Évaluation de bioprocédés d'assainissement en phase solide/liquide par l'utilisation de biotests écotoxicologiques.

Renoux, Agnès Y. (1996). Évaluation de bioprocédés d'assainissement en phase solide/liquide par l'utilisation de biotests écotoxicologiques. Thèse. Québec, Université du Québec, Institut national de la recherche scientifique, Doctorat en sciences de l'eau, 186 p.

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Résumé

La relation biodécontamination-détoxication sur des matrices relatives aux sols a été évaluée par le biais de biotests écotoxicologiques. En partant de l'hypothèse selon laquelle la biodégradation ou la bioélimination de contaminants s'accompagne d'une réduction concomitante de la toxicité globale, un système expérimental simple de colonnes sol/liquide de biodégradation de composés dérivés de la créosote a été étudié. Par ailleurs, un système expérimental de simulation d'épandage de boue après "biolixiviation" des métaux lourds, et un système à grande échelle de biodégradation ex situ d'hydrocarbures aliphatiques contaminant un sol ont été ensuite étudiés avec une batterie complète de biotests. La première étape de ce projet a été de constituer la batterie de biotests permettant l'évaluation des systèmes sol/liquide. Cette batterie comportait les biotests suivants: Microtox® en phase solide (Photobacterium phosphoreum; 20 min), germination de graine d'orge (Hordeum vulgare; 5 j), croissance de la tige d'orge (Hordeum vulgare; 14 j), germination de graine de laitue (Lactuca sativa; 5 j), mortalité du ver de terre (Eisenia foetida, 14 j), Microtox® (Photobacterium phosphoreum; 15 min), élongation radiculaire (Lactuca sativa; 48 h), croissance phytoplanctonique (Selenastrum capricornutum, 96 h), mortalité de daphnie (Daphnia magna, 48 h) et SOS Chromotest ± S9 (Escherichia coli). Finalement des outils de gestion des données écotoxicologiques ont été proposés. D'un point de vue pratique, l'intérêt d'utiliser des biotests en contact direct avec le sol a été mis en évidence, et les conséquences des manipulations d'échantillons sur la mesure de la toxicité ont été évaluées. L'évolution de la toxicité dans un modèle de biodégradation de composés dérivés de la créosote en solutions mixtes a été étudiée avec le test Microtox®. Les composés solubilisés en solution aqueuse ont été injectés dans des colonnes de sol et dégradés par la flore microbienne indigène du sol. Après passage au travers des colonnes, la toxicité de chaque solution, exprimée en inhibition de la bioluminescence, a été réduite très significativement jusqu'à des valeurs proches de la limite de détection du test. Cette détoxication s'est accompagnée d'une réduction simultanée des composés les plus toxiques (phénanthrène et p-crésol) dans les solutions, ce qui a permis de vérifier l'hypothèse de travail. Le procédé de décontamination des boues d'épuration, la biolixiviation des métaux lourds, a été évalué à l'aide d'une batterie de biotests. Dans le but de simuler l'épandage agricole, des boues d'épuration traitées (c. à d. biolixiviées) ou non-traitées ont été mélangées avec un sol non-contaminé utilisé comme témoin négatif aux taux de 1 à 100 g/L de sol. Des élutriats de boue ont également été préparés. La biolixiviation a réduit les effets toxiques associés aux boues pour la plupart des biotests, bien que des effets étaient encore mesurables, même après traitement, aux fortes concentrations en boue ou en élutriat. Pour la germination, la boue biolixiviée était moins toxique (C150 orge: 53 g/L; laitue: 13.6 g/L) que la boue non-traitée (72; 16.8 g/L). La boue biolixiviée a stimulé la croissance de l'orge aux taux supérieurs à 56 g/L, alors que la boue non-traitée l'a inhibée à 100 g/L. Les vers ont survécu jusqu'à 56 g/L dans la boue biolixiviée, comparé à 32 g/L dans celle non-traitée. Les valeurs de CI50 du Microtox® était de4.0 % v/v et 8.4 % v/v pour les élutriats de boues non-traitée et biolixiviée respectivement. Aucun effet génotoxique (SOS Chromotest) n'a été détecté dans les élutriats, et aucune différence significative n'a été observée entre les boues avec le test d'élongation radiculaire de la laitue. Le seul biotest où a été observée une augmentation des effets avec le traitement de biolixiviation est celui de la mortalité des daphnies. Dans ce cas, une différence significative n'a été observée qu'à la seule concentration de 5.6 % v/v en élutriat. Cependant, la non-égalité des variances a rendu les résultats des tests d'élongation radiculaire de la laitue et de mortalité des daphnies particulièrement difficiles à interpréter. En conclusion, le traitement de biolixiviation a donc été accompagné d'une réduction de la toxicité. Des expériences complémentaires de bioaccumulation des métaux dans les vers et les tiges d'orge ont permis de mettre en évidence que la biodisponibilité du Cu, du Zn et du Mn a été réduite par le traitement de biolixiviation, indice que la réduction de la toxicité était en partie due à la réduction dans la biodisponibilité des métaux. Des essais complémentaires