€¦ · PAGE 2 Résumés Posters - Thème 4 - 4es Rencontres nationales de la recherche sur les sites & sols pollués 2019 Traitements biologiques et phytomanagement Étude de la

COMMUNICATIONS POSTERS

Recueil postersThème 4

PAGE 2 Résumés Posters - Thème 4 - 4es Rencontres nationales de la recherche sur les sites & sols pollués 2019

Traitements biologiques et phytomanagement Étude de la phytostabilisation assistée sur la biodisponibilité de l’As et du PbRomain NANDILLON, IDDEA ..........................................................................................................................................................................................................................p4

Faisabilité de la filière huiles essentielles sur site pollué par les éléments traces Valérie BERT, INERIS ...........................................................................................................................................................................................................................................p8

Évaluation in situ des effets d’amendements sur le comportement du blé cultivé sur une parcelle agricole contaminée par les activités passées d’une fonderie de plomb Géraldine BIDAR, Groupe Yncréa Lille ................................................................................................................................................................................................p12

Sélection des microorganismes par les espèces ligneuses implantées sur site de phytomanagementStéphane PFENDLER, Université de Saint-Etienne ....................................................................................................................................................................p16

Expérimentation de phytomanagement sur les sols de l’ancien site Rhodia de Saint-André-Lez-LilleBrice LOUVEL, Yncréa Hauts de France ..............................................................................................................................................................................................p19

Valorisation de fibres végétales issues de biomasses produites sur sols contaminés (projet Phytofiber)Michael LECOURT, FCBA ...............................................................................................................................................................................................................................p23

Phytoremédiation assistée d’un sol historiquement contaminé par les dioxines/furanes Joël FONTAINE, Université du Littoral Côte d’Opale .................................................................................................................................................................p25

À la recherche de fougères rustiques accumulatrices de terres rares Marie LE JEAN, Université de Lorraine ...............................................................................................................................................................................................p29

Évaluation de la phytodisponibilité des éléments métalliques présents dans un digestat solide épandu sur une terre contaminée ou nonBrice LOUVEL, Yncréa Hauts de France ..............................................................................................................................................................................................p32

Structural microbial diversity influenced by long-term phytomanagement in a Cu-contaminated soilAritz BURGES, INRA ..........................................................................................................................................................................................................................................p36

Criblage et potentialité métabolique des souches fongiques natives dans la biodégradation des polychlorobiphénylesJoaquim GERMAIN, Université Grenoble-Alpes ............................................................................................................................................................................p41

Utilisation des mousses pour le traitementProjet FAMOUS : Essais de traitabilité d’un aquifère anisotrope et rapide contaminé par des COVS en utilisant des techniques de sparging amélioréNicolas FATIN-ROUGE, Université de Bourgogne Franche-Comté ..................................................................................................................................p47

Étude de la mousse comme agent bloquant dans les nappes phréatiques à forte vélocitéRomain ARANDA, Université de Bordeaux .......................................................................................................................................................................................p51

Étude de la sélection de micro-organismes et leur transport à l’aide de mousse de surfactant pour l’amélioration du traitement biologique In Situ d’hydrocarbures dans le sol et de la combinaison de traitement chimique et biologique In situDouglas PINO HERRERA, Université Paris-Est ...............................................................................................................................................................................p54

Projet MOUSTIC : mousses pour les eraitements In situ de zones insaturées Contaminées par des hydrocarburesQuentin GIRAUD, INTERA .............................................................................................................................................................................................................................p56

Posters THÈME 4Techniques de dépollution, modalités de gestion et travaux

PAGE 3 Résumés Posters - Thème 4 - 4es Rencontres nationales de la recherche sur les sites & sols pollués 2019

Traitements des pollutions concentréesSuivi multiparamétrique de la première désorption thermique de PolyChloroBiphénylesLaurent THANNBERGER, VALGO .............................................................................................................................................................................................................p60

Essais multi-échelles de lavage granulométrique de sols pollués pour une sécurisation du traitementBérénice RANC, ELEMENT TERRE ...........................................................................................................................................................................................................p64

« UBELL » ou pourquoi surveiller à long terme un traitement in situ des eaux souterraines ?Samuel WILDEMEERSCH, SPAQUE ........................................................................................................................................................................................................p68

Essais de faisabilité et modélisations multiphasiques relatives à la récupération d’hydrocarbures légers piégés dans des solsZouma KOUAME, COLAS Environnement .........................................................................................................................................................................................p72

ESTRAPOL : essais de faisabilité de traitement de sols polluésEmmanuel VERNUS, PROVADEMSE ......................................................................................................................................................................................................p76

Traitement passif d’eau de ruissellement acide chargée en métaux par drain anoxique calcairePhilippe MONIER, RETIA ...............................................................................................................................................................................................................................p80

Étude cinétique de la pyrolyse de molécules toxiques pour optimiser un procédé de dépollution des sols Nicolas VIN, Terbis ............................................................................................................................................................................................................................................p84

Optimisation des procédés de bioremédiation par ajout de biochar dans des sols contaminés Doirane LOIRAT, Biobasic environnement .......................................................................................................................................................................................p88

Oxydation chimique du décane par le persulfate activé au fer II : quel(s) impact(s) sur le signal de résistivité électrique et de polarisation provoquée ?Tamara MAURY, Bordeaux INP-UBM ....................................................................................................................................................................................................p92

Incorporation du Benzo-[a]-pyrene par un champignon filamenteux du sol, Talaromyces helicus Claire BARANGER, Université de Technologie de Compiègne............................................................................................................................................p96

Remédiation in situ d’un aquifère multi-contaminé par mise en œuvre de techniques combinéesBérénice RANC, ELEMENT TERRE ........................................................................................................................................................................................................p100

Evaluation in situ de modes de gestion appliqués sur une friche multicontaminée de la carbochimieBrice LOUVEL, Yncréa Hauts de France ...........................................................................................................................................................................................p104

Utilisation des ferrates pour la décontamination de sols contaminés par des polluants polychlorés(Projet « RéDOx PolChlor »)Olivier MONFORT, Université Clermont Auvergne ....................................................................................................................................................................p108

Évaluation de microcosmes de sols pour étudier la biosorption d’éléments traces métalliques par la souche fongique Absidia cylindrospora Ilham BENJELLOUN,Normandie Université.................................................................................................................................................................................p112

Dépollution des sols dans un réacteur bioslurry : analyse expérimentale et modélisation des mécanismes impliqués dans l’élimination des hydrocarbures aromatiques polycycliquesDouglas PINO HERRERA, Université Paris-Est ............................................................................................................................................................................p116

Traitement in situ de PFAS en utilisant un charbon actif liquide Aurélien TRIGER, REGENESIS .................................................................................................................................................................................................................p120

Mécanisme de réduction de l’hexachlorobutadiène et de l’hexachloroéthane par des particules Pd/Fe Romain RODRIGUES, BRGM....................................................................................................................................................................................................................p122

Coopération interrégionale pour promouvoir la nanoremédiation Noële ENJELVIN, Université de Lorraine ........................................................................................................................................................................................p126

Retour sommairePAGE 4 Résumés Posters - Thème 4 - 4es Rencontres nationales de la recherche sur les sites & sols pollués 2019

Etude de la phytostabilisation assistée sur la biodisponibilité de l’As et du Pb

Romain NANDILLON1,3,4,5, Manhattan LEBRUN1,2, Florie MIARD1, Marie GAILLARD4, Stéphane SABATIER4, Louis DE LARY DE LATOUR3, Fabienne BATTAGLIA-BRUNET3,5, Domenico MORABITO1*,

et Sylvain BOURGERIE1 1 : Université d’Orléans, INRA USC1328, LBLGC EA1207, rue de Chartres 45072 Orléans cedex 2 ([email protected]; [email protected]; [email protected];

[email protected]) 2 : University of Molise, Department of Biosciences and Territory, Pesche (IS), Italy

3 : Bureau de Recherches Géologiques et Minières (BRGM), Orléans, France ([email protected]; [email protected])

4 : IDDEA, Environmental consulting engineering, Olivet, France ([email protected]; [email protected]; [email protected])

5 : CNRS, BRGM, ISTO, UMR 7327, 45071 Orléans, France. * contact : D. Morabito Résumé Les résidus d’exploitations minières représentent une source importante de métaux et métalloïdes pouvant impacter les écosystèmes. Des techniques appropriées doivent donc être appliquées pour remédier ces sols miniers contaminés, comme par exemple par des approches de phytomanagement. Parmi celles-ci, une des techniques envisageable est la phytostabilisation aidée qui fait appel à des amendements et implique la mise en place d'un couvert végétal de façon à réduire la mobilité des contaminants. La présente étude vise à évaluer une méthodologie de mise en œuvre et de suivi d’un procédé de phytomanagement par phytostabilisation aidée. Pour ce faire, le technosol minier à remédier (district minier de Pontgibaud, France) a tout d’abord été caractérisé d’un point de vue géochimique et agronomique. Les résultats obtenus nous ont amené à devoir améliorer la qualité du substrat par l’utilisation de différents amendements puis à évaluer, en mésocosme, la capacité d’une herbacée et de plusieurs espèces ligneuses à croître dans les conditions choisies. Au final, la méthodologie mise au point a été transposée pour validation au niveau d’une parcelle expérimentale du site minier considéré pour un suivi sur une période de plusieurs années. Introduction Les sites et sols pollués par des contaminants métalliques représentent une problématique majeure. Parmi ces sites, se retrouvent de nombreuses anciennes mines, pour la plupart délaissées et pour nombre d’entre elles avec un impact fort sur les écosystèmes, présentant un risque d’exposition. En conséquence, la mise en œuvre d’un procédé de remédiation est requise. Une des approches possibles est le phytomanagement qui permet une utilisation durable des sols afin d’obtenir des avantages environnementaux et sociétaux et éventuellement un profit économique, tout en assainissant les sols. Lorsque la procédure fait appel à des amendements contribuant à stabiliser les polluants et favoriser la mise en place d’un couvert végétal, on parle de phytostabilisation aidée. Les sites miniers présentent des caractéristiques spécifiques parfois extrêmes qu’il s’agit de déterminer afin d’améliorer leur fertilité et diminuer leur toxicité pour permettre une végétalisation. Dans ce contexte, une étude de faisabilité d’un procédé de phytostabilisation aidée [1] d’un ancien site minier a été menée tout d’abord en mésocosme puis sur site. La démarche adoptée dans la présente étude a consisté en : (1) l’évaluation de l’influence de différents amendements organiques et inorganiques sur la biodisponibilité de 2 éléments toxiques, le plomb et l’arsenic, présents à des fortes concentrations (2) l’étude de la capacité du trèfle associé au saule à croitre sur le technosol différemment amendé, (3) l’optimisation des combinaisons d’amendements afin de contrôler la mobilité de l’As et du Pb. Les résultats obtenus en mésocosme ont été transposés au terrain avec l’aménagement d’une parcelle expérimentale et son suivi. Ce travail mené dans le cadre d’une thèse CIFRE, avait pour objectif de définir une méthodologie de mise en œuvre et de suivi d’un procédé de phytomanagement par phytostabilisation aidée. Les objectifs spécifiques et tâches accomplies sont décrits figure 1.


Figure 1 : Logigramme de l’enchainement des objectifs et tâches de l’étude

Matériel et méthodes Le site d’étude (district minier de Pontgibaud, au lieu-dit de Roure-les-Rosiers, Puy-de-Dôme) [2] est un bassin de décantation d’une ancienne mine de plomb argentifère. La mesure des concentrations pseudo-totales et des concentrations phytodisponibles des éléments métalliques et métalloïdes du technosol étudié, la caractérisation de l’eau porale (pH, conductivité électrique, carbone organique dissous et concentrations en métaux et métalloïdes) et la mesure de la masse sèche et des concentrations en As et Pb dans les racines et parties aériennes des végétaux étudiés ont été réalisées. La parcelle expérimentale d’environ 250 m2 a été subdivisée en 4 blocs différemment amendés (figure 2). Le bloc 1 comprend 2% de biochar, le bloc 2, 5% de compost, le bloc 3 combine 2% de biochar avec 5% de compost et enfin le bloc 4 renferme 2% de biochar, 5% de compost et 0,15% de sulfate de fer. La moitié de chacun des blocs a été végétalisée par du trèfle combiné à 4 espèces de saule [3] ; sur ¼ de chacun des blocs un semis de trèfle a été réalisé et le dernier quart a été laissé en l’état. Résultats et discussion Une première série d’expériences a été réalisée sur site et en mésocosme afin d’étudier les caractéristiques physico-chimiques du technosol et l’effet de différents amendements sur le développement du trèfle et du saule. Les résultats obtenus ont permis ensuite de mettre en place le dispositif de phytostabilisation aidée sur le site étudié. Le technosol présentait une importante contamination en métaux et métalloïdes, avec principalement du Pb (env. 10 g.kg-1) et de l’As (env. 0,5 g.kg-1) ; il était par ailleurs acide (pH 4,3) et dépourvu de végétation. La phytostabilisation assistée a été proposée comme un outil prometteur pour la gestion à long terme des sites pollués. L'optimisation de l'efficacité du procédé implique le choix d'amendements appropriés [4] qui permettront à la fois l'immobilisation des contaminants et une croissance efficace des plantes retenues. Ainsi, le travail en mésocosme a consisté à évaluer l’effet de différents types d’amendements organiques et inorganiques (biochar, compost, terre végétale et scories), seuls ou en combinaison, sur les caractéristiques du technosol de Pontgibaud tant au niveau agronomique que du point de vue de sa toxicité. Tous les types d’amendements testés ont permis d'augmenter le pH et la conductivité électrique de l’eau porale, et induit une diminution de 90% de la concentration de plomb dans l’eau porale et de 93% de la fraction phytodisponible de ce polluant. Toutefois, pour tous les amendements, la concentration d’arsenic dans l’eau porale a augmenté. Des résultats contrastés ont été obtenus au niveau de l'As phytodisponible. Par ailleurs, les amendements apportés ont amélioré la croissance de Phaseolus vulgaris (utilisés comme plante indicatrice de la toxicité des substrats) et ont eu tendance à diminuer les concentrations de métaux et métalloïdes dans leurs organes aériens. La concentration en arsenic dans leurs racines n’a pas diminué, contrairement à celle du plomb.


Figure 2 : Schéma conceptuel de la parcelle expérimentale avec emplacement des espèces de saules

(Salix purpurea, Salix alba, Salix triandra, Salix viminalis, Salix sp autochtone et Salix atrocinerea) sur les différents blocs amendés et emplacement des piézomètres. PB : P + Biochar 2%, PC : P +

Compost 5%, PBC : P + Biochar 2% + Compost 5%, et PBCS : P + Biochar 2% + Compost 5% + Sulfate de fer 0,15%.

