes et de traitement pour la suite de l’opération. Pour des

sols ou des déchets, cette technique est particulièrement adaptée si on est en présence de

fortes teneurs en polluants organiques, avec une phase huile individualisée importante. Le

processus est réalisé entre autre pour décontaminer des terres polluées par des HAP, des

phénols et, de façon plus classique, des produits pétroliers de type gasoil et fuel [32].

Tableau III.13 : Exemples de résultats obtenus par bioréacteur

Composés Concentration initiale (mg/kg)

Taux de réduction (%)

Temps de traitement (jours)

Organiques volatiles 500 99 Phénanthrène (HAP) 46 58 10 Carbone organique

total 159000 27 10

III.2.6.1.2 Traitement des gaz Pour le traitement des gaz émis dans le bioréacteur, l’emploi d’un bio filtre représente souvent

une solution efficace et peu onéreuse.

Le filtre biologique est formé de compost, milieu idéal pour la croissance des bactéries, ou de

tourbe. Son installation peut être effectuée selon deux dispositifs: le filtre « en lit », ou le filtre

« en paquet ».

Ce dernier (schéma ci-dessous) est formé d’une couche de compost humidifiée maintenue

entre deux grilles dans une cuve fermée; l’air chargé en polluants est injecté par le bas à faible

pression, au travers d’une couche à porosité grossière (gravier, support plastique), qui va

favoriser sa répartition régulière dans la cuve.

Un robinet installé au fond pour récupérer l’eau de condensation, et un aspergeur placé au

dessus du compost, pour l’humidifier au besoin, complètent l’installation.

Figure III.12: Schéma d'un biofilm

46

Avant son passage dans le filtre, le gaz est humidifié, par exemple par barbotage dans l’eau

(jusqu’à 80 à100% d’humidité relative). Le maintient de bonnes conditions d’utilisation du

filtre permet de dégrader jusqu’à90% des polluants présents (BTX notamment); pour le

compost, les principaux facteurs de réussite sont un taux d’humidité de 50 à 70%, une

porosité comprise entre 80 et 90%, un pH de 7 à 8 et une température variant de 15°C à 45°C

[35].

III.2.7 La biodégradation en « tas » Le principe de base de la biodégradation en tas consiste à excaver le sol et à le disposer à

proximité, en respectant certaines modalités techniques visant à favoriser la biodégradation

aérobie naturelle.

III.2.7.1 Le compostage C’est la technique la plus simple. Le sol excavé est disposé en andains régulièrement espacés,

de quelques mètres de circonférence et d’environ 1m de haut. Pour accélérer la

biodégradation, il est d’usage de mélanger la terre à un substrat organique grossier qui

favorisera l’aération et apportera un complément nutritif à la réaction; on peut utiliser pour

cela des matériaux tel que la paille, les débris d’écorces ou de broussailles, du fumier…[32].

III.2.7.2 Le « land farming » C’est une technique plus élaborée qui consiste à traiter le matériau comme un sol agricole pour en

faciliter la décontamination.

Le sol pollué est tout d’abord étalé régulièrement sur de grandes surfaces planes , sur une

épaisseur de quelques dizaines de centimètres, permettant par la suite le passage et le travail

d’outils agricoles; pour éliminer le risque d’une répétition de la pollution du sol sous-jacent, cet

étalement est réalisé généralement sur des surfaces imperméables [11].

Un fertilisant est ensuite ajouté, soit sous forme d’engrais chimique, soit sous forme de fumier, ou

encore un ensemencement de légumineuses, plantes qui fixent l’azote atmosphérique, peut servir

d’ « engrais verts »..

A intervalles réguliers, le sol est travaillé, retourné et biné, pour permettre son aération.

Les techniques de compostage et de « land farming sont particulièrement adaptées à la

biodégradation hydrocarbonés peu volatiles (fuels, diesel…). Après une période de plusieurs

mois, les hydrocarbures sont généralement totalement consommés [35].

47

Tableau III.14 : Exemples de résultats de traitements par land farming et compostage

Composés Concentration initiale (mg/kg) Taux de réduction (%) Temps de séjour (jours)

Land farming Huile lourde Huile légère

Hydrocarbure

20000 1500

139000 100

75 74 90 80

423 150 240 140

Compostage Huile 60 12

III.2.7.3 Le traitement en « bio pile » Pour des sols pollués contenant des contaminants volatils en quantités non négligeables, ou

dans des pays où la législation interdit le traitement de dépollution à l'air libre (Québec par

exemple), l'utilisation de la "biopile" est nécessaire. Les réacteurs à l'air libre sont alors

remplacés par des réacteurs où les flux de gaz et de liquide sont parfaitement contrôlés. On

réalise une pile de plusieurs mètres de haut que l'on place sur une couche drainante. Un

système d'aspersion et un système de rigole sont mis en place. Pour les gaz, le procédé utilise

le plus souvent un système de ventilation/extraction qui permet d'aspirer les composés émis

ou d'injecter de l'air frais. Une couverture étanche (géomembrane) vient recouvrir

l'ensemble[11].

Figure III.13 :Schéma d'une bio pile

Exemple de rendement de traitement en bio pile:

Dans le cas des huiles, on passe des teneuses moyennes de l’ordre de 3000 mg/kg

d’hydrocarbures totaux dans le sol, à une fourchette allant de 100 à 300 mg/kg après sept

mois de traitement (de novembre à juin).

Concernant les HAP, produits beaucoup plus difficiles à dégrader par la voie biologique, il

passe de120mg/kg à environ 20mg/kg en neuf mois de traitement.

48

III.2.8 Traitement en voie de développement « phytoremédiation » Sous cette appellation sont regroupées plusieurs processus qui utilisent les végétaux (avoine,

lupin, colza…) comme épurateurs du milieu.

Jusqu'alors la phytoremédiation était essentiellement appliquée aux métaux lourds, mais de

récentes études ont montré que cette technique était utilisable pour les HAP. Cependant, les

mécanismes sont encore mal compris.

La phytorémédiation présentent des avantages:

Elle est sans danger pour l’environnement, économique et esthétiquement plaisante;

Elle peut réduire la pénétration des contaminants dans l’environnement en empêchant

leur déversement dans les réseaux d’eaux souterraines.

Elle peut servir à nettoyer une grande quantité de contaminants.

La phytorémédiation présente également des inconvénients:

C’est un processus lent puisqu’il dépend du cycle naturel des plantes;

La phytorémédiation a plus de succès lorsque la contamination se situe à proximité

des racines des végétaux, en général à une profondeur de 1 à 1,80m pour les plantes

herbacées et de 3 à 4,5m pour les arbres;

Certaines plantes qui absorbent une grande quantité de métaux toxiques pourraient

mettre en danger la chaîne alimentaire si des animaux les mangent [35].

49

IV Réhabilitation des sols par voie chimique La biodécontamination est une réelle technologie de dépollution qui détruit les contaminants

au lieu de les transférer à un autre milieu, mais elle a montré ces limites, car elle ne vaut que

pour les produits biodégradables. De plus, la durée d’application de cette technologie s’étale

généralement sur plusieurs mois, pour des applications in situ ou sur site, ce qui est néfaste

surtout dans le cas où on doit dépolluer une zone le plus rapidement possible pour limiter les

risques liés à cette pollution. Dans ce cas, il faut envisager l’application d’autres technologies

plus adaptées à ce type de besoins comme les traitements chimiques.

IV.1 Le principe des traitements chimiques Les traitements chimiques ont pour but de détruire les polluants ou de les transformer en une

forme moins nocive pour l’environnement. Le principe est simple : on injecte dans le sol un

réactif chimique approprié au type de pollution. Ce réactif réagit avec certains polluants qui

deviennent plus faciles à extraire. Certaines conditions opératoires sont nécessaire : le sol et

les réactifs doivent être bien mélangés, le réactif doit être mis en léger excès.

Une des difficultés de cette méthode est de doser correctement la quantité de réactif à utiliser :

s’il n’y a pas assez, la dépollution est évidemment incomplète et s’il y en a trop il reste un

excès de réactifs dans le sol. En outre, il faut connaître parfaitement le terrain et le réactif

employé car des réactions secondaires peuvent apparaître. Celles-ci sont susceptibles de

conduire à la formation d’autres polluants, ou du moins à une dégradation des qualités du sol

[29].

Les procédés chimiques peuvent être in-situ ou hors-site. Généralement ces techniques sont

opérantes uniquement dans les cas où le sol est sous forme de boue ou si les polluants sont

piégés dans un milieu liquide qui permet d’éliminer la majeure partie des polluants.

Cependant les coûts et l’efficacité sont très différents d’un procédé à un autre [11].

Dans les paragraphes qui suivent nous allons tenter de présenter les principaux procédés

chimiques utilisés dans le traitement des sols en particulier les procédés d’oxydation avancés

qui nous intéressent le plus dans ce travail.

IV.2 Le traitement des sols par extraction avec des solvants organiques On utilise actuellement des solvants organiques comme des alcanes, des alcools (éthanol et

butanol) ou des cétones qui permettent de dissoudre la plupart des contaminants organiques

notamment les hydrocarbures.

Contrairement, le solvant est introduit dans le sol, il dissout les polluants avant d’être extrait

et traité.

50

Il existe plusieurs méthodes d’extraction :

o Par séparation naturelle et tripping ;

o Par volatilisation en diminuant la pression jusqu’à la pression de vapeur saturante du

solvant ;

o Par modification de la température afin de rendre le solvant non miscible à l’eau.

La toxicité des solvants organiques envers la population microbienne du sol et leur interaction

avec les constituants du sol représentent les principaux désavantages de cette technique.

IV.3 Extraction par des fluides critiques On utilise généralement le gaz carbonique, le propane ou le butane liquéfié à température et

pression critiques. Dans ces conditions thermodynamiques, les caractéristiques de transfert de

masse sont excellents : le fluide va occuper toutes les espaces interstitielles du sol. Lorsque la

température et la pression remontent, la volatilisation du gaz entraîne les polluants

organiques. Il s’agit d’une technique intéressante mais très difficile à mettre en œuvre et très

coûteuse [29].

IV.4 Immobilisation chimique L’immobilisation in-situ des polluants peut être effectuée en introduisant dans le sol des

produits chimiques qui vont transformer les polluants en produits moins nocifs par

stabilisation [43]. Les réactifs en solution sont appliqués pour saturer le sol soit par inondation

de la surface, soit plus graduellement par nébulisation. Un traitement complémentaire sera

nécessaire si le réactif chimique utilisé est lui-même indésirable. On utilisera alors les

techniques physiques de lavage, pompage, ou confinement. Des réactifs insolubles peuvent

être également utilisés par épandage et labourage du sol afin de favoriser leur contact avec les

polluants [29].

IV.5 Procédés d’oxydation avancée

IV.5.1 Généralités C'est dans l'intention de développer des techniques de traitement rapides, moins onéreuses et

plus adaptées aux composés organiques réfractaires ou toxiques que les procédés d’oxydation

avancée (POA) ont vu le jour. Ces procédés sont de nouvelles techniques de traitement en

cours de développement. Ces techniques sont des alternatives très intéressantes pour la

dégradation de polluants organiques difficilement biodégradables (hydrocarbures lourds,

HAPs). Elles sont beaucoup plus efficaces que les techniques habituelles [44].

51

Les POA sont basés sur les propriétés et la génération d’intermédiaires radicalaires très

réactifs, particulièrement les radicaux hydroxyles (HO•) à température ambiante.

Les POA peuvent être regroupés en cinq catégories :

1. Les procédés d’oxydation homogène : Les radicaux sont générés par la réaction de

Fenton, ozone à pH élevé ou O3/H2O2.

2. La photolyse homogène UV : ces procédés emploient la photolyse UV de H2O2 et/ou

O3 en solution homogène pour générer les radicaux HO•.

3. La photocatalyse hétérogène : Une source lumineuse induit des réactions

photoélectrochimiques à la surface du photocatalyseur semi-conducteur tel que TiO2.

4. La radiolyse : Des espèces HO•, H•, sont produites par irradiation de forte énergie

(rayon ) des solutions à traiter.

5. Les procédés électrochimiques d'oxydation : les radicaux sont générés dans le milieu à

partir de réactifs formés par électrochimie (Electro-Fenton) ou à partir du solvant

aqueux (oxydation anodique de l'eau) [45].

IV.5.2 Radicaux hydroxyles Un radical est un fragment de molécule qui possède un électron non apparié ; cette propriété

lui permet d'être très réactif mais d'avoir un temps de vie court. Le radical OH• est l’un des

oxydants les plus puissants utilisés dans les procédé de dépollution parce qu’il répond à un

ensemble de critères d'exigence :

o ne pas induire de pollution secondaire,

o ne pas être toxique,

o ne pas être corrosif pour les équipements,

o être le plus rentable possible,

o être relativement simple à manipuler [46].

On comprend aisément pourquoi des oxydants puissants comme XeF, OF2 et H4RnO6, ne sont

pas exploitables pour la dépollution à cause de leur extrême réactivité, leurs nocivités sous

formes réduites et leur capacité à former des trihalométhanes cancérigènes avec les matériaux

organiques. Ainsi seuls les oxydants sans halogène ni métal et basés sur l'oxygène : (OH•, O3

et H2O2), sont attractifs pour être utilisés dans la décontamination.

Le tableau-16, présente le potentiel redox des différents agents oxydants, on remarque d’après

ce tableau que le radical OH• est l’oxydant non oxygéné le plus puissant [44]. Tableau IV. IV.1: Potentiel d'oxydo-réduction (E°) d'agents oxydants en milieu acide (T=25°C)

Réaction redox E°

52

IV.5.2.1 Production des radicaux OH• : procédé Fenton (Fe2+/H2O2)

IV.5.2.1.1 Historique Fenton décrivit à la fin du 19ème siècle que le fer ferreux favorisait fortement l’oxydation de

l’acide maléique par le peroxyde d’hydrogène en milieu acide. Des travaux ultérieurs ont

montré que la combinaison de H2O2 et de Fe2+ nommé "réactif de Fenton", était un oxydant

efficace pour une grande variété de substrat organique notamment des alcools, éthers,

colorants, phénols, pesticides, les hydrocarbures et les aromatiques polycycliques. Quarante

ans plus tard, Haber et Weiss (1934) identifiaient le radical hydroxyle comme étant l’espèce

oxydante de la réaction [44]. Depuis cette date, les scientifiques (wailling 1975, Prousek

1995, Sychev et Isak 1995) ont essayé de détailler le mécanisme de cette réaction. C’est ainsi

que la réaction de Fenton était modélisée comme suit :

Mn+ + H2O2 M(n+1)+ + OH.

Où M est un métal de transition comme ((Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Ag, Pt…)

Toutefois, le couple H2O2/Fe2+ reste le plus utilisé et porte le nom de réactif de Fenton. Cette

préférence pour le fer comme catalyseur est due à son activité comparable à l’activité des

autres métaux et à sa toxicité beaucoup plus faible [46].

Dans les paragraphes suivants nous allons détailler les mécanismes de décomposition du

peroxyde d’hydrogène par les sels de fer pour mieux comprendre leurs effets sur la production

des radicaux hydroxyles et comment ils affectent le rendement de la réaction.

IV.5.2.1.2 Mécanisme de décomposition de H2O2 par Fe2+ ou Fe3+ en solution aqueuse

(V/ENH)

XeF + e- Xe + F-

2OF2(g) + 4H+ + 4e- O2(g) + 4HF

HO + H+ + e- H2O

HO + e- HO-

O3 + 2H+ + 2e- O2 + H2O

H2O2 + 2H+ + 2e- H3O2+

HClO2 + 3H+ + 4e- Cl- +H2O

MnO4- +8H+ + 5e- Mn+2 +4H2O

HO2 + H+ + 2e- H2O2

Cl2 + 2e- Cl-

O2 + 4H+ + 4e- 2H2O

3,4

3,29

2,7

2,33

2,07

1,76

1,57

1,51

1,44

1,36

1,23

53

La décomposition radicalaire de H2O2 peut être initiée par un sel de fer (Fe2+) ou par un sel

ferrique (Fe3+). Selon les réactions suivantes :

OHOHFeOHFe 3

222 (A1)

Ou HHOFeOHFe 2

222

3 (A2)

Ces réactions (A1 et A2) conduisent à la production des radicaux hydroxyles, mais le système

de Fenton est beaucoup plus complexe que ça, car il y a d’autres réactions qui entrent en

compétition et conduisent à la production des radicaux hydroperoxyles (2 et 5), le recyclage

du Fe3+ en Fe+2 (2 et 3) et le piégeage des radicaux hydroxyles par le Fe+2 et H2O2 (4 et 5)

[47].

Le phénomène de piégeage des radicaux hydroxyles affecte l’efficacité de la réaction de

Fenton car, il limite la quantité des radicaux hydroxyles destinés à la minéralisation des

polluants. Ce phénomène et beaucoup plus accentué dans le cas où il y a un large excès soit

du catalyseur, soit du peroxyde d’hydrogène c’est pour cela qu’il faut optimiser la dose des

réactifs qu’il faut ajouté lors du traitement fait par des essais au laboratoire car, chaque site

pollué a ces propriétés.

Fe3+ + HO.2 Fe2+ + O2 + H+ (3)

HO. + Fe2+ Fe3+ +OH- (4)

OHHOOHOH 2222 (5)

HO.2 + Fe2+ + H+ Fe3+ + H2O2 (6)

2 H2O2 2 H2O + O2 (7)

IV.5.2.2 Le mécanisme de réaction des radicaux hydroxyles avec la matière organique

IV.5.2.2.1 Formation des radicaux organiques ROH et R Les radicaux hydroxyles générés en solution par la réaction de Fenton (réaction A1) sont

extrêmement réactifs. Ils réagissent « non sélectivement » avec les composés organiques,

soit :

o Par un mécanisme d’abstraction d’un atome d’hydrogène s’il y a présence d’un

hydrogène labile dans le substrat initial (réaction B2), pour former les intermédiaires

réactionnels radicalaires et R.

54

o Par addition sur une double liaison éthylénique ou aromatique (B1) pour former

l’intermédiaire radicalaire ROH, comme s’est indiqué sur le schéma IV.1 [48]:

ROHOHR (B1)

OHROHRH 2 (B2)

Figure IV.14 Addition du radical OH• sur une double liaison

Ces réactions sont cinétiquement équivalentes. Une réaction d’addition est préférentiellement

observée sur les molécules insaturées. Les radicaux organiques intermédiaires ROH et R

peuvent ensuite être oxydés par Fe3+ (réactions B3 et B5), O2 (réactions B4, B10 et B11),

H2O2 (réaction B7), OH (réaction B8) ou par d’autres intermédiaires [48].

En réalité, le caractère dit « non sélectif » des radicaux hydroxyles doit être pris avec

précaution. En effet, OH est électrophile. Par conséquent, il est plus réactif envers les

composés aromatiques et aliphatiques insaturés qu’envers les composés aliphatiques saturés

[45].

Pour la même raison, la réactivité augmente en présence de groupements donneurs d’électrons

sur le substrat organique (par exemple, –OH, –OR, et amide) et diminue en présence de

groupements accepteurs d’électrons (par exemple, –C=O et –COOH). Les radicaux HO2 et

O2 peuvent aussi réagir avec les composés organiques mais, à l’inverse du radical

hydroxyle, ils présentent une moindre réactivité et une grande sélectivité vis-à-vis de leur

oxydation [44].

