III.2 Réactivité lors du traitement des eaux usées
III.2.1 Biodégradation au niveau des stations d’épuration
L’activité microbienne est responsable de la transformation naturelle des molécules chimiques organiques et inorganiques dans l’environnement. De même, cette activité appelée biodégradation est la base de l’un des processus majeur de dépollution des eaux dans les stations d’épuration.
Deux types de biodégradation peuvent être distingués. Le premier type est la biodégradation primaire, pendant laquelle l’action biologique cause suffisamment d’altérations dans la structure chimique de la molécule pour que cette dernière perde ses propriétés spécifiques. Le deuxième type est la biodégradation ultime, elle correspond à la minéralisation de la molécule qui finit transformée en CO2, CH4, sels minéraux et permet, via l’assimilation de ces composants, la synthèse de matériel génétique et à terme la production de biomasse (Brycki et al., 2014 ; Scott et Jones, 2000). Dans un environnement tel que les bassins d’aération des stations d’épuration, de nombreux micro-organismes sont présents et forment des consortiums. Dans ces consortiums, la dégradation d’un produit se fait au bénéfice d’un seul micro-organisme (commensalisme) ou au bénéfice de plusieurs micro-organismes (synergisme) (Brycki et al., 2014). Ce synergisme peut amener à la biodégradation ultime de la substance organique. Les micro-organismes métabolisent les substances présentes dans leur environnement qui constituent une réserve d’énergie et de nutriments. Les différentes classes de substances chimiques entraînent différents comportement des micro-organismes mais la plupart de ces molécules peuvent être dégradées (Ying, 2006).
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Les structures des molécules étudiées dans ce travail constituent une source de carbone et d’azote pour les micro-organismes qui les dégradent. Les amines peuvent être dégradées grâce à une oxydation. De même, des hydroxylations des chaînes carbonées permettraient aux micro-organismes de cliver les liaisons C-N du BAPLA et du DDAC. Les cycles aromatiques chlorés de la chlorhexidine seraient également dégradables par déhalogénation des cycles (Alexander, 1981).
III.2.1.1
Mécanisme de biodégradation du CHD
La chlorhexidine représente une source d’azote pour les micro-organismes (Kido et al., 1988). Sakagami
et al. (1986) ont pu isoler dans les boues de stations d’épuration des souches de Pseudomonas aeruginosa capables de dégrader la chlorhexidine. Selon le mécanisme proposé par ces auteurs, la
dégradation de la chlorhexidine mène aux produits finaux suivants : le pyrocatechol pour les organismes acclimatés à la substance biocide, le pryogallol si les souches ne sont pas acclimatées à la molécule (figure 6).
Figure 6 : Sous-produits de transformation de la chlorhexidine par P.aereuginosa. i : pyrogallol ; ii : pyrocatechol.
La dégradation de la chlorhexidine par une source résistante d’Acromobacter xyloxidans, souche bactérienne retrouvée dans le milieu hospitalier, a également été étudiée. Les sous-produits qui en résultent seraient le p-chlorophenol et le pyrogallol alors que seul ce dernier composé a été retrouvé lors de la dégradation de la molécule chez une souche non résistante (Ogase et al., 1992).
Uyeda et al. (1996) proposent un chemin réactionnel plus détaillé de la dégradation primaire de la chlorhexidine par une souche de Pseudomonas aeruginosa. Selon cet auteur, deux chemins possibles mènent à différents produits de transformation (figure 7). Tanaka et al. (2005, 2006) précisent dans leurs travaux que la première voie (voie directe), entraîne la formation de produits issus de la dégradation du cycle aromatique de la chlorhexidine alors que la deuxième voie (voie modifiée) entraîne la fixation de pyruvate sur les amines primaires de la molécule. De plus, dans la dégradation aromatique ces auteurs retrouveraient également la p-chloroaniline avec le produit CHDP-6 identifiée par Sakagami
et al. (1986).