Dans un deuxième temps, afin d’optimiser le choix des amendements, le technosol minier a été amendé en mésocosme par du biochar, du compost et de la grenaille de fer pour évaluer leurs effets sur (i) les propriétés physico-chimiques du sol et de l’eau porale, (ii) la mobilité, la biodisponibilité et la bioaccessibilité des métaux et (iii) la capacité de Trifolium repens à germer et se développer. Les amendements utilisés ont permis l'établissement d'un couvert végétal. La combinaison des trois amendements a entraîné une diminution significative des concentrations d'As et de Pb dans les tissus du trèfle, principalement dans les organes aériens. Ils ont également permis, pour certains d'entre eux, de réduire de moitié la fraction phytodisponible de l'arsenic. Toutefois, dans le cas du compost, les concentrations en As dans l’eau porale et la fraction biodisponible de l’As ont augmenté. Tous les amendements utilisés ont eu des effets contrastés sur les fractions bioaccessibles des métaux. Au final, il apparaît que la combinaison d'amendements la plus efficace a été l'ajout au technosol de 5 % de biochar et de 5 % de compost. Le technosol de Pontgibaud présente une contamination multiple en éléments métalliques et métalloïdes, ce qui représente un défi pour les options de phytomanagement. En effet, l’apport d’amendements peut avoir des effets antagonistes sur la disponibilité des nutriments et des polluants présents. Il est donc important d’associer des espèces végétales qui seront adaptées à ces conditions et dont le développement permettra une remédiation efficace du site. Ainsi dans un 3ème temps, des monocultures et polycultures de Salix viminalis et de Trifolium repens ont été menées pendant 105 jours afin d'étudier le potentiel de ces deux espèces à se développer sur le technosol amendé à l’aide de biochar, en évaluant (1) la capacité de ces espèces végétales à croître en présence de polluants (2) leur concentration dans les divers organes des végétaux. L'efficacité de la phytostabilisation a également été évaluée par l'étude du transport particulaire, des métaux et métalloïdes dans les eaux de percolation en fonction du type de végétation. Les rendements en biomasses aérienne et souterraine et les concentrations en Pb et As dans les tissus des 2 espèces végétales ont également été mesurées. La polyculture de saule et trèfle a produit des biomasses sèches en trèfle inférieures à celles obtenues en monoculture. Les biomasses de saules n’ont quant à elles pas été impactées par la présence de trèfle. L’association du saule et du trèfle a provoqué une augmentation de la concentration du plomb et de l’arsenic dans les organes du saule, alors qu’elle a diminué dans le trèfle. La polyculture de saule et de trèfle a également montré un impact sur la mobilité de l’As et du Pb dissous ou particulaire. La présence de trèfle permet de diminuer le plomb dissous dans l’eau de percolation, alors qu’aucun effet n’a été observé pour l’arsenic dissous. Il apparaît donc que l’association du saule et du trèfle dans un contexte de phytomanagement serait plus appropriée que leur monoculture. Après avoir déterminé les amendements les plus appropriés à incorporer au technosol minier, à savoir une combinaison de biochar, de compost et de sulfate de fer, et les végétaux à implanter (association de saules et de trèfle), un suivi tant au niveau du sol qu’au niveau de la végétation a été réalisé sur la parcelle aménagée (figure 2). La grenaille de fer ayant inhibé la croissance du trèfle, cet amendement a été remplacé par du sulfate de fer. Les résultats des analyses physico-chimiques du technosol en cours de phytostabilisation ont


montré une amélioration de la qualité agronomique du technosol, avec une augmentation du pH et des teneurs en éléments nutritifs, lorsque le biochar et le compost sont combinés ; le sulfate de fer n’ayant pas eu d’impacts significatifs sur ces paramètres. Cette étude de terrain a également mis en avant un impact contrasté des amendements et des végétaux sur la phytodisponibilité des métaux et métalloïdes, différents de ceux obtenus en mésocosme. L’analyse microbiologique du technosol a mis en avant un microbiote « adapté » avec la présence des genres de microorganismes connus pour être résistants aux métaux et métalloïdes. Les analyses des concentrations des polluants dans les feuilles de saules et dans les parties aériennes du trèfle, sur deux saisons de croissance, ont montré des concentrations de plomb dans les feuilles de saules de 50 mg.kg-1 en moyenne et pour le trèfle bien supérieures (de 14 à 86 fois plus). Les concentrations étaient relativement homogènes entre les différentes espèces de saule et stables dans le temps. Les concentrations d’arsenic dans les feuilles de saules ou dans le trèfle, après deux saisons de croissance, étaient relativement proches (environ 30 mg.kg-1). Cependant, les teneurs en plomb et en arsenic mesurées, que ce soit pour les saules ou le trèfle sur la parcelle expérimentale étaient toutes inférieures à celles retrouvées dans les expériences en mésocosme. Ceci, démontre l’importance de réaliser des expériences in-situ sur le long terme pour évaluer un procédé de phytostabilisation du fait de conditions environnementales bien différentes de celles du laboratoire. Conclusions et perspectives Ces travaux ont permis de dégager une combinaison d’amendements et une association de végétaux permettant la mise en place d’un procédé de phytomanagement d’une parcelle expérimentale ce qui a eu pour effet de stabiliser l’As et le Pb. Ces travaux mettent en avant les potentialités que représentent ce process dans la gestion des sols pollués. En termes d’investigations possibles à venir, le suivi de la parcelle expérimentale (et notamment l’évolution du technosol) doit être poursuivi. Cela devra être fait (1) en analysant en particulier les composants tels que la matière organique, les métaux et métalloïdes tant d’un point de vue chimique (spéciation) que physique (répartition verticale), et (2) en suivant également la production de biomasse des végétaux et la présence des polluants dans leurs différents organes. Références [1] Wang, L., Ji, B., Hu, Y., Liu, R., & Sun, W. (2017). A review on in situ phytoremediation of mine tailings. Chemosphere 184, 594-600. [2] Lebrun, M., Miard, F., Nandillon, R., Hattab-Hambli, N., Scippa, G. S., Bourgerie, S., & Morabito, D. (2018). Eco-restoration of a mine technosol according to biochar particle size and dose application: study of soil physico-chemical properties and phytostabilization capacities of Salix viminalis. Journal of Soils and Sediments 18(6), 2188-2202. [3] Lebrun, M., Miard, F., Nandillon, R., Léger, J. C., Hattab-Hambli, N., Scippa, G. S., ... & Morabito, D. (2018). Assisted phytostabilization of a multicontaminated mine technosol using biochar amendment: Early stage evaluation of biochar feedstock and particle size effects on As and Pb accumulation of two Salicaceae species (Salix viminalis and Populus euramericana). Chemosphere 194, 316-326. [4] Nandillon, R., Miard F., Lebrun M., Gaillard M., Sabatier S., Bourgerie S., Battaglia‐Brunet F., & Morabito D. (2019). Effect of biochar and amendments on Pb and As phytotoxicity and phytoavailability in a technosol. CLEAN Soil Air Water in press. Remerciements Nous remercions l'Association Nationale de la Recherche et de la Technologie (ANRT) pour le financement de la thèse de R. Nandillon.


Faisabilité de la filière huiles essentielles sur site pollué par les éléments traces (projet PhytEO)

Valérie BERT1*, Alexandre PERLEIN1, Joël FONTAINE2, Robin RAVEAU2 et Anissa LOUNES-HADJ SAHRAOUI2

1 : Unité Technologies Propres et Economie Circulaire, INERIS, DRC/RISK, Parc Technologique Alata, BP2, 60550 Verneuil-en-Halatte, [email protected]

2 : Univ Littoral Côte d’Opale, EA 4492 – UCEIV – Unité de Chimie Environnementale et Interactions sur le Vivant, SFR Condorcet FR CNRS 3417, 50 rue Ferdinand Buisson, F-62228 Calais cedex, France,

[email protected]

* contact : [email protected] Résumé Le projet PhytEO (La production d’huiles essentielles : une filière éco-innovante de reconversion des sols historiquement pollués, APR Graine 2016, 2017-2019) a pour but l’étude de la faisabilité technique d’une filière non alimentaire de production d’huiles essentielles à partir de biomasse de plantes à parfums aromatiques et médicinales (PPAM) sur des sites agricoles contaminés aux éléments potentiellement toxiques (EPT, seuls les métaux sont considérés) de la zone de Metaleurop (Evin-Malmaison, Région Hauts-de-France). La présentation porte sur les transferts d’EPT dans les différentes matrices d’intérêt pour le projet : sols, parties aériennes de deux espèces végétales (coriandre et sauge sclarée), huiles essentielles obtenues à partir de ces espèces et résidus de distillation de ces espèces. L’intérêt d’utiliser la coriandre et la sauge dans une stratégie de phytostabilisation aidée à l’aide d’un inoculum mycorhizien a été évalué au cours des 2 premières années du projet. Les possibilités de valorisation des huiles essentielles pour des usages non-alimentaires et des résidus de distillation en méthanisation et en compostage ont été étudiées en tenant compte de la présence des EPT. Les principaux résultats obtenus au cours de la première année du projet sont la mise en évidence d’un comportement accumulateur pour le Cd dans le cas de la coriandre ; la réduction du transfert en Pb et en Zn dans les parties aériennes de la sauge en présence de l’inoculum mycorhizien; la confirmation que la sauge peut être utilisée dans la filière étudiée sur la base de l’étude des concentrations en EPT ; l’absence de contamination des huiles essentielles produites à partir de biomasses de coriandre et de sauge issues du sol agricole pollué. Introduction Le projet PhytEO (La production d’huiles essentielles : une filière éco-innovante de reconversion des sols historiquement pollués, APR Graine 2016) a été mis en place dans le contexte de la contamination des sols agricoles à proximité de l'usine sidérurgique Metaleurop avec une perspective de transférabilité à d’autres sites présentant une contamination similaire. L'activité de Metaleurop a entrainé, via les fumées et leurs retombées en poussières chargées par des éléments potentiellement toxiques (EPT), la contamination notamment par le Cd, Pb et Zn du territoire à proximité de cette usine. Cela représente plus 730 hectares répartis sur 3 collectivités territoriales des Haut-de-France. L'étendue de la contamination mais aussi la valeur agricole de ces terres fait que les méthodes physico-chimiques de gestion et de dépollution conventionnelles ne sont pas adaptées à une telle situation. Cette contamination pose de nombreux problèmes : risque sanitaire, risque environnemental et non-conformité des productions agricoles vis-à-vis des EPT. Le projet PhytEO a pour but l’étude d’une filière de production éco-innovante à haute valeur ajoutée de biomasse non alimentaire pour la production d’huiles essentielles (HE). Cette production est issue de plante à parfum aromatiques et médicinales (PPAM) sur la base des principes de la phytostabilisation aidée. Sur 4 ha (2 ha de sol contaminé et 2 ha de sol témoin non contaminé), des essais in situ de PPAM ont été réalisés pour démontrer l’intérêt d’utiliser des espèces végétales productrices d’HE dans une stratégie de phytostabilisation à l’aide d’un amendement biologique.


Les résultats qui seront présentés concernent les transferts d’EPT dans le continuum sol-plante ainsi que dans les huiles essentielles produites à partir des différentes espèces étudiées et dans les résidus de distillation. Les EPT mesurés sont ceux classiquement mesurés dans le cadre d’une évaluation de risque sanitaire (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Sb et Zn). Après recherche bibliographique, les espèces végétales (Coriandrum sativum, Slavia sclarea) ont été sélectionnées pour leurs cycles de végétation, leurs capacités à ne pas accumuler les EPT dans les parties aériennes récoltables et à produire des huiles essentielles à haut potentiel commercial. Angelica archangelica a également été sélectionnée pour le potentiel commercial des HE qui en sont issues, bien que n’étant pas connue pour ces capacités phytostabilisatrices. Les voies de valorisation des résidus de distillation envisagées sont la méthanisation et le compostage. La présentation porte sur l’étude de la faisabilité technique du phytomanagement à l’aide des PPAM pour les années 1 et 2 du projet. Plus particulièrement, la stratégie de phytostabilisation aidée mise en œuvre sera évaluée ainsi que la possibilité d’utilisation des huiles essentielles à des fins non alimentaires sur la base des concentrations en EPT mesurées. Enfin, des voies de valorisations des résidus de biomasse sont proposées aux vues des concentrations en EPT. Cette présentation est complémentaire de celle de R. Raveau et al. (ULCO) « Développement d’une filière éco-innovante de valorisation non alimentaire de phytomasse produite sur des sols contaminés par des ETM : production d’huiles essentielles ». Matériels et méthodes Les sites d’étude (sols agricoles témoin et pollué) et les modalités de mise en œuvre sur ces sites sont présentés en Figure 1. La Figure 2 retrace les actions menées en années 1 et 2 sur les sites d’étude témoin (Rodelinghem) et pollué (Evin-Malmaison). En bref, sur chaque site, des prélèvements de sol ont permis de réaliser un état initial (EPT et analyses pédo-agronomiques). Suite à ce diagnostic qui a confirmé la présence de Cd, de Pb et de Zn sur le site d’Evin-Malmaison, un semis d’espèces végétales (angélique, sauge et coriandre) a été réalisé au printemps selon le dispositif présenté en Figure 1. Dans le cas des parcelles inoculées, les graines ont été enrobées par un inoculum mycorhizien commercial sous forme de poudre (AGTIV cultures spécialisées, Premier Tech agriculture) avant d’être semées. En années 1 et 2 du projet, l’angélique ne s’est pas développée. En été, des prélèvements de parties aériennes des espèces s’étant développées sur chacun des sites avec les sols associés sont collectés puis les EPT sont mesurés par ICP-OES ou MS. La récolte totale des parcelles de sauge et de coriandre a été réalisée à la suite de ces prélèvements puis les biomasses végétales ont été distillées par un entrepreneur, partenaire du projet, spécialisé dans la fabrication d’huiles essentielles (P. Ferrant, Ferrant Phe). Des échantillons de résidus de distillation des biomasses et d’huiles essentielles ont été prélevés et les EPT analysés. Compte tenu des caractéristiques pédologiques du site pollué, l’amendement chimique n’a été mis en œuvre qu’en 2ème année. Des micro-parcelles sur le site pollué d’Evin-Malmaison ont été réalisées au printemps de l’année 2 selon les modalités suivantes : pas d’amendement, avec et sans amendement chimique commercial (laitier d’aciérie) à deux doses d’essai, avec et sans inoculum mycorhizien commercial, avec et sans coriandre. Cet essai a été mis en place suite aux résultats de l’année 1 qui ont mis en évidence un transfert important de Cd dans les parties aériennes récoltables de la coriandre. Les amendements ont pour but de réduire ce transfert.


Figure 1. Photographies aériennes (A, C) et plans (B, D) des sites d’étude. A et B : Rodelinghem (sol témoin). C et D : Evin-Malmaison (sol pollué aux EPT). En vert : parcelles avec coriandre ; en bleu : parcelles avec sauge ; en rouge : parcelles avec angélique. T : pas d’amendement ; M : inoculum

mycorhizien ; C : amendement chimique

Figure 2. Chronologie des actions réalisées sur les sites d’étude


Résultats et discussion Seule une partie des résultats obtenus est présentée ci-après. La caractérisation pédo-agronomique a montré que les 2 sites d’étude ont des caractéristiques pédo-agronomiques différentes (texture, pH, phosphore assimilable, calcaire total). Le site non pollué de Rodelinghem est utilisé comme référence pour les concentrations en EPT dans les parties aériennes des espèces végétales. Les concentrations en Cd, Pb et Zn totales et extractibles des sols confirment le statut de site pollué pour Evin-Malmaison, ces concentrations étant supérieures respectivement aux valeurs de référence des sols français ordinaires) et aux valeurs de référence de la norme ISO 19730:2008(E). Les concentrations totales sont en moyenne sur l’ensemble du site d’Evin-Malmaison de 7,2; 443 et 394 mg kg-1 de Cd, Zn et Pb, respectivement. Les analyses confirment également l’homogénéité de la pollution sur ce site. Contrairement au Pb, la mobilité du Cd et du Zn est importante. L’inoculum mycorhizien réduit la mobilité du Pb, ce qui n’est pas observé dans le cas du Cd et du Zn. Les concentrations dans les parties aériennes de sauge d’Evin-Malmaison sont équivalentes ou supérieures dans le cas du Pb et du Zn à celles mesurées sur le site non pollué de Rodelinghem. Une réduction significative des concentrations de Pb et de Zn dans les parties aériennes de la sauge est constatée sur ce site en présence de l’inoculum mycorhizien. La coriandre affiche un facteur de bioconcentration proche de 1 pour le Cd ce qui traduit un comportement accumulateur pour cet élément. Les concentrations en EPT dans les huiles essentielles issues des biomasses des deux sites non pollué et pollué sont similaires et extrêmement faibles. Ce résultat suggère que les conditions du procédé de distillation ne favorisent pas le transfert des ETP et en particulier du Cd dans les huiles essentielles. Les résidus de distillation montrent une concentration en EPT plus importante que dans les parties aériennes des espèces végétales utilisées pour la distillation (concentration). Dans le cas de la sauge, sur le seul critère concentration en EPT, la valorisation des résidus de distillation en compostage et en méthanisation semble pouvoir respecter les normes applicables au retour au sol de la matière organique issue de ces procédés. Conclusions et perspectives Ces résultats sont encourageants pour la mise en œuvre technique de cette filière de phytomanagement sur le site agricole contaminé par les EPTs d’Evin-Malmaison. La combinaison sauge sclarée et inoculum mycorhizien semble pertinente pour une utilisation en phytostabilisation aidée. Les résultats de la campagne de 2ème année sont en cours d’interprétation. Ils devront confirmer les résultats de la 1ère année du projet. L’étude de l’effet d’un amendement chimique (laitiers sidérurgiques) sur la diminution des concentrations en Cd dans les parties aériennes de la coriandre et sur la fraction extractible de cet élément dans le sol est en cours d’étude. Ces résultats seront présentés. Les résultats obtenus pendant le projet PhytEO permettent d’évaluer la faisabilité d’une nouvelle filière de phytomanagement potentiellement transposable à d’autres sites pollués aux EPT. Remerciements Ces travaux ont été réalisés dans le cadre des projets PhytEO co-financé par l’ADEME (convention N° 1772C0020) et Alibiotech financé par l'Union européenne et la Région des Hauts-de-France.

L’amendement chimique a été gracieusement mis à disposition par le Centre Technique et de Promotion des Laitiers Sidérurgiques et la société LME. Nos remerciements vont également à monsieur Ferrant, de la société Ferrant PHE, pour son support technique.