IV.5.2.2.2 Réactivité du radical ROH L’intermédiaire radicalaire ROH, formé après réaction du OH avec le composé organique,

peut être oxydé, soit par l’ion ferrique, régénérant ainsi l’ion ferreux (réaction B3) qui peut

réinitier une nouvelle séquence de la réaction A1, soit par l’oxygène moléculaire (réaction

B4). Ces deux réactions conduisent à l’alcool correspondant comme produit d’oxydation. 23 FeROHFeROH (B3)

22 OROHOROH (B4)

Si l’oxygène est l’agent oxydant, alors l’anion superoxyde (O2) ou son acide correspondant

le radical hydroperoxyle (HO2) seront générés selon le pH. En présence d’un excès de

peroxyde d’hydrogène initial par rapport au fer(II), le fer étant très rapidement oxydé en

55

fer(III), O2 peut agir comme un réducteur pour régénérer Fe2+ (réaction A12) et ainsi initier

une nouvelle séquence de la réaction A1.

IV.5.2.2.3 Réactivité du radical R Le radical R peut subir une oxydation par le fer ferrique (réaction B5) et ainsi régénérer Fe2+,

ou une réduction par le fer ferreux (réaction B6) qui régénère le substrat organique parent

RH).

ROHFeOHFeR 23 (B5)

RHFeHFeR 32 (B6)

Dans certains cas, le radical R peut réagir avec le peroxyde d’hydrogène et ainsi régénérer le

radical hydroxyle (réaction B7) :

OHROHOHR 22 (B7)

Théoriquement, il peut également se produire une réaction d’addition (réaction B8) ou de

dimérisation (réaction B9), toutes deux étant des réactions de terminaison [45,50].

ROHOHR (B8)

22 RR (B9)

Toutefois, des études sur les produits d’oxydation excluent la dimérisation des radicaux

comme réaction de terminaison prédominante, notamment lorsque les substrats organiques

sont relativement volumineux, comme par exemple les HAP.

L’intermédiaire réactionnel R, s’il possède un deuxième atome d’hydrogène labile (on le

notera alors R’H), peut également réagir avec O2 (transfert d’un atome d’hydrogène) pour

produire le radical HO2 (réaction B10) et générer un composé organique stable R’ (qui

contient une double liaison). L’oxygène moléculaire peut aussi s’additionner à l’intermédiaire

R (réaction B11) pour donner un nouvel intermédiaire radicalaire, le radical libre peroxyle

ROO: 22 '' HOROHR (B10)

ROOOR 2 (B11)

Puis, le radical peroxyle ainsi formé peut donner lieu aux réactions suivantes :

56

32 FeROOHHFeROO (B12) OHFeROFeROOH 32 (B13)

RROHRHRO (B14) 32 FeROHHFeRO (B15)

RROOHRHROO (B16) 22 HOROHOHROO (B17)

Par conséquent, en présence d’oxygène dissout, la formation du radical peroxyle a un effet

inhibiteur sur l’oxydation de substrats organiques car elle conduit à des réactions qui

consomment le fer(II), conduisant ainsi à une efficacité moins bonne que celle du système

Fenton. Toutefois, la présence d’oxygène améliore la minéralisation et empêche la réaction de

dimérisation B9 de se produire. De plus, pour des concentrations élevées en réactifs [fer(II) et

H2O2] et de faibles concentrations initiales en composés organiques (1 µmol.L-1), la

concentration en oxygène n’avait pas d’influence sur leur cinétique d’oxydation car les

concentrations en radicaux peroxyles ROO (qui sont fonctions de la concentration initiale en

composé organique) restent faibles et leur impact sur la vitesse d’oxydation du fer(II) était

peu important [48].

IV.5.2.3 Influence de quelques paramètres opératoires sur le réactif de fenton

IV.5.2.3.1 Influence du pH Si à pH acide le fer ferreux est essentiellement présent sous la forme de l’ion Fe2+ libre (i.e.

uniquement hydraté par six molécules d’eau [FeII(H2O)6]2+), vers pH 7, les formes Fe(OH)+ et

Fe(OH)2 deviennent non négligeables, et à pH supérieur à 8, le fer ferreux précipite sous

forme de [Fe(OH)2](s) [44]. Ainsi, en milieu neutre, le fer(II) réagit principalement sous la

forme de Fe(OH)+ dans la réaction A1 : OHOHFeOHOHFe 2)( 3

22

Cette réaction, qui est favorisée à pH neutre, a une constante cinétique beaucoup plus élevée

(5,9 x 106 mol-1.L.s-1) que celle de la réaction A1 (55-76 mol-1.L.s-1), qui est l’étape principale

d’initiation en milieu acide. Il s’ensuit une décomposition du peroxyde d’hydrogène plus

rapide en milieu neutre qu’en milieu acide.

Le fer(III), généré dans les systèmes Fenton, est lui aussi fortement susceptible d’être

hydrolysé en solutions aqueuses neutres et faiblement acides pour former des complexes

ferriques hydroxylés

57

L’hydrolyse du fer ferrique débute vers pH 1-2, avec la formation des formes solubles (écrites

en s’affranchissant des molécules d’eau) Fe(OH)2+et Fe(OH)2+. Entre pH 3,5 et 7, ces

complexes hydroxo ferriques donnent lieu aux réactions de polymérisation suivantes :

OHOHOHFeOHOHFe 24

28222

52 22

OHOHOHFeOHOHOHFe 33

372224

2822

OHOHOHFeOHOHFeOHOHFe 25

410232

523

3722 2

Les complexes ainsi produits, dont la réactivité avec le peroxyde d'hydrogène est très faible,

contribuent à rendre plus lente la décomposition du peroxyde d’hydrogène dans la solution et

diminue la concentration des espèces libres de Fe3+ inhibant ainsi la régénération de Fe2+ et

par conséquent la production des radicaux OH•.

Ainsi, la réaction de Fenton a généralement lieu en milieu très acide (pH=3) pour prévenir la

précipitation des sels de fer (particulièrement les sels ferriques à pH 7) en hydroxydes

correspondants. Cependant, si la concentration en protons est trop élevée, il peut y avoir

consommation des radicaux hydroxyles par la demi-réaction rédox ci-dessous dont la

constante de vitesse est relativement élevée (kOH,H+ = 7x109 mol-1.L.s-1) [44,48].

OHeHOH 2

Les électrons peuvent provenir de la demi-réaction d’oxydation du fer ferreux en fer ferrique : eFeFe 32

Il s’ensuit la réaction globale suivante :

OHFeHOHFe 232

Sachant que la constante de vitesse d’oxydation de la plupart des substrats organiques par le

radical hydroxyle est de l’ordre de 107-1010 mol-1.L.s-1, à des pH inférieurs à 2, les protons

pourraient inhiber la dégradation de ces substrats de par la consommation en radicaux par la

réaction précédente. En outre, les milieux très acides inhibent la complexation du fer ferrique,

en déplaçant l’équilibre vers le fer ferrique libre dans la solution : HOOHFeOHFe 2

223 )(

Par conséquent, en milieu très acide, la régénération du fer ferreux devient problématique.

Aussi il est généralement établi que le pH optimum de la réaction de Fenton se situe aux

alentours de 2,5-3,5 [48].

58

IV.5.2.3.2 Influence des composés organiques et inorganiques La présence dans la solution aqueuse de composés inorganiques (en particulier le contre-ion

associé au fer ferreux initial) ou organiques (notamment la matière organique naturelle

dissoute) peut modifier la quantité de radicaux hydroxyles générés dans le milieu, et par la

suite avoir un effet direct sur l’oxydation d’un substrat organique lors de l’ajout de celui-ci au

milieu réactionnel.

IV.5.2.3.3 Influence des chlorures et sulfates Des études ont montré que les anions inorganiques tels que Cl et SO4

2 influençaient

significativement les vitesses de réaction des systèmes Fenton. Or ces anions sont susceptibles

d’être présents en solution, d’une part parce qu’ils sont utilisés comme contre-ions lors de

l’ajout des sels de fer, et d’autre part parce que les solutions aqueuses sont couramment

acidifiées avec HCl ou H2SO4. Il est donc important de tenir compte de leur présence.

Le tableau IV.2, présente les principales réactions de ces anions inorganiques en présence du

réactif de Fenton.

Tableau IV.2 : Principales réactions des ions Cl et SO42 en présence du réactif de Fenton.

N° Réactions k Références1a 2,88 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20042a 6,61 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20043a 10,47 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20044a 4,3x109 mol-1.L.s-1 Liao et al., 20015a 6,1x109 s-1 Liao et al., 20016a 2,1x1010 mol-1.L.s-1 Liao et al., 20017a 1,3x103 s-1 Liao et al., 20018a 8,5x109 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20049a 6,0x104 s-1 De Laat et al., 200410a 1,0x109 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 200411a 4,1x104 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 200412a 5,9x109 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 200413a 1,4x107 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 2004

1b 2,29x101 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20042b 3,89x102 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20043b 4,47x103 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20044b 1,4x107 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20045b 3,5x105 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20046b 1,2x107 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 20047b 3,0x108 mol-1.L.s-1 De Laat et al., 2004

FeClClFe2

23 FeClClFe 23 2 FeClClFe HOClOHCl OHClHOCl

OHClHHOCl 2

HHOClOHCl 2 2ClClCl ClClCl2

HClHOOHCl 222 HClHOOHCl 22222

32 FeClFeCl 22

2 FeClClFeCl

424

2 FeSOSOFe

424

3 FeSOSOFe 24

24

3 )(2 SOFeSOFeOHHSOOHSOH 2442

OHSOOHHSO 244

224224 HOHSOOHSO

24

324 SOFeFeSO

Ces anions inorganiques peuvent complexer le fer(II) et le fer(III) (réactions 1a, 2a, 3a et 1b,

2b, 3b) et ainsi modifier la distribution et la réactivité du fer. De plus, les ions chlorures et

sulfates peuvent consommer les radicaux hydroxyles (réactions 4a, 4b et 5b) et générer des

espèces radicalaires (Cl, Cl2 et SO4) à pH acide. Ces espèces radicalaires formées sont

59

moins réactives que les radicaux hydroxyles. De plus, en présence de chlorures, la formation

de sous-produits d’oxydation chlorés potentiellement toxiques a été reportée. D’autre part,

Cl, Cl2 et SO4 peuvent consommer le fer(II) et le peroxyde d’hydrogène (réactions 10a,

11a, 12a, 13a et 6b, 7b) [48].

IV.5.2.3.4 Influence de complexants organiques La décomposition du peroxyde d’hydrogène par le fer(II) étant plus rapide en milieu neutre

qu’en milieu acide (du fait d’une plus grande réactivité de Fe(OH)+ par comparaison avec

Fe2+ comme indiqué précédemment), il peut être intéressant d’opérer en milieu neutre.

Toutefois, la faible solubilité du fer, tout particulièrement celle du fer(III), impose de rajouter

des ligands en milieu neutre, afin de le complexer, et ainsi empêcher la précipitation des sels

de fer en leurs hydroxydes correspondants [51].

Par exemple, les complexes du fer(II) avec l’EDTA ou le DTPA réagissaient avec le peroxyde

d’hydrogène pour former le radical hydroxyle en milieu neutre [48].

IV.5.2.3.5 Choix des concentrations en réactifs Une oxydation du substrat optimale peut être obtenue si la consommation des radicaux

hydroxyles par les réactifs eux-mêmes est limitée. Ceci implique que, ni le peroxyde

d’hydrogène, ni l’ion ferreux ne doivent être surdosés afin que la quantité maximale de

radicaux hydroxyles soit disponible pour, par la suite, oxyder les polluants organiques.

En effet, en présence d’un excès d’ions Fe2+ par rapport au peroxyde d’hydrogène, il peut y

avoir un arrêt rapide des réactions et de plus, le fer(III) généré en excès peut s’hydrolyser et

former des précipités [52].

Un excès en peroxyde d’hydrogène par rapport à l’ion ferreux semble donc nécessaire pour

mener à bien l’oxydation de substrats organiques. Toutefois, si l’excès de peroxyde

d’hydrogène devient trop important, celui-ci peut alors devenir un consommateur important

de radicaux hydroxyles, selon les réactions A5 et A13 ci-dessous :

OHHOOHOH 2222 (A5)

22OHOHOH (A13)

D’après plusieurs études réalisées sur ce sujet, un rapport [H2O2]0 / [Fe2+]0 de l’ordre de dix

semble le plus judicieux en théorie [45].

IV.5.2.3.6 Mode d’ajout des réactifs

60

En pratique, il est souvent préférable d’ajouter la solution d’ions ferreux au milieu réactionnel

avant celle de peroxyde d’hydrogène. Toutefois, l’ajout de H2O2 doit se faire assez

rapidement, sinon on peut observer une autooxydation partielle du fer(II) en présence

d’oxygène dissout (réaction A21),: 2

32

2 OFeOFe (A21)

223

22 2 OHFeHOFe (A11)

L’ajout de H2O2 se fait le plus souvent en une seule fois, au tout début de réaction. Mais il

peut être avantageux dans certains cas de faire plusieurs ajouts à des temps différents, ceci

afin de limiter l’excès de peroxyde d’hydrogène dans la solution, et donc la consommation en

radicaux hydroxyles qui pourrait en découler. Il est aussi possible de faire un ajout continu

dans le temps, en ajoutant lentement et progressivement une petite quantité connue de

peroxyde d’hydrogène à une solution contenant un excès d’ions ferreux Fe2+ et de substrat

[48].

IV.5.2.3.7 La température La température agissant de manière positive sur la cinétique des réactions, une température

suffisante est nécessaire pour que les réactions d’oxydation aient lieu. Mais, étant donné les

réactions de minéralisation sont exothermiques donc une température proche de l’ambiante

semble-t-elle la plus appropriée, ce qui pourrait d’ailleurs justifier le fait que la plupart des

études sur le système Fenton sont menées à température ambiante.

IV.5.3 Le réactif de fenton dans le traitement des sols pollués par des hydrocarbures

De nos jours, le réactif de Fenton est souvent utilisé pour traiter des matrices contaminées

provenant d’industries diverses (colorants, pesticides, additifs du plastique, préservation du

bois et du caoutchouc, hydrocarbures, etc.). En effet, ce réactif a montré des résultats

prometteurs pour la dégradation d’une grande variété de contaminants en solutions aqueuses

(tableau VI.2) [55]. Il permet en règle générale de dégrader les polluants organiques en

composés moins toxiques (et dans certains cas de les minéraliser), et d’augmenter la

biodégradabilité. Par conséquent, il peut être considéré, soit comme un traitement unique, soit

comme un prétraitement avant une étape de biodégradation. En outre, il peut être appliqué

non seulement au traitement des eaux usées, mais aussi à la réhabilitation de matrices solides

contaminées, telles que des boues ou des sols [45,54]. Tableau VI. IV.3 : les familles de polluants qui peuvent être dégradés par réactif de Fenton

Famille Polluants

61

Hydrocarbures aromatiques monocycliques Benzène, toluène, ethylbenzène et xylène.

Composés hydrocarbures oxygénés Oxyde de tert-butyle et de méthyle (methyl tert-

butyl ether = MBTE)

Organochlorés Solvant chlorés (TCE, PCE,…)

Composés hydrocarbures polyaromatiques Hydrocarbures aromatiques polycyliques (HAP)

Hydrocarbures aromatiques polycycliques halogénés Polychlorobiphényles (PCB)

Hydrocarbures aromatiques monocycliques halogénés Chlorobenzène (CB)

Alcools aromatiques Phénol, naphtol…

Pesticides organiques Insecticides, herbicides

Concernant la réhabilitation de sols contaminés, l’application du réactif de Fenton a été avant

tout étudiée à l’échelle du laboratoire et son utilisation sur le terrain est relativement limitée et

il peut être appliquée à la matrice contaminée soit sur site ou in situ.

IV.5.3.1 Oxydation sur site Le réactif de Fenton a été fréquemment utilisé pour dégrader les contaminants présents dans

des sols excavés, soit comme seul traitement, soit associé à une biodégradation comme pré-

ou post-traitement. En tant que procédé de prétraitement, le réactif de Fenton minéralise les

polluants ou les oxydes en produits plus polaires qui sont plus biodégradables. Comme

procédé de post-traitement, il permet d’éliminer un certain nombre de contaminants résistants

à la biodégradation.

Le traitement sur site est le traitement le plus conseillé à être utilisé parce qu’il a plusieurs

avantages :

Permet d’éviter le risque de mobilité des polluants dans le sol ;

N’exige pas que le sol soit perméable au contraire du traitement in situ ;

Permet la dégradation même des polluants peu solubles comme les hydrocarbures, car

l’agitation vigoureuse du sol pollué permet de le fragmenter et de mettre les polluants

en direct avec les réactifs oxydants.

Le traitement sur site est réalisé, généralement, dans des réacteurs ou dans des unités

spéciales de traitement. Dans un tel cas, une étude a montré que le coût du peroxyde

d’hydrogène représentait seulement 5% environ du coût total, qui inclut les coûts

d’excavation, de main d’œuvre, d’ajustement du pH, d’échantillonnage et d’analyse.

Le traitement sur site peut, également, être appliqué après un prétraitement du sol par une

solution (le plus souvent organique) afin d’extraire les contaminants présents, puis de

l’application de réactif de Fenton à la solution ainsi obtenue.

62

IV.5.3.2 Oxydation in situ Le traitement in situ est réalisé, sans excavation du sol contaminé, par injection directe des

réactifs dans le milieu pollué à travers des puits d’injections.

Ce procédé est commercialisé depuis une dizaine d’années aux États-Unis et depuis un peu

moins longtemps en Europe. C’est une technologie en forte évolution qui connaît à l’heure

actuelle un certain succès [46].

Figure VI.15 : Répartition des oxydants et des polluants pour des sites américains

IV.5.3.2.1 Difficultés de mise en œuvre de l’oxydation in situ La technologie d’oxydation in situ comporte de nombreux avantages potentiels. Elle peut être

mise en place, là, où des technologies plus classiques ne sont pas opérationnelles et cela à un

coût raisonnable. Malgré ces nombreux avantages, le taux de réussite de la technologie

d'oxydation in situ est très variable, et le traitement sur site dans les réacteurs reste toujours

avantageux par rapport à l’oxydation in situ

Les critères clefs à prendre en compte pour la mise en oeuvre d’une oxydation in situ sont les

suivants :

o Contact oxydant-polluant

Un des principaux paramètres critiques de la technologie d'oxydation in situ est l'efficacité du

contact entre l'oxydant et le polluant. Ce paramètre est difficile à maîtriser car il dépend de

nombreux facteurs : nature du polluant, nature de l’oxydant et géologie, hydrologie et

géochimie du site.

Concernant les hydrocarbures ceux sont des polluants, de type NAPL, qui sont dispersés dans

la matrice et ne se présentent pas sous la forme d’une poche bien délimitée. De plus, dans le

cas de traitement de NAPL, les réactions ont lieu entre l’oxydant et la phase dissoute du

produit. La réaction est donc limitée par la cinétique de dissolution du NAPL dans la solution

du sol. La surface de contact entre les poches de polluant et l’eau conditionne en partie ce

paramètre. C’est pour cela qu’il est important de déterminer la présence et la taille des poches

de NAPL résiduelles [46,55].

