Utiliser des bactéries pour dépolluer les environnements
BIOFUTUR 295 • JANVIER 2009 33
Utiliser des bactéries pour
dépolluer les environnements
contaminés par
des radionucléides
Les bactéries sont capables de réduire, oxyder, séquestrer, volatiliser ou
dégrader les polluants. L’exploitation de leurs extraordinaires capacités
métaboliques permet d’envisager leur utilisation dans des procédés
efficaces et peu coûteux de bioremédiation des eaux ou sols contaminés,
notamment par des métaux traces ou des radionucléides toxiques.
Catherine Berthomieu*, Virginie Chapon*, Rodolphe Gilbin**
L
a pollution des sols est le résultat d’activités
minières et d’industries lourdes, comme l’indus-
trie pétrolière et la sidérurgie, ou d’industries
chimiques. Les polluants sont majoritairement des
composés organiques (hydrocarbures, composés
phénolés et chlorés,…) mais la contamination par des
métaux est également importante
(voir p37)
. Elle
concerne notamment l’aluminium (Al), le chrome (Cr),
le manganèse (Mn), le zinc (Zn), le plomb (Pb), le cuivre
(Cu), le nickel (Ni), l’arsenic (As), l’étain (Sn), le
cadmium (Cd), le titane (Ti), le mercure (Hg),…
(1)
.
Certains radioéléments comme l’uranium (U) sont
naturellement présents dans l’environnement et
peuvent être disséminés lors de l’exploitation de mines
ou d’accidents, tel celui de Tchernobyl en 1986.
C
ontrairement aux composés organiques, les métaux
et les radionucléides ne peuvent pas être dégradés.
La dépollution des sols implique des processus qui
visent à diminuer leur biodisponibilité, en évitant leur
transfert vers les nappes phréatiques ou les chaînes
alimentaires. Pour cela, on peut soit augmenter leur
solubilité afin de les extraire du milieu contaminé, soit,
au contraire, les immobiliser in situ afin de les confiner.
La biodépollution de sols ou d’eaux par les micro-
organismes repose sur l’exploitation de leurs capacités
à réaliser l’ensemble de ces réactions.
L
es métaux peuvent être présents sous différents états
de valence (degré d’oxydation) et de complexation,
auxquels correspondent des comportements différents
dans les sols. Les caractéristiques physicochimiques
du sol (composition minéralogique, acidité, potentiel
d’oxydoréduction, teneur en matière organique) affec-
tent la forme chimique et donc la biodisponibilité ou
la toxicité des métaux. Les micro-organismes des sols,
et notamment les bactéries, peuvent également modi-
fier la forme chimique des métaux, parfois de façon
spectaculaire
(figure 1)
.
L
e développement d’approches moléculaires a permis,
ces dix dernières années, d’accroître considérablement
nos connaissances de la biodiversité bactérienne. À
l’heure actuelle, plus de 815 000 séquences de gènes
d’ARN ribosomaux 16S sont répertoriées et environ
45 000 espèces cultivables sont recensées. Dans un
gramme de sol, on peut dénombrer en moyenne un
milliard de cellules, correspondant à plusieurs milliers
d’espèces différentes.
L
’exploration de biotopes variés a révélé la présence
de micro-organismes dans des milieux extrêmes comme
les déserts arides, les glaces polaires, les sources chaudes,
les fumeurs noirs sur les dorsales océaniques, mais aussi
dans des environnements fortement pollués par l’acti-
vité anthropique. Un des derniers dont le génome ait
été séquencé, Candidatus Desulforudis audaxviator,
est une bactérie chimio-autotrophe
*1
qui vit à 2,8 km
de profondeur et à 60 °C en utilisant comme source
d’énergie l’hydrogène produit par la radiolyse de l’eau,
résultat de la décroissance radioactive de l’uranium
(2)
.
L
es bactéries constituent donc un réservoir énorme de
diversité avec une impressionnante étendue d’habitats
colonisés, grâce à des métabolismes énergétiques très
variés et une large palette de processus biochimiques et
moléculaires. Cette diversité est à l’origine de la capacité
des bactéries à dégrader ou à transformer de nombreux
polluants organiques mais aussi inorganiques, comme
les complexes métalliques.