Evaluation in situ des effets d’amendements sur le comportement du blé cultivé sur une parcelle agricole contaminée par les activités

passées d’une fonderie de plomb

Géraldine BIDAR1*, Brice LOUVEL1, Adeline JANUS1, Jacques BLAREL2, Guillaume LEMOINE3, Francis DOUAY1

1 : Yncréa Hauts-de-France, Laboratoire Génie Civil géoEnvironnement (LGCgE), 48 Bd Vauban 59014 Lille 2 : Chambre d’Agriculture Hauts-de-France, 148 Bd de la Liberté, 59013 Lille Cedex

3 : Etablissement Public Foncier Nord-Pas de Calais, 594 Avenue Willy Brandt, 59777 Lille Résumé Il a été évalué au champ l’influence d’un épandage de biochar de miscanthus (BM2%) et d’un compost de déchets verts (C0,7%) seuls ou en mélange, sur un sol agricole fortement contaminé en métaux. Ont été suivis les paramètres physico-chimiques du sol, le comportement de Cd, Cu, Pb et Zn ainsi que l’accumulation de ceux-ci dans les grains et la paille de blé. Les résultats ont montré que les amendements n’avaient aucune influence sur les paramètres physico-chimiques du sol (pH, CaCO3, CEC) ainsi que sur la disponibilité environnementale de Cd, Pb et Zn, laquelle est très faible (< 1,2%). Aucun effet significatif des amendements n’a été observé sur le rendement en grains. Globalement, les amendements n’ont pas d’effet significatif sur les concentrations en Cd et Zn des grains et de la paille. Il est toutefois à noter qu’un ajout de C0,7% tend à augmenter les concentrations en Cd et Zn des grains et celles en Zn de la paille. Concernant Cu et Pb, les concentrations des grains et de la paille sont inférieures à la limite de détection de l’appareil (respectivement 5,08 et 4,31 mg kg−1 PS). Au regard de la législation en vigueur, l’ensemble des grains de blé récoltés sont non conformes pour la commercialisation à destination de l’alimentation humaine du fait de concentrations en Cd environ 3 fois supérieures à la réglementation, et ceci quelle que soit la modalité. Les résultats présentés portent sur la première année culturale après l’amendement des sols. Le caractère évolutif des matières organiques apportées nécessite de vérifier les effets constatés au cours du temps. Introduction La question de la gestion des sols contaminés est une préoccupation majeure de la politique nationale. La problématique de la contamination métallique des terres agricoles et de leur gestion est très présente sur le site atelier Metaleurop (Pas-de-Calais) où les sols ont été affectés par les émissions passées de l’ancienne fonderie de plomb et de zinc. Il a été montré que certaines productions végétales agricoles pouvaient présenter des concentrations en Cd et Pb au-delà des valeurs réglementaires régissant leur commercialisation pour l’alimentation humaine ou animale [1]. Sur ce secteur, différents modes de gestion, visant à trouver une alternative à la production alimentaire, ont d’ores et déjà été évalués tels que l’implantation de biomasses à valorisation énergétique (Miscanthus x giganteus) ainsi que le boisement associé à un amendement des terres par un agent immobilisant les métaux [2]. Depuis 2018, un nouveau mode de gestion est évalué dans le cadre du projet MisChar, soutenu par l’ADEME. Il consiste à utiliser un biochar élaboré à partir de miscanthus (BM) cultivé sur le site atelier et un compost (C) de déchets verts comme des agents en vue de réduire la disponibilité de Cd, Cu, Pb et Zn dans les sols agricoles contaminés du site atelier. Le biochar et le compost, utilisés seuls ou en association, sont en effet connus pour réduire la (phyto)-disponibilité et la toxicité des éléments métalliques dans les sols [3-7]. Une des finalités de ce projet est de développer une nouvelle filière agricole non alimentaire, le chanvre industriel (Cannabis sativa L.). La démarche expérimentale comprend la culture de cette plante annuelle en alternance avec du blé (Triticum aestivum L.). Le présent travail décrit les résultats obtenus après une première année de culture de blé sur le comportement des métaux. Sont examinées la disponibilité environnementale de Cd, Cu, Pb et Zn ainsi que leurs concentrations dans les grains et la paille de blé cultivé sur un sol fortement contaminé. Matériel et méthodes Le site expérimental correspond à une parcelle agricole localisée à environ 700 m au Nord de l’ancienne fonderie de plomb (Noyelles-Godault), et dont le sol est fortement contaminé en Cd (9 mg kg−1), Pb (451 mg kg−1) et Zn (620 mg kg−1). Une contamination en Cu a aussi été détectée (23 mg kg−1). Ces valeurs dépassent respectivement de 22, 13, 8,9 et 1,3, fois les teneurs habituelles mesurées dans les sols agricoles régionaux [8]. Le dispositif expérimental comprend quatre blocs distincts, d’une superficie de 90 m² (9 x 10 m) chacun. Un, correspond à un sol non amendé (T), les trois autres ont été amendés avec : i) 2% (m/m) de biochar de miscanthus (BM2%), 0,7% (m/m) de compost (C0,7%) et iii) un mélange de BM2% et de C0,7% (BM2%+C0,7%). Le biochar de miscanthus (BM) a été produit par le Groupe ETIA (Compiègne, 80) à partir d’une biomasse produite sur le site atelier Metaleurop. Le compost, issu de déchets verts, a été fourni par la société Agriopale (Cucq, 62). La dose de biochar apporté a été définie au regard de la littérature scientifique


et de résultats obtenus en milieu semi-contrôlé. Les apports de compost ont été calqués sur des pratiques agronomiques habituelles (20 t ha-1). L’incorporation des amendements au sol a été réalisée en mars 2018 au moyen d’un épandeur agricole. Pour minimiser les interventions, le semis de blé a été réalisé consécutivement à l’amendement. Il s’agit d’un blé tendre (var. KWS Mistral) semé à une densité de 100 kg ha-1. Après 18 semaines de culture, les épis et la paille de blé ont été récoltés sur trois placettes de 1 m² pour chacun des blocs. Au droit de ces échantillons, l’horizon labouré du sol a aussi fait l’objet d’un échantillonnage composite. Le pHeau (ISO 10390), la teneur en carbonate total (CaCO3 ; ISO 10693) et la capacité d’échange cationique (CEC ; EN ISO 11260) ont été mesurés sur les échantillons de terres amendées ou pas. Les concentrations en Cd, Cu, Pb et Zn ont été déterminées dans les sols, les grains et les pailles. Afin d’évaluer la disponibilité de ces éléments, des extractions au CaCl2 0,01 M ont été réalisées. Ont été déterminés le rendement en grains (exprimé à un taux d’humidité de 15%) ainsi que le poids de mille grains (PMG). Résultats et discussion Les amendements étudiés n’ont pas influencé les paramètres physico-chimiques du sol (Tableau 1), contrairement aux observations de certains auteurs. En effet, une augmentation du pH est souvent constatée dans les sols amendés avec du biochar seul ou en mélange avec du compost [9-10]. Elle est expliquée par la nature alcaline du biochar (pH 9,4 ; [11]). Dans la plupart des cas, le compost n’a pas d’effet sur le pH du sol [12, 13]. Certains auteurs ont cependant rapporté une alcalinisation du sol après ajout de compost de déchets verts [4] ou de compost de lisier et de copeaux de bois associé ou non à du biochar d’écales de riz [10]. Les biochars sont aussi connus pour augmenter la CEC des sols. Ceci a notamment été observé après l’application de 5 et 10% de BM à un sol pour lequel la CEC a augmenté de 7 et 11% [14]. Cette augmentation s’explique par les valeurs de CEC très élevées des BM comprises entre 27 et 72 cmol+ kg−1 [15]. Tableau 1. Paramètres physico-chimiques du sol de la parcelle non amendée (T) et amendée avec 2%

de biochar de miscanthus (BM2%) et 0,7% de compost (C0,7%), appliqués seuls ou en mélange (BM+C). Les résultats, exprimés en poids sec, correspondent à la moyenne ± écart-type (n = 3). La

part des métaux extraite au CaCl2 0,01 M a été calculée au regard des concentrations pseudo totales. Paramètres Unité T BM2% C0,7% BM+C

pHeau - 8,19±0,05 a 8,16±0,16 a 8,12±0,27 a 8,10±0,19 a CaCO3 total g kg-1 5,26±1,04 ab 6,97±0,32 a 4,67±0,37 b 4,73±0,50 b

CEC cmol+ kg-1 14,8±0,6 ab 13,6±0,4 b 16,5±0,5 a 15,1±1,6 ab Cd

extrait au CaCl2 0,01M (%)

1,02±0,17 a 1,22±0,03 a 1,17±0,19 a 1,01±0,16 a Cu < 2,92 < 2,89 < 2,43 < 2,57 Pb < 0,12 a < 0,12 a < 0,11 a 0,14±0,03 a Zn 0,07± 0,01 a 0,07±0,01 a 0,08±0,01 a 0,07±0,01 a

Disponibilité environnementale des métaux dans les sols Les résultats du Tableau 1 montrent que les métaux étudiés sont très peu disponibles avec un taux d’extraction de Cd, Pb et Zn au CaCl2 0,01 M compris entre 0,14 et 1,2%. De plus, aucun effet significatif des amendements n’est observé sur la disponibilité environnementale de Cd, Pb et Zn. Concernant Cu, les teneurs extraites sont inférieures à la limite de détection. L’absence d’effet des amendements sur les paramètres physico-chimiques du sol, et notamment sur le pH [10], pourrait expliquer ces résultats. Rendement Malgré une légère augmentation du rendement moyen en grains de blé avec BM2%+C0,7% au regard de T (389 vs 311 g m-2), aucun effet significatif des amendements n’a été constaté ni sur le rendement des grains de blé, ni sur le PMG (71-78 g). Ce constat n’est pas conforme aux résultats de certains auteurs qui ont constaté une augmentation du rendement en grains obtenus sur des sols contaminés en métaux en présence de biochar [16, 17]. Au regard des PMG obtenus et en comparaison du PMG en Hauts-de-France pour la récolte 2018 (42 g [18]), la phase de remplissage du grain ne semble pas avoir été perturbée ni par la contamination métallique, ni par la présence des amendements. L’humidité des sols en lien avec la proximité de la vallée de la Deûle a probablement compensé les difficultés culturales rencontrées en 2018 du fait de la canicule. Concentrations en métaux dans le blé Les concentrations en Cd mesurées dans les grains sont comprises entre 0,60 et 0,75 mg kg−1 PS et aucun effet des amendements n’est constaté malgré une tendance à la hausse des concentrations en présence de compost (Figure 2A). Il en est de même pour Zn dont les concentrations dans les grains varient entre 56 et 80 mg kg−1 PS (Figure 2B). Les amendements n’influencent pas non plus les concentrations de ces deux éléments dans la paille, malgré des concentrations en Zn qui tendent à augmenter pour C0,7%. Concernant Cu et Pb, les concentrations dans les grains et la paille sont inférieures à la limite de détection de l’appareil (respectivement 5,08 et 4,31 mg kg−1 PS). Ces résultats corroborent l’absence d’effet des amendements observée sur la disponibilité environnementale des métaux. En revanche, ils sont contradictoires aux conclusions d’une méta-analyse qui a montré que le biochar réduirait respectivement en moyenne de 42, 14


et 46% les concentrations en Cd, Pb et Cu dans le blé (grains et paille) et n’aurait aucun effet sur les concentrations en Zn [19]. L’apport de matières organiques seules (e.g. fumier) ou en combinaison avec du biochar (e.g. biochar d’écales de riz + fumier) a également montré son efficacité à réduire les concentrations en Cd dans les grains de blé de l’ordre de 28% [20].

Figure 2. Concentrations en Cd et Zn mesurées dans les grains et la paille de blé cultivé sur le sol

non amendé de la parcelle agricole (T) et sur ceux ayant reçu 2% de biochar de miscanthus (BM2%), 0,7% de compost (C0,7%) seuls ou en mélange (BM2%+C0,7%). Les résultats, exprimés en poids sec

(PS), correspondent à la moyenne ± écart-type. Les comparaisons ont été menées entre les différentes modalités ainsi qu’entre les grains et la paille.

Non-conformité des grains de blé au regard des concentrations en Cd et Pb Les concentrations en Cd et en Pb des grains de blé ont été comparées aux valeurs réglementaires relatives à leur commercialisation pour la consommation humaine (Tableau 3). Les résultats montrent que les grains récoltés sont non conformes du fait de concentrations en Cd environ 3 fois supérieures au seuil réglementaire, et ceci quelle que soit la modalité.

Tableau 3. Concentrations moyennes en Cd et Pb exprimées en poids frais (PF) des grains de blé cultivé sur le sol non amendé de la parcelle agricole (T) et sur ceux ayant reçu 2% de biochar de

miscanthus (BM2%), 0,7% de compost (C0,7%) seuls ou en mélange (BM2%+C0,7%) et ratio de non-conformité au regard des valeurs réglementaires en vigueur (directive européenne du 25 juin 2015

pour la consommation humaine) Concentrations des grains (mg kg−1 PF) Seuils réglementaires (mg kg−1 PF) Non-conformité Cd Pb Cd Pb Cd Pb

T 0,52±0,04 a

< 4 0,2 0,2

3/3 - BM2% 0,55±0,11 a 3/3 - C0,7% 0,69±0,09 a 3/3 -

BM2%+C0,7% 0,65±0,20 a 3/3 - Bilan et perspectives L’expérimentation a montré que les amendements étudiés n’ont pas eu d’effets significatifs ni sur les paramètres physico-chimiques du sol de la parcelle agricole, ni sur la disponibilité environnementale de Cd, Cu, Pb et Zn. De plus, ils n’ont pas réduit les concentrations en Cd et Pb dans les grains de blé. Cette absence d’effet peut s’expliquer par la courte période d’expérimentation (18 semaines). L’expérimentation sera poursuivie de façon à évaluer les effets induits sur le moyen terme par les modifications physico-chimiques et biologiques résultant des amendements et notamment, de la dégradation des matières organiques. Références [1] Douay, F., Pelfrêne, A., Planque, J., Fourrier, H., Richard, A., Roussel, H., Girondelot, B. (2013). Assessment of potential health risk for inhabitants living near a former lead smelter. Part 1: Metal concentrations in soils, agricultural crops, and homegrown vegetables. Environmental Monitoring and Assessment, 185 : 3665-3680. [2] Douay, F, Bidar, G. (2015). Synthèse du projet PHYTENER - Développement de la phytostabilisation sur des sols contaminés par des métaux à des fins énergétiques : viabilité écologique, intérêt social et bilan économique 33 pp. [3] Beesley, L., Moreno-Jiménez, E., Gomez-Eyles, J.L. (2010). Effects of biochar and greenwaste compost amendments on mobility, bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil. Environmental Pollution, 158: 2282–2287. [4] Clemente, R., Hartley, W., Riby, P., Dickinson, N. M., Lepp, N. W. (2010). Trace element mobility in a contaminated soil two years after field-amendment with a green waste compost mulch. Environmental Pollution, 158: 1644-1651. [5] Karer, J., Wawra, A., Zehetner, F., Dunst, G., Wagner, M., Pavel, P.-B., Puschenreiter, M., Friesl-Hanl, W., Soja, G. (2015). Effects of biochars and compost mixtures and inorganic additives on immobilisation of heavy metals in contaminated soils. Water, Air, and Soil Pollution, 226: 1-12. [6] Oustriere, N., Marchand, L., Rosette, G., Friesl-Hanl, W., Mench, M. (2017). Wood-derived-biochar combined with compost or iron grit for in situ stabilization of Cd, Pb, and Zn in a contaminated soil. Environmental Science and Pollution Research, 24: 7468-7481. [7] Wang, M., Zhu, Y. Cheng, L., Andserson, B., Zhao, X., Wang, D., Ding, A. (2018). Review on utilization of biochar for metal-contaminated soil and sediment remediation. Journal of Sciences 63: 156-173.


[8] Sterckeman, T., Douay, F., Proix, N., Fourrier, H., Perdrix, E. (2002). Assessment of the contamination of cultivated soils by eighteen trace elements around smelters in the North of France. Water, Air, and Soil Pollution, 135: 173-194. [9] Butnan, S., Deenik, J. L., Toomsan, B., Antal, M. J., Vityakon, P. (2015). Biochar characteristics and application rates affecting corn growth and properties of soils contrasting in texture and mineralogy. Geoderma, 237-238: 105-116. [10] Liang, J., Yang, Z. X., Tang, L., Zeng, G. M., Yu, M., Li, X. D., Wu, H. P., Qian, Y. Y., Li, X. M., Luo, Y. A. (2017). Changes in heavy metal mobility and availability from contaminated wetland soil remediated with combined biochar-compost. Chemosphere 181: 281-288. [11] Janus, A., Waterlot, C., Heymans, S., Deboffe, C., Douay, F., Pelfrêne, A. (2018). Do biochars influence the availability and human oral bioaccessibility of Cd, Pb, and Zn in a contaminated slightly alkaline soil? Environmental Monitoring and Assessment 190. [12] Agegnehu, G., Bass, A. M., Nelson, P. N., Muirhead, B., Wright, G., Bird, M. I. (2015). Biochar and biochar-compost as soil amendments: Effects on peanut yield, soil properties and greenhouse gas emissions in tropical North Queensland, Australia. Agriculture, Ecosystems & Environment 213: 72-85. [13] Egene, C.E., Van Poucke, R.V., Ok, Y.S., Meers, E., Tack, F.M.G. (2018). Impact of organic amendments (biochar, compost and peat) on Cd and Zn mobility and solubility in contaminated soil of the Campine region after three years. Science of the Total Environment 626: 195-202. [14] Houben, D., Evrard, L., Sonnet, P. (2013). Beneficial effects of biochar application to contaminated soils on the bioavailability of Cd, Pb and Zn and the biomass production of rapeseed (Brassica napus L.). Biomass Bioenergy 57: 196–204. [15] Janus, A., Pelfrêne, A., Sahmer, K., Heymans, S., Deboffe, C., Douay, F., Waterlot, C. (2017). Value of biochars from Miscanthus x giganteus cultivated on contaminated soils to decrease the availability of metals in multicontaminated aqueous solutions. Environmental Science and Pollution Research 24 : 18204–18217. [16] Abbas, T., Rizwan, M., Ali, S., Rehman, M. Z., Qayyum, M. F., Abbas, F., Hannan, F., Rinklebe, J., Ok., Y. S. (2017). Effect of biochar on cadmium bioavailability and uptake in wheat (Triticum aestivum L.) grown in a soil with aged contamination. Ecotoxicology and Environmental Safety 140: 37-47. [17] Rehman, M.Z., Khalid, H., Akmal, F., Ali, S., Rizwan, M., Qayyum, M. F., Iqbal, M., Khalid, M. S., Azhar, M. (2017). Effect of limestone, lignite and biochar applied alone and combined on cadmium uptake in wheat and rice under rotation in an effluent irrigated field. Environmental pollution 227: 560-568. [18] Arvalis-Institut du végétal, 2018. Blé : Retour sur la campagne 2017/2018 (Hauts-de-France). https://www.arvalis-infos.fr/ble-retour-sur-la-campagne-2017/2018-@/view-28312-arvarticle.html [19] Chen, D., Liu, X., Bian, R., Cheng, K., Zhang, X., Zheng, J., Joseph, S., Crowley, D., Pan, G., Li, L. (2018). Effects of biochar on availability and plant uptake of heavy metals – A metaanalysis. Journal of Environmental Management 222: 76-85. [20] Rehman, M. Z., Rizwan, M., Hussain, A., Saqib, M., Ali, S., Sohail, M.I., Shafiq, M., Hafeez, F. (2018). Alleviation of cadmium (Cd) toxicity and minimizing its uptake in wheat (Triticum aestivum) by using organic carbon sources in Cd-spiked soil. Environmental Pollution 241: 557-565. Remerciements Les auteurs remercient l’ADEME pour sa contribution financière accordée au programme MisChar.