63

Enfin, le facteur déterminant de l’efficacité du contact polluant/oxydant est la géologie et

l’hydrogéologie du site. En fonction du type de sol, l’injection va être plus ou moins facilitée

et efficace. En ce qui concerne la géologie, il est plus facile d’injecter des produits

quelqu’ils soient dans des sols sableux pauvres en argile que dans des sols argileux. La

perméabilité des sols sableux étant grande, la dispersion des produits est beaucoup plus

efficace. À propos de l’hydrogéologie, plus le système sera simple, moins il existera de risque

d’écoulements préférentiels et de by-pass de la zone.

o Demande naturelle en oxydant

Les oxydants sont aussi consommés par d'autres substrats que le polluant. Ce paramètre est

appelé « demande naturelle en oxydant ». Les substrats consommateurs d’oxydant les plus

courants sont la matière organique (M.O.) et les espèces minérales réduites (manganèse, fer,

sulfure…).

Plus le sol est riche en M.O. (sol riche en tourbe, par exemple), plus la consommation

d’oxydant va être importante. C’est pour cette raison que la majorité des traitements réalisés

in situ a lieu sur des sols sableux (sols pauvres en matières organiques).

o Maintien du pH

La réaction de fenton est favorisée par des pH acide. Cependant, il n’est pas toujours possible

de modifier le pH de la matrice car celle-ci peut avoir un pouvoir tampon trop important, c’est

le cas des sols calcaires. Ce type de sol n’est pas toujours un handicap pour l’utilisation du

fenton. En fonction du milieu et des cinétiques des différentes réactions, les conditions du sol

peuvent favoriser la régénération du fer [45].

IV.5.3.2.2 Effets induits de l’oxydation in situ

o Migration de la pollution

Lors d’une injection, l’apport d’une quantité importante de liquide dans le sol peut entraîner,

par effet piston, un déplacement d'une masse d'eau équivalente à la quantité injectée, et donc

décaler la pollution vers des zones non polluées.

o Modification de la mobilité d’autres polluants

Lors de la première phase du traitement, il existe une dégradation de la matière organique, qui

va libérer les polluants adsorbés à la surface de la matière organique, ce qui risque

d’augmenter fortement et rapidement les quantités de polluants dissous. Aussi, Les

modifications du milieu (pH, Eh) peuvent entraîner le changement de valence de certains

métaux, comme le chrome, l’arsenic, le zinc et le cadmium, ce qui entraîne une augmentation

de leur mobilité [43,43].

64

o Génération de produits toxiques

Si la réaction de dégradation des polluants n’est pas complète, les éventuelles réactions

secondaires peuvent conduire à la formation d’autres polluants. Ces polluants peuvent être

classés en deux catégories : les sous-produits du polluant et les sous-produits de l’oxydant

[49].

En plus l’utilisation de H2O2 comme oxydant entraîne la production d’oxygène. La présence

de ce gaz modifie la conductivité de l’aquifère. Par ailleurs, les réactions d’oxydation sont

exothermiques et dans certains cas la chaleur dégagée peut être très importante. Les deux

facteurs réunis (présence de gaz plus chaleur) peuvent aboutir à des émissions fugitives en

surface. Si le polluant est volatil, ces émissions vont favoriser sa volatilisation [50].

o Perturbation biologique du milieu naturel

L’oxydation in situ modifie les conditions géochimiques de la matrice, ce qui perturbe les

populations microbiennes ambiantes, ce phénomène est accentué par l’utilisation du réactif en

grande quantité (en excès) [46].

65

V Matériels et méthodes L’objectif de ce chapitre est de présenter tout d’abord les matériaux et les dispositifs

expérimentaux utilisés dans ce travail. Par la suite, les différentes méthodes d’analyses

physico-chimiques employées pour suivre l’évolution du traitement et quantifier les

différentes classes d’hydrocarbures avant et après traitement seront également développées.

V.1 Présentation du site pollué Cette étude comparative a été réalisée sur un échantillon pris de la raffinerie de Skikda. Pour

mieux localiser la zone d’étude nous avons préféré commencer par une présentation générale

de la raffinerie de Skikda avant de localiser la zone d’échantillonnage.

V.1.1 Présentation da la raffinerie de Skikda La raffinerie de Skikda est située dans la zone industrielle à 7Km à l’est de Skikda et à 2Km

de la mer .Elle couvre une superficie de 190 ha avec un effectif à l’heure actuelle de 1280

travailleurs.

La raffinerie de Skikda a pour mission le traitement du pétrole brut provenant de Hassi-

Messaoud et le brut réduit importé pour fabriquer une gamme de produits destinés à la

satisfaction du marché national et à l’exportation. Pour assurer ses demandes la raffinerie est

équipée de :

Deux unités de topping qui prennent en charge le pétrole brut et le transforment en :

GPL : destiné aux unités de traitement gaz.

NAPHTAS : dont la coupe intermédiaire alimente le reforming catalytique.

JET FUEL.

KEROSENE, GAZ OIL LEGER et GAZ OIL LOURD : destinés aux mélanges

pour la production du GAZ OIL (produit fini).

Une unité de reforming catalytique (magnaforming) : qui produit des essences semi-

finies à haut indice d’octane.

Deux unités aromatiques : qui produisent de BTX à partir des essences de l’unité de

reforming catalytique et des bases pour la fabrication des essences super et normal.

Une unité de production des bitumes routiers et oxydés.

La raffinerie possède aussi une aire de stockage d’une capacité (ancien design) est de

230000 M3[56].

66

Brut de Hassi- Messaoud Brut réduit importé

Propane Butane

Essence normale Essence super Essence export

Naphta pétrochimique Benzène Toluène

Para xylène Mélange xylène Kérosène/jet A1

Gas-oil Fuel oil BTS Fuel oil HTS

Bitume routier Bitume oxydé

Figure V.1: Capacité de production en tonne/an [57]. La raffinerie de Skikda est le plus grand complexe de Raffinage en Algérie, mais, en plus, de

sa contribution au développement économique du pays, elle est aussi une source alarmante

de pollution pour l’environnement (voir figure-V.2).

15.000.000 227.000

65.000 300.000 700.000 300.000

1.180.000 1.700.000

40.000 11.000 20.000 120.000

1.500.000 4.250.000 4.300.000 100.000 150.000 15.000

Matières Premières

Produits Finis

Transport des Produits Finis

Par mer : *Caboteur pour marché national. *Tankers pour marché international. Par pipe : *marché national (GPL, carburants et bitumes routiers). Par camion s : *bitumes et aromatiques.

67

Figure V.2 Les déchets produits par la raffinerie et leur destination[58]

Stock Pétrole brut

o Eau de process, vapeur, eau de lavage

o Eau de refroidissement (en circulation ouverte)

o Eau de pluie ruisselée des zones de process

o Eau de pluie ruisselée des zones hors process

o Boues (dépôts de fonds des réservoirs, et boues des stations d’épuration des eaux)

o Déchets liés à la production : déchets huileux, catalyseurs caustic, produits chimiques usagés, goudrons acides

o Déchets non liés à la production : o Déchets domestiques o Démolition/construction

Stock Produits

Sols pollués par des hydrocarbures et des solvants résultants de fuites accidentelles

DANGER EXPLOSION INCENDIE

Raffinage

o Gaz à effet de serre o Pluies acides o Effets sur la santé

o pollution des sols et des nappes o pollution rivière et mer

SOLS EAUX USEES

DECHETS

CO2 : Centrales thermiques, chaudières, chauffage, turbines à gaz,

torchères. COV : Installations de séparation de

gaz et de déshuilage des eaux SO2 : Installations de combustion

L’unité 1100 pour le traitement et leur rejet ensuite à la mer

La zone de torche pour enfouissement ou épandage

Destination

Si le traitement est inefficace

68

V.1.2 Localisation de la zone d’échantillonnage: Selon la figure 2 qui représente les déchets rejetés par la raffinerie. On remarque que

l’industrie pétrolière génère des rejets polluants d’une extrême diversité. On a affaire à des

mélanges de composition hétérogène, qui renferment des matières organiques et minérales à

l’état liquide ou solide en plus des rejets gazeux dont certains peuvent avoir éventuellement

un caractère toxique plus ou moins marqué.

La dépollution de ces rejets, compte tenu de leur hétérogénéité de composition, conduira

toujours à la conception d’une chaîne de traitements assurant par étapes successives,

l’élimination des différents polluants [59].

Pour cela la raffinerie de Skikda est équipée d’une station d’épuration des eaux usées avant

leur rejet à la mer. Quant aux déchets solides, ils sont stockés, sans aucun traitement

préalable, au niveau de la zone de torche d’où l’échantillon de la terre polluée

d’hydrocarbures choisi était pris pour la réalisation de ce travail.

Description de la zone de torche :

Cette zone est conçu pour le stockage des déchets solides de la raffinerie et elle est constituée

de:

3 fosses bétonnées pour l’enfouissement des déchets contenant des produits toxiques ;

Une zone d’épandage pour :

Les boues biologiques riches en matière organique venant de la station d’épuration

des eaux usées ;

Les sols excavés lors de la subvention d’un déversement accidentel ou d’une fuite

de produits pétroliers ;

3 bassins de décantation qui reçoivent les boues issues des réservoirs de stockage lors

de leur nettoyage. Ces bassins sont reliés à la station d’épuration des eaux usées par

des drains qui servent à récupérer les eaux polluées après la décantation des boues au

fond des bassins. Les boues décantées ainsi auront deux destinations différentes :

l’enfouissement si elles contiennent des produits toxiques, sinon elles seront dirigées

vers la zone d’épandage ;

La zone de torches contient aussi deux torches pour évacuer les déchets gazeux.

Remarque :

L’échantillon utilisé dans ce travail était pris précisément de la zone d’épandage. C’est une

terre excavée qui a était le résultat d’une fuite accidentelle survenue en 2005 lors du

chargement d’un tanker avec du fioul lourd au niveau du port de Skikda.

69

Description de la zone de torche La zone industrielle de Skikda Plan de masse de la Raffinerie de Skikda

Figure V.3 : Localisation de la zone d’échantillonnage

Les boues décantées au fond des bassins Si elles sont toxiques

Les eaux récupérées après décantation vont vers la station

d’épuration des eaux usées

Zone de décantation

Zone d’enfouissement

Zone d’épandage des boues

« La zone d’échantillonnage »

70

V.2 Caractérisation physico-chimique du sol Les échantillons à analyser ont été séchés à l’air libre pendant 48 heures et tamisés (< 2 mm)

puis homogénéisés et ont été conservés à l'abri de la lumière. Afin de mieux appréhender les

divers phénomènes observés au cours des expériences, il est important et nécessaire de

caractériser les sols.

V.2.1 Analyse granulométrique L’analyse granulométrique permet de déterminer l'importance pondérale des particules

minérales en différenciant les argiles (< 2 µm), des limons (2<d<50µm) et des sables

(50<d<2000µm).

Les méthodes les plus fréquemment utilisées (car plus simples et plus fiables) reposent sur la

loi de Stokes qui nous dit que la vitesse de chute d’une particule sphérique, tombant librement

dans un fluide, est proportionnelle au carré de son rayon et à sa densité.

Dans notre travail on a choisi la méthode de sédimentation avec des prélèvements à la pipette

de Robinson. L’échantillon utilisé pour cette analyse doit être sec et traiter par le peroxyde

d’hydrogène à chaud pendant 24 heures pour éliminer la matière organique. La partie

minérale restante est traitée par une solution défloculante d’hexamétaphosphate de sodium

pour assurer une bonne dispersion des particules, l’échantillon est ensuite agité dans une

allonge pleine d'eau (1 litre), la sédimentation s'effectue sous la seule action de la gravité.

Ensuite trois prélèvements sont effectués, successivement, pour récupérer les argiles, le limon

fin et grossier (voir tableauV.1). Et pour récupérer les deux catégories de sable fin et grossier,

le contenu de l’allonge d’eau est versé dans les tamis de 50 et 200 microns successivement.

Enfin, les différentes classes récupérées par prélèvement à la pipette ou par tamisage, sont

séchées à 105°C pendant 24 heures, dans des creusets en porcelaine, qui seront ensuite pesés

après refroidissement. Tableau V.1: Temps de prélèvement à la pipette Robinson d’une profondeur de 10 cm à 20°C

1er prélèvement 2ème prélèvement 3ème prélèvement

Diamètre des

particules

50 µm

Argile + Lim.fin

+ lim.gros

20 µm

Argile + Lim.fin

2 µm

Argile

Temps de

prélèvement 46’’ 4’ 48’’ 8h 00’

71

Une analyse granulométrique est considérée comme valable lorsque la somme des fractions

constitutives de l’échantillon est comprise entre 95 et 101 % (sable grossier (SG) + sable fin

(SF) + limon grossier (LG) + limon fin (LF) + argile (A) + matière organique (MO)) [60].

Pour l’échantillon étudié, le pourcentage obtenu est 106 %, il est légèrement supérieur à la

norme cela est du à la quantité importante de la matière organique contenu dans l’échantillon

qui n’était pas totalement éliminée par le peroxyde d’hydrogène.

V.2.2 Détermination du pHeau et pHKCl Les pH des solutions de sol ou des lixiviats sont mesurés par un pH-mètre.

Mesure du pH en solution aqueuse

Le pHeau est déterminé selon la norme AFNOR X 31-103 par la mesure du pH d'une

suspension de sol dans l'eau (rapport masse/volume = 2/5) après 1 heure d'agitation puis

décantation.

Le pHeau ne constitue cependant pas un paramètre décrivant le mieux les échanges d’ions à

l’interface liquide-solide. En effet, l'équilibre dans l'eau (pHeau) ne rend pas compte de la

totalité des ions acides (protons et ions alumineux) fixés sur le complexe argilo-humique qui

est notamment responsable de la capacité d’échange du sol. Cependant, ces ions acides fixés

constituant l'acidité potentielle effective, ou l'acidité d'échange au pH du sol, peuvent être

déplacés avec un ion tel que K+ d'une solution non tamponnée de KCl normal. C'est pourquoi

le pHKCl est mesuré.

Mesure du pH en solution de chlorure de potassium

Le pHKCl est déterminé selon la norme AFNOR X 31-104 par la mesure du pH d'une

suspension de sol dans une solution de KCl à 1 mol/l (rapport masse/volume = 2/5) après 1

heure d'agitation puis décantation [11].

V.2.3 Dosage de l’azote Kjeldhal La méthode de Kjeldhal est applicable pour le dosage de l’azote de différents composés

azotés tels que les amines et les sels d’ammoniums [61].

Cette méthode est effectuée sur un échantillon finement broyé, ce dernier sera chauffé avec

20 ml d'acide sulfurique concentré, qui à l’ébullition détruit par son action oxydante les

matières organiques azotées. Ainsi, le carbone et l’hydrogène se dégagent à l'état de CO2 et

H2O, et l'azote transformé en ammoniaque est fixé par l’acide sulfurique à l’état de sulfate

d'ammoniaque SO4 (NH 4)2

72

Cette transformation nécessite l'emploi de catalyseurs. Les plus employés actuellement

sont le sulfate de cuivre et le sélénium en poudre. De notre part, sur 5g d’échantillon à

analyser, on ajoute : 0,25g de sélénium et 5g de sulfate de cuivre anhydre.

I1 est nécessaire également d’élever la température d’ébullition de l’acide sulfurique

en ajoutant 5 g de sulfate de potassium.

Enfin, l’ammoniaque formée est déplacée de ses combinaisons par l’ajout de 20 ml de soude

concentrée à 60%, distillée par entraînement de vapeur, recueillie dans une solution d’acide

borique, et dosée par l'acide sulfurique titré en présence de rouge de méthyle comme

indicateur [62].

V.2.4 Dosage du phosphore total L’analyse du phosphore total est faite en deux étapes

1. Minéralisation :

Après destruction des matières organiques par l’incinération de l’échantillon dans un four à

moufle à 450°C, le résidu obtenu est mis en solution d’acide chlorhydrique concentré à 37%

et porté à ébullition jusqu’à l’obtention d’un résidu sec qui est repris dans 10 ml d’acide

nitrique et porté à ébullition à nouveau pour 2 à 3 minute.

Après refroidissement du mélange, le liquide est filtré et transvasé dans une fiole de 250 ml

où le volume est complété au trait de jauge avec de l’eau distillée

2. Dosage spectrophotométrique:

Dans une fiole de 100 ml on mélange:

10 ml du filtrat (éventuellement dilué) ;

10ml de réactif vanado-molybdate qui est composé de : molybdate d’ammonium,

monovanadate d’ammonium et l’acide nitrique ;

Eau distillée jusqu’au trait de jauge.

L’acide orthophosphorique donne en présence du vanadium (forme V) et du molybdate

(forme VI) un complexe jaune, qui peut être mesuré par spectrophotométrie à 430 nm par

comparaison à un blanc.

La quantité de phosphore dans l’échantillon est déterminée, par la suite, en se référant à la

courbe d’étalonnage effectuée pour des concentrations connues en phosphore [63].

V.2.5 Dosage du fer L’analyse du fer est réalisée sur un échantillon exempt de matières organiques, pour cela

l’échantillon doit passer par l’étape de l’incinération au four à 450°C pendant 4 heures.

73

Les cendres ainsi obtenues sont mélangées avec de l’eau distillée, 5 ml l’acide chlorhydrique

concentré et séchées à sec sur une plaque chauffante pour obtenir des cendres blanches.

L’analyse par spectroscopie d’absorption atomique

Les cendres séchées sont, à nouveau, mises en solution d’acide chlorhydrique à 6N et 120 ml

d’eau distillée, filtrées dans une fiole de 250 ml et le volume est complété par l’eau distillée

jusqu’au trait de jauge.

La solution obtenue est analysée par un spectromètre d’absorption atomique, après calibration

de l’appareil par les solutions étalons de fer [63].

V.2.6 Détermination de la teneur en carbone organique Le carbone organique est dosé suivant la méthode de Anne. Le principe du dosage repose sur

l'oxydation du carbone de la matière organique par le bichromate de potassium en excès.

Le mode opératoire de cette méthode ainsi que celui de l’analyse gravimétrique des

hydrocarbures seront détaillé en ce qui suit.

V.2.7 Dénombrement des germes totaux : Le dénombrement des micro-organismes a pour but d'estimer quantitativement la composition

microbienne d’un échantillon donné.

Il existe plusieurs méthodes utilisées actuellement pour le dénombrement, mais pour cette

étude, la méthode de culture sur milieu solide après dilution de l’échantillon, a été choisie vu

sa simplicité et selon les moyens disponibles au laboratoire.

Cette méthode est basée sur la présupposition qu'un micro-organisme viable, cultivé en ou sur

milieu solide nutritif spécifique et en conditions convenables, se multiplie en donnant lieu à

une colonie visible à l'œil nu. Cette colonie peut être bactérie, levure ou champignon selon

les conditions et les milieux de culture utilisés.

Mode opératoire

Pour obtenir une unité d’analyse vraiment représentative, les prélèvements de l’échantillon de

la terre polluée ont été réalisés à différents endroits du site étudié pour constituer l’unité

d’analyse.

L’échantillon est ensuite transporté au laboratoire dans une bouteille stérile à une température

inférieure à 4C°, où l’analyse est réalisée immédiatement.

Préparation de la solution mère

La population microbienne typique dans 1 g d’échantillon peut être supérieure 1010 UFC. Par

conséquent, si l’échantillon est réparti directement sur le milieu de culture, il y aurait un si

74

grand nombre de microorganismes et le comptage des colonies développées serait impossible.

Pour éviter ce problème, il a été préféré de diluer l’échantillon avant l’ensemencement [64].

La solution utilisée pour la réalisation de la solution mère et la série de dilution est : l’eau

physiologique préparé comme suit :

9 g de chlorure de sodium

Le volume est complété à 1l avec l’eau distillée qui doit être sans traces de métaux,

d'inhibiteurs ou d'autres substances antimicrobiennes.

