CHAPITRE II
Les bactéries marines hydrocarbonoclastes
et leurs mécanismes d’action
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2006). Toutes les espèces bactériennes ne présentant pas un taux similaire de dégradation des
hydrocarbures, la biodégradation des différents composés entraine une variation des sources
de carbone disponibles dans le milieu au fur et à mesure du processus de biodégradation
(Head et al., 2006 ; Coulon et al., 2007 ; Dubinsky et al., 2013). Cette évolution constante des
sources de carbone disponibles entraine elle aussi une modification de la diversité au sein de
la communauté microbienne indigène au cours du temps. Il existe donc une réelle écologie
bactérienne du site pollué.
II.3 Aspects métaboliques de la biodégradation des hydrocarbures pétroliers.
La biodégradation exploite la diversité génétique et le caractère versatile du métabolisme des
micro-organismes pour la transformation des contaminants en produits moins dangereux, qui
sont ensuite intégrés dans les cycles géochimiques naturels. Elle exploite le potentiel
métabolique des micro-organismes existants par l'utilisation de nouvelles fonctions
cataboliques issues soit de la sélection, soit de l'introduction de gènes codant pour ces
fonctions (Van der Meer et al., 1992 ; Gottschalk and Knackmuss, 1993).
La biodégradation d’un polluant implique une série d’étapes utilisant différentes enzymes
(Abbasian et al., 2015). Les hydrocarbures peuvent sélectivement être métabolisé par une
souche individuelle de microorganisme ou par un consortium de souches microbiennes
appartenant au même genre ou à différents genres (Boopathy, 2000; Varjani et al., 2015;
Varjani et Upasani, 2016). Cependant, le consortium s’est avéré plus efficace que les cultures
individuelles pour métaboliser et dégrader un assortiment complexe d'hydrocarbures (Deziel
et al., 1996; Deppe et al., 2005; Varjani et al., 2013, 2015). La biodégradation totale d’un
pétrole n’est donc possible que grâce à la mise en place d’un consortium bactérien
comprenant des groupes dont les équipements enzymatiques complémentaires permettent la
biodégradation quasi-totale de ces différents types d’hydrocarbures (Head et al., 2006).
Il a été rapporté que pour la biodégradation par les bactéries, les n-alcanes sont préférables
aux HAP (Sugiura et al., 1997; Widdel et Rabus, 2001; Das et Mukherjee, 2007b). Ceci
pourrait être dû à la disponibilité de composés d'hydrocarbures pétroliers (source unique de
carbone et d'énergie) soumis à la décomposition bactérienne, à l'adaptation des dégradeurs
d'hydrocarbures aux environnements pollués et à la présence d'enzymes qui contribuent aux
diverses voies de biodégradation (Boopathy, 2000; Thamer et al., 2013; Meckenstock et al.,
2016). Les composés les plus simples du pétrole brut peuvent être dégradés par une grande
variété de bactéries alors que la capacité à dégrader des composés complexes (tels que les
Les bactéries marines hydrocarbonoclastes
et leurs mécanismes d’action
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2006). Toutes les espèces bactériennes ne présentant pas un taux similaire de dégradation des
hydrocarbures, la biodégradation des différents composés entraine une variation des sources
de carbone disponibles dans le milieu au fur et à mesure du processus de biodégradation
(Head et al., 2006 ; Coulon et al., 2007 ; Dubinsky et al., 2013). Cette évolution constante des
sources de carbone disponibles entraine elle aussi une modification de la diversité au sein de
la communauté microbienne indigène au cours du temps. Il existe donc une réelle écologie
bactérienne du site pollué.
II.3 Aspects métaboliques de la biodégradation des hydrocarbures pétroliers.
La biodégradation exploite la diversité génétique et le caractère versatile du métabolisme des
micro-organismes pour la transformation des contaminants en produits moins dangereux, qui
sont ensuite intégrés dans les cycles géochimiques naturels. Elle exploite le potentiel
métabolique des micro-organismes existants par l'utilisation de nouvelles fonctions
cataboliques issues soit de la sélection, soit de l'introduction de gènes codant pour ces
fonctions (Van der Meer et al., 1992 ; Gottschalk and Knackmuss, 1993).
La biodégradation d’un polluant implique une série d’étapes utilisant différentes enzymes
(Abbasian et al., 2015). Les hydrocarbures peuvent sélectivement être métabolisé par une
souche individuelle de microorganisme ou par un consortium de souches microbiennes
appartenant au même genre ou à différents genres (Boopathy, 2000; Varjani et al., 2015;
Varjani et Upasani, 2016). Cependant, le consortium s’est avéré plus efficace que les cultures
individuelles pour métaboliser et dégrader un assortiment complexe d'hydrocarbures (Deziel
et al., 1996; Deppe et al., 2005; Varjani et al., 2013, 2015). La biodégradation totale d’un
pétrole n’est donc possible que grâce à la mise en place d’un consortium bactérien
comprenant des groupes dont les équipements enzymatiques complémentaires permettent la
biodégradation quasi-totale de ces différents types d’hydrocarbures (Head et al., 2006).
Il a été rapporté que pour la biodégradation par les bactéries, les n-alcanes sont préférables
aux HAP (Sugiura et al., 1997; Widdel et Rabus, 2001; Das et Mukherjee, 2007b). Ceci
pourrait être dû à la disponibilité de composés d'hydrocarbures pétroliers (source unique de
carbone et d'énergie) soumis à la décomposition bactérienne, à l'adaptation des dégradeurs
d'hydrocarbures aux environnements pollués et à la présence d'enzymes qui contribuent aux
diverses voies de biodégradation (Boopathy, 2000; Thamer et al., 2013; Meckenstock et al.,
2016). Les composés les plus simples du pétrole brut peuvent être dégradés par une grande
variété de bactéries alors que la capacité à dégrader des composés complexes (tels que les