Sélection des microorganismes par les espèces ligneuses implantées sur site de phytomanagement

Stéphane PFENDLER1,4*, Lisa CIADAMIDARO1,3*, Cyril ZAPPELINI1, Aurélie BONIN2, Michel CHALOT1

1 : Laboratoire Chrono-Environnement,,Université Bourgogne Franche-Comté, Montbéliard, France 2 : Laboratoire d’Écologie Alpine, Grenoble, France

3 : Adresse actuelle : Pôle ECOTOX, Unité ECOSYS UMR 1402-INRA, Versailles, France 4 : Adresse actuelle : Laboratoire EVS-ISTHME, Université Jean Monnet, IUT de Saint-Étienne, France * contact : [email protected] Résumé Cette étude vise à caractériser la structure et la composition des communautés microbiennes de sols rhizosphériques contaminés, après implantation issues de sites de phytomanagement. Un total de 38 espèces d'arbres différentes ont été plantées sur trois sites expérimentaux de 1 ha chacun (Thann, Carrières-sous-Poissy et Leforest). Les 3 sites sont divisés en 4 parcelles, et entre 16 et 18 espèces d’arbres ont été plantées (n=31) dont trois espèces communes : Salix aquatica grandis (SAQ), Ostrya carpinifolia (OCA) et Pterocarya stenoptera (PTS). L’étude de métabarcoding par séquençage haut débit (Illumina MiSeq) présentée dans ce résumé concerne les 12 espèces ligneuses qui se sont bien implantées sur un ou plusieurs des 3 sites. Les premiers résultats ont montré la présence de 707 OTU de champignons et de 830 OTU de bactéries. Sur les trois espèces d’arbres communs aux trois sites, l’analyse génétique a permis de montrer la capacité de chaque espèce ligneuse à modifier les structures des communautés microbiennes du sol, tant en terme d’espèces microbiennes différentes présentes, qu’en nombre d’individus par espèce. Par exemple, sur le site de Carrières, 20% des OTU bactériens sont spécifiques à chaque espèce de ligneux, 25% sont partagés par au moins deux types arbres, et 55% sont partagés par les trois ligneux et le sol contrôle non planté. Introduction Le rôle essentiel des microorganismes dans les sols consiste à améliorer l’implantation, la croissance et la santé des plantes [1]. Dans les sols contaminés, ils peuvent également jouer sur la tolérance et la biodisponibilité des ETMs du sol [2]. Comme la croissance des arbres dépend d’une part de la capacité de la plante à résister à la toxicité des contaminants et, d’autre part, de la capacité à produire la biomasse adéquate, les microorganismes promoteurs de la santé et de la croissance des plantes (PGP: « Plant Growth Promoting ») ont beaucoup attiré l’attention des chercheurs dans l’optique de produire des inocula bactériens ou fongiques. Les champignons ont déjà montré leur efficacité lors de l’implantation de peupleraies sur des sites de phytomanagement avec un accroissement significatif de la productivité des parcelles de peupliers préalablement inoculés ave des champignons symbiotiques (Ciadamidaro et al. 2017). Cependant, il est essentiel de déterminer dans un premier temps la structure et la composition des communautés microbiennes, pour dresser un inventaire des microorganismes présents pour ensuite pouvoir les isoler et les valoriser. La génomique environnementale avec la méthode de « métabarcoding » vise à évaluer la représentativité des microorganismes qui composent la communauté microbienne associée à un habitat via l’étude des fragments d’ADN extraits de cet habitat. En effet, le séquençage haut débit d’ADNs environnementaux (ADNe) permet d’identifier et de quantifier les microorganismes présents à un instant donné dans un échantillon d’habitat donné. Il a été largement déployé ces dernières années sur des sites de phytomanagement, majoritairement pour des espèces comme le peuplier [3,4,5,6]. Le présent projet PROLIPHYT, financé par l’ADEME dans le cadre du Programme d’Investissements d’Avenir (PIA, 2011) a pour objectif de déterminer les meilleurs candidats pour les projets de phytomanagement parmi un panel de plus de 38 espèces ligneuses réparties sur 4 sites expérimentaux. Les travaux présentés dans cette communication concernent plus spécifiquement les aspects microbiologiques des sols rhizosphériques, en particulier la structure et la composition des communautés bactériologiques et fongiques des espèces ligneuses implantées sur les trois sites. Matériel et méthodes Le dispositif expérimental mis en place sur ce site, dans le cadre du projet PROLIPHYT, consiste en une plantation de 12.688 arbres sur les parcelles de Thann, Carrières-sous-Poissy et Leforest. Chaque site est découpé en 4 blocs comprenant 16 ou 18 espèces de ligneux (n=31). L’étude microbiologique a porté sur les sols rhizosphériques des 12 espèces ligneuses présentant la meilleure croissance, prélevés à l’automne


2017, soit après 4 années de croissance. L’ADN des sols rhizosphériques a été extrait puis les primers 16S et ITS ont été utilisés afin d’amplifier les ADN bactériens et fongiques. Le séquençage a été effectué sur un séquenceur de type Illumina MiSeq. Résultats et discussion Dans ce résumé, nous évoquerons uniquement les résultats obtenus sur le site de Carrières-sous-Poissy pour trois sols plantés avec Salix aquatica grandis (SAQ), Ostrya carpinifolia (OCA) et Pterocarya stenoptera (PTS) et un sol contrôle (CON) non planté, les autres données étant en cours d’exploitation. Les Actinobactéries (30%) et les Protéobactéries (32%) représentent à elles seules plus de 60% de l’ensemble des bactéries dans les quatre sols. Les communautés bactériennes présentent dans la rhizosphère de SAQ sont similaires à celles de PTS (Fig. 2). Cependant, elles diffèrent des communautés d’OCA. De plus, les analyses statistiques ont montré une différence significative entre le sol contrôle et les sols plantés, quelle que soit l’espèce. Cupriavidus sp. fait parti des 20 genres bactériens les plus répandus dans les sols de Carrières-sous-Poissy. Ces bactéries sont connues pour leurs capacités à se développer sur des terrains contaminés au Pb, au Cd et Zn [7]. Ces trois éléments sont également les contaminants majeurs du site d’étude.

Figure 1 : Analyse statistique (NMDS) des communautés bactériennes présentes dans la rhizosphère de SAQ, OCA, PTS et du sol contrôle.

Concernant les champignons, les résultats ont montré une spécificité plus contrastée des communautés fongiques vis à vis des espèces ligneuses. En effet, la rhizosphère de SAQ présente 60% d’Agaricales alors que cet ordre est absent chez PTS et le contrôle. L’analyse des données métabarcoding a également montré que Rhizophagus irregularis est une espèce rare sur les trois sites. Cette espèce n’est donc pas adaptée aux conditions physico-chimiques des sols étudiés.

Figure 2: Composition des communautés microbiennes au niveau de l’ordre

basé sur le séquençage des gènes ITS de l’ARNr

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

CON OC PTS SAQ

NA

Orbiliales

Capnodiales

Tremellales

Cantharellales

Glomerellales

Glomerales

Venturiales

Filobasidiales

Chaetothyriales

Boletales

Eurotiales

Pleosporales

Sordariales

Others

Pezizales

Hypocreales

Mortierellales

Agaricales


Conclusions et perspectives Les premiers résultats de l’étude métagénomique ont montré la complexité des communautés microbiennes et leurs spécificités selon le type de sol étudié et l’espèce ligneuse. Les différentes espèces ligneuses ont semble t-il sélectionné des communautés bactériennes mais surtout fongiques qui leur sont propres. Les données obtenues sur les microbiomes d’une même espèce ligneuse implantée sur les 3 sites sont en cours d’exploitation. Ces données issues de métabarcoding devraient nous éclairer sur les interactions entre communautés microbiennes, espèce ligneuse et sol sur site phytomanagés. Références [1] van der Heijden, M.G.A., Hartmann, M. (2016) Networking in the plant microbiome. PLoS Biology Doi:10.1371/journal.pbio.1002378. [2] Bell, T.H., Cloutier-Hurteau, B., Al-Otaibi, F., Turmel, M.-C., Yergeau, E., Courchesne, F., St-Arnaud,M., 2015. Early rhizospheremicrobiome composition is related to the growth and Zn uptake of willows introduced to a former landfill. Environmental Microbiology Doi:10.1111/1462-2920.12900. [3]. Durand, A., Maillard, F., Alvarez-Lopez, V., Guinchard, S., Bertheau, C., Valot, B., Blaudez, D., Chalot, M. (2018) Bacterial diversity associated with poplar trees grown on a Hg-contaminated site: Community characterization and isolation of Hg-resistant plant growth-promoting bacteria. Science of the Total Environment Doi:10.1016/j.sciotenv.2017.12.069. [4]. Durand, A., Maillard, F., Foulon, J., Gweon, H.S., Valot, B., Chalot, M. (2017) Environmental metabarcoding reveals contrasting belowground and aboveground fungal communities from poplar at a Hg phytomanagement site. Microbial Ecology Doi:10.1007/s00248-017-0984-0. [5]. Foulon, J., Zappelini, C., Durand, A., Valot, B., Blaudez, D., Chalot, M. (2016) Impact of poplar-based phytomanagement on soil properties and microbial communities in a metal-contaminated site. FEMS Microbial Ecology Doi:10.1093/femsec/fiw163. [6]. Foulon, J., Zappelini, C., Durand, A., Valot, B., Girardclos, O., Blaudez, D., Chalot, M. (2016) Environmental metabarcoding reveals contrasting microbial communities at two poplar phytomanagement sites. Science of the Total Environment Doi:10.1016/j.scitotenv.2016.07.151. [7] Monchy S, Benotmane MA, Janssen P, Vallaeys T, Taghavi S, van der Lelie D, Mergeay M. (2007) Plasmids pMOL28 and pMOL30 of Cupriavidus metallidurans are specialized in the maximal viable response to heavy metals. Journal of Bacteriology. 189, 7417-25. Remerciements Les travaux ont été réalisés dans le cadre du programme PROLIPHYT financé par l’ADEME (ADEME-1172C0053).


Expérimentation de phytomanagement sur les sols de l’ancien site Rhodia de Saint-André-Lez-Lille

Brice LOUVEL1*, Tanguy LATRON2, Damien DELSARTE3 et Francis DOUAY1

1 : Yncréa Hauts-de-France, Laboratoire Génie Civil et géoEnvironnement (LGCgE), 48 boulevard Vauban, 59406 Lille Cedex, [email protected] ; [email protected] 2 : EACM, 7 rue Gustave Delory, 59800 Lille, [email protected]

3 : DEC², 61 rue Edouard Vaillant, 59178 Hasnon, [email protected] * contact : Brice Louvel Résumé La reconquête des friches industrielles en cœur des métropoles est un enjeu majeur dans le cadre du renouvellement urbain. La période de transition vers un nouvel usage des sites peut s’échelonner sur plusieurs années. Pendant ce laps de temps, il est important de répondre aux attentes environnementales (confinement des contaminants sur le site…) et sociétale (amélioration du cadre de vie des riverains…). Les couvertures végétales peuvent apporter une réponse à ces contraintes. La diversité des espèces végétales couramment utilisées est cependant restreinte. Une expérimentation de phytomanagement on-site a été mise en place de 2015 à 2018 sur un ancien site industriel lié à la chimie minérale et ceci, en vue d’évaluer l’aptitude de différents couverts végétaux à se développer sur des matériaux multi-contaminés (fortes anomalies en As, Hg et Pb). Une plateforme expérimentale comportant 14 placettes a été créée pour être dédiée à l’étude de 12 espèces végétales sélectionnées au regard de leur comportement vis-à-vis des polluants métalliques et de leur aptitude à les accumuler dans leurs organes aériens (Medicago lupulina, Brassica juncea, Agrostis capillaris, Salix alba, Lolium perenne, Anthyllis vulneraria, Festuca rubra, Festuca ovina, Achillea millefolium, Deschampsia cespitosa, Valeriana officinalis, Miscanthus x giganteus). Lolium perenne a été semé seul ou en association avec Salix alba. Après trois années de suivi, seules quatre espèces initialement installées étaient encore présentes se sont adaptées aux conditions expérimentales. Les teneurs en contaminants inorganiques (As, Cd, Cr, Zn) dans les parties aériennes ont été supérieures dans le Miscanthus x giganteus par rapport à celles mesurées dans Agrostis capillaris, Festuca ovina et Festuca rubra. Contexte et objectif Dans le cadre du renouvellement urbain et pour limiter l’étalement des villes sur les terres agricoles et les espaces naturels, les friches industrielles représentent un potentiel foncier important. Ces sites, souvent au cœur des villes, peuvent être contaminés par les activités industrielles passés. Entre la réalisation des travaux de sécurisation, de démolition des structures et les premiers travaux en lien avec la réaffectation des sites, il peut exister un laps de temps plus ou moins long. Les sols dégradés en attente d’une requalification peuvent alors être d’une part, à l’origine de transferts de contaminants vers d’autres compartiments de l’environnement et d’autre part, le support d’une végétation invasive. Durant cette période transitoire, la mise en place d’un couvert végétal peut être un mode de gestion permettant d’améliorer le cadre de vie et l’image du quartier (verdissement, création d’un élément paysager, contrôle de la végétation envahissante) tout en gérant la contamination des sols (stabilisation physique des matériaux, immobilisation des polluants métalliques, rhizo-phytodégradation de certains polluants). Cependant, outre leur contamination potentielle, ces sols de friche peuvent présenter de faibles potentialités agronomiques. Pour apporter des éléments de réponse sur la capacité des plantes à s’installer et leurs comportements vis-à-vis des polluants métalliques, une expérimentation a été mise en place en 2014 sur la friche industrielle anciennement exploitée par Rhodia située à Saint-André-lez-Lille. La présente démarche vise à présenter l’expérimentation et les principaux résultats obtenus sur (1) l’évaluation des capacités de 12 espèces végétales à s’installer sur le dispositif expérimental mises en place sur la friche et (2) le comportement des plantes vis-à-vis des polluants métalliques. Matériels et méthodes Le dispositif expérimental Le site Rhodia, historiquement lié à l’industrie chimique et à la carbochimie, est aujourd’hui répertorié dans la base de données BASOL (n°59.0004). D’une surface de 9 hectares, il se site au cœur de la métropole lilloise


et fait l’objet d’un vaste plan de renouvellement urbain. En 2014, alors que les superstructures avaient été précédemment démolies par l’ancien exploitant, la SAS des Portes de l’Abbaye, maître d’ouvrage du futur aménagement urbain de la zone, a fait procédé, sous maîtrise d’œuvre EACM, au retrait des dalles, à la purge des fondations, au traitement des sources concentrées de pollution et à la mise en place d’un confinement multi-couche de la pollution résiduelle. C’est dans le cadre de cette phase qu’EACM a proposé de mettre en place un dispositif expérimental de phytomanagement. Le dispositif expérimental a été mis en place par la société Renard (www.sas-renard.fr) en septembre 2014. Il correspond à une alvéole creusée dans le remblai et recouvert d’une géo-membrane PEDH. Il est constitué de 14 placettes (15 m x 6 m x 0,6 m) d’une surface proche de 100 m² (Figure 1a). Les remblais destinés à l’expérimentation ont été épierrés pour ne conserver que la fraction fine, d’un diamètre inférieur à 4 cm. Les matériaux ont alors été mis en place au droit des placettes, sur 0,6 m d’épaisseur, puis recouverts sur une épaisseur 5 cm d’une terre organo-minérale, reconnue comme non massivement contaminée. Le rôle de cet apport superficiel a été de limiter la dispersion des polluants par ré-envol de poussières contaminées. Les placettes numérotées de 1 à 4 ont accueilli des espèces choisies pour leur capacité à accumuler les polluants métalliques dans leurs parties aériennes. Il s’agit de Medicago Lupulina, Brassica juncea, Agrostis capillaris, Lolium perenne et de Salix. Le choix des plantes installées sur les placettes 5 à 12 a reposé sur leur capacité à accumuler les contaminants dans leurs racines et à éviter le transfert de ceux-ci vers les organes aériens. Ont été retenus un mélange de Festuca ovina et F. rubra, Anthyllis vulneraria, Achillea millefolium, Valeriana officinalis, Deschampsia cespitosa, Miscanthus x giganteus (Figure 1b). Deux placettes ont été aménagées de façon à favoriser l’installation d’un couvert végétal spontané. En fin d’hiver 2014, les tiges de Salix et les rhizomes de Miscanthus issu du site atelier Metaleurop ont été installés dans un terreau universel en serre. Après 3 mois, les plantules ont été transplantées dans leurs placettes respectives. Les graines des autres espèces végétales (origine semence de France) ont été semées dans la terre organo-minérale après une préparation minutieuse du lit de semence.

