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Dépôt Institutionnel de l’Université libre de Bruxelles / Université libre de Bruxelles Institutional Repository
Thèse de doctorat/ PhD Thesis Citation APA:
Billen, G. (1977). Etude écologique des transformations de l'azote dans les sédiments marins (Unpublished doctoral dissertation). Université libre de Bruxelles, Faculté des sciences, Bruxelles.
Disponible à / Available at permalink : https://dipot.ulb.ac.be/dspace/bitstream/2013/214290/1/f8f8658e-9d75-415f-9465-2d66b7dfc756.txt
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bibliothèque de chimie
. «■
UNIVERSITE LIBRE DE BRUXELLES Faculté des Sciences
Laboratoire d'environnement C''wiiVIUNiCAT’OM AUTORISÉE
ETUDE ECOLOGIQUE DES
TRANSFORMATIONS DE L'AZOTE DANS LES SEDIMENTS MARINS.
Directeur de Thèse : Professeur R. WOLLAST
Thèse présentée pour l'obtention du grade de Docteur en Sciences
Gilles BILLEN
Année académique 1 976 - 1977
" Les concepts et les méthodes développées pour l'étude du fonc
tionnement des milieux naturels peuvent utilement s'appliquer â certains aspects du fonctionnement des systèmes socio-économiques, et de la société Industrielle en particulier."
THESE ANNEXE.
" Les concepts et les méthodes développées pour l'étude du fonc
tionnement des milieux naturels peuvent utilement s'appliquer à certains aspects du fonctionnement des systèmes socio-économiques, et de la société industrielle en particulier."
pas d'antobus, pas de moralité, pas d’hélicoptères, rieîu..
L'anarchie quoi!.,."
René de Obaldia, 196?» L'Azote. (Grasset)
/
63
REÎ'IERCIEMENTS p.1
INTRODUCTION 2
L'approche écologique 2
Le fonctionnement des milieux marins 6
Objectifs et plan du travail 9
BIOTOPES et METHODES 11
Biotopes 11
Méthodes 16
I. PREi'IIERE PARTIE: CONDITIONS D» OXYDO-REDUCTION DANS LES
MILIEUX NATURELS 20
1,1, Relations entre le métabolisme bactérien et les
conditions rédox du milieu 21
1.1, Caractérisation des conditions rédox des
I milieux naturels 22
1.2, Caractérisation du métabolisme bactérien 58 1,3 Conditions d'occurence des divers types
de métabolismes 47
1,2 Application aux milieux naturels 59 2.1. Conditions rédox dans les rivières polluées 60 2.2, Conditions rédox dans les sédiments 84 II. DEUXIEME PARTIE: PROCESSUS MICROBIOLOGIQUES DE TRANSFORMATION
DE L'AZOTE DANS LES SEDLMENTS 92 11.1. Avertissement
11.2. Activité microbiologique dans les sédiments 2.1, Ammonification
*
2.2, Nitrification 2.5. Dénitrification
O h 4 î A f rr rv-î-^. vn,-.*î Xz-.n-sT 4 «/-.
X-vxvix ü. c-.ju'-'uv; v-x.x-ca.i.x.v-
95 95 96 103 125
' y'
III. 1. jMéthodologie I37
1.1. Principes généraux 1 58
1.2. Interprétation dynamique des profils
de concentration I40
III.2. Processus de mélange et de dispersion da,ns
les sédiments I47
2.1. Mélange de la phase solide du sédiment 148 2.2. Dispersion dans l'eau interstitielle 151
III. 5. Modèles de diagenèse I61
3.1. Distribution de la matière organique
particulaire 162
5.2. Distribution de l'ammonium ' I67 5.3« Distribution des nitrates 177 rV. QUATRIEI'IE PARTIE: ROLE DES SEDIMENTS DANS LE FONCTIONNEMENT
GLOBAL LES MILIEUX MARINS 1 96 IV. 1. Bilan des transformations de l'azote et du
carbone dans les sédiments 197
1.1. Mer du Nord I98
1.2. Bassin de Chasse d'Ostende 211 IV.2.' Le rôle des sédiments dans le fonctionnement
des milieux marins 221
2.1. Circulation du carbone 222 2.2. Circulation de l'azote 235
RESUME 246
REFERENCES 249
B
C'est dans le cadre d'un programme d'équipe, qu'a été entrepris et réalisé le travail qui est la base de cette thèse.
Une partie des résultats qui y figurent proviennent directement de collaborations étroites avec d'autres chercheurs. De telles collabora
tions s'accordent parfois difficilement avec l'ejcigenco académique dé x-’~é~
senter une thèse individuelle. Je me suis efforcé, dans le texte meme, ou sous forme de foot-notes, de rendre à César ce qui appartient à César,
Mais c'est en fait l'ensemble de ce travail qui n'aurait jamais vu le jo\ir sans la stimulation constante que constitue le travail en équi
pe, sans l'enrichissement et l'élargissement de vues qu'apportent les dis
cussions et les confrontations interdisciplinaires.
J'ai donc spécialement à coeur d'exprimer ma gratitude à tous .les chercheurs des groupes "Math Modelsea" et "Jo Podarao". Plus particulière
ment je remercie Messieurs R.V/ollast (ULB) , P.Polk (WB), Cl. Joiris (lU.’B), J.P. Vanderborght (ULB), J.P, Momraaerts (VUB), J. Smitz (ULg) et G. Pichot
(ULg), avec qui j'ai travaillé presque quotidiennement.
D'autres personnes ont manifesté de l'intérêt pour ces recherches, et je dois beaucoup aux discussions que j'ai pu avoir avec elles. C'est no
tamment Messieurs J. Wiame (ULB), W. Verstaete (RUG), W, Helder (NIOZ) et J, Vosjan (NIOZ), que je remercie bien sincèrement.
Enfin, je remercie le Fonds National de la Recherche Scientifique du soutien financier qu'il m'a accordé durant les quatre années écoulées.
L'APPeOCHE ÉCOLOGiClüE.
La question de l’existence du Monstre du Loch Mess, plus de qua
rante ans après la première publication du récit d’une observation, reste un des problèmes non résolus de la zoologie. Des études patientes ont été consacrées à la confrontation des multiples témoignages, des observateurs
infatigables ont scruté pendant des jours l’énorme plan d’eau de 5?00ha que constitue le Loch Wess, de minutieux enregistrements au sonar ont été effec
tués dans les profondeurs de ses eaux troubles (Braithv;aite, 1968; Dinsdale, 1972), sans résultats réellement probants.
Le Monstre est-il un reptile ou un mammifère, quelle est son ori
gine, est-il apparenté à une espèce animale recensée, en vie actuellement ou connue par des restes fossiles? La réponse à ces questions passe nécessaire
ment par l'observation minutieuse de^ l’animal. Ainsi posé en terme d’histoire naturelle, le problème, de l’avis même de B. Heuvelmans (1965)» fondateur de la "cryptozoologie", "... ne peut guère être résolu d'ime manière définitive qu'à la s-uite d’un coup de chance problématique, vraisemblablement l’échou- age accidentel d’un spécimen. (...) En attendant, les zoologistes dignes de ce nom ne peuvent que tenter laborieusement de reconstituer l’aspect anato
mique, la physiologie, les raoeucs et le biotope présumé des animaux qui ont contribué à la formation de la légende..."
Récemment c.ependant, Skeldon et Kerr (l975) d’une part, Scheider et Wallis (1973) d’autre part, -ont estimé, par des méthodes indépendantes, la densité de population des Monstres dans le Loch Ness, sur la base se\ile- ment des caractéristinues physiques de ce milieu et des propriétés généra
les des chaînes trophiques en milieu aquatique. La reconnaissance de ce que le Monstre fait nécessaireîaent panrtie , avec tous les autres constituants bio
logiques et chimiques du milieu, d*ûn ensemble fonctionnel, et la connaissance des lois qui régissent le fonctionnement do tels ensembles, ont permis à ces auteurs de déduire davantage sur ces animaxnc que quarante ans d'observations patientes et de vaines tentatives de capture 1
Cet exemple, quelque fantaisiste qu'il puisse paraître, illustre parfaitement - bien que de façon un peu caricaturale - la différence entre la démarche naturaliste et la démarche écologique dans l'étude de la nature.