La solution obtenue est homogénéisée, filtrée, distribuée dans des tubes à essai (9

ml/tube). Et en fin les tubes sont stérilisés dans l’autoclave à 120°C pendant 20

minutes.

La solution mère est préparée en mélongeant 1g de l’échantillon avec 9ml d’eau

physiologique jusqu’à obtention d’une suspension homogène.

Préparation des dilutions

Puisque l'on ne connaît pas à l'avance la concentration microbienne de l’échantillon. Il faut

réaliser des dilutions successives, décimales et croissantes de telle façon qu'on puisse obtenir

le nombre le plus favorable (entre 30 et 300 colonies/ boite pétri) pour faciliter le

dénombrement et différencier les colonies.

Ainsi, en partant de la solution mère une série de dilutions décimales (1:10) est préparée de la

manière suivante :

A l’aide d’une pipette stérile 1 ml de la solution mère est ajouté à 9 ml de diluant dans

le premier tube.

Après homogénéisation, 1 ml de cette dilution est prélevé pour être ajouté à 9 ml de

diluant dans le deuxième tube. L’opération continue jusqu'à la dernière dilution

convenable, selon la population microbienne présumée, en utilisant des pipettes

stériles pour chaque dilution

Ensemencement du milieu solide

Pour l’ensemencement les milieux qui ont été utilisés sont :

Le PCA pour les germes totaux

Le milieu Sabouraud pour les champignons.

Ces milieux sont liquéfiés dans un bain bouillon et versés, à 45°C, dans des boites de pétris

(15ml/boite).

Ensuite, à l’aide d’une pipette stérile et à partir de la dernière dilution, préparée

précédemment, 1 ml est prélevé de chacune des dilutions, homogénéisé immédiatement et

75

doucement, dans une boîte de Pétri, en effectuant plusieurs mouvements circulaires dans les

deux sens en évitant tout mouvement brusque qui risquerait de projeter le milieu ensemencé

contre les paroi de la boite ou même à l’extérieur.

Après refroidissement des milieux sur une surface plate jusqu'à solidification, les boites de

pétri sont retournées et incubées en position inversée :

Les germes totaux à 37 °C, pendant 2 à 3 jours, en aérobiose ;

Les champignons à 37°C, pendant 7 à 10 jours.

A la fin de la durée d’incubation, les boites représentant entre 30 et 300 colonies sont

sélectionnées et le comptage des colonies développées est réalisé à l’aide d’un compteur de.

Figure V.4 : Ensemencement de l’échantillon à partir des dilutions préparées [64]

V.3 Analyse microbiologique de la terre polluée L’analyse microbiologique de la terre était réalisée à partir des boites utilisées pour le

dénombrement. La première étape de cette analyse est d’observer les colonies développées sur

les boites, ensuite procéder à leur isolement et en fin les identifier en utilisant des tests

biochimiques.

V.3.1 L’observation des microorganismes développés sur les milieux gélosés Il est possible d'observer les microorganismes : soit lorsqu'ils sont regroupés en colonies sur

boite visible a l’oeil, il s'agit alors d'une observation macroscopique, soit à l'état de cellule, il

s'agit alors d'une observation microscopique.

V.3.1.1 Observation macroscopique des colonies Une colonie est l'amas, visible à l’oeil nu, constitue par des milliards de descendants d'une

seule cellule bactérienne et dont la taille, la forme, la couleur, la consistance sont

caractéristiques de chaque espèce.

L'examen macroscopique des cultures est effectué après incubation. L'aspect des colonies

dépend du milieu utilisé, de la durée et de la température de l’incubation. Il ne pourra être

écrit convenablement qu’à partir de colonies bien isolées :

76

La description des colonies doit mentionner :

La taille de la colonie

La forme

Allure des contours : lisses, dentelés, déchiquetés, réguliers ou irréguliers

Relief : surface bombée, plate, centre parfois surélevé, parfois ombiliqué (en creux)

L'aspect de la surface : Il peut être lisse ou rugueux,

L'opacité : les colonies sont décrites comme : opaques, translucides ou transparentes

La consistance : au moment du prélèvement il est possible d'apprécier si les colonies

sont grasses, crémeuses, sèches ou encore muqueuses.

La couleur (pigmentation)

Odeur : une odeur caractéristique peut être présente [65].

V.3.1.2 Observation microscopique L'observation microscopique est une technique basée sur le grossissement effectué par le

microscope et qui permet de faire une étude morphologique des cellules d'une espèce

microbienne. Elle comprend :

L’examen a l'état frais

L’examen après coloration.

V.3.1.2.1 Examen à l'état frais L’état frais permet d’observer des germes vivants et apporte des renseignements sur leur

forme : cette étape est suffisante pour l’identification des champignons, quand aux bactéries

l’état frais donne, en plus, de leur forme (voir figure-V.5) des renseignements sur :

Leur mode de groupement (en amas, en paquet,…)

La présence de capsules ou de spores

Leur mobilité dans le cas des bactéries: ce caractère est le plus important mis en

évidence a l'état frais. Une bactérie mobile doit se déplacer dans le champ

microscopique avec un mouvement qui lui est propre, mais cette mobilité ne doit pas

être confondue avec les mouvements browniens qui sont des mouvements

désordonnés de particules (sans déplacement véritable) dus a l'agitation thermique des

molécules de liquide ni avec les mouvements transmis par les courants (toutes les

bactéries sont entraînées dans le même sens) [65].

Technique de préparation :

77

on dépose une goutte d’eau physiologique sur la lame propre bien dégraissée, et à l’aide de

l’anse de platine stérilisé on prélève une trace de culture ou une colonie que l’on émulsionne à

la goutte, puis on pose délicatement une lamelle sur la lame. Ensuite on examine la

préparation au microscope. La mobilité est plus nette au bord de la lamelle elle se traduit par

un va et vient et des mouvements importants [66].

Figure V.5: les différentes formes de bactéries rencontrées.

V.3.1.2.2 Examen après coloration Si la plupart des microbes peuvent être observés en suspension aqueuse, cette observation est

grandement facilitée par l'application de colorants.

Il y a plusieurs types de coloration utilisés en bactériologie, mais dans notre travail on a utilisé

la coloration différentielle de type Gram. Elle permet non seulement d'observer la forme des

cellules mais aussi de diviser les bactéries en deux grands groupes taxonomiquement

différents:

Bactéries Gram-positives: Gram +

Bactéries Gram-negatives : Gram –

Principe :

Cette coloration est basée sur la différence présentée par les bactéries Gram positives et Gram

négatives due à la diversité de structure et de composition chimique de leurs parois

cellulaires. Dans les bactéries Gram négatives, la paroi riche en lipides a une quantité très

réduite de peptidoglucane, ce qui permet la pénétration de l'alcool qui dissout le complexe

violet de gentiane-iode qui se forme en laissant la cellule incolore, laquelle sera ensuite

recolorée en rouge par la fuschine. Au contraire, la paroi cellulaire des bactéries Gram

78

positives a une grande quantité de peptidoglucane et une faible concentration de lipides.

Ainsi, l'épaisse paroi de peptidoglucane et la déshydratation produite par l'alcool ne

permettent pas la pénétration de l'alcool dans la cellule qui conserve la coloration violette ou

bleu foncée du complexe violet de gentiane-iode.

La coloration de Gram perd sa signification si elle est réalisée sur une culture trop âgée. Ainsi,

la souche doit être en phase de croissance exponentielle pendant 24 à48 heures [67].

Les colorants utilisés pour la réalisation de cette coloration sont :

1. Solution de violet de gentiane :

Préparation : peser 2 g de violet de gentiane (ou cristal violet), introduire dans un Erlenmeyer

de 100 ml et dissoudre dans 20 ml d'alcool à 95% vol. Dissoudre0,8 g d'oxalate d'ammonium

dans 80 ml d'eau distillée. Mélanger les deux solutions et utiliser seulement après 24 heures.

Filtrer sur papier au moment de l'emploi. Maintenir à l'abri de la lumière en flacon foncé.

2. Solution de lugol :

Préparation : dissoudre 2 g d'iodure de potassium dans une quantité minime d'eau (4 à 5 ml)

et, dans cette solution saturée, dissoudre 1 g d'iode. Compléter le volume de 300 ml avec de

l'eau distillée. Maintenir à l'abri de la lumière en flacon foncé.

3. Solution de fuchsine :

Préparation : peser 1 g de fuchsine basique 5 g d’acide phéniqué dans un Erlenmeyer de 100

ml, dissoudre avec 10 ml d'alcool à 95% vol. et additionner 90 ml d'eau. Agiter. Maintenir à

l'abri de la lumière en flacon foncé [69].

Mode opératoire :

La coloration de Gram se déroule en plusieurs étapes.

Recueillir à l’aide d’une anse de platine stérile une colonie.

Réalisation du frottis sur lame en étalant les bactéries des cultures jeunes, recueilli

directement du milieu solide, dans une goutte d’eau physiologique

Fixation à la chaleur en passant rapidement la lame 3 fois à l'intérieur de la flamme

d'un bec

Coloration par le violet de gentiane pendant 1 minute, après refroidissement de la lame

Rinçage à l’eau.

Mordançage: la lame a été recouverte de Lugol pendant 1 minute.

Décoloration par l'alcool à 95 degré pendant 1 minute

Rinçage à l’eau.

Contre coloration par la fuschine pendant 20 secondes.

79

Rinçage à l'eau puis séchage [70]

Observation des frottis au microscope, après l’ajout d’une goutte d’huile de vaseline à

la surface de la lame. Les bactéries à Gram-positif restent colorées de violet ou bleu

foncé et les bactéries à Gram-négatif sont colorées en rose.

Bactérie à gram + Bactérie à gram - Figure V.6: Bactéries colorées par la méthode de Gram

V.3.2 Isolement des bactéries Cette opération a pour but d'isoler les bactéries en cause, en obtenant des colonies bien

distinct.

La gélose nutritive est un milieux non sélectif qui permet systématiquement la poussée de

toutes les bactéries peu exigeantes à 37°C en aérobiose .Elle a été utilisée pour l’isolement des

différentes colonies , définie lors du repérage ( à partir des boites utilisées pour le

dénombrement)

L’isolement se fait par plusieurs méthodes dont la plus utilisée est celle de l'anse platine

calibrée. Elle consiste à prendre une colonie bien isolée et la déposer à l'extrémité de la

gélose. A partir de ce dépôt des stries serrées sur toute la gélose sont réalisées. Ensuite les

boite sont incubées pendant 24 heures à 37°c

Remarque

Il ne fait pas de doute que la totalité des microorganismes présents dans l’échantillon n’a pas

été isolée par cette technique de revitalisation. Il est connu que dans les sols, cette approche

ne touche que quelques pourcents des cellules. Cependant, on a pensé que les

microorganismes mis en évidence selon l’isolement effectué ci-dessus représentent les

espèces indigènes majoritaires dans la terre polluée étudiée [71].

V.3.3 Identification des bactéries : Après l’examen au microscopique, coloration de Gram et l’isolement des différentes souches

repérées sur les boites du dénombrement la réalisation de tests biochimiques est nécessaire

pour pousser l’identification des bactéries.

80

Tests biochimiques

On identifie une bactérie en observant si elle utilise tel ou tel substrat. On la met donc en

contact dans un milieu de culture avec un glucide, ou un peptide, ou d’autre substrat plus

complexe. On peut révéler l’utilisation de ce substrat par virage (changement de couleur) d’un

indicateur de pH (exemple : un glucide utilisé donne un produit acide, un peptide donne un

produit basique). Chaque famille de bactéries a des caractères propres, on peut donc les

rassembler facilement avec des caractéristiques de base comme l’utilisation du glucose avec

ou sans oxygène, la réduction des nitrates, ect… Ces tests sont assez longs, le temps

nécessaire pour leur réalisation est de un à deux jours [72].

En ce qui suit on va présenter les tests qu’on a utilisés pour l’identification de nos souches :

V.3.3.1 Test catalase La catalase est une enzyme contenant du fer qui catalyse la décomposition du peroxyde

d'hydrogène (H2O2) en eau. Elle est synthétisée par la plupart des bactéries aérobies le test de

la catalase sert à détecter la présence de cette enzyme dans une souche bactérienne donnée.

2H2O2 + catalase 2 H2O2 + O2 (dégagement gazeux).

La mise en évidence de la catalase est réalisée en présence d'eau oxygénée en contact de la

souche à étudier. L’obtention d'un dégagement important d'oxygène naissant confirme la

présence de catalase.

La recherche de cette enzyme permet de différencier les bactéries de forme Cocci à gram

positif (c’est-à-dire les streptocoques et les staphylocoques) [69].

V.3.3.2 Test oxydase Une oxydase est une enzyme catalysant une réaction d’oxydo-réduction impliquant une

molécule de dioxygène comme accepteur d’électron. Dans cette réaction, l’oxygène est réduit

en eau ou en peroxyde d’hydrogène.

On dit qu’une bactérie est oxydase positive si un fragment de culture est capable d’oxyder la

forme réduite de dérivés N-méthylés du paraphénylènediamine (PDA) en semi quinone (rose

violacé).

La recherche d’oxydase est un test fondamental pour l’orienter l’identification des bacilles

Gram-. Pour la réalisation de ce test des disques imprégnés du réactif PDA sont mis en

contact de la souche à étudier. S’il y a apparition d’une tache violette au bout de 30 secondes,

cela veut dire que la bactérie est oxydase positif (exemple : pseudomonas) et s’il n’y a rien

qui apparaît la bactérie est donc oxydase négatif (exemple : entérobactéries)

81

V.3.3.3 La recherche de urée l’indole et le tryptophane désaminase Pour ce test le milieu utilisé est l’urée tryptophane qui a la composition suivante :

KH2PO4 0,1 g NaCl 0,5 g Alcool à 95° 1 ml

Recherche de la tryptophanase et du tryptophane désaminase

L-tryptophane 0,3 g

Système de lecture de l’uréase

Urée CO(NH2)2 2 g Rouge de phénol à 1% 0,25 ml

Recherche de l’uréase :

Après 24 heures d’incubation d’un tube à essai contenant le milieu dans lequel une suspension

de la bactérie étudiée est réalisée. Si elle possède une uréase active la réaction suivante aura

lieu

Le CO2 et le NH3 se combinent ensuite pour donner du carbonate d’ammonium selon la

réaction :

Sous l’action d’une uréase il y a donc alcalinisation du milieu (virage de l’indicateur au

rouge).

Après la mis en évidence le uréase le contenu du tube est divisé sur deux l’un pour réaliser le

test TDA et l’autre pour l’indole

Recherche de la tryptophane désaminase :TDA

Sous l’action de cette enzyme le tryptophane est dégradé selon la réaction :

L’addition de chlorure de fer III (perchlorure de fer) réagit avec l’acide indol-pyruvique en

donnant un précipité de couleur marron.

Recherche de la tryptophanase

Certaines bactéries dégradent le tryptophane en indole grâce à une tryptophanase selon la

réaction :

82

L’addition de réactif de Kovacs se traduit par l’apparition d’un anneau rouge, dû à la réaction

entre le noyau indole et une des substances du réactif.

V.3.3.4 Recherche de l'utilisation du glucose et du lactose, la production de H2S et la production de Gaz dans le milieu Hajna - Kligler

Ce milieu est utilisé pour l'identification des bactéries appartenant à la famille des

Enterobacteriaceae et il a pour composition :

Extrait de viande de bœuf 3 g Extrait de levure 3 g Peptone 20 g NaCl 5 g

Système de lecture de production d’H2S :

Thiosulfate de sodium 0,3 g Citrate ferrique 0,3 g

Système de lecture des caractères glucose et lactose

Lactose 10 g Glucose 1 g Rouge de phénol l0,05 g Agar 12 g

Le pH du milieu est d’environ 7,4 donc le milieu sera de couleur orange.

Ce milieu présente deux phases physiques, une pente et un culot. La souche à identifier doit

être ensemencée dans ces deux phases.

La pente en contact avec l'air contenu dans le tube (il faudra penser à débloquer le bouchon

pour l'incubation. Le culot où il y a peu ou pas de contact avec l'air contenu dans le tube. Le

fond culot est considéré donc en anaérobiose relative.

Figure V.7 milieu hajna-kligler

Durant l’incubation la bactérie utilise le glucose comme source de carbone et d'énergie pour

se développer. Dans le culot cette utilisation se traduit par une forte acidification car en

anaérobiose relative le glucose est fermenté. Au niveau de la pente, l'utilisation du glucose

produit peu de composés acides car son utilisation se fait par voie oxydative. Au niveau du

milieu ceci ce traduira dans un premier temps par un culot jaune et une pente jaune.

83

Une fois le glucose consommé la bactérie va :

Premier cas : Elle possède les enzymes capables de dégrader le Lactose. Le Lactose est 10

fois plus concentré que le glucose. Ceci se traduira par une utilisation fermentative dans le

culot et oxydative sur la pente qui produira suffisamment d'acide pour que le milieu soit jaune

dans les deux phases.

Deuxième cas : Elle ne possède pas les enzymes capables de dégrader le lactose. Elle va dans

ce cas utiliser les peptones du milieu. Cette utilisation se traduira par :

- dans le culot aucun changement car l'acidité du culot provoquée par l'utilisation du glucose

est trop importante. Le culot reste jaune.

- sur la pente l'acidité provoquée par l'utilisation du glucose est faible alcalinisation sera

alors dans ce cas suffisante pour alcaliniser le milieu se qui se traduira par un rougissement

de la pente (virage du rouge de phénol).

Production d’hydrogène sulfureux H2S

La réduction du thiosulfate en anaérobiose par certaines bactéries se traduira par la fabrication

d’hydrogène sulfureux, qui en réagissant avec le citrate ferrique donnera un précipité noir de

FeS

Production de gaz

Selon la voie de fermentation du glucose empruntée par certaines bactéries, il peut y avoir

production de gaz ou non.

En cas de production de gaz, si celle-ci est faible il y a formation de quelques bulles dans le

culot. Si elle est abondante, il y a décollement du culot.

V.3.3.5 L’utilisation des citrates de carbone et d’énergie : Le milieu utilisé pour réaliser ce test et le citrate de Simmons qui a le composition (g/l)

suivante :

Citrate de sodium 1,0 g Sulfate de magnésium 0,2 g hydrogénophosphate de potassium 1,0 g dihydrogénophosphated'ammonium 1,0 g Chlorure de sodium 5,0 g Agar 15,0 g pH = 7,1 Bleu de bromothymol 0,08 g

84

Le substrat est ici le citrate. Il est ici la seule source de carbone et d'énergie pour la bactérie.

Après 24heures d’incubation d’un tube ensemencé par la bactérie à étudier tout en laissant le

tube débloqué par ce que l’oxygène de l’air est nécessaire pour réaliser ce test.

La présence de colonies le long de la strie centrale d'ensemencement sera la preuve d'un

développement bactérien Les bactéries utilisant le citrate bleuissent normalement le milieu

(alcalinisation) les bactéries ne l'utilisant pas ne cultivent pas. Toutefois, des bactéries peuvent

utiliser le citrate comme seule source de carbone sans bleuir donc la présence de colonie est

l'élément majeur de la lecture.