Figure 1 : Vue du dispositif expérimental en octobre 2014 (a) et schéma de plantation (b)

Protocoles analytiques Au démarrage du projet, les remblais ont été échantillonnés (n = 3 par placette), séchés à une température inférieure à 40°C, broyés et passés au travers d’un tamis (250 µm). Après minéralisation, les concentrations en éléments inorganiques (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) ont été déterminées par Flandres Analyses, selon les protocoles EN 16174 pour Hg et EN-ISO 11885, EN 16174 et ISO 16772 pour les autres éléments. Les parties aériennes des plantes installées (n = 5 plantes indépendantes) de A. capillaris, F. ovina, F. rubra et M. giganteus ont été prélevées en juillet 2018. Après lavage, les végétaux ont été séchés à une température inférieure à 40°C, puis broyés. Après minéralisation, les concentrations en éléments inorganiques ont été déterminés selon les méthodes NF EN 15763 (As, Cd, Cr, Ni, Pb), NF EN 16943 (pour Cu et Zn) et NF EN 13806 (pour Hg). Résultats et discussion Degré de contamination du sol Les résultats des analyses confirment les concentrations très élevées en As, Hg et Pb des matériaux mis en œuvre dans les placettes expérimentales (Tableau 1). Par rapport au Référentiel Pédologique Régional qui définit les teneurs agricoles habituelles (TAH) régionales [1], les facteurs d’enrichissement en arsenic, mercure

(a)

(b)


et plomb sont respectivement de 52, 192 et 76. Malgré un travail important des sols, notamment pendant l’épierrement, les teneurs en éléments inorganiques restent hétérogènes sur l’ensemble des placettes. Installation et degré de contamination des végétaux Dès les premières semaines de l’expérimentations, les 100 plants de Salix ont subi une attaque sévère de ravageurs (lapins) et ceci, malgré le dispositif de protection mis en place (fil électrifié). La faible réserve hydrique des sols dont l’épaisseur n’excédait pas 60 cm n’a pas permis aux saules de résister aux 4 saisons estivales. Les semences de B. juncea, M. lupulina, A. vulneraria et A. millefolium ont germé, les plantules se sont développées durant la première année puis, ont subi une forte concurrence de la part des adventices pour disparaître en 2018. Valeriana officinalis et D. cespitosa n’ont pas poussé et les placettes ont été rapidement recouvertes d’adventices. En revanche, A. capillaris, F. rubra, F. ovina et M. giganteus se sont bien adaptées aux conditions édaphiques. Les trois premières espèces herbacées ont montré un fort taux de recouvrement du sol dès la première année de l’expérimentation et ont été compétitives vis-à-vis des adventices. Le miscanthus a aussi montré une bonne adaptation au contexte expérimental malgré une croissance lente. Parmi les quatre espèces encore présentes en juillet 2018, le Miscanthus a présenté dans ses parties aériennes (feuilles et tiges) les teneurs en contaminants les plus importantes (Tableau 1). Le facteur de bioconcentration (BCF) peut être défini par chaque élément comme le rapport entre les concentrations dans les feuilles et celles dans le sol. Les BCF sont les plus élevés pour le miscanthus (Cd > Zn > Cu > Cr >As > Pb). Agrostis capillaris a présenté le BCF le plus faible pour As. Pourtant, avec son système racinaire dense Agrostis a été choisie pour sa capacité à tolérer et à accumuler en quantité importante As [2]. Ce résultat peut être en partie expliqué par le fait que les plants de miscanthus ont été plantés sous la couche de terre organo-minérale organique, directement au contact de la terre contaminée. A l’inverse, A. capillaris, F. ovina et F. rubra ont été semés à la surface de la terre végétale et seulement une partie des racines ont été au contact de la terre contaminée. Toutefois, les concentrations de Cd et Zn mesurées dans le miscanthus restent faibles et sont en accord avec les études antérieures [3].

Tableau 1 : Concentrations en éléments inorganiques dans le sol et les végétaux (moyenne ± écart type ; en mg kg-1 poids sec)

Retombées opérationnelles Les terres du dispositif expérimental présentent de très fortes contaminations en As, Hg et Pb. Les facteurs d’enrichissement sont élevés par rapport aux teneurs habituelles de l’horizon labouré des sols agricoles non massivement contaminés de la région Nord-Pas de Calais. Dans le contexte expérimental, A. capillaris, F. ovina et F. rubra montrent de bonnes capacités à tolérer les contaminants et à limiter le transfert de ceux-ci vers les organes aériens. Ces espèces sont par ailleurs compétitives vis-à-vis des adventices et sont adaptées à un traitement d’attente sur le site Rhodia. En effet ces espèces, dont le pouvoir couvrant au sol est fort, limitent le ré-envol de poussières et donc le transfert des contaminants vers les travailleurs du site et les populations environnantes. En revanche, V. officinalis, D. cespitosa et A. millefolium sont des espèces peu adaptées aux conditions mises en œuvre. C’est aussi le cas de S. alba du fait notamment de la faible épaisseur de sol et de sa rétention en eau insuffisante. Le miscanthus a montré une bonne adaptation au contexte expérimental malgré une croissance lente. Du fait de la faiblesse du recouvrement végétal au démarrage de la culture, il ne permet pas d’éviter le ré-envol de particules de terre, et donc la dispersion des contaminants. La présence d’un mulch en lien avec la chute des feuilles durant la période hivernale assure toutefois cette protection dès la deuxième année de culture. Bilan perspectives Une expérimentation de phytomanagement on site a été réalisée de 2015 à 2018 sur les terres de remblai contaminées par les activités d’une industrie chimique. Plusieurs espèces végétales ont été bien adaptées

Eléments UnitéAs 533 ± 327 0,36 ± 0,10 0,28 ± 0,08 0,21 ± 0,07 0,41 ± 0,12Cd 2,03 ± 0,85 0,05 ± 0,02 0,03 ± 0,00 0,04 ± 0,00 0,16 ± 0,05Cr 38,33 ± 5,03 0,37 ± 0,09 0,37 ± 0,06 0,44 ± 0,18 0,51 ± 0,11Cu 413 ± 155 4,24 ± 0,39 5,92 ± 0,36 6,20 ± 0,75 10,04 ± 3,88Ni 13,80 ± 2,46Hg 25,00 ± 1,00 0,74 ± 0,11 0,84 ± 0,07 0,89 ± 0,33 0,30 ± 0,06Pb 2467 ± 569 0,59 ± 0,27 0,52 ± 0,12 0,38 ± 0,16 0,73 ± 0,26Zn 763 ± 639 17,78 ± 1,45 20,54 ± 2,06 24,46 ± 3,38 39,24 ± 6,29

mg k

g-1

Festuca ovina Festuca rubra Agrostis capillaris Miscanthus x giganteusSol

<0,02 <0,02 <0,02 <0,02


aux conditions difficiles du dispositif expérimental, notamment les teneurs importantes en contaminants inorganiques (As, Hg et Pb) et la faible réserve hydrique (membrane PEHD à 60 cm de profondeur). Cela a été le cas notamment pour A. capillaris, F. rubra, F. ovina et M. giganteus. Les trois premières espèces ont montré un fort taux de recouvrement du sol dès la première année de l’expérimentation et ont été compétitives vis-à-vis des adventices. Au regard des plantes étudiées, M. giganteus a été la plante dont les teneurs en contaminants dans les parties aériennes ont été les plus importantes. En effet, les concentrations en As, Cd, Cu et Zn ont été supérieures à celles mesurées dans A. capillaris, F. ovina et F. rubra. Brassica juncea, M. lupulina, A. vulneraria, A. millefolium, V. officinalis et D. cespitosa n’ont pas été adaptées aux conditions et à la durée de l’expérimentation. Le phytomanagement peut constituer un mode de gestion temporaire des friches industrielles ou urbaines dans la mesure où les espèces sélectionnées sont adaptées aux conditions spécifiques de ces sols de friches industrielles (faible fertilité, présence d’une multicontamination). Ces sites pourraient ainsi accueillir des cultures de biomasses non alimentaires, annuelles ou pas et répondre ainsi à des attentes socio-économiques tout en limitant les dangers environnementaux et sanitaires. Références [1] Sterckeman, T., Douay, F., Fourrier, H., & Proix, N. (2002). Référentiel pédo-géochimique du Nord-Pas de Calais. Conseil Régional du Nord-Pas de Calais. [2] Austruy, A., Wanat, N., Moussard, C., Vernay, P., Joussein, E., Ledoigt, G., & Hitmi, A. (2013). Physiological impacts of soil pollution and arsenic uptake in three plant species: Agrostis capillaris, Solanum nigrum and Vicia faba. Ecotoxicology and environmental safety, 90, 28-34. [3] Nsanganwimana, F., Waterlot, C., Louvel, B., Pourrut, B., & Douay, F. (2016). Metal, nutrient and biomass accumulation during the growing cycle of Miscanthus established on metal‐contaminated soils. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 179(2), 257-269. Remerciements Les auteurs souhaitent remercier l’ADEME et la SEM Ville Renouvelée pour leur soutien, ainsi que l’entreprise Renard pour la mise en place du dispositif expérimental.


PHYTOFIBER : VALORISATION DE FIBRES VEGETALES ISSUES DE BIOMASSES PRODUITES SUR SOLS CONTAMINES

Michael LECOURT*1, Michel CHALOT2, Aurélien DESPRES3 et Vincent PLACET4 1 : Intechfibres, Institut technologique FCBA, adresse, [email protected]

2 : Laboratoire Chrono-Environnement (LCE), Université Bourgogne Franche-Comté, Montbéliard, France 3 : UNILIN SAS - division Panels, BAZEILLES

4 : Laboratoire FEMTO-ST ; Université Bourgogne Franche-Comté, Besançon, France Résumé La contamination des terres constitue une menace pour la durabilité des usages des sols, et peut conduire à des problèmes écologiques graves en affectant négativement les organismes vivants (plantes, animaux, micro-organismes) et donc les écosystèmes. Le phytomanagement, qui regroupe un ensemble de techniques utilisant des espèces végétales pour extraire, contenir ou dégrader des contaminants inorganiques ou organiques apparaît comme une solution de réhabilitation des sols contaminés : les végétaux cultivés contribuent à la résilience de l’écosystème en agissant comme réservoir et activateur de biodiversité. L’objectif de PHYTOFIBER, projet ADEME Graine 2017, est de démontrer le potentiel d’une filière de valorisation de biomasses issues de sols présentant des traces de composés métalliques. Les axes proposés sont liés à la la fabrication de produits manufacturés à base de fibres végétales. Des valorisations de biomasses issues de phytomanagement, autre que la bioénergie, sont proposées : composites pour les fibres longues de plantes annuelles et panneaux de fibres ou de particules pour les parties lignocellulosiques de l’ortie et des arbres. Ces deux axes de valorisations sont une opportunité pour ces filières, non compétitives, de disposer d’une source de matières premières originale, issues de surfaces non exploitées à ce jour et dont la compatibilité avec les procédés envisagés est à valider. Introduction Le phytomanagement, qui regroupe un ensemble de techniques utilisant des espèces végétales pour extraire, contenir ou dégrader des contaminants inorganiques ou organiques apparaît comme une solution de réhabilitation des sols contaminés et présente de nombreux atouts : facilité de m ise en œuvre, coût financier raisonnable et une intégration facile dans un programme paysager. Cette méthode permet de générer de la biomasse sur des parcelles non exploitées. Afin de générer de la valeur, l’utilisation des biomasses doit être compétitive avec les matériaux issus de milieux plus traditionnels. La production d’énergie est un des axes privilégiés et constitue la solution actuellement privilégiée. Toutefois, la production de produits manufacturés est envisageable en sélectionnant les ressources. Les ressources considérées dans le projet Phytofiber sont issues de sols contaminés par des composés métalliques. Deux types de biomasses sont abordés. D’une part, des ressources lignocellulosiques non accumulatrices, peuplier et aulne, et d’autre part une espèce herbacée présente spontanément sur les parcelles forestières, l’ortie. Les valorisations considérées sont reprises dans la figure suivante.

Figure 1. L’articulation du projet Phytofiber


PHYTOFIBER, projet ADEME Graine 2017, permettra l'évaluation des coûts et bénéfices liés à l’exploitation de sols contaminés, en considérant les valorisations proposées et de les comparer aux voies classiques d’approvisionnement afin d'en faire émerger les avantages. La proximité des gisements avec les utilisateurs potentiels est un atout majeur, en lien avec le concept d’économie circulaire. Ainsi, il sera possible de déterminer les débouchés les plus prometteurs (biomatériaux, pâtes à papier, panneaux, énergie, chimie) en prenant en compte les impacts économiques positifs attendus, sociaux et sociétaux, évalués par une même démarche comparative. Résultats et discussion Les premiers résultats des expérimentations menées dans le cadre du projet sont présentés. Ainsi, le recueil des seuils de contaminant à respecter pour les applications biomasses envisagées, selon leur nature, est présenté. Il permet de définir les contraintes en termes de compositions chimiques à respecter par les biomasses avant leur introduction dans les procédés actuels. Les premiers résultats obtenus sur les potentiels d’utilisation des fibres issues du projet sont présentés. Egalement, les stratégies de cultures sur les sols contaminés en système agroforestier sont décrites. Enfin, dans le cadre du projet, un point est fait sur les verrous à lever et les risques identifiés inhérents à l’utilisation de biomasses issues de sols contaminés dans des matériaux usuels. Conclusions et perspectives Le projet est en cours et les résultats présentés seront issus des premières phases expérimentales du projet. Remerciements Les auteurs remercient l’ADEME pour le financement du projet n°1772C0018, PHYTOFIBER.


Phytoremédiation assistée d’un sol historiquement contaminé par les dioxines/furanes

Joël Fontaine1, Hacène Meglouli1,2, Maryline Magnin-Robert1, Benoit Tisserant1, Mohamed Hijri2, Anissa Lounès-Hadj Sahraoui1*

1 : Université du Littoral Côte d’Opale, EA 4492 – UCEIV – Unité de Chimie Environnementale et Interactions

sur le Vivant, SFR Condorcet FR CNRS 3417, F-62228 Calais cedex, France. 2 : Département de Sciences Biologiques, Institut de Recherche en Biologie Végétale, Université de

Montréal, 4101 Rue Sherbrooke Est, Montréal, QC, H1X 2B2, Canada.

* contact : [email protected] / (33)-03-21-46-36-58 Résumé Une expérimentation de phytoremédiation assistée a été menée dans le cadre du projet Halluin « Dioxines : contamination et biodégradation » (https://halluin3r.com/) en combinant la végétalisation d’un sol historiquement contaminé par les dioxines/furanes (PCDD/F) par la luzerne (L), et quatre types d’amendements biologiques : un inoculum mycorhizien, un biosurfactant, une bactérie à capacité dégradante Sphingomonas wittichii RW1 et la microflore autochtone issue de ce sol historiquement contaminé. Une réduction d’environ 15% de la teneur totale en PCDD/F a été observée après 24 semaines de culture en microcosmes dans les sols végétalisés et amendés. Notre étude a révélé que la dissipation du PCCD/F résultait de la stimulation de l'activité microbienne du sol. Une analyse moléculaire du microbiote de ce sol contaminé a mis en évidence la présence de certains ordres et classes microbiens connus pour être impliqués dans la dégradation des PCCD/F, comme les actinobactéries, les protéobactéries, les chloroflexi chez les bactéries ou les sordariales chez les champignons. Une baisse de la cytotoxicité du sol a confirmé la requalification du sol historiquement pollué d’Halluin grâce à la phytoremédiation assistée. Introduction Célèbres depuis l’accident de Seveso en 1976, les dioxines/furanes (PCDD/F) restent, malgré une forte baisse de leurs émissions, un sujet de préoccupation actuel en France et dans le monde. La rémanence de ces composés organochlorés dans le sol et le risque toxique qu’ils représentent pour l'Homme et l'environnement font que la gestion des sols contaminés par les PCDD/F intéressent un grand nombre d’acteurs de la gestion des sites pollués tels que les législateurs, les aménageurs, les professionnels de la dépollution, mais aussi les scientifiques. A titre d’exemple, la Ville d'Halluin, dans la Région Hauts de France a accueilli durant trente ans, une usine d'incinération d'ordures ménagères dont les rejets atmosphériques ont provoqué la contamination d’un large territoire urbain et agricole par les PCDD/F. Les secteurs de l'agriculture et de l’élevage ont été particulièrement impactés par cette pollution et les parcelles les plus contaminées sont encore aujourd'hui en friche. C’est dans ce contexte que le projet « Dioxines : contamination et biodégradation », coordonné par Halluin 3R et soutenu par l'Europe (PO FEDER), le Ministère de l'Ecologie, du Développement durable et de l'Énergie, l'ADEME, le Conseil Régional Nord Pas de Calais, le Conseil Général du Nord et de la Métropole Européenne de Lille, a été élaboré. Articulé en trois sous-projets, ce programme de recherche visait à évaluer la teneur éventuelle en PCDD/F des fruits et légumes produits sur une parcelle contaminée (sous-projet 1) et à expérimenter deux techniques de remédiation des sols contaminés aux PCDD/F (la bioremédiation avec des champignons saproptrophes (sous-projet 2) et la phytoremédiation assistée (sous-projet 3)). La phytoremédiation assistée compte parmi les méthodes innovantes et émergentes de gestion des sols contaminés. Elle offre une réelle alternative, aussi bien écologique que paysagère face aux techniques de dépollution traditionnelles. En raison de sa meilleure adéquation avec le développement durable et son coût modéré de mise en œuvre et de suivi, ce mode de gestion est bien adapté aux parcelles contaminées étendues et permet la préservation des fonctions du sol comme support de culture ou réservoir de la biodiversité. Ainsi, après avoir démontré l’intérêt de la phytoremédiation assistée par l’ajout d’un amendement mycorhizien [3], l’un des objectifs du sous-projet 3 consistait également à tester le potentiel de la phytoremédiation assistée par une combinaison d’amendements (un inoculum mycorhizien, un biosurfactant, une bactérie à capacité dégradante Sphingomonas wittichii RW1 et la microflore autochtone issue du sol historiquement pollué) dans la requalification des sols historiquement contaminés d’Halluin.