Deux: idées maîtresses caractérisent la démarche écologique: la reconnaissance de l'écosystème comme uinité fonctionnelle et la reconnaissance du caractère dynamique du fonctionnement de l'écosystème. Nous allons brièvement détailler ces deux idées et leurs implications' méthodologiques afin de définir la démar
che écologique dont se réclame le présent travail.
(i) L'écosystème, unité fonctionnelle.
Un écosystème est l'ensemble formé par les populations d'orga
nismes vivants et le milieux physique qu'elles occupent (Odum, 1959)» I'GS limites géographiques d'ian écosystème sont arbitraires; elles sont cependant en général définies de telle sorte qué, d'une, part,existe à l'intérieur’ xme cer
taine homogénéité de structirre, et que,db,utre part, les interactions des consti
tuants entre eux soient plus fortes que leurs interactions avec l'extérieur.
C'est en effet le réseau complexe des interactions entre les constituants qui forme l'unité de l'écosystème. La complexité de ce réseau, le fait que chaque organisme n'est qu'un élément d'un ensemble plus complexe, font qù'il est im
possible d'étudier valahleraent un organisme dans la nature , indépendamment du reste de l'écosystème. Ceci renverse d'une certaine façon la distinction traditionnelle entre autoécologie (étude écologique des populations d'-une espè
ce particulière) et synécologie (étude globale d'un écosystème): si historique
ment l'autoécologie, directement issue du naturalisme, a précédé la synécologie, on ne peut plus imaginer maintenant d'étude autoécologique sérieuse, dans la
quelle l'organisme étudié n'aurait pas été tout d'abord replacé dans la struc
ture globale de l'écosystème, c'est à dire qui n'aurait pas été précédée d'une approche synécologique, même rudimentaire.
La description et l'étude globale d'un écosystème nécessite bien entendu un certain nombre de simplifications, car il n'est pas possible, ni même utile de considérer individuellement chaque espèce taxonomique ou chi
mique. Ces simplifications consisteront toutefois, non à tronquer la description de l'écosystème de certains de ces composants, mais plutôt à les regrouper en
uii certain nombre de compartiments., Ces compartiments sont définis de pré
férence sm- une base fonctioraiollo,. c'est h. dire que l'on y regroupe des com
posants de l'écosystème qui possèdent vine fonction analogue.
(ii) l'onctionnement dynamique des écosystèmes.
La taille des différents compartiments d'un écosystème (biomasses pour les organismes, stocks pour les éléments non vivants) définissent sa struc
ture. Son fonctionnement réside dans les flux de matière et d'énergie entre ces compartiments, c'est à dire dans la circulation physique des éléments biogènes et dans les flux de ces éléments engendrés par l'activité biologique. Comme l'intensité de ces flux n'est pas nécessairement liée à la taille des comparti
ments qu'ils traversent, loin? détermination expérimentale est indispensable à la description du fonctionnement d'un écosystème.
Les variations temporelles de la taille d'un compartiment résul
tent du bilan des flux entrants et sortants de ce compartiment. Néanmoins dans certains cas, la vitesse de variation des stocks est négligeable devant l'in
tensité des flux impliqués et de petits déséquilibres momentanés entre les flux peuvent provoquer de grandes variations relatives dans la taille du compartiment.
Il est donc toujours dangereux et souvent impossible de déduire le fonctionne
ment de l'écosystème à partir de la simple observation de sa struct'ure ou des variations saisonnières de celle-ci. Beaucoup d'études éco3.ogiques limitées à la détermination des biomasses sont ainsi sans valetn- pour la compréhension du fonctionnement des écosystèmes. La nécessité de la détermina,tion expérimentale in situ des flux de matière est à la base des principales difficultés méthodo
logiques en écologie, et c'est le développement de techniques adéquates qui constitue le facteur limitant de l'avancement de notre connaissance du fonction
nement écologique des milieux natirrels.
L'étude complète d'im écosystème doit comprendre:
(i) L'identification des phénomènes principaux qui règlent son fonctionnement ;
(ii) L'analyse et la compréhension des lois qui régissent ces phénomènes ;
(iii) L'intégration de ces lois en'un modèle d'ensemble décri- ■ vant le fonctionnement dç l'écosystème.
L'identification des phénomènes dominants dans le fonctionnement de l'écosystème se fait le plus facilement sur la base de 1'éva3.uation quanti
tative des flux de’matière ou d'énergie engendrés par ces phénomènes.
5.
Les flux dominants une fois définis, il est important d*en comprendre le détexTiiinisme. Théoriquement, celui-ci réside entièrement dans la physiologie des organismes individuels. Bien souvent cependant, la multiplicité des facteurs physiques et des types physiologiques en présence dans le milieu, et la comple
xité de leurs interactions jnutuelles rendent inopérante une démarche déductive partant de la physiologie des organismes individuels constitutifs d'\m compar
timent poxrr en déduire son comportement global dans l'écosystème, line démarche plus empirique, mais plus fructueuse dans bien des cas, consiste à étudier glo
balement les réactions des compartiments vis à vis dés facteurs écologiques, pour remonter ensuite jusqu'aux mécanismes physiologiques dominants qui contrô
lent ces réactions. Dans cette recherche, l'expérimentation est souvent très difficile, à cause de la multiplicité des facteurs à contrôler. C'est pourquoi l'observation des variations saisonnières ou géographiques de l'activité d'un compartiment est souvent utilisée pour tenter d'en définir le déterminisme.
Lorsqu'ont pu être déterminées les lois réglant les flux de matière liés à l'activité des principaux compartiments de l'écosystème, elles peuvent alors être formalisées et intégrées dans un modèle général du fonctionnement de cet écosystème. L'établissement d'un tel modèle n'a pas pour seul objectif la satisfaction intellectuelle de mie\ix comprendre le monde qui nous entoiire ou de déterminer la densité de population des monstres du Loch Ness, mais cons
titue aussi la conditions sine qua non d'une gestion active et rationnelle de la nature, tant en ce qui concerne la production alimentaire qxie le maintient d'un environnement viable.
LE FOMCTiOiyS\SEI¥iE6\3T DES MILIEUX IVIARSIMS.
Le présent travail a été réalisé dans lé cadre d'une étude éco
logique globale des milietix marins. Pour le situer dans son contexte, il est donc indispensable de décrire très schématiq\iement le fonctionnement écologi
que des milieux marins.
A la base de ce fonctionnement, se trouve la production primaire, synthèse de matière organique à partir d'éléments minéraux, le plus souvent ré
alisée principalement par les organismes jôiotosynthétiques planctoniques ou benthiques dans les milieux peu profonds. Cette production primaire s'accompa
gne nécessairement du prélèvement dans le milieu, sous forme minérale, de tous les éléments constitutifs des organismes vivants. Certains de ces éléments peu
vent se trouver en concentrations si faibles dans le milieu, qu'ils constituent un élément limitant de la i^roduction primaire. Dans ce cas, l'intensité de la production primaire est déterminée soit par l'apport de nutrients depuis l'ex
térieur, soit par la vitesse du recyclage de la matière organique en éléments minéraux, à l'intérie-ur de l'écosystème.
Ce recyclage résulte de la consommation par les organismes hété- rotrophes de la matière organique produite directement ou indirectement par la production primaire, et dont tine part importante est catabolisée pour subvenir aux besoins énergétiques de ces organismes. Une partie de ce recyclage se pro
duit dans la phase pélagique, à l'intervention des organismes planctoniques;
une autre se produit dans la phase benthique, après accumulation de détritus dans les sédiments.
Dans les deiîx phases, pélagique et benthique, on peut distinguer la consommation directe par les microorganismes, et la consommation par les organismes supérieurs (zooplancton et invertébrés benthiques respectivement) générallement organisés en xine chaîne trophique relativement longue, aboutis
sant aux poissons (pélagiques et démersaux l’espectivement). On considère gé
nérallement que la consomma,tion par les -organismes supérie\irs est prédominante' dans la phase pélagique (Crisp,,19b4; Odum, 1972). Le contraire semble être le cas dans la phase benthique où l'activité bactérienne joue un rôle prédominant dans le recyclage de la matière organiqtfe (Johnson et Bririkhurst, 197'!; Fenchel,
1969).
