Soutenance mémoire
Étude mécanistique de l’inhibition microbienne
Classification des inhibiteurs selon leur mode d’action
D’après Fleurette et al. (1995), les agents antimicrobiens autres que les antibiotiques sont classés en deux grands groupes :
– Les produits potentiellement létaux
Les produits potentiellement létaux sont classés en deux grands groupes selon la spécificité de leur action sur les cellules microbiennes :
– Les composés chimiquement très réactifs
Ils ont une action brutale, rapide, temporaire et souvent non spécifique (poisons protocyplasmiques). Pourront se rattacher à ce groupe les oxydants, avec l’eau oxygénée, les halogénés (chlore, iode) et l’oxyde d’éthylène, ainsi que les acides et les bases forts, les aldéhydes, les phénols…
– Les composés chimiquement stables à action plus spécifique
C’est le groupe comprenant les ammoniums quaternaires, les dérivés phénoliques autres que le phénol, la chlorhéxidine, l’héxamidine, l’hexétidine, la dipromopropamidine et les acridines.
– Les produits non létaux mais inhibiteurs de croissance
– Ils comprennent essentiellement les métaux (mercuriels, dérivés du cuivre, du zinc, de l’argent, etc.) et les colorants.
Classification des inhibiteurs selon leurs cibles principales
Selon leur nature et la concentration utilisée, les agents inhibiteurs ont une ou plusieurs cibles. Mais dans la majeure partie des cas, l’accès à la cible nécessite le franchissement de la paroi cellulaire qui est un obstacle à la fois physique et chimique. Les divers types d’organisation de la paroi chez les micro-organismes conditionnent l’accès aux principales cibles et sont donc responsables de la spécificité d’action de certain de ces agents antimicrobiens.
Salton (1968) a décrit quatre étapes dans l’action des agents antimicrobiens :
– Adsorption sur la cellule suivie de la pénétration dans la paroi ;
– Réactions complexes avec la membrane cytoplasmique conduisant à sa désorganisation ;
– Sortie des composants de faible poids moléculaire du cytoplasme ;
– Lyse de la paroi causée par les enzymes autolytiques.
La membrane cytoplasmique reste le site principal d’action des inhibiteurs. Elle assure le métabolisme énergétique de la cellule et est responsable du transport et du maintien des métabolites à l’intérieur de la cellule (Hugo et al.,1992). La première atteinte par une molécule antimicrobienne consiste en une modification de la perméabilité de cette membrane et en la libération des constituants cellulaires. Si elle n’est pas très concentrée et son action n’est pas trop prolongée, l’altération peut être réversible et la fuite du matériel intracellulaire ne provoquera qu’une inhibition de la croissance. Un deuxième type d’action au niveau de la membrane peut consister en une inhibition de la production d’énergie. L’influence de certains produits toxiques sur la force protonique a permis de caractériser certaines molécules notamment dans le groupe des phénoliques dont les nitrophénols tel que le para-nitrophénol, le fentichlor, le pentachlorophénol… Au niveau de la membrane on peut avoir une interférence avec la chaîne de transport des électrons ou avec des enzymes membranaires impliquées dans la production d’énergie. La notion de couplage entre la réaction de phosphorylation de l’ATP et les oxydoréductions de la chaîne respiratoire, permet de définir un nouveau type de régulateurs de cette voie métabolique, les découplants. Le découplant est un corps chimique qui empêche le transfert de l’énergie entre les enzymes d’oxydoréduction et l’ATP. D’après Fleurette et al., (1995), les phénols substitués sont connus pour être des découplants énergétiques. D’un autre côté, à l’intérieur du cytoplasme, l’inactivation des métabolismes et enzyme pourrait être totale par la dénaturation, ou ménagée, par des réactions au niveau des groupements thiols et des fonctions hydroxylés, carboxyliques, et amines.
Étude cinétique de l’inhibition microbienne
Kong et al., (1994) citent trois effets majeurs des substances toxiques sur le processus de biodégradation :
– Les substances toxiques peuvent inhiber leur propre dégradation par une inhibition par le substrat c’est l’exemple des phénols (Rezouga et al., 2009). Les techniques d’estimation des paramètres cinétiques sont bien développées et largement étudiées (Volskay et Grady, 1990 ; Tomei et al., 2003, Rezouga et al., 2009 ; Mozo et al., 2012).