avec le Microtox® ont permis de mettre en évidence que les manipulations des élutriats, c. à d. l'irradiation gamma et la congélation de 3 mois à -20°C, avaient un effet sur la mesure des effets toxiques. Cependant, aucune interaction entre le traitement des boues et les manipulations n'a été significative, ce qui indique qu'il est possible de comparer les traitements après manipulation des échantillons. La batterie de biotests a également été utilisée pour évaluer un procédé de traitement de sol contaminé avec des hydrocarbures aliphatiques (12 à 24 carbones). Ce traitement ex situ de 1500 m³ de sol issu d'une raffinerie de pétrole a duré 9 mois. Malgré une concentration initiale en huiles et graisses de 2000 mg/kg, aucun effet toxique ou génotoxique n'était significatif dans le sol ou son élutriat avant traitement. Pendant le traitement, qui a diminué les concentrations en huiles et graisses à 800 mg/kg, des effets significatifs ont été détectés par les tests de germination de graine d'orge (MT (toxicité maximale) = 28 %, NOEC = 56 % v/v), de mortalité du ver de terre (MT = 100 %, NOEC = 56 % v/v) et de mortalité des daphnies (MT = 40%, NOEC = 18 % v/v). De plus, une augmentation évidente de la génotoxicité a été observée avec le SOS Chromotest dont les valeur de FICV sont passées de 1. 7 (- S9) et 1.0 (+S9) avant traitement à 2.5 (- S9) et à 1.9 (+ S9) après 9 mois de traitement. Les résultats Microtox® en phase solide n'ont pas été considérés car ce test était très sensible aux sols non-contaminés. Quatre sols non-contaminés, échantillonnés dans différentes zones spécifiques (urbaines, agricoles, forestières) où aucune contamination ponctuelle n'a été enregistrée, ont été testés avec la même batterie. L'élutriat du sol non-contaminé agricole a induit la mortalité des daphnies (MT = 40%, NOEC = 32 % v/v). De plus, les élutriats de trois sols testés avec le SOS Chromotest en absence de S9, et d'un sol en présence de S9, ont montré une activité génotoxique (FICV entre 1.5 et 1.7). Des effets inhérents aux sols sont donc mesurables par certains biotests Dans le but d'évaluer le biotraitement du sol contaminé aux hydrocarbures et de comparer les effets inhérents des sols non-contaminés à la toxicité mesurée sur les sols traités, deux outils de gestion des résultats écotoxicologiques ont été proposés. L'Indice écotoxicologique pour les sols (ESI) intègre en une valeur globale les résultats d'une batterie de biotests. La valeur de l'indice (S) qui en résulte permet la comparaison de différents échantillons. Le Niveau écotoxicologique acceptable pour les sols (NEAS) est établi à partir des résultats obtenus avec les sols non-contaminés et permet de différencier de la toxicité globale d'un sol, l'effet inhérent à tous les sols même non-contaminés. Sa valeur numérique correspond à la moyenne de toutes les valeurs S obtenues avec chaque sol non-contaminé. Ainsi, les échantillons récoltés avant (S = 0) et après le début du traitement (S = 0.48) présentaient une toxicité globale comparable à la toxicité inhérente des sols non-contaminés (NEAS = 0.10). Cependant les valeurs des échantillons prélevés après 5 mois (S = 1.21) et à la fin du procédé de traitement (S = 1.10) ont montré une toxicité augmentée (un ordre de grandeur en échelle logarithmique), et suggèrent que le procédé a été stoppé avant la complète détoxication. Il faut toutefois tenir compte de la complexicité inhérente à ces opérations et à l'hétérogénéité des sols. L'évaluation écotoxicologique a donc prouvé qu'elle pouvait être un outil fiable pour connaître l'efficacité de détoxication d'un procédé biotechnologique, mais il est important de rester conscient de ses limites. Principalement, l'évaluation écotoxicologique, telle qu'appliquée actuellement, ne peut fournir de relation de causalité entre l'élimination des contaminants et celle des effets toxiques. Ainsi, la réduction des effets toxiques ne peut être directement expliquée par la diminution des métaux dans les boues. De même, la cause de l'apparition d'effets toxiques au cours du traitement du sol ne peut être déterminée par l'évaluation écotoxicologique. Il s'agit d'une méthode de détection globale des effets toxiques, qui peuvent être dus à la contamination initiale, aux agents de la biodégradation, aux métabolites, ou aux changements survenus dans la biodisponibilité des contaminants. Dans la perspective d'appliquer l'approche écotoxicologique à l'évaluation des systèmes sols/liquides et des procédés de traitement, ces travaux constituent des résultats importants.

Type de document:	Thèse Thèse
Directeur de mémoire/thèse:	Tyagi, Rajeshwar Dayal
Co-directeurs de mémoire/thèse:	Samson, Réjean
Mots-clés libres:	biodégradation; bioélimination; bioprocédé; biotest; biodécontamination; détoxication; sol; contaminant; colonnes sol/liquide; écotoxicologie
Centre:	Centre Eau Terre Environnement
Date de dépôt:	11 févr. 2014 21:19
Dernière modification:	05 mai 2023 18:24
URI:	https://espace.inrs.ca/id/eprint/1948

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