8
Parmi les éléments biogènes susceptibles d'être limitants pour la production primaire dans les milicox marins, l'aaote figure en tout premier lieu (Ryther et Itoistan, 197'! )♦ mécanismes. du i.'ecyclage de cet élément sont donc tout particulièrement importants à étudier pour comprendre le fonctionnement des écosystèmes marins.
L'azote entre dans la composition de la matière organique, essentiel
lement sous forme de groupe aminé où l'azote a l'état d'oxydation -3. Lors du catabolisme de la matière organique azotée, l'azote est excrété sous forme d'am- monivun, sans changement d'état d'oxydation, par la plupart des organismes aqua
tiques (*). L'ammonium étant précisément la forme d'azote minéral la plu£^faci
lement utilisable par la plupart des organismes phytoplanctoniques, un cycle simple azote organique-ammonium, ne faisant pas intervenir de processus d'oxydo- réduction, pourrait parfaitement se concevoir. La réalité est cependant beaucoup plus complexe, à cause de l'existence d'autres formes d'azote minéral (azote moléculaire, état d'oxydation 0; nitrite, état d'oxydation +3; nitrate, état d'oxydation :-5) et de la présence dans les milieux: marins, et tout spécialement dans les sédiments, de microorganismes opérant effectivement 1'intercenversion de ces formes. Sur le cycle azote organique-ammonium, se greffent donc une sé.- rie de transformations; ammonium-nitrite-nitrate (nitrification), nitrate-nitri
te-azote moléculaire (dénitrification), azote moléculaire-ammonium-azote orga
nique (fixation d'azote moléculaire). Les différentes formes d'azote minéral ainsi formées ont des propriétés très différentes en ce qui concerne leur a.ssi- milation par le phytoplancton et leurs proportions relatives influencent donc fortement tout le fonctionnement de l'écosystème.
(*) L'excrétion d'urée, d'acide urique ou de purines chez les animaux terrestres correspond à une adaptation pliysiologiqixe permettant la détoxification de l'am
monium dans les milieux où sa dilution immédiate dans un grand volume d'eau n'est pas possible (Campbell, 1972).
OBJECTIFS ET FLAfy Bü TRAVAIL.
La compréhension du fonctionnement des écosystèmes marins nécessi
te donc la description de l'ensemble des trarsformations et transferts de 1' azote, ainsi que la compréhension des lois qui les régissent. C'est le travail que nous avons entrepris povir la partie de ces transformations qui se dérou
lent dans les sédiments. Notre objectif est donc
(i) d'évaluer l'intensité'des diverses transformations microbiolo
giques de l'azote dans les sédiments marins, ainsi que des flux des différentes formes d'azote minéral recyclé depuis les sédiments vers l'eau sirmageante.
(ii) de dégager, empiriqviement ou non, les lois qui régissent ces transformations et ces transferts, et ceci à deux niveaux d'intégration:
- au niveau des populations de microorganismes, on tentera de définir quels facteurs conditionnent letir métabolisme dfans le milieu; •
- au niveau de l'écosystème, on tentera de dégager ]es ca,- ractéristiques fonctionnelles générales du recyclage de l'azote dans 3.es sé
diments marins.
! 1 I
Après une brève description des biotopes choisis comme matériel d'étude et des méthodes utilisées, le travail sera divisé en 4 parties, cor
respondant à 4 nivea-ux d'intégration successifs; niveau physiologique, niveau des populations, niveau des communautés et niveau de l'écosystème.
Dans la première partie, nous traiterons de façon générale des relations entre le métabolisme bactérien et les conditions d'oxydo-réduction dans les milieirx naturels. Nous avons vu en effet, que la complexité du cycle de l'azote provient essentiellement des changements d'état d'oxydation de cet élément sous l'effet du métabolisme de certains microorganismes. Nous ten
terons d'esquisser une théorie générale de la dépendfüice du métabolisme éner
gétique des microorganismes vis à vis des conditions rédox du milieu, théorie qtii nous servira de guide dans la' recherche des lois régissant les transforma
tions de l'azote dans les sédiments marins. Cette théorie sera ill^^strée par un tble de x^esultats partxculxeremeiit deiiiOiiSxratxfs obtenus da^iS j.'cctuaxre
10
de l'Escaiit, puis appliquée de façon générale a^œ sédiments marins de manière à situer les conditions générales du milieu dans lequel nous étudierons ensuite les transformations-de 1‘azote.
Cette étude fora l'objet de la seconde partie. Nous y examinerons en détail l'activité des microorganismes impliqués dans des transformations de l'azote et les facteurs qui conditionnent cette activité.
Nous verrons ensuite dans la troisième partie comment les activités de ces diverses populations déterminent ensemble la distribution verticale des formes de l'azote dans les sédiments, et comment l'analyse do cette distribu
tion, jointe à une bonne connaissance des processus physiques de mélange et de dispersion, permet d'évaluer les flux correspondants à l'activité microbiologi
que et aux échanges de matière entre les sédiments et l'eau surnageante.
Dans une quatrième partie, la méthodologie ainsi développée sera alors appliquée plus particulièrement à trois milieux marins; le Bassin de Chas
se d'Os tende, la zone côtière belge et une zone plus au large de la Mer du Nord, pour lesquels nous établirons un bilan global de la circulation de l’azote aii niveau des sédiments. Ce bilan sera enfin replacé dans le cadre du fonctionne
ment écologique global des milieux étudiés, ce qui nous permettra d'évaluer le rôle des sédiments dans le fonctionnement des écosystèmes marins et les caractéristiques fonctionnelles qui distinguent le recyclage de la matière or
ganique azotée dans les sédiments du recyclage dans les autres compartiments des écosystèmes.
Le présent travail a été réalisé parallèlement dans 2 Motopes! la Baie Sud de la Mer du Word et le Bassin de Chasse d'Ostende. Dans les detoc cas, il s’intégre dans un programma de recherche collectif comTant l'ensemble du fonctionnement écologique de ces milieux-(en Mer du Word, "Math ModelSea", Modèle mathématique de la Mer du Word, programme interdisciplinaire financé par la Commission interministérielle de la Politique Scientifique, 197'1“'I97°;
au Bassin de Chasse d'Ostende, groupe "Jo Podarao", 1971-1975)-
LA BAIE SUD DE LA MSR DU WORD.
La zone étudiée en Mer du Word s'étend des côtes belges et hol
landaises à l'axe médian de la Baie Sud (Figure 0.1 ). La. profondeiir n'y dé
passe guere 40®»
La circulation résiduelle des masses d'eau dans cette zone est dominée par un courant entrant par le Pas de Calais et longeant les côtes vers le Word-Est. Le temps de séjour des masses d'eau dans la zone est de 2 mois au maximum. La présence du large estuaire de l'Escaut occasionne cependant devant la moitié Word-Est de la côte belge un gyre hydrodynamique dans lequel le temps de séjour des nasses d'eau douce venant de l'Escaut est sensiblement allongé (Wihoul et Ronday, 1975» Beckers et al., 197^).
Sur la bn.se de la circulation résidtielle des masses d'eau, zo
nes ont été distinguées dans l'aire étudiée (Figmre 0.1):
12
Fifflire 0.1. Plan de situation de la zone étudiée en Mer du Nord.
Les stations principales du réseau du ModèHe Ilathéinatique de la Mer du Nord sont indiquées, ainsi que les stations de prélèvement de sédiments. La division en- zones 1S, IN et 2 est basée sur la circu
lation résiduelle des masses d'eau.
(i) la zone du large (zone 2) est délimitée par les lignes de courant 100 et 200 10^ m^/sec (Nihoul et Ronday, 1975)* Elle n'est pratiquement pas affectée par les apports terrigènes: la salinité y est tou
jours supérieure à 34 5'°o> ce qui-indique, par rapport à la composition des eaux atlantiques entrant par le Pas de Calais, un pourcentage d'eau douce in
férieur à 3 /^ • La profondeur moyenne dans cette zone est de 35 ni.