V.3.3.6 Recherche de décarboxyalses

Le milieu utilisé est le milieu de FALKOW qui fait parti des milieux d’étude du métabolisme

protidique. Il permet de révéler les décarboxylases liées aux acides aminés étudiés : LDC,

ODC, ADH. Ce milieu est composé de (g/l) :

Extrait de levure 3 g NaCl 5 g Glucose 1 g L-Lysine, ou L-Ornithine ou L-Arginine 5 g Bromocrésol pourpre ( BCP à 1,6 % ) 1mL On ajuste le pH à 6,3 - 6,4. Le milieu est donc violet.

Pour réaliser ce test, une suspension d’une culture de la souche à étudier est réalisée et

présentée en eau physiologique stérile. Ensuite les milieux sont ensemencés avec 2 ou 3

gouttes de cette suspension et recouvert avec 1 mL d’huile de vaseline pour éviter l’aération

du milieu. Les tubes sont ensuite incubés à 37°c pendant 24 heures

Pendant l’incubation les bactéries dans un premier temps, fermentent le glucose en

anaérobiose et donc les milieux s’acidifient (virage du violet au jaune de l’indicateur de pH).

Dans un ddeeuuxxiièèmmee temps, les bactéries ayant épuisées le glucose peuvent utiliser l’acide

aminé présent dans le milieu si elles possèdent les enzymes adéquats.

En anaérobiose et en milieu acide c’est la décarboxylation des acides aminés par les

ddééccaarrbbooxxyyllaasseess qui est favorisée.

L’amine produite re-alcalinise le milieu ce qui a pour effet de faire viré au violet le milieu

dans le cas contraire la couleur du milieu est jaune donc le test est négatif [73]

Remarque

Les figures V.8 et V.9 montrent l’utilité des tests présentés ci-dessus dans l’identification des

bactéries [74].

85

Bactéries à Gram négatif

Cocci Cocco-bacilles Bacilles

Neisseria Haemophilus Brucella

Bordetella Pasteurella

Acinetobacter

Oxydase

Autres bacilles à Gram -

Legionella Gardnerella Bartonella…

- +

Enterobacteriaceae Fermentation du glucose

- +

Vibrions Aeromonas

Pseudomonas Campylobacter

Moraxella

Bactéries aérobies à Gram positif

Cocci Bacilles

Catalase Sporulation

- +

Staphylocoques Streptocoques

+ -

Bacillus Catalase

+ -

Corynebacterium Listreia

Lactobacillus Errsipelathrix

Figure V.8L’identification des bactéries aérobies à Gram positif

Figure V.8L’identification des bactéries aérobies à Gram négatif

86

V.4 L’étude de la dégradation des hydrocarbures dans un réacteur biologique Après la caractérisation physicochimique et microbiologique de la terre polluée, on a étudié la

composition des différentes classes d’hydrocarbures lorsque le matériel pollué est placé dans

des conditions environnementales différentes du milieu d’origine. Ainsi, à partir de conditions

connues, choisies et maîtrisables, nous pensons pouvoir comprendre comment les voies

biologiques permettent de faire évoluer un produit polluant tel que les hydrocarbures lourds.

L’effet des conditions de travail (température, aération, nutriment, …) sera aussi étudié pour

voir si des différences significatives de composition finale apparaissent.

V.4.1 Conception et mise au point de l’appareillage expérimental

V.4.1.1 Etudes en laboratoire Il existe différents types de traitements biologiques des polluants organiques suivant que la

digestion se réalise en présence ou en absence d’air. Dans le premier cas on parle de

traitement aérobie et dans l’autre de fermentation. L’oxydation complète de la matière

organique conduit à la formation de CO2, de H2O et une biomasse stables.

Il est bien évident que les conditions obtenues au sein d’un bioréacteur réalisé au laboratoire

sont différentes de celles qui existent dans les sols où a lieu l’activité de la microflore

tellurique ; cependant, dans les deux situations, il y a dégradation des polluants et production

d’autres substances diverses.

Le mode de traitement biologique aérobie a été choisi pour être réalisé au laboratoire. Ce

procédé de traitement par les microorganismes, dans des conditions contrôlées, permet

surtout de réaliser une chaîne de traitement à une échelle réduite. En fait, à l’échelle

industrielle, ce contrôle est difficile, du fait de l’hétérogénéité des milieux et des difficultés de

maîtrise des conditions opératoires. C’est la raison pour laquelle la terre polluée a été traitée,

non pas sur site mais au laboratoire, par digestion accélérée en bioréacteurs. L’accélération du

procédé de traitement permet de réduire le temps nécessaire pour la dégradation de ces

polluants organiques, facilite le suivi des différents processus de dégradation, et permet le

contrôle des principaux paramètres physico-chimiques du travail (température, aération,

production de CO2…).

V.4.1.2 Présentation des conditions expérimentales d’étude Le plan expérimental est présenté sur la Figure-V.10. On a utilisé la terre polluée séchée et

tamisée (<2mm). Pour ce produit, des essais ont été réalisés en conditions aérobies et sans

ajustement de pH.

87

Figure V.9:Le plan expérimental

Il est important de signaler aussi que la durée de traitement était de 21 jours où la terre était

agitée constamment dans le réacteur avec un milieu nutritionnel dans un rapport liquide/solide

de 1/10. Le liquide utilisé ici est :

o L’eau distillée pour la première expérience ;

o Un milieu nutritionnel pour la deuxième et la troisième expérience. Ce milieu est

composé de :

Sulfate d’ammonium NH4SO4 100 mg

Phosphate mono-potassique KH2PO4 350 mg

Phosphate bipotassique K2HPO4 775 mg

Sulfate de magnésium MgSO4 100 mg

Chlorure de sodium CaCl2 40 mg

Sulfate ferrique FeSO4 1mg

Sulfate de manganèse MnSO4 1mg

Eau distillée q.s.p. 1000 ml

Et pour stimuler l’activité biologique on a ajouté du glucose pour arriver à une concentration

finale de 1% en glucose [75].

V.4.1.3 Description du dispositif expérimental La température de manipulation

La température est un paramètre très important pour la bonne réussite d’un traitement

biologique. Durant cette étude, on a choisi de faire les manipulations à température ambiante

durant toutes les manipulations pour ne pas perturber l’activité microbienne.

Terre polluée séchée

PH=7 Température= 20°C

1ère expérience

Terre polluée +

Eau distillée

2ème expérience

Terre polluée +

Milieu nutritionnel +

Aération

3ème expérience

Terre polluée +

Milieu nutritionnel +

Aération +

Souches bactériennes isolées à partir de la terre polluée

88

Bioréacteurs

Chaque bioréacteur (ou mini-réacteur) est constitué d’un cylindre en verre de 20 cm de

longueur et 10 cm de diamètre, d’un volume utile de 250 ml. Ces appareils présentent les

avantages non négligeables de la simplicité, le faible coût et un encombrement réduit. On peut

ainsi disposer de plusieurs appareils et étudier simultanément plusieurs mélanges. Par ailleurs,

leurs conditions d’utilisation sont simples et facile à mettre en œuvre.

Dispositif d’aération

Les conditions aérobies sont assurées par un flux constant d’air comprimé. L’utilisation d’un

débitmètre, pour le réglage, assure la régularité du débit d’air, de l’ordre de 3 l/min.

Pour assurer une répartition homogène de l’air dans tout le volume du réacteur un diffuseur

d’air a été installé à l’entrée du bioréacteur. Le schéma du dispositif expérimental est

représenté sur la figure-V.11 :

Figure V.10: Schéma du dispositif expérimental en milieu aérobie A la sortie du réacteur, on souhaite mesurer le CO2 produit par l’activité microbienne. Pour

cela, on a placé :

Un erlenmeyer, initialement vide, qui recueille l’eau de condensation éventuelle.

Un tube absorbeur de CaCl2 qui retient l’eau-vapeur pour éviter les interférences.

Un tube absorbeur de chaux sodée qui piège le CO2 en virant du beige au violet

lorsqu’il absorbe le gaz carbonique.

89

V.4.2 Mesure de l’activité microbienne dans les bioréacteurs

V.4.2.1 Le dénombrement des germes totaux Cette analyse a été réalisée selon la méthode des dilutions décimales présentées

précédemment.

V.4.2.2 Suivi de la température et du pH Le pH et la température sont des paramètres facilement mesurable en introduisant des sondes

spécifiques pour ce type de mesure dans le réacteur biologique

V.4.2.3 Dégagement de CO2 Le suivi du dégagement de CO2, reflet de l’activité microbienne au sein des bioréacteurs, a été

réalisé pour toutes les expérimentations. Dans les tubes absorbeurs de CO2 remplis de chaux

sodée, initialement tarés et quotidiennement pesés. L’activité microbienne est exprimée en mg

de CO2 libéré par jour (g/j). Pour éviter tout risque de pertes, le contenu de l’absorbeur est

renouvelé dès que les deux tiers de sa longueur ont été affectés par le changement de

coloration.

V.4.3 Mesure du taux de composés organiques dégradés

V.4.3.1 Dosage du carbone organique La méthode utilisée est dérivée de celle décrite par Anne en 1945. Elle repose sur le fait que la

matière organique du sol peut être oxydée par un traitement avec un mélange de K2Cr2O7 et

de H2SO4 suivant la réaction suivante :

K2Cr2O7 + 3C + 8H2SO4 2K2SO4 + 2Cr2(SO4)3 + CO2 + 8H2O

Pour réaliser cette analyse une prise d’essai (1g) est introduite dans un erlenmeyer de 500ml.

On y ajoute 10 ml de bichromate de potassium (K2Cr2O7) à 8% et 15 ml d’acide sulfurique

concentré. Le mélange est porté à ébullition pendant 5 minutes. Ensuite, on ajoute l’eau

distillée jusqu’au volume de 250 ml et on laisse le mélange au repos pendant 3 heures.

On prélève 50 ml du mélange, auquel on ajoute 200 ml d’eau distillée, 1,5 ml d’acide

orthophosphorique (H3PO4) et quelques gouttes de l’indicateur ferroine. Les échantillons sont

titrés en retour par sulfate ferreux ammoniacal (FeSO4, (NH4)2 SO4, 6H2O) ou sel de Mohr

N/2. La titration de l’excès de bichromate prend fin lorsque la couleur vire au violet.

On fait la même chose avec un témoin de façon à obtenir la différence (témoin : sol passé au

four à 550°C pendant 4 heures) [76].

Pour le calcul de la concentration en carbone organique on applique l’équation suivante :

C (%) = (V’ – V) × 0,3 où :

90

V’ : volume de (FeSO4, (NH4)2 SO4, 6H2O) (mL) ajouté pour titrer le témoin ;

V : volume de (FeSO4, (NH4)2 SO4, 6H2O) (mL) ajouté pour titrer l’échantillon.

A partir de concentration du carbone organique total calculé ainsi, on peut déduire la

concentration en matière organique dans l’échantillon en appliquant l’équation suivante :

MO (%) = COT (%). 1,72 [11].

V.4.3.2 Dosage des hydrocarbures par méthode gravimétrique

Etant donné que l‘échantillon utilisé pour réaliser cette étude été pollués par des

hydrocarbures lourds, on s’est donc contenté de faire une analyse gravimétrique en suivant les

étapes suivantes :

Prendre 5 g de la terre à analyser la mettre dans un appareil soxhlet avec 200 ml de

chloroforme après 8 heures on évapore le solvant et on pèse la capsule.

Reprendre dans 60ml d’hexane et faire passer l’échantillon à travers une colonne

(15*1) rempli de gel de silice activé à 120C° pendant 8 heures et éluer successivement

par :

60 ml d’hexane et récupérer dans une capsule préalablement pesée la fraction

aliphatique ;

60 ml de benzène et récupérer la fraction aromatique ;

60 ml de méthanol et récupérer la fraction polaire.

Après évaporation des solvants on pèse les différentes capsules pour avoir le

pourcentage des différentes fractions [77].

91

V.5 L’étude de la dégradation des hydrocarbures par voie chimique « réactif de Fenton »

Le principal objectif de cette étude est de réhabiliter la terre contaminée grâce à un procédé

d’oxydation avancée, le réactif de Fenton. Quelques études ont déjà montré que ce procédé

était relativement efficace pour réhabiliter des sols fortement contaminés en hydrocarbures.

Nous avons donc recherché des conditions permettant l’oxydation des hydrocarbures de la

terre étudiée en produits éventuellement moins toxiques et plus biodégradables que les

composés parents, le but étant d’augmenter leur biodégradabilité et diminuer leur toxicité vis-

à-vis des microorganismes.

En ce qui suit, nous détaillerons le matériel et méthodes utilisés pour l’application de la

réaction de Fenton sur les échantillons prélevés de la raffinerie.

V.5.1 Prétraitements des échantillons Les échantillons sont séchés et directement broyés au mortier et les particules supérieures à 2

mm éliminées par tamisage. Ensuite ils sont conservés dans un récipient en polypropylène, à

l’obscurité et à température ambiante jusqu’à leur utilisation.

V.5.2 Préparation des milieux réactionnels Toutes les expériences ont été réalisées en respectant les conditions suivantes :

Toutes les expériences ont été réalisées à température ambiante, dans des flacons en

verre avec des bouchons en Téflon de 250 mL. Le rapport liquide/solide=10 était

choisi entre l’échantillon et les solutions de réactif ajouté.

Les différents milieux réactionnels sont préalablement acidifiés par ajout d’acide

sulfurique à 1 mol.L-1 sous agitation jusqu’à pH 3 (le pH étant déterminé avec un pH-

mètre).

La solution mère de fer ferreux à 0,05 mol/l est préparée dans une fiole jaugée (100

mL) par dissolution de la masse appropriée de sulfate de fer heptahydraté (FeSO4,

7H2O) avec de l’eau distillée à pH 3 pour éviter l’hydrolyse des ions ferreux ou

ferriques (ces derniers pouvant être présents sous forme de traces) qui se produit au

dessus de pH 7 et 3,5 respectivement. Puis elles sont transvasées dans un flacon et

stockées à température ambiante. Cependant, ces solutions n’étant pas stables, elles ne

sont pas conservées au-delà d’une heure. En effet, au bout de quelques heures, la

couleur de la solution, initialement bleutée, vire au jaune-vert ce qui est caractéristique

de l’oxydation des ions ferreux en ions ferriques. Par conséquent, les solutions mères

de fer ferreux sont préparées juste avant le début de chaque expérience.

92

La solution mère de peroxyde d’hydrogène à 30% (V/V) est stockée dans des

récipients ambrés car le peroxyde d’hydrogène se décompose rapidement sous l’action

de la lumière.

V.5.3 Application du réactif de Fenton à des suspensions aqueuses de terre polluée

Le réactif de Fenton a été appliqué sur tous les échantillons de la manière suivante :

Un volume donné d’eau bidistillée (20ml) est immédiatement introduit dans le flacon

contenant 6 g de la matrice sèche. Puis le milieu réactionnel est agité avec un barreau aimanté

(flacon ouvert) et le pH est ajusté à 3. Après 30 minutes d’agitation, une solution d’ions

ferreux est ajoutée. Puis, après 3min d’agitation, le volume approprié du peroxyde

d’hydrogène à 30% est ajouté sur 4 doses, par intervalles de 30 min chacun. Ensuite, l’eau

bidistillée est encore ajoutée si nécessaire pour arriver au rapport liquide/solide=10, et le

flacon est fermé pour éviter l’évaporation de la solution.

Au bout de 6 jours d’agitation, la suspension est filtrée et le filtrat est séché dans l’étuve à

60°C pour être analysé.

V.5.4 L’étude de l’effet de quelques paramètres opératoires sur le rendement de la réaction

L’efficacité du système Fenton est fonction de nombreux paramètres tels que les concentrations initiales en ions ferreux et en peroxyde d’hydrogène, les concentrations

initiales en substrats organiques, le pH, la température, la présence d’oxygène moléculaire

dissous, et la quantité de composés inorganiques présents initialement dans le milieu tels que

les ions sulfates ou chlorures.

Pour une concentration initiale en substrats organiques et une température donnée, les

principaux paramètres qui peuvent influer sur l’efficacité du réactif de Fenton et qui ont été

étudiés au laboratoire sont les suivantes :

L’effet du rapport [H2O2]/ [Fe2+]

On a essayé d’optimiser le rapport [H2O2]0 / [Fe2+]0 en fixant la quantité initiale de

peroxyde d’hydrogène, et en variant la quantité de sulfate ferreux ajoutés au milieu

réactionnel. Le tableau V.2 montre les différents mélanges préparés au laboratoire

pour faire cette optimisation.

Tableau V.2: optimisation du rapport [H2O2]0 / [Fe2+]0

Rapport Volume ajouté de Volume ajouté du sel

93

H2O2/FeSO4 H2O2 (ml) ferreux (ml)

5 4 25,114

10 4 12,55

11 4 11,4

16 4 7,85

20 4 6,3

24 4 5,23

L’effet de la concentration initiale en peroxyde d’hydrogène

Après le choix du rapport optimal de [H2O2]0 / [Fe2+]0, l’effet de la concentration

initiale en peroxyde d’hydrogène a été aussi étudié en variant le volume ajouté de ce

dernier entre 2 et 12 ml et en ajoutant le volume correspondant en sulfate ferreux

selon la rapport optimal de [H2O2]0 / [Fe2+]0 choisi.

L’effet du pH

La réaction de Fenton a généralement lieu en milieu très acide pour prévenir la

précipitation des sels de fer en hydroxydes correspondants. Cependant, il y a eu des

études où le réactif de Fenton a été utilisé, d’une manière efficace, sans acidification

du milieu. [54]

De notre part, on a voulu appliquer cette hypothèse sur notre échantillon pour voir son

efficacité en comparant les résultats obtenus avec ou sans modification de pH.

L’effet du type de sel de fer utilisé comme catalyseur de réaction

Il existe plusieurs type de sel de fer qu’on peut utiliser pour accélérer la réaction.

Ainsi, on a comparé l’efficacité de la réaction en utilisant trois sources différentes du

fer dans le milieu réactionnel:

1. Le sulfate ferreux FeSO4.7H2O

2. Le sulfate ferrique Fe2 (SO4)3

3. Les sels de fer qui existent naturellement dans l’échantillon

L’effet du rapport liquide/solide

Le rapport liquide/solide= 10, choisi au début de l’expérience, a été aussi optimisé en le

variant de 3 à 20.

L’effet de l’agitation

94

L’agitation est un paramètre important pour la génération des radicaux hydroxyles

responsables de l’oxydation. Ce paramètre a été mis en évidence en comparant les

résultats obtenus pour des échantillons agités avec ceux qui n’ont pas été agités.

V.5.5 Traitement des suspensions Les principales étapes du traitement des suspensions sont les mêmes. La Erreur ! Source du

renvoi introuvable.V.12 présente le schéma récapitulatif de ces étapes, et celles-ci sont

détaillées ensuite.

Figure V.11 : Schéma récapitulatif des différentes étapes de traitement des suspensions de

la terre traitée.

V.5.5.1 Séparation surnageant / matrice A la fin de chaque expérience, le flacon contenant la suspension de terre mélangée avec le

réactif de Fenton est mise au repos à fin de récupérer le surnageant à l’aide d’une pipette.

Ensuite le flacon est rincé avec de l’eau distillée et le tout est transvasé dans un entonnoir

contenant un papier filtre pour séparer la terre traitée de l’eau de lavage.

V.5.5.2 Traitement des matrices solides

Le papier filtre contenant la matrice est placé dans une étuve (60°C) avant que les culots

séchés ne soient récupérés et homogénéisés dans des cristallisoirs. Les hydrocarbures sont

ensuite extraits par solvant (chloroforme) dans un appareil soxhlet selon les conditions

présentées précédemment (chapitre V.4.3.2).