D
ans l’environnement, il est encore très difficile de prévoir
*CEA/IBEB/Laboratoire
des interactions protéine métal
13108 Saint Paul-lez-Durance,
France
** IRSN/DEI/Laboratoire
de radioécologie et
d’écotoxicologie
13115 Saint Paul-lez-Durance,
France
*1Qui utilise une substance
chimique inorganique
comme source d’énergie et
une source de carbone
inorganique pour synthétiser
ses composés organiques
(1) http://sites-pollues.
ecologie.gouv.fr
(2) Chivian D
et al.
(2008)
Science
322, 275-8
05-3-Berthomieu 18/12/08 16:59 Page 33
BIOFUTUR 295 • JANVIER 200934
Dossier
Toxicologie nucléaire
l’action des bactéries sur les métaux. D’une part la
diversité rencontrée est très étendue et d’autre part,
une très faible fraction (1 % en moyenne) des bacté-
ries peut être cultivée en conditions de laboratoire,
ce qui limite énormément la connaissance des méta-
bolismes existants. La mise en place de procédés de
bioremédiation implique donc dans un premier temps
de mieux comprendre les interactions entre bactéries
et métaux, puis d’identifier des candidates intéressantes
avant d’appuyer leur action dans les sols par différentes
méthodes. Parmi celles-ci, la biorestauration a pour
but de favoriser le développement des bactéries indi-
gènes par ajout de nutriments spécifiques. La bio-
stimulation consiste à réensemencer des populations
prélevées sur site et cultivées en laboratoire tandis que
la bioaugmentation consiste à injecter des bactéries
exogènes adaptées à la pollution à traiter dans les sols.
Les interactions bactéries - métaux
I
l existe différents types d’interactions entre bacté-
ries et métal. Sous le terme de biotransformation, on
retrouvera des mécanismes de modification de la forme
chimique du métal (ou spéciation du métal), soit par
oxydation ou réduction, soit par substitution des
ligands du métal (agents complexants), soit, comme
dans le cas du mercure, par changement de phase (vola-
tilisation).
Réduction des métaux toxiques :
l’exemple de l’uranium
P
our une grande majorité de métaux, la forme réduite
est beaucoup moins soluble que la forme oxydée. C’est
le cas en particulier pour l’uranium, le technétium,
le plutonium et le chrome. Les réactions de réduc-
tion des oxydes métalliques sont ainsi très étudiées
pour envisager la maîtrise de la dispersion des métaux
toxiques dans l’environnement. Dans le cas de l’ura-
nium, la forme soluble trouvée dans les sols, l’uranyle
UO22+ (U(VI)), est réduite en UO2(U(IV)) qui peut
précipiter sous une forme minérale, l’uraninite. Cette
réaction de réduction a pu être mesurée in situ après
stimulation des populations bactériennes indigènes de
sédiments ou d’eaux pollués. On connaît aujourd’hui
plusieurs dizaines d’espèces réductrices d’uranium qui
présentent une grande diversité phylogénétique. Parmi
celles-ci, on peut citer Desulfovibrio desulfuricans,
Geobacter metallireducens et sulfurreducens ainsi que
Shewanella oneidensis pour les plus étudiées
(3)
.
L
es mécanismes moléculaires de la réduction ne sont
encore que très partiellement caractérisés, voire inconnus
pour certains. La grande majorité des études disponibles
concerne la réduction de l’uranium en anaérobiose. Ce
processus a été décrit pour la première fois il y a une
quinzaine d’année
(4)
. Certaines espèces comme
G. metallireducens, G. sulfurreducens et S. oneidensis
sont capables de coupler cette réduction à la produc-
tion d’énergie. On parle alors de réduction dissimilatrice.
Ce sont des enzymes de la chaîne respiratoire, les
cytochromes c, qui interviennent dans la réaction
(5)
. Chez
la bactérie sulfatoréductrice D. desulfuricans, la réduc-
tion de l’uranium implique un transfert d’électrons depuis
un cytochrome de type-c3 vers une hydrogénase, mais
n’est pas productrice d’énergie
(6)
.