(ii) la zone côtière hollandaise (zone 1N) est influencée par le Rhin et la Meuse. La salinité y est comprise entre 30 et 34 ^o» ce qui correspond à un poiircentage d'eau douce de 3 à 14 La profondeur moyenne y est d'environ 20m. ' . .
(iii) la zone côtière belge (zone 1S) est fortement influ
encée par l'Escaut, malgré le débit relativement faible de ce fleu.vo, à cause de la forme particulière de la circulation résiduelle à cet endroit. La salini-
La composition des sédiments et leur répartition géog3?apliique dans l’aire couverte par le Modèle l's.thématique ont été étudiées en détail par Gui lentops (l974)> Gullentops et al. (^1976) et ’doilast (l97ô). La. plus grande partie du fond de cette partie de la Mer du Mord est constituée de sédiments sableux, plus grossiers et plus riches en graviers et débris de coquillages dans la partie Sud-Ouest. Au large de la partie ïïord-Sst des côtes belges, se situe cependant une importante zone d'accumulation de vases fines. Cette zone correspond étroitement avec l'emplacement du gyre hydrod^maraique, et le long temps de séjoiu? des eaux turbides de l'Escaut explique probablement la sédi
mentation préférentielle de la, matière en suspension à cet endroit (feckers et al., 197<5). La distribution géographique de la porte au feu à 550°C des sédiments superficiels (Vfollast, 1976), qui représente un bon index de la te
neur en matière organique des sédiments, est représentée dans la figure 0.2.
On voit que les sédiments va,seux de cette zone d'cumulât ion sont par.’ticulie rement riches en ms,tière organique.
Eigiure 0.2. Distribution géographique de la perte au feu à 550'' des sédiments de la Mer du îTord. D'après Wollast, 1976.
14.
Pour l'ensemble de la Mer du Nord, Mc Cave (l973) estime la valeur moyenne de la vitesse de sédimentation à environ 5 ein par 100 ans. Les conditions de sédimentation varient cependant fortement dans les différentes zones hydrolo
giques et sédimentologiques, et la valeur locale de la vitesse de sédiraenta,tion va de quelques millimètres par ai; dans les zones d'accumulation de vase (0.4 à 0.6 cm par an selon Mc Cave (l973) et V/ollast (197^) pour la zone située s-u large des côtes belges), à des valeurs pratiquement nulles ou néga,tives (éro
sion du fond) dans les zones de sables grossiers ou de gravier.
LE BASSC1 PB CHASSE L'OSTBiniE.
Le Bassin de Chasse d'Ostende est une lagune artificielle de 1,5 m.
de profondeur moyenne, creusée à la fin du siècle dernier à l'arrière du port d'Ostende, auquel il est relié par des écl’uses (Figure 0.5)
Figure 0.3» Plan de situation du port et du Bassin de Chasse d'Ostende. Les points SA et SB situent les deux stations priU'*
cipales de prélèvement de sédiments.
I
Rempli d'eau de mer à marée haute dans le coircant du mois de mars, ce bassin reste en principe fermé jusqu'en septembre. En dehors de cette pério
de, le bassin subit de fréquentes vidanges et remplissages pour les besoins de 1'ostréiculture qui s'y pratique. Pendant la période de fermeture des écluses,
1965; Podamo, 1974 a-, h, c, d; 1975 aj b, c, d, e.)*
La sédimentologie dui Bassin de Chasse d'Cstende a été étudiée en détail par Leloup et Van Keel (1965) et V/ollast et Lehairs (l972)* D'après les résiiltats de ces auteurs, il est possible de distinguer dans le fond du Bassin, detix zones sédimentologiques (Figure O.4):
(i) une zone sableuse, occupant environ 7 i° é.e la sijrface totale du fond, et dont les sédiments ont utne perte au feu à’ 550°C inférieure à 5
(ii) une zone vaseuse, qui occupe le reste du Bassin et dont les sédiments, riches en argile, ont une perte au feu à 550° comprise entre 5 et 14/^.
Figure 0.4« Distribution hori zontale de la perte au feu à 550°C des sédiments du Bassin de Chasse d'Cstende. D'o-près V/ollast et Dehairs, 19?2.
Dans la zone vaseuse, les données bathymétriques publiées par Leloup et Van Keel (1965) permettent d'évaluer la vitesse de sédimentation à
■un maximum de O.5 à 1 cm par an.
IVIETHODES.
■ 16.
FRELEVEI'IKIT. COITSERVATION et TMITHMIT DBS ECHANTILLONS.
Sauf mention contraire, les échantillons de sédiments utilisés dans ce tra,vail ont été prélevés sous forme de carottes au moyen de tuhes de PVC de 5 cm de diamètre et d'environ 30 cm de longueirc, enfoncés verticalement dans le sédiment, et touchés ensuite par un bouchon de caoutchouc.
Tous les prélèvements ont été effectués à la main par un plon
geur. Pour les carottes de la mer du Nord, nous avons bénéficié de l'aide des plongeurs de la Force Navale, dans le cadre du Programme National sur l'Eir/iron- nement Physique et Biologique (Projet Mer).
Dans quelques occasions, cette méthode de prélèvement a pu être compa
rée à d'autres méthodes classiques, notamment les carottiers mus par gravité (gravity corer) et les carottiers actionnés depuis le bord d'une embarce-tion (piston corer). La méthode de prélèvement manuelle s'est révélée être la seu
le à préserver intacts les premiers centimètres de sédiments, même dans le .cas de vases très fluides (Vanderborght et al., 1976).
Les échantillons destinés à l'analyse bactériologique ont été traités soit immédiatement après le prélèvement, soit dans la période de quelques heu
res suivant ce prélèvement. Pour ces échantillons, \ine gaine de plastique trans
parent était placée à l'intérieur du tube rigide de PVC de manière à pouvoir retirer l'échantillon du carottier sans en détruire la stratification.
Les échantillons destinés auic analyses chimiques ont été congelés immé
diatement après le prélèvement, puis sciés en tranches de 0.5 à 2 cm. Après décongélation, l'eau interstitielle q été extraite par centrifugation pour les sédiments.vaseux, par filtration sous pression pour les sédiments sableux.
I-IETHODES D'AIÎAT.YSE DE LA PHASE SOLIDE DU SEDIIÎEITT.
Mesure du contenu en matière organique des sédiments.
Pour les sédiments de la Mer du Nord et du Dassin de Chasse d'Os- tende respectivement, l/ollast et V/ollast et Dehàirs (l9?2) ont montré qu'une excellente corrélation existe entre la perte au feu à 550°C et le conte
nu en matière organique évalué par titration au bichromate à chaud. Leurs don
nées sont reproduites dans la figure 0.5, qui montre la relation suivante entre les deux mesures :
y = 0.16 + 2.25 X r = 0.96
où X représente la teneur en matière organique du sédiment exprimée en /■o, et Y, la perte au feu à 550° également exprimée en ‘fo.
£2 OU'5 m
nO
ZiK O
U.
U
matière organique, %
Figure 0.5. Corrélation entre la perte au feu à 550°C et la teneur en matière organique (estimée par titration au bichromate à chaud) d ' écha-ntillons de sédiments de la Mer du iîord et du Bassin de Chasse d'Ostende. D'après les données do Wollast (19?6) et de Uollast et Dehairs (1972)•
•18
L'existence et la forne de cette corrslatioîi s'explique par le fait que la perte au feu à ^%>°C d’un échantillon .de sédiment correspond d'une part à l'oxydation de la matière organique, et d'autre part à la désh;>’’dratation des minéraux argileijx et des hydroxydes de fer, dont la distribution est forte
ment corrélée à celle de la matière organique (Vollast et Dehairs, 1972).
La mesure, simple et rapide, de la perte au feu à 550°C a donc été utilisée tout au long de ce travail comme mesure de la tene'ur en matière organique des sédiments. Elle s'effectue par pesée d'^un échantillon de 1 à 2 g de sédiment préalablement séché à 110°C avant et après un passage de 4 h au four à 550°C.