V.5.5.3 Traitement des surnageants Pour les surnageants aqueux, une analyse du peroxyde d’hydrogène résiduel est réalisée dans

le but de confirmer que la quantité de H2O2 ajoutée au début de chaque expérience est

totalement consommée avant de filtrer l’échantillon et procéder à l’analyse des hydrocarbures.

Le filtrat est séché

à 60°C pendant 24 heures

Analyse H2O2 résiduel sur le

surnageant récupéré

Analyse gravimétrique des hydrocarbures

totaux

Fe2+ puis H2O2

Agitation n jours

95

Principe

On trouve généralement dans le commerce le peroxyde d’hydrogène sous la forme de

solutions aqueuses contenant environ 6%, 12% ou 30% de H2O2, fréquemment connues sous

le nom de solutions à 20, 40 et 100 volumes.

Ces expressions rapportant au volume d’oxygène libéré lorsque la solution se décompose à

l’ébullition. Ainsi, 1ml de H2O2 à 100 V donnera 100 ml de O2, dans les conditions standard

de température et de pression.

La réaction suivante intervient lorsqu’une solution de permanganante de potassium est ajoutée

à une solution de peroxyde d’hydrogène acidifié à l’acide sulfurique :

2MnO4- + 5H2O2 + 6H+ 2Mn2+ + 5O2 + 8H2O

Cette réaction est la base de la méthode d’analyse décrite ci-dessous.

Il est recommandé d’utiliser des solutions relativement concentrées d’acide et d’ajouter assez

lentement le permanganate cela afin d’éviter la formation de dioxyde de manganèse,

catalyseur actif de la décomposition du peroxyde d’hydrogène. Pour des solutions légèrement

colorées, ou pour des titrages par le permanganate dilué, il est également recommandé

d’utiliser la ferroine comme indicateur. Certaines substances organiques peuvent gêner le

dosage. L’observation d’une certaine tendance du permanganate à ce décolorer après le point

d’équivalence signale la présence d’autres agents réducteur. Dans ce cas l’iodométrie est

préalable.

Procédure

10 ml de la solution à analyser est transférée dans un erlenmeyer, diluer et acidifiée en

ajoutant respectivement 20 ml d’eau distillée, 10 ml d’acide sulfurique à 0,1 mole/l.

Ensuite la solution ainsi préparée est titrée par une solution de permanganate de potassium à

0,02 mole/l jusqu’à l’obtention d’une couleur rose, faible mais persistante [78].

96

VI Résultats et discussions VI.1 Caractérisation physicochimique de la terre polluée La caractérisation du sol pollué a été effectuée en utilisant les différentes méthodes décrites

dans la partie "Matériels et méthodes". Le Tableau-VI.1 reprend les résultats obtenus. Tableau VI.1: caractéristiques physicochimique du sol pollué étudié

Paramètre Résultat d’analyse

Granulométrie Limon fin 1% Limon grossier 4% Argile 7% Sable fin 5,08% Sable grossie 84,13%

Carbone organique total 3,21%

Matière organique 5,52%

Hydrocarbures Hydrocarbures totaux 4,6145 % Fraction aliphatique 2,3435% Fraction aromatique 0,2439% Fraction polaire 1,1845%

pH pHeau = 7,82

pHKCl =7,47

conductivité 173µs/cm

azote total 0,15%

phosphore total 0,01%

Fer 0,43%

Germes totaux 4,8 105 UFC/g

D’après le tableau VI.1 on remarque que :

La valeur du pH du sol montre que le sol est neutre ;

L’analyse granulométrique montre que la fraction prépondérante est celle du sable

(plus de 89%). Le sol étudié est donc classé comme sol très sableux ;

Le sol contient 5,52 % de matière organique cette valeur est proche de la concentration

des hydrocarbures totaux qui est de 4,61 % ce qui signifie que la quasi-totalité du

matière organique est issue des hydrocarbures présent dans le sol ;

Quant aux nutriments, et d’après les analyses du phosphore et de l’azote total, on

remarque que le sol est pauvre en nutriments, ce qu’il n’est pas favorable pour

97

l’activité microbienne et par conséquent diminue leur pouvoir à dégrader les

hydrocarbures présents dans ce sol.

VI.2 Analyses microbiologiques

VI.2.1 Identification des colonies isolées du milieu PCA L’isolement des colonies issues de la terre polluée étudiée selon le protocole présenté dans le

chapitre précédent a permis de mettre en évidence six isolats majoritaires.

Les caractéristiques morphologiques et physiologiques de ces isolats sont résumées dans le

tableau suivant : Tableau VI.2: description des colonies isolées du milieu PCA

Colonie Taille Forme Contour Epaisseur Aspect Couleur Gram Mobil

1 1 à 2mm Circulaire régulier Bombé Lisse

Opaque Crémeuse

Verte

Bacille Gram

- +

2 2 à 3mm Circulaire régulier Bombé Lisse

Opaque Translucide

Blanche Coque Gram

+ -

3 2 à 3mm Circulaire régulier Bombé Lisse

Crémeuse Opaque

Jaune Coque Gram

+ -

4 2 à 3mm Circulaire régulier Bombé Lisse

Muqueuse Opaque

Verte vers le jaune

Bacille Gram

- +

5 2 à 3mm Circulaire régulier Bombé Lisse

Crémeuse transparente

Verte odeur de jasmin

Bacille

Gram -

+

6 7mm Ovale ou circulaire Plissé Plate

Translucide Brillante Grasse

Beige Bacille Gram

+ -

Chacun des 6 isolats mis en évidence par cette méthode subissent, ensuite, des tests

biochimiques dans le but de les identifier. Ainsi, les isolats N° 2, 3 et 6 qui sont des bactéries

Gram positif, sont soumis au test de catalase pour les différencier. (Voir tableau VI.3)

Quant aux isolats caractérisés pour être des bacilles Gram négatif, ils sont soumis au test

d’oxydase pour séparer les entérobactéries des pseudomonas. Ensuite, les étapes suivantes

sont suivies :

1. Les bacilles Gram négatif et oxydase négative sont soumis à une galerie biochimique

destinée à séparer entre les entérobactéries ; (voir tableau VI.4)

2. Les pseudomonas sont ensemencés sur les milieu King A et King B pour les

différencier en mettant en évidence les pigments produits par ces derniers (tableau

VI.5)

98

Tableau VI.3 : Les résultats du test de catalase

Colonie Observation microscopique Test de catalase Diagnostique

2 Cocci en chainette + Streptocoque

3 Cocci en ams - staphylocoque

6 Bacilles sous forme de lettres d'alphabet + corynebacterium

Tableau VI.4: Les résultats de la galerie biochimique réalisée sur les bacilles à Gram négatif

Colonie Lac Glu H2S Gaz Urée Indole Citrate TDA Oxydase Diagnostique

1 - + + - - + + + - Proteus mirabilis

4 + + - - - + + - - Echerichia coli

5 + + - - - - + - + Pseudomonas

Tableau VI.5: le mode opératoire de l’utilisation et la lecture des milieu King A et B [79] Noms des milieux

Composition Aspect initial et mode d’ensemencement

Aspect après au moins 24h à 30°C

Résultats interprétations

King A Peptone de gélatine Glycérol Sulfate de potassium Chlorure de magnésium Agar

Inoculer un tube de milieu A et un tube de milieu B en faisant une strie médiane à la surface de la gélose avec une anse de culture prise dans un

Culture colorée en bleu-vert (pyocyanine) et parfois en brun-rose (pyorubrine). En cas de doute, prélever l’eau de condensation à la pipette pasteur et verser 0,5ml de chloroforme sur la pente du milieu. Laisser 5 à 1à mins en position inclinée. La pyocyanine colore le chloroforme en bleu

Si présence de pyoyanine, on identifie pseudomonas aeruginosa

King B Polypeptone Glycérol Phosphate bipotassique Sulfate de magnésium agar

bouillon ou sur une gélose Replacer la capsule sur chaque tube sans le revisser

Culture colorée en vert fluorescent (pyoverdine)

Présence de pyoverdine caractéristique de : pseudomonas aeruginosa pseudomonas fluorescens pseudomonas putida

Remarque

Pour la souche de pseudomonas isolée à partir de notre échantillon il y a eu production des

deux pigments et pour la recherche des décarboxyalses, pour la même souche, on a eu comme

résultat : ADH+, ODC- LDC-, donc c’est une pseudomonas aéroginesa

99

VI.2.2 Identification des colonies isolées du milieu Sabouraud Le tableau-VI.6 résume les résultats de l’identification, par observation microscopique, de

l’ensemble des champignons qu’on a pu isoler à partir de la culture d’une suspension de la

terre polluée réalisée sur la gélose sabouraud. Tableau VI.6: description des colonies isolée sur milieu Sabouraud

Cette étude microbiologique a été faite dans le but de sélectionner des souches microbiennes

capables d’améliorer le processus de dégradation des hydrocarbures présents dans

l’échantillon étudié. Parmi les souches qu’on a isolée, les souches suivantes on été

sélectionnées pour être utilisées dans le traitement biologique : Pseudomonas aéroginosa et

Corynébaccterium.

Ce choix a été basé sur les critères suivants :

Les souches sélectionnées sont des bactéries, et on a préféré utiliser les bactéries et

non pas les champignons pour éviter d’acidifier le milieu, car les champignons même

s’ils sont performants aussi bien que les bactéries pour la dégradation des

hydrocarbures, mais ils nécessitent un pH acide pour un meilleur rendement du

traitement et on voulait travailler sans effectuer aucun changement ni de pH ni de

température du milieu.

Parmi les bactéries isolées pseudomonas aéroginosa et corynébaccterium sont les plus

connues pour être utilisées dans le traitement des sols pollués par des hydrocarbures à

cause de leur production de biosurfactants qui vont solubilisés les hydrocarbures

hydrophobes adsorbés sur les particules du sols et les rendant, par conséquent, plus

disponibles pour les autre bactéries et faciliter, par la suite, leur dégradation.

Colonie Couleur Forme Aspect macroscopique

Aspect microscopique Diagnostique

1 verte

Circulaire

Bombé Rigoureuse

Aspergillus

2 Beige

Circulaire Plate

Rigoureuse

Microsporum

3 Blanche

Ovale ou circulaire

Plate Rigoureuse

Candida

100

On a donc ajouté ces souches dans le bioréacteur après leur ensemencement dans un bouillon

nutritif pendant 17 heures où leur concentration est arrivée à 108UFC/ml ensuite les milieu

sont centrifugés et le culot contenant les jeunes cellules est ajouté au bioréacteur, pour

augmenter la quantité de ces deux genre de bactéries dans les bioréacteurs.

VI.3 Résultats d’étude de la dégradation des hydrocarbures par voie biologique

VI.3.1 Le rabattement des hydrocarbures dans les bioréacteurs en fonctions des conditions expérimentales

Le chloroforme utilisé pour l’extraction des hydrocarbures, dans cette étude, permet la

récupération des différentes fractions du fioul lourd, qui contamine le sol, y compris les

hydrocarbures aliphatiques, aromatique, les résines et les asphalthènes et certaines molécules

polaires provenant du sol et du contaminant lui-même.

La figure-VI.1 montre l’évolution de la concentration des hydrocarbures en fonction du temps

dans les bioréacteurs réalisés au laboratoire afin d’étudier les effets des conditions

physicochimiques sur les taux d’éliminations des hydrocarbures.

05

101520253035404550

Avant 2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

HC

(g/k

g de

sol)

Sans ajout denutrimentsAvec ajout denutrimentsajout de nutrimentset de bactéreis

Figure VI.1 Evolution du pourcentage en hydrocarbures totaux en fonction du temps

Selon cette figure on constate que :

Dans la première expérience, où le sol a été mélangé avec de l’eau distillée et pour

assurer l’aération du milieu, le mélange a été agité pendant 21 jours sans ajout de

nutriments. L’analyse des hydrocarbures durant cette expérience montre que la

concentration de ces derniers a diminué de 46,1g/Kg à 30,9g/Kg à la fin de

l’expérience. Cela veut dire que sous conditions aérobies les microorganismes du sol

ont utilisés les nutriments d’origine biogéniques (sources organiques et minérales de

nutriments dans le sol) pour assimiler une partie des hydrocarbures présents dans le

101

sol. Le faible rendement de cette expérience peut être expliqué par la carence en

nutriment (azote et phosphore) qui caractérise le sol selon le tableau-VI.1 qui

représente les caractéristiques physicochimiques du sol.

L’addition des nutriments et du glucose qui est une source d’énergie, dans la deuxième

expérience, a augmenté, d’une façon significative, la dégradation du contaminant.

Ainsi, la concentration en hydrocarbures dans le sol est passée de 46,1g/Kg au début

de l’expérience à 20,5g/Kg après 21 jours d’incubation.

Pour la troisième expérience, la combinaison de l’ajout des nutriments et des souches

isolées (à partir du sol pollué lui-même) a permet de réduire la concentration des

hydrocarbures à 10,9g/Kg en fin d’expérience, avec un rendement de traitement de

76% par rapport à 33% et 55% pour la première et la deuxième expérience

respectivement.

On remarque aussi que, il n’y avait pas une minéralisation complète des

hydrocarbures, car plus de 25% de la quantité initiale du contaminant existe encore

même après l’ajout des souches bactériennes. Cette fraction qui persiste encore est

constituée d’hydrocarbures difficilement biodégradables, et leur minéralisation

nécessite un temps plus long que les 21 jours de l’expérience (des mois).

VI.3.2 L’évolution de la matière organique dans les bioréacteurs Les résultats d’analyse de la matière organique pour les trois expériences sont schématisés

dans la figure-VI.2

2

2,5

3

3,5

4

4,5

5

5,5

6

Avant 2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

Con

cent

ratio

n en

MO

(g/1

00g

de so

l)

Sans ajout de nutriments

Avec ajout de nutriment

avec ajout de nutrimentset souches

Figure VI.2: Evolution de la matière organique en fonction du temps

102

La diminution de la concentration en matière organique suit, d’une manière générale, la

diminution de la concentration en hydrocarbures. On remarque que cette diminution était de

l’ordre de 42% pour le sol fertilisé avec ou sans ajout de souches bactérienne par rapport à

27% seulement pour l’expérience réalisée sans ajout de nutriments ni des souches

bactériennes.

VI.3.3 La composition des classes d’hydrocarbures après traitement biologique

Pour étudier la dégradation des composés aliphatiques du fioul qui contamine le sol, une

comparaison a été réalisée entre la composition des hydrocarbures du sol au début de l’étude

(0 jours) et à la fin des expériences (21 jours).

L’analyse par chromatographie liquide a permet l’extraction des hydrocarbures aliphatiques

en utilisant l’hexane comme solvant. Cette analyse a permis de détecter une concentration de

23,4g/Kg de ces composés au début de l’étude.

0,0000

5,0000

10,0000

15,0000

20,0000

25,0000

Avant 2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 jours

Temps (jours)

Frac

tion

alip

hatiq

ue (g

/Kg)

Ajout de nutriments

Ajouts des nutrimentset des souches

Figure VI.3: Fraction aliphatique

L’ajout des souches bactériennes au sol fertilisé, a eu un effet positif sur la dégradation des

composés aliphatiques. En effet, on a enregistré un maximum de dégradation de 89% pour ces

composés après l’ajout des souches par rapport à 60% pour le sol où on a juste ajouté les

nutriments.

103

0,0000

0,5000

1,0000

1,5000

2,0000

2,5000

3,0000

Avant 2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

Frac

tion

arom

atiq

ue (g

/Kg)

Ajout des nutriments

Ajout des nutrimentset des souches

Figure VI.4: Fraction aromatique

Au contraire de la fraction aliphatique, le taux de dégradation des composés aromatiques,

comme le montre la figure VI.4, n’a pas dépassé 4% pour le sol additionné de nutriments. Ce

résultat nous conduit a pensé à cette hypothèse :

Les composés aromatiques sont divisés en deux groupes distincts : les hydrocarbures

aromatiques monocycliques et les hydrocarbures aromatiques polycycliques. Le premier

groupe est connu pour être volatil et rapidement biodégradable, s’il est présent en faible dose

dans l’échantillon, alors que le deuxième est, au contraire, résistant vis-à-vis de la

biodégradation, aux conditions ordinaires, à cause de sa forte adsorption sur les particules

du sol et aussi sa structure très complexe. Et puisque la pollution du sol étudié date depuis

deux ans donc théoriquement l’existence de composé monoaromatique dans ce sol est

impossible, et on peut dire que la fraction aromatique qu’on a détectée, par chromatographie

liquide, est constituée de composés polyaromatiques et que les microorganismes qui existent

dans le sol n’ont pas pu dégrader cette fraction.

Pour confirmer cette hypothèse on a suivi l’évolution de la fraction aromatique avant et après

l’ajout des souches bactériennes dans le souci de voir si l’ajout de ces derniers aura un effet

positif sur la dégradation de cette fraction.

Suivant les résultats du test avec ajout des souches bactériennes, la fraction aromatique était

sujette de biodégradation dans ce test car 20% de cette fraction a été éliminé à la fin de

l’expérience. Néanmoins, ce pourcentage est nettement inférieur à celui obtenu pour la

fraction aliphatique durant le même test, ce qui nous a conduit à dire que l’hypothèse,

proposée ci-dessus, est juste car malgré l’ajout des souches la fraction aromatique est encore

résistante vis-à-vis de la biodégradation.

104

0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

Avant 2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 jours

Temps (jours)

Frac

tion

pola

ire

(g/K

g)

Ajout des nutriments

Ajout des nutriments etles souches

Figure VI.5: Fraction polaire

Pour la fraction polaire, une augmentation remarquable de 63% a été observée dans cette

fraction pour l’essai réalisé avec ajout de nutriments, mais lorsque les souches bactériennes

ont été ajoutées, on a remarqué une diminution de cette fraction durant les deux premiers

jours de 1,8g/Kg à 0,7g/Kg avant d’augmenter à nouveau pour atteindre la valeur de 2,7g/Kg

qui correspond à une augmentation de 33% par rapport au début de l’expérience.

La diminution observée concernant la fraction polaire durant les deux premiers jours pour le

sol fertilisé après ajout des souches peut être le résultat de la contribution de ces derniers dans

le processus de dégradation d’une partie de cette fraction

L’augmentation permanente de la même fraction observée durant l’expérience réalisée avec le

sol enrichis en nutriments et à la fin de l’expérience réalisé avec ajout de souches vient

comme résultat de l’accumulation des composés polaires non biodégradables et les

métabolites intermédiaires non assimilés par les microorganismes du milieu.

L’augmentation de la fraction polaire durant la biodégradation d’un mélange complexe

d’hydrocarbures, était également rencontrée dans d’autres expériences de dégradation.

Huesemann et Moore rendent cette augmentation à la formation d’une biomasse qui

accompagne la biodégradation des hydrocarbures. Chaîneau et al rapportent aussi que des

métabolites polaires étaient produits, durant la biodégradation, par les microorganismes

dégradeurs d’hydrocarbures présents dans le milieu. La fraction polaire est, généralement,

composée de résines et de composés hétérocycliques, la toxicité de ces résidus est faible, ce

qui favorable parceque ces composés sont très stables [80].

105

VI.3.4 Suivi de l’activité bactérienne dans les bioréacteurs

VI.3.4.1 Le dénombrement des germes totaux L’échantillon de sol contaminé contient 4,8 105 UFC/g de microorganismes indigènes

lorsqu’il est ensemencé sur milieu solide nutritif. Le nombre de germes totaux a été comparé

pour un échantillon de sol avant et après ajout des nutriments et du glucose dans le

bioréacteur pour voir l’effet de ces derniers sur la croissance de la microflore naturelle du sol.