– Les substances toxiques peuvent influencer la vitesse de dégradation des composés (biogéniques et xénobiotiques) lorsqu’il y a des interactions complexes, la modélisation de ce phénomène n’est pas simple (Santiago et Grady, 1990 ; Cokgor et al., 2011).
– Les substances toxiques peuvent inhiber la biodégradation des composés organiques biogéniques par les micro-organismes, qui sont alors incapables de dégrader les composés xénobiotiques.
Biodégradabilité des inhibiteurs
D’après Pitter et Chudoba (1990) la prospection de la biodégradabilité des substances cibles doit rejoindre ces trois points écologiques importants :
– L’adaptation des bactéries est-elle nécessaire ?
– Quels sont la vitesse et le degré de biodégradation sous des conditions données?
– Est-il possible d’atteindre la minéralisation ultime ou est-ce que des composés (sous produits ?) toxiques sont produits ?
Pour répondre à ces questions plusieurs stratégies d’analyse ont été développées. En 1990, Pitter et Chodoba ont proposé une classification en accord avec l’OCDE. Trois groupes de tests ont été définis :
– Tests de biodégradabilité immédiate ou facile.
– Tests de biodégradabilité intrinsèque ou inhérente.
– Tests de simulation.
Les tests de biodégradabilité immédiate
D’après Lapertot et Pulgarin (2006) les tests à biodégradabilité immédiate indiquent si le composé est dégradable sous des conditions naturelles sans aucun problème. Il existe six méthodes qui permettent le « sceening » des composés chimiques pour voir s’ils sont effectivement biodégradables dans des milieux aqueux aérobies (Gourdon, 2002 ; Lapertot et Pulgarin, 2006). Les annexes du chapitreI illustrent les principales caractéristiques de ces différentes méthodes de biodégradabilité immédiate. Tous ces tests informatifs distinguent, sans équivoque, des composés facilement biodégradables des autres mais sous-estiment souvent la potentialité de dégradation dans des systèmes environnementaux (Lapertot et Pulgarin, 2006), ainsi que la possibilité de biodégradation et d’acclimatation des composés testés lorsque le temps de contact est supérieur à celui du test effectué (Gourdon, 2002). Lorsqu’un test est négatif, cela ne signifie pas nécessairement que la substance organique est récalcitrante mais indique que des études complémentaires avec des tests de biodégradation intrinsèque sont nécessaires pour évaluer sa biodégradabilité (Gourdon, 2002 ; Lapertot et Pulgarin, 2006). Par conséquent, nous avons fait le choix de la terminologie « biodégradabilité immédiate » plutôt que « biodégradabilité facile » pour insister sur l’importance du temps de contact imposé par les différents tests.
Les tests de biodégradabilité intrinsèque ou inhérente
Pour la catégorie des tests à biodégradabilité intrinsèque, Lapertot et Pulgarin (2006), déclarent que la concentration du composé ciblé et de l’inoculum (généralement des boues activées) sont plus importantes que pour les tests de biodégradabilité immédiate, et lerapport (S0/X0) est en faveur des micro organismes qui peuvent s’adapter pendant de longues périodes. Ces tests fournissent des informations quant à la biodégradabilité dessubstances étudiées. Un composé donnant un résultat positif dans un essai de ce type peut être classé comme intrinsèquement biodégradable. Cependant à cause des conditions favorables qui ont été employées, on ne peut être sûr que dans l’environnement, sa biodégradation soit rapide et sûre, Gourdon (2002). L’OCDE propose trois méthodes distinctes permettant d’évaluer la biodégradabilité intrinsèque d’une substance organique en milieu aqueux et en conditions aérobies, Gourdon (2002).