Mesure de la matière organique particulaire azotée.
L'azote organique total dans les sédiments a été déterminée par la méthode conventionnelle de Kjeldahl; digestion d'.un échantillon d'environ 0.5 à 1 g de sédiment sec dans 10 ml d'acide sulfurique concentré et de 1 ml de sulfate de cui-vre a lOfo h 500°C pendant 16 h, suivie du dosage de l'ammonium dans le liquide résiduel dilué et neutralisé, par la méthode du phénol-ijypochlo- rite (Sla\jyc et Mc Isaac, 1972).
Les acides aminés particulaires ont été dosés selon la procéd'ure décrite par Stevenson et Cheng (l970).
Les nitrates et les nitrites ont été dosés selon la méthode décrite par Armstrong et al. (1967)*
L'ammoniura a été déterminé par la méthode phénol-hypochlorite décrite par Slaivyc et Mc Isaac (l972).
Les sulfates ont été dosés par titration au chlorure de barium avec le réactif de Thorin comme indicateur (Rainwater et Thatcher, 156O).
Les bicarbonates ont été déterminés par titration acide jusqu’au virage du mé tliyl orange.
Le fer et le manganèse dissous ont été déterminés par spectrométrie d'absorption atomique de flamme, après filtration des échantillons sur membran- ne Millipore de 0.45 p de porosité,et acidification
20
COS\IDlTEO[yS D'OXYDO-RÉDUCTiOiy DAîyS LES EVliLŒUX lyATÜRELS
1 . RELATIONS ENTRE LE METABOLISIffi BACTERIEN ET LES CONDITIONS REDOX DU MILIEU.
1.1 Caractérisation des conditions rédox des milieux naturels.
1.2 Caractérisation du métabolisme bactérien.
1.5 Conditions d'occurence des divers types de métabolismes.
2. APPLICATION A QUELQUES MILIEUX NATURELS.
2.1 Conditions rédox dans les rivières polluées.
2.2 Conditions rédox dans les sédiments.
I- RELATIONS EfMTRE LE MÉTABOLISÈVIE _ BACTÉRIEI^ ET LES COSyDiTîOiyS RÉ-
DOX DU EViSLIEU.
22
«1. CARACTÉRiSATIOSy DES COS\IDiTW!yS REDOX DES IVliLlEÜX P^TÜRELS.
1.1,1. SIGNIFICATION gr I^IESÜRE DIT PûTEtlTIEL D'OXYDO-REDÜCTION \ DANS LES MILIEUX EN EQUILIBRE THERMODYNAMIQUE.
1,1.1.1 Définition du potentiel d* o.xydo-réduction.
Dans un milieu à l'équilibre thermodynamique, l'activité des formes oxydantes et réductrices de tous les couples Rédj^/Ox:^ présents, réagissant selon l'équation
Réd^j^ + m H^O --- > Ox^ + 1 + ne , obéit à la relation de Nemst (Garrels et Clirist,
^ AG’ RT T a(Oxi) RTl „ / 4. 4. • \ Eh = + — In —i- --- pH (pour tout x)
n F nF a(Rédi) nF
Cette relation définit univoquement le potentiel d'oxydo- réduction à l'équilibre thermodynamique. Ce potentiel peut être considéré comme une mesure de la disponibilité globale du milieu en oxydants.
1»1.1.2 Mesure du potentiel rédox.
Par définition, le Eh peut être estimé indirectement par la mesure de la concentration des deux formes rédox d'un couple particulier.
Le Eh peut aussi être mesuré directement au moyen d'une électrode de platine, poiar autant qxie la vitesse d'échange électronique entre l'électrode et les espèces en solution (courant d'échange) soit suffi
samment grande (Stumm, 1966). C'est le cas lorsque le milieu contient en concentrations sxxffisantes des espèces chimiques électro-actives (comme les ions Fe''"*’ ou Mn"*^ succeptible s de réagir de façon réversible à la surface de l'électrode. Bien souvent cependant, les espèces rédox présentes sont en concentration trop faible, ou leur réactivité est trop limitée, pour pro
duire un coucant d'échange suffisant. C'est le cas de nombreux couples ré—
dox importants dans les milieux; naturels (comme N^/NO^, NH^/N^, CO^/matière .
organique,...). Dans d*autres cas, la réactivité des composés rédox à la sur
face de l’électrode de platiiîo n’est pas identique à celle qui se manifeste en solution, de sorte que le potentiel mesuré ne correspond pas au potentiel rédox de la solution. Ce cas se présente avec deux especes rédox importantes dans les milieux naturels: l'oxygène et les sulf\ires.
Dans les eaux aérées, où le Eh est déterminé par l’oxy
gène dissous, les mesures de potentiel rédox faites à l’électrode de platine sont toujours beaucoup plus basses que le Eh attendu pour la réaction;
0^ + 4 + 4 e~- > 2 H^O
Eh = 1 .23 - 0.059 pH + 0.015 log pO^
Sato (i960) et Breck (l9?2) ont expliqué ce fait en admettant que la réduction électrochimique de l’oxygène en milieux aqueux s’accompagne de la formation d’ ^2^2 intermédiaire et que seule cette première étape produit un courant d’échange suffisant pour être détectée par la mesure électrochimiqtie:
0^ + 2 + 2 e" —.... > H^O^
Eh = 0.682 - 0.059 pH + 0.050 log pO^/aCH^O^).
Un problème analogue se pose lors des mesures de potentiel rédox dans les milieux contenant des sulfures, pour lesquels Berner (1963) a montré qu’elles correspondent à la réaction
HS"---> S°, , + + 2 e"
<■--- rnmb
Eh = - 0.062 - 0.030 pH - 0.030 log a(HS") plutôt qu’à l'oxydation complète
HS" + 4 H^O --- » SO"" + 9 H"^ + 8 e"
Eh = 0.252 - 0.066 pH + 0.007 log a(S0"")/(<HS").
Une certaine prudence est donc nécessaire lors de l’interpré
tation des mesures de potentiel rédox au moyen d’une électrode de platine.
Cependant, Breck (l9?2) a développé une méthode de déter
mination du Eh mettant en jeu l’équilibration avec le système étudié d'\me fai
ble quantité d'un couple rédox électroactif utilisé comme "indicateur". La métho
de, bien que difficile à utiliser en toutes circonstances, est indépendante de la réactivité à l'électrode des espèces chimiques présentes , et permet donc une mesure fiable de la disponibilité électronique globale du milieu.
24
1.1.1.3. Potentiel rédox clana le.q milieux métastatiles.
Les problèmes évoqués ci-dessus de la mesure directe du Eh posent plus généralleraent celui de l'influence de la réactivité des couples rédox présents dans un milieu sur la définition même du potentiel rédox de ce milieu. Le Eh ne peut être défini rigoureusement que pour un milieu en équi
libre thermodynamique. Pour des raisons opérationnelles évidentes, cette défi
nition peut cependant s'étendre au cas des milieux en équilibre métastable.
Ainsi, le potentiel rédox d'une solution stérile de glucose dans l'eau aérée est déterminée par l'oxygène; à cause de son manque de réactivité dans les conditions considérées, le couple glucose/C02 n'intervient pas dans la détermi
nation du Eh.
Une telle définition opérationnelle du potentiel rédox dépend alors non seulement de la composition du système, c'est à dire de la concentra
tion des différentes espèces rédox, mais aussi de la réactivité de ces espèces dans les conditions considérées (Par "conditions", il faut entendre à la fois les conditions physiques -température, pressiorh- et chimiques -présence ou absen
ce de catalyseiirs, y compris les microorganismes-).
Un bref aperçu de la cinétique des réactions chimiques et microbiologiques dans lesquelles peuvent être impliqués les principaxix couples rédox présents dans les milieux naturels est donc nécessaire avant d'aborder le problème de la définition du Eh dans les milieux naturels. C'est l'objet du paragraphe suivant.