0,00E+00

1,00E+15

2,00E+15

3,00E+15

4,00E+15

5,00E+15

6,00E+15

7,00E+15

8,00E+15

9,00E+15

2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

Nom

bre

de c

ellu

les

(UFC

/ml)

Sans ajout denutriments

Ajout desnutriments

Ajout desnutriments etdes souches

Figure VI.6 Le nombre de germes totaux dans les différents réacteurs biologiques

Selon les renseignements apportés par la figure VI.6, après l’ajout des nutriments et du

glucose, le dénombrement de germes totaux réalisé sur 1ml prélevé du bioréacteur montre une

augmentation du nombre de germes qui a atteint après 21 jours la valeur 3 1014 UFC/ml.

Cette augmentation est due principalement à l’ajout du glucose qui est une source de carbone

et facilement assimilable par les microorganismes du sol et qui a permis l’augmentation et la

multiplication du nombre de germes qui utiliseront en plus du glucose les nutriments ajoutés

(azote et phosphore) pour la formation des nouvelles cellules. Après la consommation

complète du glucose qui existe dans le milieu les hydrocarbures présents seront ensuite

utilisés comme source de carbone ce qui implique la dégradation de ces polluants et leurs

diminution dans le milieu.

Selon la figure VI.6, on constate aussi que pour l’expérience réalisée sur le sol fertilisé avec

ajout des souches bactérienne le nombre de germes à la fin de l’essai était 8 1015UFC/ml. Celà

implique que l’ajout des souches a augmenté le nombre total de germes dans le milieu et par

conséquent il a accéléré d’avantage le processus de biodégradation puisque les souches

ajoutées sont supposées être des bactéries capables d’assimiler les hydrocarbures qui polluent

le milieu, et c’est dans ce but qu’on a pensé augmenter leur concentration dans le milieu.

106

VI.3.4.2 Le dégagement de CO2 L’activité microbienne a été également évaluée à travers la mesure du CO2 à la sortie des

réacteurs biologiques en utilisant des cartouches remplies de NaOH comme piège. La figure

VI.7 représente la quantité de CO2 émise par jour déterminé après la pesée de ces cartouches.

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 jours

Temps (jours)

CO

2 dé

gagé

(g/j)

Ajout desnutriments

Ajout desnutriments etdes souches

Figure VI.7: Dégagement du CO2

Selon cette figure on remarque que la quantité de CO2 émise était légèrement supérieure dans

le cas du sol fertilisé après ajout des souches bactériennes avec une valeur de 11 g de CO2

après 21 jours d’incubation par rapport à 10 g pour le sol fertilisé avant l’ajout des souches.

Ce résultat est en cohérence avec celui obtenu pour le dénombrement des germes totaux qui a

montré que le nombre de germe était légèrement supérieur pour l’essai avec ajout des souches

par conséquent l’activité biologique (émission CO2) était plus importante dans ce cas, et le

rendement du traitement était aussi meilleur.

VI.3.4.3 Le pH

La connaissance du pH durant les expériences est indispensable car, l’évolution du potentiel

d’hydrogène (PH) renseigne sur l’état de décomposition des matières organiques. En plus le

PH est un facteur de croissance concernant le traitement biologique; ce dernier doit présenter

des limites (PH compris entre 6,5 et 8,5) indispensables pour maintenir le milieu en équilibre.

D’après les résultats figurants sur le schéma-VI.8, on remarque que les valeurs au niveau des

différents réacteurs et pour les trois expériences ne montrent pas de grandes différences.

Seulement pour l’expérience réalisée sur le sol enrichi en nutriments la valeur du pH, vers la

fin de cette expérience est plus élevée que celle observée pour les deux autres. Néanmoins,

cette augmentation de pH reste dans la norme qui est de 8,5.

107

6,00

6,50

7,00

7,50

8,00

8,50

9,00

2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

pH

sans ajout de nutriment

nutriments ajoutés

nutriments +bactéries

Figure VI.8: la variation du pH dans les bioréacteurs durant les 21 jours d’incubation

VI.3.4.4 Température

Exprimée en degré Celsius, la température est un facteur important pour les différentes

réactions chimiques et notamment leur vitesse de réaction. Le traitement biologique du sol

étudié, faisant intervenir des organismes vivants en l’occurrence des bactéries, est inhibé du

fait d’une température trop élevée ou trop basse. La température dans les réacteurs

biologiques doit être maintenue à température ambiante et sans dépasser 40°C pour ne pas

causer le ralentissement de la croissance bactérienne ainsi que son métabolisme et par là

même son rôle de dépollueur.

La figure-VI.9 nous renseigne sur la variation de la température. Durant les trois expériences

la température était entre 15 et 20°C, ces valeurs sont légèrement basses pour un traitement

biologique en général.

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

2 jours 5 jours 10 jours 15 jours 21 joursTemps (jours)

Tem

péra

ture

(°C

)

Sans ajout de nutriment

avec ajout des nutriment

Ajout des nutriments et dessouches

Figure VI.9 : La variation de la T° dans les bioréacteurs durant les 21 jours d’incubation

108

VI.4 L’effet des différents paramètres opératoires sur le rendement du traitement de la pollution par le procédé Fenton

VI.4.1 Le pH Le pouvoir oxydoréducteur d’un couple peut être modifié par différents facteurs : acidité du

milieu, précipitation, complexation, etc. Il a été montré dans la partie bibliographique que les

variations de pH affectaient le comportement des réactifs (FeII/III, H2O2). Dans ce contexte,

on se propose ici d’étudier l’influence de la valeur du pH sur l’efficacité de l’oxydation des

hydrocarbures pour le procédé Fenton.

Pour cela 6 g de terre polluée sont traités par le réactif de Fenton pour deux valeurs de pH, le

premier fixé à 3 par ajout d’acide sulfurique et le deuxième essai a été réalisé sans ajustement

du pH.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

avant 24 heures 48 heures 3 jours 4 jours 5 jours 6 jours

Temps (heures)

Con

cent

ratio

n H

C (%

)

PH 3 agitéPH7 agité

Figure VI.10: Effet du pH du milieu sur la minéralisation des hydrocarbures

Les résultats obtenus dans les conditions opératoires présentées ci-dessus indiquent que la

dégradation des hydrocarbures par les radicaux hydroxyles générés par réaction de Fenton, est

favorisé à pH 3 où 83% des contaminants ont été éliminé par rapport à 75% pour les

hydrocarbures oxydés dans les mêmes conditions mais sans ajustement du pH.

La modification du pouvoir oxydo-réducteur par complexation des formes rédox du fer en

fonction du pHpermet d’expliquer en partie la diminution du rendement de la réaction. En

effet, pour des pH > 3, la dégradation des polluants décroît suite à la formation de complexes

ferrique hydroxo Fe(OH)3 amorphes et oxyhydroxides ferrique :

Fe3+ + 3H2O Fe(HO)3 + 3H+

Ces particules s’agrègent pour former un précipité à partir de Fe(OH)3 et leur concentration

augmente avec le pH. La précipitation des particules colloïdales Fe(OH)3 est confirmée

expérimentalement par l'apparition d’une turbidité de coloration brune dans les suspensions

109

de sol préparées dans le test réalisé sans modification du pH. Suite à la précipitation, les

concentrations d'espèces libres du fer diminuent fortement en solution, ce qui restreint les

capacités de production des radicaux HO• à partir de la réaction de Fenton et bloque la

réaction de régénération de Fe2+ à partir de Fe3+ libre, selon les réactions suivantes :

Fe3+ + H2O2 [FeIII(HO2)]2+ + H+

[FeIII(HO2)]2+ Fe2+ + HO2.

[FeIII(HO2)]2+ + [FeIII(HO2)]2+ 2Fe2+ + O2 + H2O

De plus, pour des pH > 4, le peroxyde d’hydrogène est instable et se décompose en O2 et H2O

tout en perdant ses capacités d’oxydation ; ce taux de conversion augmente avec le pH.

De même le potentiel d’oxydation du radical HO• est connu pour diminuer avec la hausse du

pH.

De l'observation des effets du pH sur la cinétique de décomposition des hydrocarbures, on

peut conclure que le procédé Fenton est plus performant à pH = 3, car le peroxyde

d’hydrogène et le fer ferreux, plus stables à ce pH, peuvent établir un meilleur système rédox

catalytique. Par conséquent, la diminution du pH sera très utile quand il sera nécessaire

d’effectuer, en urgence, un traitement ex situ d’une terre polluée dans un temps réduit. Mais,

l’ajustement du pH pour les applications in situ sera difficile et compliqué en utilisant les

outils technologiques pour la réhabilitation des couches profondes du sol, ce qui diminuera le

rendement du traitement. En plus, une variation soudaine du pH dans le sol peut avoir un effet

désagréable sur la communauté microbienne du sol et ralentit, par la suite, le processus de

biodégradation et la minéralisation complète de la quantité résiduaire des hydrocarbures ainsi

que les produits résultant de l’oxydation. Par conséquent, le traitement des sols en utilisant

les méthodes de remédiations in situ sera plus intéressant si on l’effectue au pH naturel

puisque même sans modification du pH on a comme même 75% de la quantité initiale

d’hydrocarbures éliminés, suivant les résultats de notre étude.

VI.4.2 L’agitation Pour voir la possibilité de l’application du système de H2O2 catalysé par le fer ferreux pour le

traitement des sols contaminés in situ ou sur site. On a comparé les résultats d’un traitement

réalisé au laboratoire avec ou sans agitation.

Selon la figure VI.11, on constat que l’introduction de l’agitation sur le système permet

d’augmenter le rendement du traitement de 42%, pour le système non agité, à 84% pour celui

agité constamment jusqu’à la fin de la réaction.

110

Ce phénomène peut être expliqué par le fait que les radicaux hydroxyles sont connus pour être

réactifs avec la matière organique lorsque ces deux derniers sont en contact direct. En plus, il

est aussi connu que les polluants organiques (hydrocarbures dans notre étude) sont souvent

adsorbés sur les particules du sol ou sur la matière organique du sol et ils sont aussi

hydrophobes donc peu ou insoluble dans la phase aqueuse. L’agitation vigoureuse, dans ce

cas, améliore le taux de dégradation des polluants en fragmentant le sol à de fines particules

et en les dispersant dans tout le volume du réacteur ce qui facilite la mise en contact des

polluants avec les radicaux hydrolyles et améliore par conséquent les conditions pour une

oxydation plus rapide des contaminants.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

avant 24 heures 48 heures 3 jours 4 jours 5 jours 6 joursTemps (heures)

Con

cent

ratio

n H

C (%

)

PH 3 agité

PH3 sansagitation

Figure VI.12 : Effet de l’agitation du milieu sur la minéralisation des hydrocarbures

VI.4.3 L’effet de la concentration initiale en fer ferreux Les quantités de radicaux HO• générés par la réaction de Fenton dépendent des paramètres

expérimentaux, notamment la concentration de fer et son rapport avec la concentration en

peroxyde d’hydrogène. Afin de déterminer le rapport [H2O2]/ [Fe2+] le plus adapté à la

dégradation des hydrocarbures présents dans l’échantillon de sol contaminé. Des échantillons

de sol sont traités par le réactif de fenton en milieu acide (pH 3) en présence de sel de fer

ferreux (FeSO4.7H2O) à des concentrations variables pour un volume de solution de 60 mL

en réacteur et avec 4ml de H2O2 pour chaque concentration de sel ferreux. Les résultats

d’analyse des hydrocarbures à la fin de l’expérience sont illustrés dans la figure suivante :

111

0

5

10

15

H2O2/Fe2+

HC (g/Kg) 13,291 9,998 11,642 13,312 13,306

5 10 16 20 24

Figure VI.13 : Effet du rapport [H2O2]/ [Fe2+] sur la minéralisation des hydrocarbures

On peut constater sur cette figure que la quantité d’hydrocarbures dégradée varie avec la

concentration initiale en fer ferreux. Le traitement de la terre polluée est plus efficace en

augmentant la concentration en fer ferreux avec un maximum de dégradation égale à 78%

lorsque le rapport entre le peroxyde d’hydrogène et la concentration en Fe(SO4) ajoutés était

égale à 10. Mais, quand on a augmenté encore la quantité de sel ferreux ajouté pour avoir un

rapport égale à 5 entre H2O2 et FeSO4, le rendement du traitement a diminué à 71%.

Cette diminution est due au piégeage des radicaux hydroxyle par les ions ferreux, lorsqu’ils

sont en excès dans le milieu par rapport aux radicaux OH., selon la réaction suivante :

Fe2+ + .OH Fe3+ + OH.

Par conséquent, les radicaux hydroxyles seront consommés suivant cette réaction et ne seront

donc pas disponibles pour la dégradation des polluants.

Selon les résultats de cette expérience, on peut conclure que la réaction de Fenton est

favorisée lorsque le sel de fer est ajouté avec des quantités modérées, en présence d’un excès

de peroxyde d’hydrogène. Ce qui est favorable pour diminuer le coût du traitement et aussi

pour l’environnement car, l’utilisation du sel de fer dans le traitement avec de faibles

quantités, diminue la quantité de fer libérés dans l’environnement lorsque le sol traité est

remis à la nature, puisque le sel de fer est utilisé ici comme catalyseur donc, il n’est pas

consommé dans le réaction.

VI.4.4 L’effet de la concentration initiale en H2O2 D’après les résultats de l’expérience précédente on a trouvé que le rapport optimal de [H2O2]/

[Fe+2] est égale à 10.

Pour l’optimisation de la concentration du peroxyde d’hydrogène nécessaire pour avoir un

rendement maximal de dégradation des hydrocarbures, on a préparé des suspensions de la

112

terre polluée dans une solution aqueuse contenant le réactif de fenton avec des concentrations

variables de H2O2 auxquelles on a ajouté la quantité correspondante en sel de fer pour arriver

au rapport optimal qui est de 10.

Les conditions opératoires sont illustrées dans le tableau-VI.7 et les résultats d’analyse des

hydrocarbures à la fin de cette l’expérience sont schématisés dans la figure VI.14. Tableau VI.7: Les volumes initiaux de H2O2 et Fe+2 ajoutés dans les réacteurs

Volume ajouté de H2O2 (ml)

Volume ajouté du sel ferreux (ml)

2 6,29

4 12,55

6 18,83

8 25,11

10 31,39

12 37,67

0

5

10

15

20

H2O2 (ml)

HC (g/Kg) 16,4 13,32 9,998 8,131 9,994 10,19 11,67

1 2 4 6 8 10 12

Figure VI.15: Effet de la concentration initiale de H2O2 sur la minéralisation des hydrocarbures

L’augmentation de la quantité ajoutée du peroxyde d’hydrogène de 1 à 6 ml permet

l’élimination de 84% de la quantité initiale d’hydrocarbures. Par contre, l’augmentation

continu du volume de H2O2 ajouté au delà de 6 ml n’apporte aucun avantage au rendement du

traitement et quant le volume ajouté dépasse 10 ml on remarque une diminution de 10% pour

le rendement du traitement. Donc, la dégradation des contaminants augmente en fonction de

la quantité de peroxyde d’hydrogène ajouté, cependant l’ajout d’un volume de ce réactif au-

delà de 6ml conduit au résultat inverse car, dans ce cas le peroxyde d’hydrogène rentre en

compétition avec les composés organiques polluants (hydrocarbures) sur les radicaux

hydroxyles selon les réactions suivantes :

H2O2 + OH. H2O + H O2.

113

H O2. + OH. H2O + O2

OH. + OH. H2O2

VI.4.5 L’effet du type de sel de fer utilisé comme catalyseur Les radicaux hydroxyles sont générés en continu dans le milieu par la mise en place d’un

cycle catalytique dont les ions métalliques sont les principaux acteurs. Le fer est le plus

couramment utilisé pour des critères historiques, environnementaux et économiques.

Dans cette expérience on a étudié l’effet de l’ajout de sel de fer sous forme ferrique et ferreux,

en plus de l’étude de la contribution des sel de fer présent naturellement dans le sol sur le

rendement de la réaction de Fenton.

0

5

10

HC (g/Kg) 12,636 8,131 10,926

sans sel FeSO4 Fe2(SO4)3

Figure VI.16: Effet du type de sel de fer utilisé sur la minéralisation des hydrocarbures

La mesure de la concentration des hydrocarbures à la fin de cette expérience a montré que :

La réaction de Fenton catalysée par le sulfate de fer ferreux donne un rendement de traitement

meilleur avec 14% de plus que celui obtenu sans ajout de sel de fer. En plus, la vitesse de la

réaction était plus lente dans le cas du traitement sans ajout de fer, cela a été mis en évidence

par la mesure de la concentration résiduelle de H2O2 durant cette expérience.

114

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,16

24H 48H 72H 120H 192HTemps (Heures)

Con

cent

ratio

n H

2O2

(mol

/l) avec sel

sans sel

Figure VI.17: L’évolution de la concentration en H2O2 en fonction du temps et selon le type de catalyseur

ajouté dans le milieu. Selon la figure l’ajout du sel de fer a permis de diminuer le temps de réaction à 3 jours par

contre il a fallut agité la suspension de sol pollué pendant 15 jours avant que la réaction se

termine dans le cas où on a pas ajouté le sel de fer.

Donc, on peut dire que l’ajout du sel de fer améliore le rendement du traitement et diminue le

temps nécessaire pour la réaction, mais il ne faut comme même pas sous estimer la

contribution des sel de fer d’origine naturelle dans la réaction de Fenton, car ils ont permis

d’éliminer 70% des hydrocarbures présent dans la terre polluée étudiée, lorsque cette dernière

a était traitée avec le peroxyde d’hydrogène en l’absence de sulfate de fer, avec un seul

inconvénient qui est le temps prolongé de la réaction.

La figure VI.14 expose aussi les résultats du traitement de la terre polluée en présence de fer

ferrique (Fe2 (SO4)3.5H2O). Selon cette figure, les résultats obtenus montrent que la

substitution de Fe+2 par Fe+3 n’avait pas d’effets substantiels sur le rendement de la

minéralisation des hydrocarbures avec 84% et 80% pour Fe+2 et Fe+3 respectivement. Cela est

du à ce que le fer présent dans la solution passe continuellement de la forme Fe+3 à la forme

Fe+2 qui est nécessaire pour la génération des radicaux hydroxyles selon les étapes suivantes :

1ère étape : hydrolyse de Fe+3 une fois dans la solution selon les réactions suivantes :

Fe+3 + H2O [Fe(OH)]2+ + H+

Fe+3 + 3H2O Fe(OH)3 + 3H+

2ème étape: la formation des complexes:

Fe+3 + H2O2 [FeIII(OH)2]2+ + H+

[FeIII(OH)]2+ + H2O2 [FeIII(OH) (OH)2]+ + H+

115

Leur décomposition moléculaire en Fe+2 et radicaux hydroperoxydes HO2/O-2 :

[FeIII(OH)2]2+ Fe+2 + HO2.

[Fe(OH)2]2+ + [FeIII(OH)]2+ 2 Fe+2 + O2 + H2O

[FeIII(OH) (OH)2]+ Fe+2 + HO2. + H2O

VI.4.6 La dilution L’effet du rapport liquide/solide sur le rendement de la réaction de Fenton, a été également

vérifié durant cette étude. Dans ce but, 6g de terre polluée a été traité avec 6ml de H2O2 à 30%

et 19ml de sulfate de fer à 0,05M et des volumes variables d’eau distillée ont été ajoutés pour

arriver à des rapport L/S qui vont de 7à 16.