C
es mécanismes qui ont lieu à la surface des cellules
sont intéressants mais les formes réduites de l’uranium
sont susceptibles, dans le milieu d’observation et dans
les sols, d’être rapidement réoxydées en présence de
faibles concentrations d’oxygène. C’est pourquoi des
mécanismes de réduction intracytoplasmique, qui
permettraient d’obtenir des formes plus stables
d’uranium réduit, sont également recherchés. On sait
ainsi, depuis peu, que la chromate réductase catalyse
aussi la réduction de l’uranyle UO22+ dans le cytoplasme
de certaines bactéries comme Escherichia coli et
Pseudomonas putida
(7)
.
L’oxydation et la biolixiviation
À
l’inverse de la réduction, l’oxydation des sulfures
métalliques peut être intéressante pour extraire les
toxiques métalliques par remise en solution. Il s’agit
de la biolixiviation. Cette approche est utilisée pour
traiter des stériles miniers ou des eaux acides de
drainage de mines. Les bactéries peuvent être utilisées
de façon directe ou indirecte pour réaliser la bio-
solubilisation de métaux toxiques ou précieux.
L
es micro-organismes qui participent à ces transfor-
mations sont principalement des bactéries du genre
Thiobacillus (ferrooxidans, thiooxidans, acidophilus)
ou Leptospirillum (ferrooxidans). Elles se développent
dans des environnements très acides (1<pH<2) et
supportent de fortes concentrations en métaux toxiques
comme le cadmium, l’uranium ou le thorium.
Acidothiophilus ferrooxidans a été découverte en 1947
dans les drainages acides de mines de houille grasse.
Figure 1 Peintures de bactéries
Dépôts d’oxydes de manganèse (gris-bleu) formés en
présence de bactéries sur des roches en milieu désertique
(Valley of fire park, Nevada).
© R. SEAMAN
(3) Wall JD, Krumholz LR
(2006)
Annu Rev Microbiol
60,
149-66
(4) Lovley DR
et al.
(1991)
Nature
350, 413-6
(5) Shebolina ES
et al.
(2007)
BMC Microbiol
7, 16
(6) Payne RB
et al.
(2002)
Appl Environ Microbiol
68,
3129-32
(7) Barak Y
et al.
(2006)
Appl Environ Microbiol
72,
7074-82
05-3-Berthomieu 18/12/08 8:45 Page 34
BIOFUTUR 295 • JANVIER 2009 35
Ces bactéries sont chimiolithotrophes : elles utilisent
l’énergie issue de l’oxydation du Fe2+ et/ou du soufre
S0pour synthétiser des molécules organiques à partir
du dioxyde de carbone.
L
a solubilisation des sulfures métalliques peut être
directe ou indirecte, selon que les bactéries oxydent
directement les sulfures métalliques (MeS2) ou qu’elles
oxydent la pyrite (FeS2) en sulfate ferrique. Les solu-
tions acides riches en Fe3+ oxydent à leur tour les
sulfures métalliques (Zn, Cd, Ni, Pb, Cu, Au (or), Mn,
U). Des opérations commerciales de biolixiviation
existent au Brésil, en Chine, au Pérou et au Ghana pour
des métaux comme l’or, le cobalt et le nickel
(8)
. De
nouvelles approches en bioréacteur utilisent des
bactéries thermophiles ou des archées qui se déve-
loppent à des températures élevées pour optimiser
les réactions de biolixiviation (Thiobacillus caldus à
45-50 °C, Sulfolobus metallicus à 70-80 °C, ou
Acidianus brierleyi à 70-90 °C)
(figure 2)
.
L
a biolixiviation de stériles miniers (d’uranium, par
exemple) résulte de la nécessité de développer des
processus avantageux sur le plan économique. Ces
processus sont rentables pour des minerais contenant
de 0,05 % à 0,15 % d’oxyde d’uranium U3O8
(9)
.
La biominéralisation et la bioimmobilisation
D
e nombreux articles témoignent de la capacité des
bactéries à catalyser la formation de précipités miné-
raux insolubles contenant un métal, ce qui peut repré-
senter un procédé intéressant pour immobiliser et
confiner un métal toxique. C’est le cas notamment pour
l’uranium puisque l’on peut obtenir des précipités
insolubles même pour la forme oxydée UO22+ .