1.1.2. REACTIVITE DF.S PRP1CIPAUX COlTPUjS REDOX PRESETTS DAKS IJ;S MILIEUX NATURELS.
Pari.oi les élémants présents dans Mes silieux nat^irels en q-uantités appréciables et susceptibles d'intervenir dans aes processus rédox (chimiques spontanés ou microbiologiques) ~fissent pr.lr.cipalement l'oxygène, le manganèse, l'azote, le fer, le soiifre et le carbone.
1.1.2.1. Le système oxygène-^ eau.
L'activité microbiologique est bien sûr le facteur le plus important qui affecte le comportement de l'oxygène dans les eavix naturelles.
L'oxygène est utilisé comme oxydant pour l'oxydation hétérotrophe de la matière organique. L'eau est oxydée en oxygène poire la réduction du GO^ en matière organique par les organismes photosynthétiques.
L'interconversion purement chimique de l'oxygène etleau est également importante car elle contrôle la valeur effective du potentiel rédox dans les eaux oxygénées. Ce contrôle a été discuté en détail par Sato (196O) et Breck (1972). Les deux auteurs ont souligné le fait que la réduction de l'oxj’gène est un processus en plusieurs étapes dans lesquelles le peroxyde d'oxygène est un intermédiaire;
O2 + 2 + 2 e" ^ (l ) + 2 -f 2 e“ - 2 K^O (2)
Le pœmifir de ces processus est rapide; le second., qui implique la rupture d'unei liaison 0-0 est très lent. Une certaine concentration d'H^O^, non négli
geable peut donc s'accumuler dans les eaux naturelles oxygénées. Un grand nom
bre d'espèces chimiques (dont les formes oxydées du fer et du manganèse) réa
gissent facilement avec -^2^2 redécomposant en 0^ et en emp’èchant me oxy
dation plus poussée de la solution par la réaction (2). L'état stationnaire ainsi établi entre 0^ et H^O^ est le mode effectif de contrôle du potentiel rédox dans les milieux aérés, au moins en ce qui concerne les réactions pure
ment chimiques. La relation de Nemst pour l'équilibre entre 0^ et H^O Eh = 1.25 - 0.059 pH + 0.0T51og pO^
doit dès lors être remplacée par celle de la réaction (i ) Eh = 0.682 - 0.059 pH + 0.050 log pO^/H^O^
La concentration de régime.de H.,0„ qui apparaît dans cette relation a été esti-
* "6 ^ ^ ^ *1
mée par Sato et Breck à 10 et 10 moles/l respectivement, ce qui donne Eh = 0.862 - 0.059 pH + 0.050 log pO^ (Sato)
Eh = 1.012- 0.059 pH + 0.050 log pO^ (Breck)
Eh,mV
26
1 .1 .2.2, Lo système man,?anèse.
La figure 1.1.1 montre, an tenrie de Eh et de pH, les zones de stabilité thermodynamique des formes du manganèse,- dans un milieu de compo
sition représentative d'une eau douce naturelle (carbonates totaux; 5®equ/l;
soufre total: 2 mmoles/l). Il prévoit que EnO„ (pyrolusite) est la phase solide stable, insoluble, amc potentiels rédox élevés, tandis que MnCO^ (rho- doclrrosite) est stable aux potentiels plus bas, avec uns concentration de plus de 1.0 pnoles/1 de Mn dissous en équilibre atix pH inférieurs à 7*8* A des poten tiels encore plus bas, ImS devient la phase solide stable; sa solubilité reste relativement élevée. Notons d'ailleurs qu'en présence d'autres métarix tels que le fer, dont les sulfures sont beaucoup plus insolubles, la concentration en sulfm'es libres est fortement réduite, et I-înCO^ reste la phase solide stable dans toute la partie inférieure du diagramme Eh-pH.
Plusieurs -formes cristallographiques de de I-InOOH et de î-înCO^ existent (Bricker, 1965)* Le diagramme présenté ici est calculé pour les plus stables d'entre elles. Il peut se faire que d'autres formes, ou des phases mixtes de composition mal définie se forment spontanément les premières
(Stumm et Morgan, 1970). L'allure du diagramme ne s'en trouverait pas qualita
tivement modifiée.
Fig. 1.1.1. Diagramme de stabilité des formes du Manganèse dans vin mi
lieu représentatif d'une eau douce.
La réduction spontonée de par les sulfures ou par divers composés organiques (composés sovifrés réduits, phénols, acides galliqueq, aci
des tanniques) procède relativement vite en nilieti synthétique (Stxinm et Morgan, 1970). L'intervention directe de raicroorfionismes dans ce même processus a également été démontrée. C'est ainsi que Idirlich (1966) a isolé à partir de nodules ferro-raanganiques de l'Atlantique deux souches hactériennes capables, après adaptation, de réduire en présence de glucose. Leherte (1976) a d'autre part obtenu la réduction du I-SriO^ en anaérobiose dans milieu synthé
tique contenant de l'acétate comme seul substrat organique et inoculé par quelques ml d'eau de l'Escaut. Dans des conditions analogues, des témoins sté
riles ne montrent aucune réduction.
La vitesse de l'oxydation chimique de Mn dans les eaux oxygé
nées est fortement dépendante du pH. En solution, elle n'est mesvirable, sixr vine période de quelques jours, qu'ainc pll supérieirrs à 8.5 (Stumm et Morgan,
1970). La présence d'une phase solide susceptible d'adsorber a-ccélère grandement la réaction. Ainsi, 'dans l'oxydation en solution, se manifeste un effet autocatalytique d\i l’InO^ formé par la réaction même (Stumm et Morgan, 1970)
Mn(ll) + 1/2 0^ --- ». (s) très lent Mn(ll) + Mn02(s)--- ^ Mn(ll) .^^^(s) rapide I-In(ll).Mn02(s) + l/2 2 I>ti02(s) lent
Il est probable que d'autres phases solides puissent avoir rôle catalytique analogue en facilitant à leur svirface les transferts électroniques depuis Mn
4H"
Ceci expliquerait l'oxydation relativement rapide de Mn dans des ea\nc natu
relles stériles (Leherte, 1976).
En outre, la présence et/ou l'activité de certaines bactéries accélèrent l'oxydation. C'est le cas notamment des bactéries du genre Sphaero- tilùs-Leptothrix, également impliquées dans l'oxydation et la précipitation du fer ferreiox par un processus qui ne semble pas lié au métabolisme énergé
tique de ces bactéries (l'îulder, 1964)» et d'ime souche d'Arthrobacter isolée à partir de nodules de manganèse de l'Atlantique (Ehrlich, 1966).
/
28
1.1.2 O. Le système aaoto.
Les interconversions ïmrsirent chimiques de la plupart des formes de l'azote sont extrêmement lentes et tout le comportement de l'azo
te dans les milieux naturels est conditionné par l'activité microbiologique.
La figure 1.1.2.a montre les domaines de stabilité ther
modynamique des différentes formes d'azote en solution aqueuse. est l'es
pèce dominante dans la plus grande partie du diagramme.
Fig. 1.1.2. Diagramme de stabilité des formes de l'azote.
a. Equilibre thermodynamique incluant l'espèce N^.
b. Equilibre métastable excluant
La réduction rapide du nitrate en N2 est opérée par les bactéries dénitrifiantes présentes en abondance dans les milieux anaérobies.
La réaction inverse, oxydation de en NO^ ou NO^ ne semble catalysée par au
cun microorganismes. De même, l'oxydation directe de en n'a jamais été mise en évidence. La réaction inverse, la réduction d'IT2 très difficile. Cette transformation, même en anaérobiose, est toujours consomma
trice d'énergie pour les microorganismes et n'a jamnis qu'un rôle biosynthé
tique, l'ammonium foraé étant immédiatement incorporé aux protéines (assimi—
lation de l’azote atmosphérique) (Painter, 197^^5 et al., 1974)»
La très faible réactivité de Hg, et la lenteur de la plupart des réactions d'interconversions de H2 avec les autres formes d'azote minéral (à l'exception de la dénitrification), justifient que l'on considère comme inaccessible et que l'on établisse le diagran-me de stabilité des autres formes de l'azote considérées comme métastables par rapport à (Pigure 1.1.2.b).