Matériel et méthodes Le sol historiquement contaminé par les PCDD/F a été prélevé en décembre 2013 à une profondeur de 0-30 cm dans la zone la plus contaminée (20 ng.TEQ/kg) de la parcelle expérimentale située à 500 m de l’ancien incinérateur d’Halluin (50° 45’ 53” N. 3° 7’ 43” E). Ce sol a été séché à température ambiante, homogénéisé, tamisé à 2 mm et stérilisé par ionisation aux rayons (45KGy) par la société IONISOS (Sablé sur Sarthe) afin d’éliminer, entre autres, les spores de CMA présentes dans le sol et ainsi éviter la mycorrhization spontanée de nos plantes. Une extraction des PCDD/F sous micro-ondes (Multiwave 3000, Anton Paar) a été effectuée à partir de 25 kg de sol afin d’augmenter la concentration en PCDD/F de ce sol d’environ 25% et d’accroitre la biodisponibilité de ces polluants chlorés dans notre sol. Cette expérimentation a été menée en microcosmes végétalisés ou non (témoin non végétalisé) avec de la luzerne (L) en combinant quatre types d’amendements : (Fm) ajout de l’inoculum commercial (F. mosseae, MycAgro Ltd., France), (RW1) ajout d’une bactérie à capacité dégradante, S. wittichii RW1 (aimablement envoyée par Mme Hartmann Erica du laboratoire CEA de Marcoule), (rh) introduction d’une solution de rhamnolipides dans le sol (AGAE Technologies, USA), (µf) réintroduction de la microflore tellurique issue du sol historiquement contaminé, selon les modalités suivantes : L, L+Fm, L+Fm+RW1, L+Fm+RW1+Rh, L+Fm+RW1+Rh+µf. Après 24 semaines de culture, les quantités résiduelles de PCDD/F dans le sol (exprimées en équivalents toxiques (TEQ)) ainsi que le transfert des polluants dans les structures végétales ont été mesurés par GC/HRMS. L’activité microbienne du sol a été évaluée par la mesure de deux activités enzymatiques : la fluorescéine di-acétate hydrolase (FDA) et la déshydrogénase (DHA). La structure des communautés microbiennes présentes dans les sols rhizosphériques a été étudiée en séquençant les produits d’amplification PCR (16S ARN bactérien, ITS1 fongique) par Ilumina MiSeq. Enfin, la cytotoxicité du sol contaminé a été évaluée avant et après phytoremédiation en exposant deux lignées cellulaires humaines (cellules pulmonaires BEAS-2B et hépatiques HepG2) aux extraits organiques du sol contaminé et en mesurant deux activités enzymatiques complémentaires : la lactate déshydrogénase (LDH) et la déshydrogénase mitochondriale (MDH). Discussion Une dissipation d’environ 15% de la teneur totale en PCDD/F a été observée dans les sols végétalisés et amendés suivants : L+Fm, L+Fm+RW1, L+Fm+RW1+Rh, L+Fm+RW1+Rh+µf (Figure 1). Cette dissipation résulterait majoritairement d’une biodégradation étant donné les très faibles quantités de PCDD/F bioaccumulées dans les racines et les parties aériennes des plantes (Figure 2). Cette dissipation des PCDD/F a lieu de manière concomitante à une stimulation de l'activité microbienne de ces sols, mise en évidence par l’augmentation des activités enzymatiques FDA et DHA (Tableau 1) et l'augmentation de l'abondance, de la richesse et de la diversité bactérienne, ainsi que de la richesse fongique (résultat non montré).

Figure 1 : Concentrations résiduelles des PCDD/F dans le sol après 24 semaines de cultures. Les différentes lettres indiquent des différences significatives entre les traitements selon le test Kruskal-Wallis (P≤0.05) (n=4).

Figure 2 : Répartition (%) des PCDD/F dans le sol et les structures racinaires et aériennes de la luzerne après 24 semaines de culture (L+Fm+RW1+Rh+µf).


Déhydrogénase

Fluorescéine diacetate hydrolysase

Non végétalisé 65±3 a 5±0,1 a L 196±28 bcd 17±6 b L+Fm 288±94 cd 51±10 c L+Fm+RW1 186±36 bc 55±7 c L+Fm+RW1+Rh 173±22 b 25±4 b L+Fm+RW1+Rh+µf 281±31 d 70±7 d

Tableau 1 : Activités déshydrogénase (µg/g de sol/24h) et fluorescéine diacétate hydrolase (µg/g de sol) dans les sols contaminés après 24 semaines de culture. Les différentes lettres indiquent des différences significatives entre les traitements selon le test Kruskal-Wallis (P≤0.05) (n=4).

La présence de plusieurs groupes bactériens (Actinobactéries, Proteobactéries, Chloroflexi) et fongiques (Sordariales) connus pour leur capacité de dégradation des PCCD/F pourraient être impliqués dans la dissipation des PCDD/F dans le sol L+Fm+RW1+Rh+µf (Figure 3). Parallèlement à cela, une réduction de la toxicité du sol contaminé après la phytoremédiation assistée a pu être mise en évidence grâce à la réalisation de tests de cytotoxicité (Tableau 2). En effet, dans les cellules pulmonaires, l'activité de la LDH a diminué significativement de 44 % tandis que dans les cellules hépatiques l'activité de la MDH a augmenté significativement de 18 % par rapport au sol témoin avant la phytoremédiation indiquant une diminution de la cytotoxicité du sol.

Figure 3 : Abondance relative des principales classes bactériennes (A) et ordres fongiques (B) dans les conditions non végétalisé et L+Fm+RW1+Rh+µf. (*) indiquent des différences significatives entre le sol non végétalisé et celui de la condition A+Fm+RW1+Rh+µf selon le test Tukey (HSD) (P≤0.05) (n= 3).

Lignées cellulaires Enzymes A+Fm+Rω1+Rh+µf (%)

Cellules pulmonaires (BEAS-2B) Activité LDH / témoin -44±24 (P<0.0001) Activité MDH / témoin +5±1 (P=0.751)

Cellules hépatiques (HepG2) Activité LDH / témoin -5±1 (P=0.0001) Activité MDH / témoin +18±9 (P<0.0001)

Tableau 2 : Activités de la lactate déshydrogénase (LDH) et de la déshydrogénase mitochondriale (MDH) des cellules pulmonaires et hépatiques exposées à une fraction organique du sol avant (témoin) et après phytoremédiation (L+Fm+RW1+Rh+µf) selon le test de Mann-Whitney (P≤0.05) (n=12). Conclusions et perspectives La végétalisation d’un sol historiquement contaminé par le PCCD/F avec de la luzerne, combinée à différents amendements biologiques permet la dissipation de l’ordre de 15% des PCDD/F en 24 semaines de culture. Cette dissipation, liée à la stimulation de l'activité microbienne rhizosphérique et probablement à la présence de certaines espèces fongiques et bactériennes connues pour être impliquées dans la dégradation des PCCD/F témoigne du potentiel de la phytoremédiation assistée. De plus, notre étude de cytotoxicité a confirmé la réduction de la toxicité du sol après traitement. Un suivi à plus long terme des fonctionnalités de ce sol permettrait de valider son éventuelle requalification. Le très faible transfert des PCDD/F dans la partie aérienne des plantes, mis en évidence dans ce travail, permet également d’envisager la valorisation de la biomasse produite sur ces sols contaminés, ce qui permettrait d'abaisser les coûts globaux de gestion et de requalification de ces sols contaminés tout en répondant aux attentes environnementales et sociales.


Références [1] Lenoir, I., Fontaine, J., Lounès-Hadj Sahraoui, A. (2016). Arbuscular mycorrhizal fungal responses to abiotic stresses: a review. Phytochemistry, 123, 4-15. [2] Lenoir, I., Lounès‐Hadj Sahraoui, A., Fontaine, J. (2016). Arbuscular mycorrhizal fungal‐assisted phytoremediation of soil contaminated with persistent organic pollutants: a review. European Journal of Soil Science, 67(5), 624-640. [3] Meglouli, H., Lounès-Hadj Sahraoui, A. , Magnin-Robert, M., Tisserant, B., Hijri, M., Fontaine, J. (2018). Arbuscular mycorrhizal inoculum sources influence bacterial, archaeal, and fungal communities’ structures of historically dioxin/furan-contaminated soil but not the pollutant dissipation rate. Mycorrhiza, 28(7), 635-650. Remerciements Ces travaux ont été réalisés dans le cadre du projet Halluin3R financé par l'Union européenne (FEDER), la Région des Hauts-de-France et l’ADEME et dans le cadre du projet Alibiotech financé par l'Union européenne et la Région des Hauts-de-France. Les auteurs remercient le laboratoire d'analyse des sols de l'INRA (Arras, France) pour son aide dans l'analyse des PCDD/F. Les données du séquençage à haut débit ont été analysées à l'aide de la plate-forme informatique CALCULCO, soutenue par le Service commun du Système d'Information de l'Université du Littoral Côte d'Opale (SCOSI).


A la recherche de fougères rustiques accumulatrices de terres rares

Damien BLAUDEZ1, Nicolas GROSJEAN1, Michel CHALOT2, Elisabeth Maria GROSS1, Marie LE JEAN1*

1 : LIEC UMR 7360, Université de Lorraine, Metz / Nancy, [email protected] ; [email protected] ; [email protected] ; [email protected]

2 : LCE UMR 6249, Université de Franche-Comté, Montbéliard, [email protected]

* contact : Marie LE JEAN Résumé Les terres rares (TRs), métaux stratégiques faiblement recyclables, sont actuellement considérées comme des polluants émergents. L’accroissement local des teneurs environnementales et leur toxicité avérée pour les organismes vivants implique d’identifier des stratégies de remédiation utilisables dans des conditions cli-matiques variées. Quelques plantes sont connues pour accumuler les TRs, principalement des fougères. Nous proposons donc d’élargir ce panel via le criblage d’une collection de fougères rustiques. Toutes les espèces transfèrent préférentiellement les TRs légères au niveau des frondes et de nouvelles espèces accumulatrices ont été identifiées. Les effets de l’accumulation des TRs sur le ionome des plantes et l’interaction des TRs avec les autres éléments ont également été étudiés. Introduction Les terres rares (TRs), incluant les 15 lanthanides plus l’yttrium et le scandium, sont indispensables à de nombreuses applications technologiques, agricoles ou encore médicales. Les lanthanides sont classés selon leur masse atomique, en TR légères (du La à l’Eu) et lourdes (du Gd au Lu). Leur usage croissant couplé à un faible potentiel de recyclage ainsi qu’à un transfert et une toxicité avérés dans les organismes vivants [1], font des TRs des polluants émergeants. L’utilisation de plantes accumulatrices pour la remédiation de conta-minants ou l’agromining est une piste prometteuse et respectueuse de l’environnement [2]. Quelques plantes sont capables d’accumuler les TRs, principalement des fougères, telles que Dicranopteris dichotoma, sur ter-rains miniers contaminés [3] ou Dryopteris erythrosora, identifiée en substrat non contaminé [4]. Toutefois, une plus grande diversité de candidats rustiques est nécessaire pour envisager une remédiation dans des environnements et des climats froids et tempérés. Nous proposons donc d’identifier de nouvelles espèces accumulatrices de terres rares en criblant une collection de fougères rustiques. Pour cette étude, le substrat artificiellement contaminé par une quantité égale de 6 TRs permettra d’étudier les préférences d’accumulation entre les différentes TRs en s’affranchissant des variations de teneurs liées aux substrats environnementaux. La conservation du caractère accumulateur sera également étudiée, ainsi que les effets de la contamination sur la composition élémentaire des fougères. L’identification de ces nouvelles espèces accumulatrices offre donc de nouveaux outils durables pour la dépollution de substrats contaminés en TRs, qu’il s’agisse de sols naturellement riches en TRs ou suite à des activités humaines. Des perspectives en agromine et écocatalyse découlent également de ce projet. Matériel et méthodes Culture des fougères. Les fougères rustiques ont été exposées en terreau contaminé soit par un mélange équimolaire de 6 TRs (2000 ppm total), soit à 333 ou 2000 ppm d’une seule TR (La ou Yb), durant 6 mois en conditions contrôlées. Analyses élémentaires. Après rinçage des frondes à l’eau distillée et séchage, 250 mg de matière sèche (MS) ont été minéralisés par chauffage dans l’acide nitrique et le peroxyde d’hydrogène, les échantillons filtrés et dilués ont été analysés par ICP-MS ou ICP-AES. Analyses statistiques. Les tests ANOVA à un facteur et Tukey HSD post hoc ont été appliqués lorsque la normalité des données (Shapiro-Wilk test) et les conditions d’homoscédasticité (test de Levene) étaient respectées. Si l’une des conditions était rejetée, le test non-paramétrique de Kruskal-Wallis à un facteur puis un test de Wilcoxon post hoc ont été appliqués. Toutes les analyses ont été menées avec un seuil de rejet à 5%.


Résultats et discussion Identification de nouvelles espèces accumulatrices de terres rares. Une étape de criblage à large échelle portant sur 49 espèces de fougères appartenant à 15 genres et 7 familles, suivie d’une confirmation en tripli-cats pour une sélection d’entre elles a mis en évidence 3 niveaux d’accumulation des TRs (fig.1a) : <10 ppm de MS pour 10 espèces, 10-100 ppm pour 24 espèces et > 100 ppm pour les 15 autres. On peut également distinguer des genres : globalement accumulateur (>100 ppm – ex. Athyrium), non accumulateur (<10 ppm – ex. Polypodium) ou d’accumulation contrastée (10 - 170 ppm – ex. Dryopteris). Plusieurs nouvelles espèces accumulatrices ont ainsi été identifiées et seront présentées lors de l’exposé. Figure 1. Criblage d’une collection de fougères rustiques, issues de 7 familles ((1) Athyriaceae, (2) Blech-naceae, (3) Dryopteridaceae, (4) Onocleaceae, (5) Polypodiaceae, (6) Pteridaceae, (7) Thelypteridaceae), vis-à-vis de l’accumulation des TRs (REE) (a) et fractionnement des TRs légères (LREE) et lourdes (HREE) dans les frondes pour une sélection d’espèces issues de 4 genres (b). Préférences d’accumulation pour les TR légères. Pour toutes les espèces testées, les frondes des fougères accumulent 2 à 8 fois plus les TR légères que les lourdes (fig1.a, b) et ce, malgré une quantité identique des 6 TRs dans le substrat. Cette tendance se vérifie aussi bien pour des fougères accumulatrices que non-accu-mulatrices (tel que Polypodium sp .). Le ratio entre TRs légères et lourdes varie cependant entre genres, avec des valeurs plus élevées pour le genre Athyrium, mais également au sein d’un genre comme c’est le cas pour Dryopteris. Effet des terres rares sur le ionome des frondes et accumulation synergique des TRs. Suite aux analyses élémentaires des frondes, l’analyse en composante principale (non présentée ici) a montré une corrélation positive entre les différentes TRs, entre les TRs et certains microéléments, ainsi qu’une anti-corrélation avec d’autres éléments. Enfin l’exposition au mélange de 6 TRs (333 ppm de chaque TR) induit une plus forte teneur en lanthane dans les frondes que lors de l’exposition à des teneurs identiques ou supérieures en lan-thane seul. Ce n’est pas le cas pour l’ytterbium. Conclusions et perspectives De nouvelles espèces accumulatrices de TRs ont été mises en évidence, avec des niveaux d’accumulation comparables à ceux de Dryopteris erythrosora, élargissant ainsi le panel d’espèces disponibles pour la phy-toremédiation ou l’agromine des TRs. Les niveaux différentiels d’absorption et de transfert des TRs vers les frondes, reflètent la mise en place de mécanismes d’absorption et de transfert chez certaines espèces. Con-trairement à Dryopteris sp ., pour Athyrium sp. ou Polystichum sp., le caractère accumulateur semble établi au niveau du genre comme également montré chez Carya sp.[5]. La comparaison moléculaire (transcripto-mique) d’espèces génétiquement proches présentant un phénotype contrasté, comme c’est le cas chez Dryop-teris sp., permettrait d’identifier les acteurs moléculaires de l’absorption des TRs. Le transfert préférentiel des TRs légères observé chez les fougères est inversé chez certaines spermatophytes [6] indiquant des méca-nismes différents entre ces organismes phylogénétiquement éloignés. Enfin, l’analyse ionomique, cohérente avec la littérature [6, 7] permet de suggérer des mécanismes d’absorption des TRs communs à d’autres ions et de possibles interférences des TRs avec l’homéostasie d’éléments essentiels à la plante. L’accroissement des usages des TRs doit s’accompagner de méthodes visant à en réduire la dissémination et l’impact environnemental. L’identification de ces nouvelles espèces rustiques permettra donc d’utiliser les méthodologies vertes de phytoextraction ou d’agromine pour la dépollution de ces métaux stratégiques de plus en plus utilisés, tant en agriculture qu’en industrie ou en médecine.