U
n mécanisme connu depuis longtemps, et utilisé pour
des procédés de bioremédiation, consiste en l’exploi-
tation de la capacité des bactéries sulfatoréductrices à
produire, au cours de la réduction anaérobie du soufre
élémentaire ou du sulfate, du sulfure d’hydrogène (H2S)
qui fait précipiter les cations métalliques (Me2+) sous
forme de sulfures MeS2insolubles
(figure 3)
.
C
e mécanisme existe chez des espèces affiliées aux
genres Desulfovibrio et Desulfotomaculum. Il a ainsi
été montré dans des échantillons de sols et d’eau que
ce couplage de réactions, initié par des bactéries
sulfatoréductrices, peut entraîner la précipitation de
l’uranium et du zinc in situ
(10)
. Ce dispositif est utilisé
dans plusieurs exploitations, en Amérique du Nord et
au Mexique, pour extraire des métaux à des fins indus-
trielles (Cu, Zn, Ni, Co) ou pour retirer des éléments
toxiques comme As, Pb, Cd, Mn
(11)
. Un des avantages
est que le sulfure d’hydrogène généré par les bactéries
coûte moins cher que sa source chimique NaHS.
D’autre part, la mise en place d’un système de
bioréacteur indépendant permet d’optimiser la
culture des bactéries et d’adapter le système au volume
d’eau à traiter.
D
es phénomènes de biominéralisation en aérobiose ont
également été décrits chez Pseudomonas aeruginosa
ainsi que chez diverses souches affiliées aux genres
Citrobacter, Rahnella, Bacillus et Arthrobacter. Chez
ces bactéries, la formation intra- ou extracellulaire de
précipités minéraux insolubles de phosphate d’uranyle
a été observée.
D
ans le cas de Citrobacter, la réaction met en jeu une
phosphatase acide membranaire qui catalyse la
synthèse de phosphate dans le périplasme
*2
. Le phos-
phate se complexe avec le métal, formant des préci-
pités insolubles de NaUO2PO4ou NH4UO2PO4. Ces
complexes s’accumulent alors en microcristaux à la
surface de la cellule selon un processus de nucléation
H2S
Eau chargée en
sels métalliques
Bioréacteur à bactéries
sulfato-réductrices
Filtre
Eau traitée
Précipités
métalliques MeS2
Décantation
© D. MORIN / BRGM
Figure 2 Cuves de biolixiviation du minerai cobaltifère de
Kasese, Ouganda. Chaque cuve a un volume de 1 350 m3.
Retraitement par biolixivation de stériles miniers. Le projet
KCCL a été l’occasion pour le BRGM de développer un
procédé innovant visant à exploiter économiquement
un sous-produit miner cobaltifère dont le stockage avait
de graves conséquences sur l’environnement local.
Figure 3 Bioprécipitation
Le sulfure d’hydrogène produit par les bactéries sulfato-réductrices dans un premier bioréacteur anaérobie est transferé à un
deuxième biotank contenant l’eau contaminée à traiter. Le gaz précipite les cations métalliques en sulfures insoubles qui sont
ensuite séparés de l’eau traitée par décantation et filtration. (source : schéma adapté de (11))
*2Zone séparant
les membranes interne et
externe de la paroi
bactérienne
(8) Rawlings DE
et al.
(2003)
Trends in Biotechnology
21,
38-44
(9) Munioz JA
et al.
(1995)
Hydrometallurgy
38, 39-57
(10) Lebranz M
et al.
(2000)
Science
290, 1744-7
(11) www.bioteq.ca
05-3-Berthomieu 18/12/08 8:45 Page 35
BIOFUTUR 295 • JANVIER 200936
Dossier
Toxicologie nucléaire
impliquant les lipopolysaccharides
(12)
. Pour
P. aeruginosa, le mécanisme de formation des préci-
pités met en jeu le système de synthèse/dégradation des
polyphosphates cellulaires, catalysé par la poly-
phosphate kinase (Ppk). Lorsque le phosphate est libéré,
le phosphate d’uranyle s’accumule à la surface de la
cellule. Dans ce cas, à la différence de ce qui a été décrit
chez Citrobacter, le phénomène de biominéralisation
peut avoir lieu même si les bactéries sont mortes, ce
qui permet d’envisager d’utiliser ces cellules comme
pièges à uranium pour décontaminer des solutions
aqueuses
(13)
. Des précipités d’uranium ont également
été observés chez Rhodobacter palustris
(figure 4)
.