Uyeda et al. (1996) ont également étudié la dégradation de la chlorhexidine à partir d’isolats cliniques, parmi lesquels se trouvent Pseudomonas aeruginosa et Pseudomonas cepacia, Alcaligenes faecalis et
Alcaligenes xyloxidans, Serratia marcescens. Selon leurs travaux, Serratia marcescens pourrait dégrader
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III.2.1.2
Mécanisme de biodégradation du DDAC
Selon la littérature, la biodégradation des ammoniums quaternaires n’est possible qu’en milieu aérobie. Pour cette biodégradation, les micro-organismes se serviraient de l’oxygénase, une enzyme oxydante (Ying, 2006). Lors de la dégradation aérobie des ammoniums quaternaires trois mécanismes différents pourraient avoir lieu selon Brycki et al. (2014) :
Mécanisme 1 : Hydroxylation de la chaîne alkyle au carbone terminal suivi d’une oxydation de l’alcool en aldéhyde puis en acide carboxylique.
Mécanisme 2 : Hydroxylation en alpha de l’azote central sur la chaîne alkyle du composé suivi d’une scission de la liaison C-N au niveau de la chaîne alkyle hydroxylée suivi d’une oxydation de l’alcool.
Mécanisme 3 : Hydroxylation d’un carbone méthylé suivi par une déméthylation de la fonction. Selon ces mêmes auteurs, l’hydroxylation des chaînes alkyles des ammoniums quaternaires est un processus essentiel. Mais les structures des différents composés peuvent faire varier la cinétique de dégradation. Ainsi, plus le nombre de groupes méthyles sur l’azote central sera important, plus la cinétique sera lente : du plus biodégradable au moins biodégradable R4N+ > R3MeN+ > R2Me2N+ > RMe3N+ > Me4N+ (Brycki et al., 2014 ; Garcıa et al., 2001 ; Ying, 2006). Des bactéries gram positif et négatif sont capables de dégrader les ammoniums quaternaires. Dans les deux cas, les micro-organismes se servent de ces substances comme source de carbone (Van Ginkel et al., 2003).
Nishihara et al. (2000) ont étudié la dégradation du DDAC par des souches de Pseudomonas
fluorescensis isolées à partir des boues d’une station d’épuration. Au cours de ce travail, l’une des quatre
souches qui a pu s’acclimater à la molécule a été en mesure de dégrader le DDAC. Van Ginkel et al. (2003) aboutissent aux mêmes conclusions sur une souche bactérienne isolée des boues de stations d’épuration. Selon ces auteurs, le mécanisme 2 décrit précédemment serait mis en jeux pour cette molécule (figure 8). Une hydroxylation successive des deux chaînes hydrophobes débuterait puis elles seraient oxydées en décanal ou en acide décanoïque. Ces deux produits et la diméthylamine formés seraient enfin utilisés pour la biodégradation ultime de la molécule.
Figure 8 : Chemin de dégradation du DDAC par Pseudomonas fluorescensis tiré de Nishihara et al. (2000). MDA : méthyldécylamine ; DMA : diméthylamine.
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Van Ginkel et al. (2003) ont réalisé des tests sur des ammoniums quaternaires aux longueurs de chaines alkyles différentes et en concluent que la longueur de ces dernières aurait une influence sur la capacité de biodégradation du fait de leur tendance à s’adsorber fortement. Ainsi, plus la chaîne est longue, plus la molécule présente un potentiel d’adsorption fort et moins elle serait disponible pour les micro- organismes responsables de la biodégradation.
III.2.1.3
Mécanisme de biodégradation du BAPLA
Peu d’études portant sur la biodégradation du BAPLA ont été réalisées à ce jour. Toutefois, dans leurs travaux, Van Ginkel et al. (2003) élargissent leurs conclusions sur la dégradation des ammoniums quaternaires aux alkylamines. Le BAPLA faisant partie de cette classe de molécules, la biodégradation de ce composé par les micro-organismes pourrait se faire grâce à une hydroxylation de la chaîne alkyle. La molécule représenterait alors une source de carbone pour ces micro-organismes.