Références 1. G. Tyler (2004). Rare earth elements in soil and plant systems - A review. Plant Soil. 267, 191–206. 2. A. Van der Ent et al, (2018). Agromining : farming for metals : extracting unconventional resources using plants.

Springer. 3. W. Zhenggui et al., (2001). Rare earth elements in naturally grown fern Dicranopteris linearis in relation to their

variation in soils in South-Jiangxi region (Southern China). Environ. Pollut. 114, 345–355. 4. T. Ozaki et al, (2000). A survey of trace elements in pteridophytes. Biol. Trace Elem. Res. 74, 259–273. 5. B. W. Wood. and L. J. Grauke (2011). The Rare-earth Metallome of Pecan and Other Carya. J. Am. Soc. Hortic.

Sci. 136, 389–398. 6. M. Yuan et al., (2018). Accumulation and fractionation of rare earth elements (REEs) in the naturally grown

Phytolacca americana L. in southern China. Int. J. Phytoremediation. 20, 415–423. 7. L. Brioschi et al., (2012). Transfer of rare earth elements (REE) from natural soil to plant systems: implications

for the environmental availability of anthropogenic REE. Plant Soil. 366, 143–163.

Remerciements Ce travail a été soutenu par le Programme national EC2CO - Ecodyn (RAREFERN), InterCarnot ICEEL (REECOVERY), le programme de l’ANR « investissement d’avenir » Labex Ressources 21(ANR-10-LABX-21-01).


Evaluation de la phytodisponibilité des éléments métalliques présents dans un digestat solide épandu sur une terre contaminée ou non

Brice LOUVEL1*, Mathieu BOSSUWE2 et Francis DOUAY1

1 : Yncréa Hauts-de-France, Laboratoire Génie Civil et géoEnvironnement (LGCgE), 48 boulevard Vanban,

59406 Lille Cedex, [email protected] ; [email protected] 2 : Innolab, Marechalstraat 70, 8020 Oostkamp, Belgique, [email protected]

* contact : Brice Louvel Résumé L’épandage de digestats de méthanisation, issus d’intrants agricoles provenant d’une zone contaminée en métaux, interroge sur le devenir des polluants et le comportement des cultures. Pour apporter des éléments de réponse, des digestats de méthanisation ont été élaborés à partir de productions issues ou non de la zone affectée massivement par les émissions passées de Metaleurop Nord (Noyelles-Godault). Une culture de ray-grass a été réalisée en serre sur deux terres prélevées dans l’horizon labouré de deux parcelles situées ou non sous l’influence de l’ancienne fonderie de plomb et de zinc. Ce protocole expérimental a été complété avec une modalité comportant une fertilisation minérale NPK et un témoin (eau). Sur la terre non contaminée, l’ajout des digestats solides contaminés ou non n’a pas eu d’effet sur le rendement des feuilles de ray-grass alors que sur la terre contaminée a été constaté un accroissement notable de la biomasse. La contamination de la terre contaminée a été soulignée par la modalité témoin (eau) ; les concentrations en Cd, Pb et Zn dans les parties aériennes du ray-grass cultivé sur la terre contaminée sont respectivement près de 5, 2 et 5 fois plus élevées que celles se rapportant au ray-grass récolté sur la terre non contaminée. Les concentrations en Cd et Zn du ray-grass cultivé sur la terre non contaminée amendée n’ont pas montré de différence avec celles du témoin. L’apport de digestat issu des productions de la zone Metaleurop a augmenté les concentrations en Cd et Zn dans les feuilles de ray-grass cultivé sur la terre contaminée par rapport au témoin. Toutefois, cet accroissement n’a pas été significativement différent de celui constaté avec l’apport de digestat issu de végétaux non contaminés ou de fertilisants minéraux. Ceci laisse donc penser que l’accroissement des concentrations en métaux dans le ray-grass est davantage lié à la contamination des sols qu’aux contaminants apportés avec les digestats. Introduction La méthanisation peut être une voie de valorisation des productions agricoles non conformes du point de vue des teneurs en éléments inorganiques pour leur commercialisation en alimentation humaine ou animal. Cette filière de valorisation est envisagée pour certaines productions cultivées sur les terres agricoles aux alentours de l’ancienne fonderie Metaleurop où la contamination des sols en métaux peut conduire à un non-respect de la réglementation en vigueur. Dans le but d’étudier cette faisabilité, l’association « Agriculture et Enjeux de Territoire » a exprimé le besoin d’évaluer le caractère non inhibiteur des composés métalliques présents dans les intrants (Cd, Pb, Zn) sur les processus de méthanisation. L’étude a été réalisée en méthaniseurs pilotes avec des intrants mixtes, issus de la zone « Metaleurop » ou pas. La composition du mélange d’alimentation a été choisie en fonction de la disponibilité des intrants autour de la zone « Metaleurop ». Il a été confirmé que les éléments métalliques n’entrent pas dans la composition du biogaz. En revanche, le procédé de méthanisation est conservatif et les éléments inorganiques restent et se concentrent même dans le digestat destiné à être épandu (digestat brut) sur les sols agricoles. La présente étude vise à évaluer la phytodisponibilité des métaux (Cd, Pb, Zn) dans un digestat élaboré à partir de biomasses agricoles issues du secteur massivement contaminé par le passé par les activités de Metaleurop Nord. Matériel et méthodes Des essais culturaux ont été réalisés en pots avec une terre agricole provenant du site atelier Metaleurop (ME) et une terre prélevée hors de l’influence de l’ancienne fonderie de plomb et considérée comme témoin (HZ) (Figure 1). Après prélèvement, les deux terres ont été séchées à l’air ambiant, tamisées pour passer au travers d’un tamis de 10 mm et homogénéisées. Des pots d’une capacité de 3 litres ont été remplis avec 2 kg de chacune des terres. Deux digestats solides obtenus par centrifugation ont été utilisés. Le premier, est issu d’un méthaniseur pilote alimenté par des intrants (50 % de maïs ensilé, 23 % d’herbe ensilée, 16 % de betteraves sucrières, 7 % de


lisier de porcs et 4 % de fumier de bovins) provenant du site atelier Metaleurop. Le second digestat solide provient d’un méthaniseur pilote alimenté par des intrants de même nature issus d’un secteur hors influence de l’ancienne fonderie. Les digestats ont une teneur en azote de 6,6 kg t-1 masse brute (MB) pour le premier et 6,9 kg t-1 MB pour le second. Pour être conforme à une fertilisation agricole raisonnée, la quantité de digestat a été définie en fonction de sa teneur en azote (Néquivalent : 170 kg ha-1), les pots dédiés à recevoir les digestats ont reçu 19.8 g de digestat issu d’intrants contaminés et 18.9 g de digestat témoin. Après amendement, les terres ont été homogénéisées. Une modalité nommée « NPK minéral » a été ajoutée. Elle correspond à une fertilisation minérale au moyen d’un engrais complet (3-2-4 sous forme respectivement de NO3NH4, NaH2PO4 et de K2SO4) dont la dose a été raisonnée au regard de la teneur en azote ammoniacal. L’objectif a été d’apporter des quantités aussi proches que possibles que celles résultant de l’ajout des digestats. Un ray-grass (Lolium perenne L.) a été semé à raison de 1 g de graines par pot. Trois répétitions ont été réalisées par modalité. Durant l’expérimentation, l’humidité des terres a été maintenue par remontée capillaire en utilisant une eau à pH 7. Après 8 semaines de culture, les parties aériennes du ray-grass ont été coupées puis séchés à 40°C. Un aliquot de 0,2 g a été digéré par 3,5 mL d’acide nitrique 65 % (PrimarPlus-Trace – analysis grade). Le mélange a été chauffé à 170°C pendant 20 minutes dans un réacteur fermé à micro-ondes (MARS 5). La solution a été refroidie puis, filtrée et complétée avec de l’eau MilliQ jusque 50 mL. Un aliquot de la solution a été analysé par ICP/OES (analyseur Shimadzu ICPE-9000). Les déterminations analytiques ont été ralisées par Innolab (Belgique).

Figure 1 : Dispositif expérimental mis en place

Résultats et discussion Degré de contamination des terres et des digestats solides étudiés La terre issue de la zone ME présente une forte contamination en éléments métalliques : 5,9 ± 1,4 mg de Cd, 410 ± 105 mg de Pb et 645 ± 199 mg de Zn kg-1. Pour la terre prélevée hors zone, les concentrations en métaux sont faibles : moins de 0,15 mg de Cd, 5,9 ± 0,6 mg de Pb et 24,6 ± 2,9 mg de Zn kg-1. Les digestats sont issus d’une méthanisation en pilote qui a duré 12 semaines. Les teneurs en éléments majeurs fertilisants du digestat correspondant aux intrants prélevés sur la zone « Metaleurop » sont légèrement supérieures à celles du témoin. Le bore, le cadmium, le cuivre, le molybdène et le zinc sont présents en plus grande quantité dans le digestat issu des intrants provenant de la zone « Metaleurop » par rapport au digestat élaboré à partir des intrants issus hors zone. En comparaison des digestats issus de 9 installations de méthanisation agricoles présentes dans le Nord - Pas de Calais (source SATEGE Nord-Pas de Calais), les digestats issus des pilotes « Metaleurop » et hors zone présentent davantage de Cd, Pb et Zn. Dans le même temps, les digestats bruts obtenus à partir des intrants issus de la zone « Metaleurop » ont présenté une teneur en éléments métalliques de : 2,09 mg de Cd, 22,0 mg de Pb et 396 mg de Zn kg-1. Pour le digestat brut témoin, les teneurs en éléments métalliques ont été 1,32 mg de Cd, 21,9 mg de Pb et 298 mg de Zn kg-1. Comparativement aux valeurs limites décrites dans l’arrêté du 8 janvier 1998 fixant les prescriptions techniques applicables aux épandages de boues sur les sols agricoles, les digestats issus de la zone « Metaleurop » sont conformes à la réglementation. La teneur en Cd du digestat brut « Metaleurop » représente 20 % de la valeur limite de référence. Alors que pour Pb, la teneur dans le digestat brut d’incubation représente moins de 3% de la valeur limite de référence. Influence des digestats et de la fertilisation minérale sur le rendement du ray-grass Sur la terre non contaminée, la masse sèche des parties aériennes a été en moyenne de 7,5 ± 1,3 g par pot. Les digestats ME et HZ et l’ajout de NPK minéral n’ont pas eu d’influence significative sur la biomasse par rapport au ray-grass cultivé sur la terre témoin.


Sur la terre contaminée, la biomasse récoltée par pot a été en moyenne de 4,2 ± 1,5 g MS. Les biomasses des feuilles de ray-grass ont été significativement plus importantes avec l’ajout de digestat ME et de NPK minéral par rapport au ray-grass témoin (ME : 5,0 ± 0,5 g MS; NKP : 4,9 ± 0,3 g MS; témoin : 3,2 ± 0,3 g MS). Concentrations en métaux du ray-grass Les concentrations en Cd, Pb et Zn dans les ray-grass obtenus sur la terre contaminée témoin sont respectivement près de 5, 2 et 5 fois plus élevées que celles se rapportant au ray-grass récolté sur la terre non contaminée. Dans les parties aériennes du ray-grass obtenu sur la terre non contaminée, la concentration moyenne en Cd a été de 0,23 ± 0,11 mg kg-1 MS et celle en Zn, de 16,49 ± 3,83 mg kg-1 MS. Les concentrations en Cd et Zn n’ont pas présenté de différence selon les modalités amendées ou non. Plusieurs échantillons ont présenté des concentrations en Pb inférieures aux limites de quantification (0,01 mg L-1). Les concentrations en Pb les plus élevées ont été observées pour la modalité témoin (2,38 ± 0,48 mg kg-1 MS). Dans la terre contaminée, les teneurs en éléments inorganiques dans le ray-grass ont été les plus faibles dans le témoin (Cd : 0,97 ± 0,25 mg kg-1 MS ; Zn : 46,07 ± 3,17 mg kg-1 MS). L’apport de digestat ME a significativement augmenté les teneurs en Cd et Zn dans le ray-grass (Figure 2). Le Pb a été peu phyto-disponible ; ses concentrations diffèrent peu selon les traitements (3,58 ± 1,48 mg kg-1 MS).

Figure 2 : Concentrations en Cd et Zn des feuilles de ray-grass cultivé sur la terre contaminée (en mg

kg-1 MS). Elle a été amendée avec du digestat solide issu de biomasses cultivées sur le site Metaleurop (Digestat ME), hors influence Metaleurop (Digestat HZ). Elle a reçu une solution d’engrais (NPK minéral) ou rien (Témoin). Les lettres a et b indiquent des groupes significativement différents

(Tukey, a=0,05) Les résultats ont montré que les éléments inorganiques apportés par les digestats dans une terre non contaminée ne sont pas phytodisponibles. A l’inverse sur une terre contaminée, le seul apport de NPK (dépourvu de Cd, Pb, Zn) a tendance à augmenter la teneur en Cd et Zn dans le ray-grass. Des phénomènes de compétition pour des sites d’adsorption dans les terres amendées par le compost ou fertilisées (NPK) doivent être à l’origine de l’accroissement de la phytodisponibilité de Cd (et de Zn dans une moindre mesure) pour le ray-grass. Aucune influence significative n’a été détectée pour Pb. L’adsorption du Cd dans la terrel est principalement régie par des forces de liaisons électrostatiques de type Van der Waals et dépend principalement de la présence de constituants du sol chargés négativement. Ainsi, Cd est facilement adsorbé sur les argiles et les matières organiques lesquelles présentent une charge négative variable (dépendante du pH). Le Cd entre en compétition avec les autres cations [1]. Ainsi, le transfert de Cd à la plante peut dépendre de la présence/absence d’autres cations, du Zn en particulier [2], lequel est présent en quantité importante dans les digestats. Bilan et perspectives Des cultures de ray-grass ont été réalisés en serre sur des terres contaminée et non contaminée avec apports de digestats solides issus de méthaniseurs pilotes alimentés par des intrants contaminés ou non. La démarche expérimentale a intégré une modalité comportant une fertilisation minérale NPK et un témoin. Les résultats ont confirmé la phytodisponibilité des métaux étudiés dans la terre prélevée à proximité de Metaleurop. Les concentrations en Cd, Pb et Zn dans les ray-grass obtenus sur la terre contaminée sont respectivement près de 5, 2 et 5 fois plus élevées que celles se rapportant au ray-grass récolté sur la terre non contaminée. Sur la terre non contaminée, l’apport de digestats solides n’affecte pas le rendement des feuilles de ray-grass alors qu’un effet positif est constaté pour la terre contaminée. Aucun effet des amendements ou de la fertilisation minérale n’est constaté pour Pb que la terre soit contaminée ou non. Il en est de même pour les concentrations en Cd et Zn dans les feuilles de ray-grass


cultivé sur la terre non contaminée amendée avec les digestats. En revanche sur la terre contaminée, l’apport du digestat contaminé augmente les concentrations en Cd et en Zn dans les feuilles de ray-grass. Toutefois, cette augmentation n’est pas significativement supérieure à celle constatée sur la même terre qui a reçu un digestat issu d’une biomasse non contaminée ou ayant reçu une fertilisation (NPK). Les teneurs en éléments inorganiques dans les feuilles de ray-grass sont davantage expliquées par une mobilisation des polluants présents dans les sols plus que par ceux apportés pas les digestats. Dans les sols contaminés, l’ajout d’engrais ou de digestats contaminés ou non induit une compétition entre les cations et les contaminants inorganiques absorbés. Dans les terres non contaminées, les contaminants inorganiques n’ont été phytodisponibles pour le ray-grass. Ainsi, l’exportation sur une terre non contaminée de digestats produits à partir de biomasses issues d’une zone contaminée et respectant la réglementation peut être envisagée. Références [1] Echeverria, J. C., Morera, M. T., Mazkiaran, C., & Garrido, J. J. (1998). Competitive sorption of heavy metal by soils. Isotherms and fractional factorial experiments. Environmental Pollution, 101(2), 275-284. [2] Nan Z, Li J, Zhang J, Cheng G, 2002. Cadmium and zinc interactions and their transfer in soil-crop system under actual field conditions. The Science of the Total Environment 285: 187-195. Rapport à mettre Remerciements Les auteurs souhaitent remercier l’ADEME et la DREAL pour le co-financement reçu dans le cadre de ce projet et les membres du comité de suivi M. Romain VION, association « Agriculture et enjeux de territoire » ; M. Christophe BOGAERT, ADEME ; Mme Lauren NEVEU, Mme Mathilde CLEMENT, M. Arnauld ETIENNE M. Benoit DUDAN et M. Etienne HOOGE, Chambre Régionale d’Agriculture ; Mme Elisabeth ASLANIAN, DREAL ; Mme Sabine MEYRUEY et M. Sébastien COSNIER, DRAAF Hauts-de-France.