La chélation à la surface des bactéries
L
a chélation est un phénomène de fixation à la surface
des bactéries indépendant de l’activité biologique des
bactéries. Certaines bactéries à gram positif
(Arthrobacter nicotianae,Bacillus subtillis ou
Micrococcus luteus) fixent ainsi des quantités impor-
tantes d’uranium à leur surface et ce, qu’elles soient
vivantes ou mortes. Pour d’autres bactéries à gram
négatif, la chélation de l’uranium implique les
lipopolysaccharides de la paroi, comme cela a été décrit
pour Pseudomonas aeruginosa ou Rhizobium
(14)
. Ce
phénomène de biosorption, notamment lorsqu’il est
réversible, présente un intérêt particulier pour la
bioremédiation des eaux.
L
es protéines de surface d’une souche de Bacillus
sphaericus, JG-A12, isolée d’un sol contaminé par
l’uranium, fixent jusqu’à 20 mg d’uranium par gramme
de protéine
(14)
et fixent également des métaux nobles
(palladium, platine, or). À la surface des cellules, cette
protéine s’auto-organise en un réseau pseudo cristallin
qui délimite des pores de 2 à 8 nm de diamètre
(figure 5A)
. L’uranium ainsi que d’autres métaux sont
fixés au niveau de ces pores. Une approche pour inclure
ces protéines ou les bactéries dans des biocéramiques
a été développée à l’institut de radiochimie du centre
de recherche de Rossendorf, en Allemagne, et pourrait
être utilisée pour traiter des eaux contaminées par
l’uranium
(figure 5B)
.
Chercher de nouvelles souches
L
es techniques de bioremédiation d’eaux ou de sols
pollués utilisant des bactéries sont très prometteuses,
d’une part parce que ces approches peuvent concerner
une vaste gamme de métaux, d’autre part parce qu’elles
engendrent de faibles coûts de traitement. La très
grande diversité d’espèces bactériennes et leur capa-
cité à vivre dans des environnements extrêmes permet
d’envisager l’utilisation de la bioremédiation dans
un grand nombre de situations polluées. Dans ce cadre,
une meilleure connaissance des métabolismes impliqués
dans la biotransformation des métaux traces et radio-
nucléides toxiques est un préalable nécessaire pour
optimiser les stratégies utilisées. Une voie de recherche
concerne l’identification de nouvelles souches bacté-
riennes et l’étude au niveau moléculaire des mécanismes
de transport et de chélation des métaux. Enfin, une
autre voie de recherche concerne l’analyse des
comportements des communautés bactériennes dans
leur ensemble pour mieux appréhender la complexité
des situations observées dans les sols pollués et
prévoir l’impact des approches de bioaugmentation ou
biostimulation.
G
Figure 5A Image de microscopie électronique à transmission
des protéines de surface de la souche
Lysinibacillus sphaericus
FZR JG-A12 isolée sur des stériles de mine d’uranium, coloration
négative à l’acétate d’uranyle.
Figure 4 Observation en microscopie électronique en trans-
mission de précipité d’uranium à la surface de la bactérie
Rhodobacter palustris
.
Figure 5B Supports pour biocéramiques.
a) Spores d’
Aspergillus
dans une poudre de SiO2
b) Supports de verre recouverts de spores d’
Aspergillus
sur SiO2.
Biocéramiques renforcées par des fibres (AlO3/SiO2) contenant
des spores d’
Aspergillus
(c), ou des chlorelles (d). D’après (15)
© FORSCHUNGSZENTRUM DRESDEN-ROSSENDORF E.V.© THE ROYAL SOCIETY OF CHEMISTRY 2004
© G. UNTEREINER / M. CARRIÈRE / CEA
(12) Macaskie LE
et al.
(2000)
Microbiology
146, 1855-67
(13) Renninger N
et al.
(2004)
Appl Environ Microbiol
70,
7404-12
(14) Pollman K
et al.
(2006)
Biotechnology Advances
24,
58-68
(15) Böttcher H
et al.
(2004)
J Mater Chem
14, 2176-88
05-3-Berthomieu 18/12/08 8:45 Page 36
1
/
4
100%