|
Table des matières
Introduction
Chapitre I : Revue bibliographique
1. Introduction
2. Caractérisation de l’inhibition et de la toxicité
2.1. Étude mécanistique de l’inhibition microbienne
2.1.1. Classification des inhibiteurs selon leur mode d’action
2.1.2. Classification des inhibiteurs selon leurs cibles principales
2.2. Étude cinétique de l’inhibition microbienne
2.2.1. Biodégradabilité des inhibiteurs
2.2.1.1. Les tests de biodégradabilité immédiate
2.2.1.2. Les tests de biodégradabilité intrinsèque ou inhérente
2.2.1.3. Les tests de simulation
2.2.2. Quantification de l’inhibition microbienne
2.2.2.1. Test d’inhibition de la respiration d’une population hétérotrophe d’une boue activée : Procédure 209 de l’OCDE
2.2.2.2. Comparaison des tests d’inhibition
2.2.3. Cinétiques d’inhibition microbienne et formalisme
2.2.3.1. Inhibition enzymatique par une molécule autre que le substrat
2.2.3.2. Inhibition par le substrat
3. Traitement des molécules toxiques dérivées du phénol et problématique de l’acclimatation
3.1. Études de la biodégradation du para-nitrophénol
3.2. Étude du phénomène d’acclimatation
3.3. Modélisation de l’acclimatation
1. Optimisation multiobjectif des procédés
1.1. Principes de l’optimisation multiobjectif
1.2. Formalisme
1.3. Solution d’un problème d’optimisation multiobjectif
1.4. Théories et méthodes de résolution
1.4.1. Choix de la méthode d’aide à la décision (décideur)
1.4.2. Classification des méthodes d’optimisation multiobjectif (concepteur)
1.5. Algorithmes évolutionnaires
1.5.1. Les algorithmes génétiques
2. Conclusion
Chapitre II : Matériel et Méthodes
1. Méthodes expérimentales
1.1. Méthode respirométrique
1.1.1. Description générale du respiromètre
1.1.2. Respirométrie fermée séquencée
1.1.3. Essais respirométriques
1.1.3.1. Matériel biologique
1.1.3.2. Substrats
1.1.3.3. Conduite générale des procédures d’acclimatation
1.1.3.4. Exploitation des respirogramme
2. Techniques analytiques
2.1. Chromatographie à haute performance : HPLC
2.2. Observation microscopique
2.3. Autres méthodes analytiques
3. Méthodes de fiabilisation des procédés
3.1. Modélisation et simulation
3.2. Optimisation multiobjectif
3.2.1. Stratégie d’optimisation
3.2.1.1. Approximation du domaine de Pareto
Résultats et Discussions
Chapitre III : Etude des paramètres cinétiques d’unepopulation mixte dégradant du para-nitrophenol. Variabilité due à l’acclimatation
1. Introduction
2. Modélisation mathématique
3. Validation du modèle
3.1. Biomasse non acclimatée
3.2. Biomasse acclimatée
4. Paramètres cinétique d’une biomasse acclimatée
4.1. Changements dynamiques des paramètres cinétiques et de la morphologie de la biomasse pendant l’acclimatation
4.2. Changements dynamiques des paramètres cinétiques pendant les périodes de carence
5. Conclusion
Chapitre IV : Optimisation multiobjectif du dimensionnement d’un procédé à boues activées traitant un effluent contenant un xénobiotique
1. Introduction
2. Description du procédé
3. Modélisation du procédé
3.1. Formalisme
4. Dimensionnement du décanteur secondaire
5. Position du problème d’optimisation
5.1. Méthodologie
6. Approximation du domaine de Pareto
6.1. Mise en place de l’espace de décision
6.2. Dimensionnement optimal d’un procédé à boues activées classique (scenario 1)
6.3. Optimisation d’un procédé à boues activées dans des conditions de surcharge toxique
6.4. Effet de la concentration en oxygène sur le dimensionnement optimal : stratégie d’aération
6.5. Comparaison entre un procédé à boues activé classique et un procédé à alimentation étagée
6.6. Dimensionnement optimal d’un procédé à boues activées en présence d’un micropolluant hydrophobe : exemple du phénanthrène
6.6.1. Positionnement du problème et modèle utilisé
6.6.2. Effet de la présence du phénanthrène sur le dimensionnement optimal de la STEP
7. Conclusion
Conclusion