0

2

4

6

8

10

12

14

Dilutions

HC (g/Kg) 8,08 8,131 9,694 12,994

L/S=7 L/S=10 L/S=13 L/S= 16

Figure VI.18 : Effet du rapport (liquide/solide) sur la minéralisation des hydrocarbures

Les résultats d’analyse montrent que l’augmentation du rapport liquide solide diminue le

rendement de la réaction. L’explication de ces résultats peut être comme suit :

L’oxydation des polluants organiques par le réactif de Fenton est favorisée par le contact

intime entre le polluant et les radicaux OH. qui doivent être présents en excès dans le milieu

pour minéraliser les contaminants organiques qui se trouvent toujours sorbés sur les particules

solides ou dissous dans la phase non aqueuse. Par conséquent, l’augmentation du rapport L/S

conduit à la dilution de la solution et rend le contact entre le polluant et les radicaux

hydroxyles plus vulnérable et diminue par conséquent le rendement du traitement.

116

CONCLUSION L’objectif de ce mémoire était étudier les paramètres qui ont une influence sur le traitement

des sols par réactifs de fenton et de comparer les résultats obtenus avec ceux obtenus pour le

traitement du même échantillon par traitement biologiques.

Du fait de leur dangerosité pour la santé, de la persistance et de leur fréquence d’occurrence

dans l’environnement, il a été décidé de cibler cette étude sur les sols pollués par les

hydrocarbures.

Une synthèse bibliographique a permis d’appréhender l’ensemble de cette problématique et de

dégager les paramètres qui ont une influence potentielle sur l’efficacité des procédés de

dépollutions choisies. Il a été notamment répertorié que la composition des différentes

fractions du sol, la solubilité des polluants et leur teneur dans les sols, la température, la

quantité d’oxygène, et le pH,… ont une influence sur leur efficacité. Le nombre de ces

paramètres rend les résultats des traitements difficilement prévisibles sur les problématiques

que constituent les sols pollués.

La mise en œuvre d’expérience sur du sol réellement pollué par des hydrocarbures lourds a

montré que le traitement de ce sol pollué était possible par les procédés choisis : le procédé

de Fenton et le traitement biologique par voie aérobie.

Les résultats présentés pour l'analyse des hydrocarbures ont montré que le traitement d’une

terre polluée, était possible par procédé de Fenton et par traitement biologique. La

comparaison des performances des différentes expériences proposées, a établi que :

L’utilisation du fer sous sa forme oxydée ou réduite, était un catalyseur efficace pour

le procédé de Fenton. L'ajustement de la concentration de ce catalyseur permet de

jouer sur les performances du procédé. En effet, une concentration modérée de Fe+2

limite les réactions de compétition consommant les radicaux HO•, HO2• et H2O2 et

favorise ainsi la dégradation des hydrocarbures. Le rapport optimal pour ce type de

procédé a été déterminé à : [H2O2]/ [Fe+2]=10 dans nos conditions expérimentales.

La valeur du pH du milieu joue un rôle important sur les performances du procédé

Fenton, car elle modifie la spéciation du fer et de H2O2. Un pH fixé à 3, stabilise le

catalyseur et le peroxyde d'hydrogène dans le milieu et améliore la minéralisation des

hydrocarbures par le procédé Fenton, alors que pour des pH supérieurs, le fer ferrique

précipite sous forme d'hydroxyde ferrique.

117

L’ajout des nutriments et des souches bactériennes dans le cas du traitement

biologique conduit à une réduction significative de la concentration initiale des

contaminants.

Le suivi de la dégradation des hydrocarbures dans les bioréacteurs peut être réalisé

aussi par le suivi du dégagement du CO2 et le nombre de germes totaux en plus de

l’analyse des hydrocarbures et du carbone organique total.

Le traitement chimique nécessite un temps réduit par rapport au traitement biologique.

On effet, le procédé de Fenton a permet d’éliminer plus de 80% du contaminant en

moins d’une semaine, alors que le traitement biologique a éliminé 76% du

contaminant mais dans un temps plus long (21 jours). Néanmoins, Le traitement

biologique ne perturbe par le milieu à traiter, mais au contraire, améliore les

conditions de biodégradation des polluants, alors que le traitement chimique peut avoir

des effets négatifs du fait qu’il repose sur le principe d’injecter des produits chimiques

dans le milieu agissant avec des mécanismes très complexes et qui peuvent générer

des produits de intermédiaires toxiques beaucoup plus stables dans le temps que les

produits parents. Donc, il faut bien faire attention à ce point et de procéder à

l’identification des produits intermédiaires d’oxydation pour éviter d’apporter une

éventuelle pollution au milieu.

En conclusion, les résultats exposés dans cette partie ont démontré d'une part, que les

hydrocarbures pouvaient être dégradés et minéralisés par des méthodes chimiques ou

biologiques même si l’échantillon est trop polluée et les hydrocarbures sont lourds, et d'autre

part que les performances du traitement pouvaient être optimisées par variation des

paramètres expérimentaux, les principaux étant le pH, la concentration initiale en catalyseur et

en peroxyde d’hydrogène dans le cas du traitement chimique, et pour le traitement biologique

l’ajout des nutriments des souches bactériennes, pH, …

118

Abréviations et symboles Liste des tableaux Liste des figures

INTRODUCTION ............................................................................................................................ 1

PREMIERE PARTIE : ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE

I GENERALITE SUR LES HYDROCARBURES .......................................................................... 3

I.1 DEFINITION ET CARACTERISTIQUES ........................................................................................3 I.1.1 Les alcanes ....................................................................................................................3 I.1.2 Les hydrocarbures aromatiques ......................................................................................4 I.1.3 Les hydrocarbures aromatiques polycycliques ................................................................6

I.2 TOXICITE DES HYDROCARBURES.............................................................................................9 I.3 REGLEMENTATIONS .............................................................................................................. 13

II COMPORTEMENT DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS ........................................ 15

II.1 LE SOL MILIEU POLYPHASIQUE ......................................................................................... 15 II.2 ORIGINE DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS ................................................................ 16 II.3 MOBILITE ET TRANSPORT DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS ...................................... 18

II.3.1 Dans la zone non saturée .............................................................................................. 19 II.3.2 Dans la zone saturée ..................................................................................................... 20

II.4 EVOLUTIONS DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS A PARTIR DE LA SOURCE ................... 23 II.4.1 Evolution en phase gazeuse .......................................................................................... 23 II.4.2 Evolution en phase aqueuse .......................................................................................... 24

II.5 CONSEQUENCE DE LA POLLUTION DES SOLS POUR L’ENVIRONNEMENT ET LA SANTE ......... 30

III REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE BIOLOGIQUE ................................................ 32

III.1 LES SITES CONTAMINES : QU’EST QU’UN SITE CONTAMINE ? ............................................. 32 III.2 REHABILITATION DES SOLS CONTAMINES ......................................................................... 32

III.2.1 Généralités sur les technologies de réhabilitation ...................................................... 32 III.2.2 Le principe de base du traitement biologique « biodégradation » .............................. 33 III.2.3 Mécanismes de biodégradation ................................................................................ 34 III.2.4 Facteurs influençant la faisabilité de la technologie pour la biodégradation des hydrocarbures ........................................................................................................................... 35 III.2.5 Traitement in situ ..................................................................................................... 42 III.2.6 Traitement sur sites .................................................................................................. 43 III.2.7 La biodégradation en « tas » ..................................................................................... 46 III.2.8 Traitement en voie de développement « phytoremédiation » ..................................... 48

IV REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE CHIMIQUE ..................................................... 49 IV.1 LE PRINCIPE DES TRAITEMENTS CHIMIQUES ...................................................................... 49 IV.2 LE TRAITEMENT DES SOLS PAR EXTRACTION AVEC DES SOLVANTS ORGANIQUES .............. 49 IV.3 EXTRACTION PAR DES FLUIDES CRITIQUES ........................................................................ 50 IV.4 IMMOBILISATION CHIMIQUE ............................................................................................. 50 IV.5 PROCEDES D’OXYDATION AVANCEE ................................................................................. 50

IV.5.1 Généralités............................................................................................................... 50 IV.5.2 Radicaux hydroxyles ................................................................................................ 51 IV.5.3 Le réactif de fenton dans le traitement des sols pollués par des hydrocarbures .......... 60

119

DEUXIEME PARTIE: ETUDE EXPERIMENTALE

V MATERIELS ET METHODES ................................................................................................. 65

V.1 PRESENTATION DU SITE POLLUE ....................................................................................... 65 V.1.1 Présentation da la raffinerie de Skikda .......................................................................... 65 V.1.2 Localisation de la zone d’échantillonnage: ................................................................... 68

V.2 CARACTERISATION PHYSICO-CHIMIQUE DU SOL ................................................................ 70 V.2.1 Analyse granulométrique ............................................................................................. 70 V.2.2 Détermination du pHeau et pHKCl ............................................................................... 71 V.2.3 Dosage de l’azote Kjeldhal ........................................................................................... 71 V.2.4 Dosage du phosphore total ........................................................................................... 72 V.2.5 Dosage du fer ............................................................................................................... 72 V.2.6 Détermination de la teneur en carbone organique ......................................................... 73 V.2.7 Dénombrement des germes totaux : .............................................................................. 73

V.3 ANALYSE MICROBIOLOGIQUE DE LA TERRE POLLUEE ........................................................ 75 V.3.1 L’observation des microorganismes développés sur les milieux gélosés ........................ 75 V.3.2 Isolement des bactéries ................................................................................................ 79 V.3.3 Identification des bactéries : ......................................................................................... 79

V.4 L’ETUDE DE LA DEGRADATION DES HYDROCARBURES DANS UN REACTEUR BIOLOGIQUE .. 86 V.4.1 Conception et mise au point de l’appareillage expérimental .......................................... 86 V.4.2 Mesure de l’activité microbienne dans les bioréacteurs ................................................. 89 V.4.3 Mesure du taux de composés organiques dégradés........................................................ 89

V.5 L’ETUDE DE LA DEGRADATION DES HYDROCARBURES PAR VOIE CHIMIQUE « REACTIF DE FENTON » ..................................................................................................................................... 91

V.5.1 Prétraitements des échantillons ..................................................................................... 91 V.5.2 Préparation des milieux réactionnels ............................................................................ 91 V.5.3 Application du réactif de Fenton à des suspensions aqueuses de terre polluée ............... 92 V.5.4 L’étude de l’effet de quelques paramètres opératoires sur le rendement de la réaction ... 92 V.5.5 Traitement des suspensions .......................................................................................... 94

VI RESULTATS ET DISCUSSIONS ............................................................................................ 96

VI.1 CARACTERISATION PHYSICOCHIMIQUE DE LA TERRE POLLUEE .......................................... 96 VI.2 ANALYSES MICROBIOLOGIQUES ....................................................................................... 97

VI.2.1 Identification des colonies isolées du milieu PCA .................................................... 97 VI.2.2 Identification des colonies isolées du milieu Sabouraud............................................ 99

VI.3 RESULTATS D’ETUDE DE LA DEGRADATION DES HYDROCARBURES PAR VOIE BIOLOGIQUE 100

VI.3.1 Le rabattement des hydrocarbures dans les bioréacteurs en fonctions des conditions expérimentales ....................................................................................................... 100 VI.3.2 L’évolution de la matière organique dans les bioréacteurs ..................................... 101 VI.3.3 La composition des classes d’hydrocarbures après traitement biologique ................ 102 VI.3.4 Suivi de l’activité bactérienne dans les bioréacteurs ............................................... 105

VI.4 L’EFFET DES DIFFERENTS PARAMETRES OPERATOIRES SUR LE RENDEMENT DU TRAITEMENT DE LA POLLUTION PAR LE PROCEDE FENTON ............................................................................... 108

VI.4.1 Le pH ................................................................................................................... 108 VI.4.2 L’agitation ............................................................................................................. 109 VI.4.3 L’effet de la concentration initiale en fer ferreux .................................................... 110 VI.4.4 L’effet de la concentration initiale en H2O2 ............................................................ 111 VI.4.5 L’effet du type de sel de fer utilisé comme catalyseur ............................................. 113 VI.4.6 La dilution ............................................................................................................. 115

CONCLUSION ............................................................................................................................. 116

120

I GENERALITE SUR LES HYDROCARBURES .......................................................................... 3

Tableau I.1: Grandeurs caractéristiques des BTEX .................................................................4 Tableau I.2: Propriétés physicochimiques des 16 HAP prioritaires ..........................................7 Tableau I.3: Demie-vie des HAP par biodégradation dans le sol .............................................8 Tableau I.4: Cancérogénicité des HAP .................................................................................. 11 Tableau I.5: Toxicité aigue chez daphnia magna de certains alcanes ..................................... 12 Tableau I.6: Normes néerlandaises pour les BTEX ............................................................... 14 Tableau I.7: Les valeurs de constat d'impact française pour les HAP .................................... 14 II COMPORTEMENT DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS ........................................ 15

Tableau II.8 Consommation des hydrocarbures en Algérie ................................................... 16 III REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE BIOLOGIQUE ................................................ 32

Tableau III.9: Produits métabolitiques issus de la dégradation des alcanes ........................... 36 Tableau III.10:Principales souches bactériennes aérobies qui participent à la dégradation des HAPs .................................................................................................................................... 36 Tableau III.11: Proportions des différentes familles de composés dans les bruts pétroliers .... 37 Tableau III.12: Exemples de bactéries anaérobies dégradant les hydrocarbures aromatiques et aliphatiques .......................................................................................................................... 38 Tableau III.13 : Exemples de résultats obtenus par bioréacteur ............................................. 45 Tableau III.14 : Exemples de résultats de traitements par land farming et compostage .......... 47 IV REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE CHIMIQUE ..................................................... 49

Tableau IV.1: Potentiel d'oxydo-réduction (E°) d'agents oxydants en milieu acide (T=25°C) 51 Tableau IV.2 : Principales réactions des ions Cl et SO4

2 en présence du réactif de Fenton. . 58 Tableau IV.3 : Les familles de polluants qui peuvent être dégradés par réactif de Fenton ...... 60 V MATERIELS ET METHODES ................................................................................................. 65

Tableau V.1: Temps de prélèvement à la pipette Robinson d’une profondeur 10 cm à 20°C . 70 Tableau V.2: Optimisation du rapport [H2O2]0 / [Fe2+]0......................................................... 92 VI RESULTATS ET DISCUSSIONS ............................................................................................ 96

Tableau VI.1: Caractéristiques physicochimique du sol pollué étudié ................................... 96 Tableau VI.2: Description des colonies isolées du milieu PCA ............................................. 97 Tableau VI.3: Les résultats du test de catalase ...................................................................... 98 TableauVI.4: Les résultats de la galerie biochimique réalisée sur les bacilles à Gram négatif 98 Tableau VI.5: Le mode opératoire de l’utilisation et la lecture des milieu King A et B ......... 98 Tableau VI.6: Description des colonies isolée sur milieu Sabouraud ..................................... 99 Tableau VI.7: Les volumes initiaux de H2O2 et Fe+2 ajoutés dans les réacteurs .................. 112

121

I GENERALITE SUR LES HYDROCARBURES .......................................................................... 3

FigureI.1:16 HAP de la liste prioritaire de l'US-EPA et l’abréviation communément utilisée 10 II COMPORTEMENT DES HYDROCARBURES DANS LES SOLS ........................................ 15

Figure II.2: Les principaux polluants des sites pollués en Frances ........................................ 18 Figure II.3: Comportement des polluants dans le milieu souterrain ; cas de produit n’atteignant pas la nappe....................................................................................................... 20 Figure II.4: Piégeage et transport des produits dans la zone non saturée ................................ 20 Figure II.5: Comportement d'un produit plus léger que l'eau et qui atteint la nappe ............... 21 Figure II.6: Effet de battement de la nappe sur la lentille de produit flottant .......................... 21 Figure II.7: Comportement d'un produit plus dense que l'eau et qui atteint la nappe .............. 22 Figure II.8: Description schématique des cibles et des voies d'exposition aux hydrocarbures dans les sols .......................................................................................................................... 30 III REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE BIOLOGIQUE ................................................ 32

Figure III.1 : Schématisation du processus de biodégradation ............................................... 34 Figure III.2 : Le schéma d'un dispositif de bioventing. .......................................................... 43 Figure III.3: Schéma d'un bioréacteur . ................................................................................. 44 Figure III.4: Schéma d'un biofilm ......................................................................................... 45 Figure III.5 :Schéma d'une bio pile ...................................................................................... 47 IV REHABILITATION DES SOLS PAR VOIE CHIMIQUE ..................................................... 49

Figure IV.6 : Addition du radical •OH sur une double liaison ............................................... 54 Figure IV.7 : Répartition des oxydants et des polluants pour des sites américains ................. 62 V MATERIELS ET METHODES ................................................................................................. 65

Figure V.1: Capacité de production en tonne/an . .................................................................. 66 Figure V.2 :Les déchets produits par la raffinerie et leur destination ..................................... 67 Figure V.3 : Localisation de la zone d’échantillonnage ......................................................... 69 Figure V.4 : Ensemencement de l’échantillon à partir des dilutions préparées ...................... 75 Figure V.5: Les différentes formes de bactéries rencontrées. ................................................ 77 Figure V.6: Bactéries colorées par la méthode de Gram ....................................................... 79 Figure V.7 : Milieu hajna-kligler .......................................................................................... 82 Figure V.9: Le plan expérimental......................................................................................... 87 Figure V.10: Schéma du dispositif expérimental en milieu aérobie ....................................... 88 Figure V.11: Schéma récapitulatif des différentes étapes de traitement des suspensions de la terre traitée. .......................................................................................................................... 94 VI RESULTATS ET DISCUSSIONS ............................................................................................ 96

Figure VI.1 :Evolution du pourcentage en hydrocarbures totaux en fonction du temps ....... 100 Figure VI.2: Evolution de la matière organique en fonction du temps ................................. 101 Figure VI.3: Fraction aliphatique ........................................................................................ 102 Figure VI.4: Fraction aromatique ........................................................................................ 103 Figure VI.5: Fraction polaire .............................................................................................. 104 Figure VI.6 :Le nombre de germes totaux dans les différents réacteurs biologiques ............ 105 Figure VI.7: Dégagement du CO2 ....................................................................................... 106 Figure VI.8: La variation du pH dans les bioréacteurs durant les 21 jours d’incubation ....... 107 Figure VI.9: La variation de la T° dans les bioréacteurs durant les 21 jours d’incubation .... 107 Figure VI.10: Effet du pH du milieu sur la minéralisation des hydrocarbures ...................... 108

122

Figure VI.11 : Effet de l’agitation du milieu sur la minéralisation des hydrocarbures .......... 110 Figure VI.12: Effet du rapport [H2O2]/ [Fe2+] sur la minéralisation des hydrocarbures ...... 111 Figure VI.13: Effet de la concentration initiale de H2O2 sur la minéralisation des hydrocarbures ..................................................................................................................... 112 Figure VI.14: Effet du type de sel de fer utilisé sur la minéralisation des hydrocarbures .... 113 Figure VI.15: L’évolution de la concentration en H2O2 en fonction du temps et selon le type de catalyseur ajouté dans le milieu. ..................................................................................... 114 Figure VI.16 : Effet du rapport (liquide/solide) sur la minéralisation des hydrocarbures .... 115