Ce diagramme est plus conforme à la réactivité réelle du s3’'stèrae azote, en particulier parce.que l'oxydation microbiologique de l'ammonium ne se fait jamais qu'avec formation de nitrite, lui-même oxydé ensuite en nitrate (nitri
fication) .
\
1.1.2.4. Le système fer.
Un diagramme de stabilité thermodynamique des composés du fer, calculé poinr un milieu représentatif d'une eau douce naturelle est repré
senté dans la figure 1.1.5. Pour établir ce diagramme, certaines espèces métastables ont été considérées à la place des espèces stables thermodynamique
ment pour des raisons cinétiques. Ainsi, l'hydroxyde ferrique amorphe Fe(OH)^ (^*) â été considéré à la place de l'hématite, parce que la première forme apparaît spontanément la première et n'est que très lentement convertie en - la seconde (Carrels et Christ, 1965)* Pour les mêmes raisons, la mackinawite (PeS) et la greigite (Pe^S^) ont été considérées plutôt que la pyrite ou la pyrrhotite
(Berner, 1967»'1971)» les premiers minéraux ayant été identifiés comme les plus importants constituants des sulftires de fer fraîchement précipités dans les sédiments récents (Berner, '1967? Doyle, 19é8).
Ainsi établi, le diagramme prévoit que le fer particulaire existe sous forme d'hydroxyde ferrique aux potentiels supérieurs à 120 raV à pH 7»
sous forme de sidérite entre 120 et -I90 mV, sous forme de mackinawite en-des
sous de -I90 mV. Le fer dissous n'apparaît à des concentrations supérieures à 10 |imoles/l qu'entre 23O et -I90 mV, sous forme d'ion ferreux.
Le diagrjimme a été établi pour une eau douce ne contenant des phosphates qu'à de très faibles concentrations, comme c'est le cas en général^
des eaux de surface. Dans l'eau interstitielle des sédiments, par contre, la concentration en phosphates j>eut être importante et la vivianite (Pe^(P0^)2«
8IÎ2O) peut devenir une phase solide thermodynamiquement stable. Bricker (l975) a montré en effet la présence conjointe de vivianite et de sidérite (PeCO^) en équilibre dans les sédiments de la Baie de Chesapeake.
(*) La nature exacte de cette phase est actuellement sujette a discussion (8ti3Tnm et Morgan, 1970).
30
Faute de données thermodynasiiques, la glauconite, alumino- silicate mixte de fer et de potas^5.i^'u•n présentant un haut rapport Pc(lH)/Pe(ll), n'a pas pu être prise en considéra.tion'dans lo diagraiime. Les observations re- la tives à la présence de ce minéx'al dans les sédiments marins récents suggèrent qu'il soit stable dans lin domaine de Eh intermédiaire entre le domaine de stabi
lité des oxydes et hydroxydes feriûques et celui de la siderite (Berner, 197l)«
La réduction des composés ferriques en composés ferreux peut se produire spontanément. Le rôle direct des bactéries .hétérotrophes dans ce processus a également été démontrée (Bromfield, 1954)i ^
L'oxydation spontanée des ions ferreux par l'oxygène est lente en milieu acide mais ra-pide atix pH supérieurs à 6 (Stumm et Lee, 196I). En outre, trois groupes de microorganismes catalysent l'oxydation du fer II (ilulder, 1964):
les microorganismes engainants du groupe Sphaerotilus-Leptothrix, présents dans les eaux polluées riches en matières organiques, les organismes du genre Gallio- nella, capables de croître en milieu purement minéral avec PeS comme seul substrat à des pH voisins de 6-7 et certaines espèces du genre Thiobacillus, capables d'effectuer l'oxydation aérobie du fer II dans des milieux très acides, où l'oxydation spontanée ne se produit pas.
Fig. 1.1.3» Diagramme de stabilité des espèces du fer dans un milieu de composition représentative d'\me eau douce.
Eh,mV
1,1.2.5. Le systè.mo noufre.
La figure 1,1.4* montre les domaines de stabilité thermodynamique des différentes espèces du soufre dans les milieux naturels. Toutes les espèces n’apparaissant pas dans ce diagramme bien qu'elles puissent intervenir comme intermédiaire dans certains processus raicrobiologiques (S0~, »•••)>
ne sont stables thermodynamiquement, et n'apparaissent jamais en concen
tration significative dans les milieux naturels (Garrels et Ilaser, 1958).
Fig. 1.1.4. Diagramme de stabilité thermodynamique du soufre.
La réduction des sulfates en sulfures est im phénomène exclu
sivement biologique. Des mécanismes d'activation énergétiquement assez coûteux sont d'ailletirs nécessaires aux bactéries sulfatoréductrices pour vaincre la stabilité chimique de l'ion sulfate.
L'oxydation des sulfures en sulfates est au contra,ire une réaction rapide et spontanée en présence d'oxygène, accéléi’ée en outre par la présence de mtières en suspension (V/heatland, 1954). Elle peut également être catalysée par des microorgmismes , même à des teneurs très faibles en oxy{^ne, ou simplement en présence de nitrates.
32.
1.1,2.6. Le système carbone.
Le diagramme de stabilité thermouynaraiq-ue des espèces du carbone est représenté dans la fig\ire 1.1.5» Les seules espèces stables sont les membres du système carbonate et le méthane. Les autres composés du carbone à état d'oxydation intermédiaire, ne sont jamais thermodynamiquement stables à des concentrations, supérieures à 10 H, comme le montre la figure 1,1.6.
Fig. 1.1.^. Diagramme de stabilité des espèces du carbone.
La réduction des carbonates, =ainsi que de molécules organiques simples (acétate, formate, methanol), est réalisée par les organismes producteurs de méthane. L'oxydation du méthane en'CO^ est également catalysée par des bactéries générallement actives à de très faibles concentrations en oxygène
(Cappenberg, 1972).
Fi^. 1 ,t »6. Diagramme à'équili
bre concentration-Eh pour divers composés du carbone, (carbone to
tal; 5 10“%5 pH 7.5)
54.
1.1.2.7. Syrithèse.
Les considérations thermodynaiiiiques et cinétiques qui précèdent sont résumées dans la figure 1.1.7 qu.i montre, en fonction du Eh et pour une valeur du pH de.7*5» la composition d'urj système représentatif d'une eau douce naturelle, à l'équilibre thermodynamique pour tous les processus pour lesquels existent des mécanismes de catalyse chimique ou microbiologique siiffisamraent rapides. Un tel diagramme se distingue donc d'ùn diagramme piirement thermodyna
mique par le fait qu'il contient implicitement certaines hypothèses cinétiques, l'équilibre d'espèces métastables ayant été représenté dans certains cas au lieu de celui d'espèces thermodynamiquement stables mais peu réactives (cas de l'oxy
gène, des hydroxydes de fer III, des formes de l'azote..,).
.gc
I
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OU _g o>
~o OUi
Figure 1.1.7. Diagramme d'équilibre concentration-Eh pour une eau douce naturelle à pli 7.5.
1.1.5. g^WILIBRE III-TiWa gr POT'gTTIBL in^OX ILMTS LES I-'UTJEUX NATURELS. ’
Un écosystème ne constitue jcinals \m milieu en équilibre ther
modynamique stable. Tout écosystème est en effet un système dynamique soumis à un flux d'énergie. Dans la plupart des cas, ce flux d'énergie est alimenté soit par un apport d'énergie lumineuse utilisée par les organismes photosynthé- tiques pour synthétiser des molécules organiques hautement instables, soit par un apport direct de ces molécules organiques provenant d'une autre partie de l'écosystème ou de l'extérieur. Les métabolismes hétérotrophes et chemolitho- trophes dissipent ce flux d'énergie en tendant à ramener le système vers son équilibre thermodynamique. L'état stationnaire éventuellement atteint dans un tel système dynamique peut ne pas pouvoir être décrit valablement par un modè
le thermodynamique d'équilibre, et l'on doit dès lors s'interroger sur la signi
fication même du concept de potentiel rédox dans les milieux natuirels.
L'obseirvation montre cependant qu'entre les principaux cou
ples rédox considérés dans le panagraphe 1.1.2., uin équilibre thermodynamique interne n'est pas loin d'être réalisé dans la plupart des milieux naturels.
Ainsi Thorstenson a montré à partir de données analy
tiques concernant les eaux interstitielles de sédiments marins et les eaux anoxiques de lacs et de bassins marins profonds, que les valeurs de potentiel rédox calculées à partir du .rapport des concentrations de CH^ et de HCO~,'de HS et de SO^ , de NH^ et de respectivement concordent relativement bien
(Figure 1.1.8.). _ ___
Fig. 1.2.8. Valeurs du Eh calculées à partir des con
centrations en HS~et S0~~(o) et à partir des concentra
tions en CH^ et HGO~ (a) ©n fonction de la valeur calcu
lée à partir de NH^ et dans une série de m,llieux naturels' (Thorstenson, 1970)-
3G
Quantitativement moins démonstratives, mais néanmoins indica
tives quant au degré d'appx'oche de l'équilibre thermodynamique atteint dans les milieux naturels, sont nos propres obserara-tions concernant la dis'bribution des forme^3 oxydées de l'azote dans l'estuaire de l'Escaut (Billen, 1975).
Les ■’/aleurs'du Eh (mesurées à l'électrode de pla,- tine) et du plî de diverses stations de mesures tout au long d'un profil longitudinal de l'estu
aire ont été portées dans la figure 1.1.9 sous forme d'un point noir lorsque la station corres
pondait à une zone de présence de nitrate ou de nitrite ,sous forme d'un carré blanc lorsque l'ammonium constituait la seule forme d'azote mi
néral présente en concentration supérieure à 2 pmoles/l. On voit qu'une limite empirique de la forme
Ehp^ =0.820 - 0.08 pH
Eig. 1.1.9. Zones de pré
sence et d'absence des forv mes oxydées de l'azote dars l'Estuaire de l'Escaut.
(Billen, 1975)
sépare la zune de présence et d'absence des formes oxydées de l'azote. Cette limite se compare bien avec la limite théorique de stabilité des nitrates et nitrites par rapport à l'ammonium (Fig. 1.1.2 b)
Eh = 0.897 - 0.079 pH,
la différence d'environ 77 mV pouvant probablement s'expliquer par les difficultées techniques asso
ciées à la mesure du Eh au moyen d'une électrode de platine (voir 1.1.1.2).
Remarquons ceipendant que dans ce cas, un équilibre thermodynamique n'est pas atteint, des concentrations importantes d'ammonium subsistant dans la zone de présence des nitrates.
Enfin, un grand nombre d'observations analytiques dans des mi
lieux naturels divers présentant des gradients de conditions d'oxydo-réduction (rivières polluées, lacs ou bassins stratifiés, eaux intersti tielles des sé
diments) correspondent étroitement, en ce qui concerne la distribution des cou
ples rédox considérés en 1.1.2 à la composition prévue par un modèle d'équili
bre thermodynamique, représentée dans la figiure 1.1.7. (Richards, 1965; Thor- stenson, 1970; Billen et al., 1976; voir aussi plus loin § I 2.1.).
En première approximation, il est donc permis, dans la plupart des milieux natiirels, de considérer qu'un équi.libre thermodynamique interne est réalisé entre les couples rédox minéraux principaiix présents dans ces milieux.
Dans ces conditions, un potentiel rédox pe^3.t être défini dans les systèmes naturels relativement au sous-système constitué par les couples rédox princi
paux en équilibre l'un par rapport à l'autre. Le potentiel rédox ainsi défi
ni ne tient donc pas compte de la présence de molécules orgs-niques hautement réductrices dans le milieu: il'caractérise seulement le milieu quant à sa disponibilité en oxydants utilisables dans le métabolisme rédox des micro
organismes.
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38.
CARACTÉRlSATiOiy BU .^ÉTABOLiSîVlE BACTÉRlEi\i-
1.2.1. SOURCE DE CARBOIIE ET SOURCE D’EHEI^GIE.
Les divers types de métabolisme existant chez les microorganismes peuvent se caractériser sur la base de leurs modes d’assimilation- du caxbone d’une part, de production d’énergie d’autre part.
En ce qui concerne l’assimilation du carbone, on distingue les métabolismes hétérotrophes et les métabolismes autotronhes.
Les métabolismes hétérotrophes dépendent esseptiellement de matières organiques exogènes pour leur approvisionnement en carbone. Une faible fraction de cel’JiJ.-'Ci peut cependant provenir de l’incorporation de CO^ par diverses voies enzymatiques
(Wood et Utter, 1965) permettant notamment la synthèse de certains intermédiaires clefs du métabolisme (voies anaplérotiques). Cette fraction est généralement comprise entre 1 et 10 5"“ du métabolisme carboné total (Romanenko, 19^4î Sorokin, 1965; Overbeck, 1974)-
Dans les métabolismes autotrophes, par contre, le CO^ est à l’origine de tout le carbone utilisé dans la biosynthèse. Outre les voies enzymatiques existant chez les organismes hétérotrophes (notamment la carboxylation du phospho-énol- pyruvate), les organismes autotrophes possèdent tous le système de carboxylation du ribulose 1,5 di P (cycle de Calvin), qui constitue chez eux la voie princi
pale d’incorporation du CO^ (Senez, 196?)*
Chez les organismes non phototrophes, le mode de prodiiction d’énergie utilisable pour le métabolisme réside essentiellement dans l’ox^'^dation d’un
substrat réduit, organique (chemoorfranotronhie) ou minéral (chemolithotronhie).
Parmi les métabolismes chemoorganotrophes, il faut distinguer
(i) les métabolismes rcsniratoires, dans lesquels le pouvoir oxydant est régénéré pso: la réduction d’un oxydant prélevé dans le milieu extérieur, par l'intermé
diaire d’une chaîne de transfert d’électrons. La phosphorylation de l’ADP en ATP se fait dans ce cas à la fois au niveau du substrat lors de certaines étapes enzymatiques de l'oxydation du substrat organique et au niveau de la chaîne de transfert d’électrons;
(ii) les métabolismes fermentatifs. dans lesquels la régénération du pouvoir oxydant se fait, sans l'intervention d’aucun oxydant extérieur, par réduction
du substx’at organique préalablement oxydé. La phosphor;',''dation de l’ADP se fait dans ce cas uniquement au niveau du substrat.
Dans le cas des métabolismes chemolithotrophes, le substrat miné
ral est oxydé au moyen d'un oxydant extérieur’ par l'intermédiaire d'une chaîne do transfert d'électrons au niveau de laquelle se fait la phosphorylation de l'ALP (respiration minérale).
Autotrophie et chenolithotrophie d'une part, hétérotrophie et chemoorganotrophie d'autre part, sont générallement associés chez les microorga
nismes. Ces modes d'assimilation du carbone et de production d'énergie sont cependant fondammentalement indépendants et distincts. Des exemples existent de bactéries chemoorganotrophes vivant de façon autotrophe: ainsi Pseudomonas oxa- laticus en croissance sur formate assimile tout son carbone à partir de bicarbo
nate par un cycle de carboxylation du ribulose 1.5 di P (Quayle et Keech, 1959)*
Inversément, des exemples existent de bactéries présentant simultanément un mé
tabolisme énergétique chemolithotrophe et carboné hétérotrophe5 ainsi, Desulvo- vibrio desulfuricans est capable de tirer son énergie de l'oxydation de l'hydro
gène couplée à la réduction des sulfites ou des sulfates, m.ais dépend de matière organique pour la biosynthèse (Mechalas et Bittenberg, 19^0, Vosjan, 1975)»
La plupart des bactéries chemolithotrophes peuvent d'ailleurs utiliser dans une certaine mesiire des substrats organiques exogènes pour leur croissance (Ritten- berg, 1969). En aucun cas, la matière organique n'inhibe spécifiqxiement leur métabolisme (Rittenberg, 1969» 1972), comme le pensait Winogradski (I890).