Structural microbial diversity influenced by long-term phytomanagement in a Cu-contaminated soil

Aritz BURGES1,3*, Nadege OUSTRIÈRE1, Virgil FIEVET1, Lur EPELDE2, Julen URRA2, Anders LANZEN2, Carlos GARBISU2, Rafael Gómez LACALLE3, Unai ARTETXE3, Jose María BECERRIL3,

Michel MENCH1

1: UMR BIOGECO INRA 1202, Bordeaux University, Pessac, France 2: NEIKER-Basque Institute of Agricultural Research and Development, Derio, Spain

3: Universidad del País Vasco (UPV/EHU), Bilbao, Spain * contact : [email protected] Abstract Data regarding microbial properties from long-term phytomanaged field trials are pivotal to determine long-term sustainability of phytotechnologies and to demonstrate their efficiency in ecological restoration. Here, a former part of a wood preservation site with total topsoil Cu in the 198 -1169 mg Cu kg-1 range was phytomanaged with the addition of compost (5% w/w) and dolomitic limestone (DL, 0.2%) in 2008, followed by a crop rotation with tobacco and sunflower. A second application of compost was added in 2013 to half of the plots. Topsoils of all plots were sampled in year 9 to assess microbial diversity, through a metabarcoding approach, as well as soil physicochemical properties. No effect on microbial α-diversity metrics was observed; however, the crop rotation system with tobacco and sunflower and, particularly the addition of compost, resulted in changes in the composition and structure of soil microbial communities. Moreover, the long-term influence of the soil treatments on microbial communities through the long-term improvement of soil physicochemical properties was demonstrated. Our results provide an insight into the influence of long-term phytomanagement options on microbial communities in a Cu-contaminated soil. Introduction Long-term phytomanagement of metal(loid)-contaminated soils can (1) reduce soil phytotoxicity, promote ecological soil functions while preserving the soil resource, and (2) produce raw materials for local biomass processing technologies and incomes for the local communities (Mench et al., 2010; Witters et al., 2012; Van Slycken et al., 2013; Cundy et al., 2016; Mench et al., 2018). Accordingly, the long-term recovery of soil ecological functions underlying ecosystem services should lie at the core of the assessment of any phytomanagement initiative (Epelde et al., 2009; Burges et al., 2018). Soil microbial properties have demonstrated a high potential as indicators of the effectiveness of phytomanagement of metal(loid)-contaminated soils, as they are key players in many of these soil functions. There are, however, not so many studies showing the long-term effect of phytomanagement on soil biodiversity and ecological functions. Data regarding microbial properties from long-term phytomanaged field trials are pivotal to determine long-term sustainability of phytotechnologies and to demonstrate their efficiency in ecological restoration. Other studies at this site have also evaluated soil microbial properties of activity, biomass and diversity to provide further knowledge on the effectiveness of these phytomanagement strategies for soil remediation (Touceda-Gonzalez et al., 2017; Xue et al., 2018). Here, we decided to contribute to the assessment of the long-term influence of phytomanagement on soil microbial communities through a metabarcoding approach. Materials and methods The wood preservation site (about 10 ha, only 2 ha remaining in activity) is located at Saint-Médard d’Eyrans, Gironde, SW France (N 44°43.353, W 000°30.938), where copper is the major inorganic contaminant in topsoil at the P1-3 sub-site with a high spatial variation: 163-1170 mg Cu kg-1. The field trial consists of 4 blocks (2m x 10m): B1, B2, B3 and B4, which are divided into 10 plots each. In March 2008 (year 1), B1, B2 and B3 were amended with compost (5% w/w, made from poultry manure and pine bark chips) and dolomitic limestone (0.2% w/w) (Kolbas et al., 2011). In 2013, a second compost dressing


(5% w/w, made with green waste) was incorporated to half of the plots within B1-B3 (hereafter referred to as OM2DL), while the remaining plots were not additionally amended (OMDL). The composition of OMDL and OM2DL soil amendments are detailed in Mench et al. (2018). B4 remained unamended throughout the whole study (UNT). These plots were cultivated with an annual tobacco -sunflower rotation since 2008. In March 2017 (year 9) four soil samples were collected from the topsoil (0–10 cm) of each plot with a stainless sampling cylinder. Then the four samples were combined to produce a composite soil sample (1 kg fresh weight, FW) per plot. Element concentrations in soil samples, determined using ICP-AES, and other physicochemical parameters were analysed following standard methods and standard quality assurance employed by INRA LAS, Arras, France (2014) (Mench et al., 2018). Metabarcoding (amplicon) library preparations were carried out using a dual indexing approach (Lanzen et al., 2016). Taxonomic classification was carried by aligning representative OTU sequences to the SilvaMod database (v128) using blastn (v.2.2.25+ task megablast) and the LCAClassifier of CREST (default parameters; Lanzén et al., 2016; https://github.com/lanzen/CREST). Results and discussion According to the VENN diagram with the total number of OTUs per treatment (Figure 1), soil microbial communities from amended plots (OMDL and OM2DL) sheltered the highest number of OTUs, exceeding by over 2-fold those found in the UNT plots. Amended plots also showed a higher number of unique OTUs, this is, rare taxa. An increased number of rare taxa may result in changes in microbial diversity metrics (Li et al., 2019). Here, despite the increment in rare taxa, no significant effect of the soil amendments was found on estimations of soil microbial α-diversity metrics (Table 1). The NMDS ordination plot (Figure 2), based on Bray-Curtis dissimilarities, demonstrated a significant effect of the soil treatments on the composition of the soil microbial communities. These changes in microbial structure in the amended plots, as compared to the unamended plot, go in parallel with an increase in microbial biomass and activity, as well as differences in functional diversity, reported at this site by Touceda-Gonzalez et al. (2017). The composition analysis also illustrates differences between OMDL and OM2DL, which supports the hypothesis that the differences in chemical composition of both soil treatments have resulted in OMDL and OM2DL soils sheltering genetically diverse soil microbial communities. Physicochemical soil parameters were fitted to the NMDS ordination space (Figure 2), showing a positive correlation of the majority of physicochemical properties, i.e., CEC, pH WHC, total soil N, total and organic C, and extractable and total soil P, with microbial communities from the amended plots (OMDL and OM2DL). Total and extractable soil Cu, however, correlated with untreated plots (UNT). This demonstrates the long-term positive influence of the soil treatments on soil microbial communities through the improvement of physicochemical properties. The relative abundance of the bacterial taxa at phyla and lower phylogenetic level showed changes in the structure of the microbial communities due to the soil treatments (Figure 3). The incorporation of soil amendments increased the abundance of several bacterial groups belonging to the class Alphaproteobacteria, some of which are involved in N cycling, e.g. orders Rhizobiales and Rhodospirillales. This class, which belongs to the phylum Proteobacteria, exhibits a complex lifestyle and can degrade a variety of complex organic molecules (Bouskill et al., 2010). Also most of the functionally diverse groups of soil bacteria fall within Proteobacteria (Kuppusamy et al., 2017) which explains that the majority of taxa profiting from the amendment-derived benefits in soil belonged to this phylum. The incorporation of the soil amendments, however, resulted in a negative impact on the populations of Nitrososphaeria, an archaeal group essential in nitrification, and taxa belonging to phyla Chloroflexi, Gemmatimonadetes and Planctomycetes. These bacterial phyla are typically abundant in metal-contaminated soils due to their resistance to metal(loid) excess and many of their taxa are adapted to oligotrophic environments (Durand et al., 2018). Moreover, Chloroflexi and Gemmatimonadetes have been suggested as key-players in metal-contaminated soils, providing a stabilizing element owing to their high adaptability to extreme environments (Azarbad et al., 2015). Accordingly, the specific properties that make these phyla highly adaptive and efficient in oligotrophic, contaminated soils may put them, however, in disadvantage against other bacterial taxa within the microbial communities, which are more readily capable of growing and competing in more favourable conditions, i.e. soils with available nutrients and OM and lower Cu availability.


Conclusion and perspectives This study demonstrates that the incorporation of soil amendments, and the input of OM and nutrients contained herein, generally promoted microbial growth and diversity in the long-term. This was not observed in α-diversity metrics but it was reflected by changes in the structure and composition of microbial communities. However, further assessment of the long-term effect of these soil phytomanagement options on the structural diversity of soil microbial communities should be done, exploring its relationship with microbial functional diversity but also paying attention to changes in the structure and composition of soil fungal communities. References Azarbad H, Niklinska M, Laskowski R, van Straalen NM, van Gestel CA, Zhou J, et al. Microbial community

composition and functions are resilient to metal pollution along two forest soil gradients. FEMS Microbiology Ecology 2015; 91: 1-11.

Bouskill NJ, Barker-Finkel J, Galloway TS, Handy RD, Ford TE. Temporal bacterial diversity associated with metal-contaminated river sediments. Ecotoxicology 2010; 19: 317-28.

Burges A, Alkorta I, Epelde L, Garbisu C. From phytoremediation of soil contaminants to phytomanagement of ecosystem services in metal contaminated sites. International Journal of Phytoremediation 2018; 20: 384-397.

Cundy AB, Bardos RP, Puschenreiter M, Mench M, Bert V, Friesl-Hanl W, et al. Brownfields to green fields: realising wider benefits from practical contaminant phytomanagement strategies. Journal of Environmental Management 2016; 184: 67-77.

Durand A, Maillard F, Alvarez-Lopez V, Guinchard S, Bertheau C, Valot B, et al. Bacterial diversity associated with poplar trees grown on a Hg-contaminated site: Community characterization and isolation of Hg-resistant plant growth-promoting bacteria. Science of the Total Environment 2018; 622-623: 1165-1177.

Epelde L, Becerril JM, Mijangos I, Garbisu C. Evaluation of the efficiency of a phytostabilization process with biological indicators of soil health. Journal of Environmental Quality 2009; 38: 2041-2049.

Kolbas A, Mench M, Herzig R, Nehnevajova E, Bes CM. Copper phytoextraction in tandem with oilseed production using commercial cultivars and mutant lines of sunflower. International Journal of Phytoremediation 2011; 13 Suppl 1: 55-76.

Kuppusamy SY, Young-Eun, Kim SY, Kim JH, Lee YB. Long-term inorganic fertilization effect on the micronutrient density in soil and rice grain cultivated in a South Korean paddy field. Communications in Soil Science and Plant Analysis 2017; 48: 1603-1615.

Lanzen A, Epelde L, Blanco F, Martin I, Artetxe U, Garbisu C. Multi-targeted metagenetic analysis of the influence of climate and environmental parameters on soil microbial communities along an elevational gradient. Scientific Reports 2016; 6: 28257.

Li B, Cao Y, Guan X, Li Y, Hao Z, Hu W, et al. Microbial assessments of soil with a 40-year history of reclaimed wastewater irrigation. Science of the Total Environment 2019; 651: 696-705.

Mench M, Lepp N, Bert V, Schwitzguébel J-P, Gawronski SW, Schröder P, et al. Successes and limitations of phytotechnologies at field scale: outcomes, assessment and outlook from COST Action 859. Journal of Soils and Sediments 2010; 10: 1039-1070.

Mench MJ, Dellise M, Bes CM, Marchand L, Kolbas A, Le Coustumer P, et al. Phytomanagement and remediation of Cu-contaminated soils by high yielding crops at a former wood preservation site: sunflower biomass and ionome. Frontiers in Ecology and Evolution 2018; 6.

Touceda-Gonzalez M, Prieto-Fernandez A, Renella G, Giagnoni L, Sessitsch A, Brader G, et al. Microbial community structure and activity in trace element-contaminated soils phytomanaged by Gentle Remediation Options (GRO). Environmental Pollution 2017; 231: 237-251.

Van Slycken S, Witters N, Meiresonne L, Meers E, Ruttens A, Van Peteghem P, et al. Field evaluation of willow under short rotation coppice for phytomanagement of metal-polluted agricultural soils. International Journal of Phytoremediation 2013; 15: 677-89.

Witters N, Mendelsohn RO, Van Slycken S, Weyens N, Schreurs E, Meers E, et al. Phytoremediation, a sustainable remediation technology? Conclusions from a case study. I: energy production and carbon dioxide abatement. Biomass and Bioenergy 2012; 39: 454-469.

Xue K, Zhou J, Van Nostrand J, Mench M, Bes C, Giagnoni L, et al. Functional activity and functional gene diversity of a Cu-contaminated soil remediated by aided phytostabilization using compost, dolomitic limestone and a mixed tree stand. Environmental Pollution 2018; 242: 229-238.

Acknowledgements This work has been financially supported by the European Regional Development Fund (ERDDF) (PhytoSUDOE INTERREG project, SOE1/P5/E0189). Dr. Aritz Burges thanks the Basque Government for funding his postdoctoral fellowship.


Table 1. Values of α-diversity estimations per soil treatment (Mean values ± standard deviation). Values followed by different letters are significantly different (P<0.05) according to Tukey’s test.

UNT OMDL OM2DL Reads 10956 ± 1092a 46058 ± 32597a 40557 ± 33994a Richness (number of OTUs) 2029 ± 140a 3586 ± 1351a 3447 ± 1321a Rarefied richness 1736 ± 148a 1862 ± 87a 1891 ± 113a Shannon's index (H') 6.57 ± 0.15a 6.70 ± 0.11a 6.75 ± 0.12a Pielou's Eveness 0.862 ± 0.014a 0.826 ± 0.032a 0.837 ± 0.036a Simpson index 0.996 ± 0.001a 0.996 ± 0.000a 0.997± 0.001a

Figure 1. Venn diagram showing the number of OTUs shared between soil microbial communities from the

different soil treatments.

Figure 2. Non-metric multidimensional scaling (NMDS) based on Bray-Curtis dissimilarities of the composition of microbial communities. Fitted physicochemical soil parameters with significant correlation to the multidimensional NMDS space are included. Tot_N: total N; Tot_P: total P; Olsen_P: Olsen’s extractable P; Tot_Cu: total Cu; Ext_Cu: NH4NO3-extractable Cu; Tot_C: total C; OC: organic C; WHC: water holding capacity; CEC: cationic exchange capacity.


Figure 3. Average relative abundance of the main classes per soil treatments


Quatrièmes Rencontres nationales de la Recherche sur les sites et sols pollués

26 et 27 novembre 2019, Le Beffroi de Montrouge (Portes de Paris)

Candidature pour : ☒ Communication orale ☐ Communication poster ☐ Vidéo de 180s

☐ Communication poster avec présentation d’outil

Criblage et potentialité métabolique des souches fongiques natives

dans la biodégradation des polychlorobiphényles

Germain Joaquim1, Raveton Muriel1*, Mouhamadou Bello1* 1 : XPADE, Univ. Grenoble-Alpes, Univ. Savoie Mont Blanc, CNRS, LECA, 38000 Grenoble, France, 2233

rue de la piscine 38400 St Martin d’Hères, [email protected] * contact : [email protected]

[email protected] Résumé

Les polychlorobiphényles (PCB) font partie des polluants organiques toxiques les plus répandus et les plus persistants à l’origine de nombreuses contaminations. La bioremédiation peut constituer une solution efficace, peu coûteuse et respectueuse de l’environnement pour dépolluer les matrices environnementales contaminées par les PCB. L’objectif de cette étude est d’obtenir des souches fongiques natives, réellement efficaces dans la biodégradation des PCB en associant des tests de bioessais aux méthodes de criblage classiques et de caractériser les mécanismes de biodégradation par ces souches. Ainsi, 20 souches fongiques ont été isolées à partir d’un sol fortement pollué en PCB. Elles ont été identifiées par approches systématique et moléculaire et appartiennent principalement aux genres Penicillium, Aspergillus et Fusarium. Sept d’entre elles montrent de forts taux de biodégradation des PCB, supérieurs à 20%, en milieu liquide. Il s’agit de Aspergillus ochraceus (22%), Penicillium chrysogenum (24%), Acremonium sclerotigenum (28%), Penicillium murciagenum (30%), Aspergillus jensenii (40%), Penicillium sp (46%) et Penicillium citreosulfuratum (55%). Des tests biologiques utilisant les cultures de ces souches sur le crustacé Daphnia magna sont en cours pour étudier la toxicité ou non des produits de la biodégradation des PCB par ces souches. De même, la caractérisation des enzymes de biodégradation des PCB (enzymes intra et extracellulaires) en utilisant l’approche « enzyme candidat » est en cours. L’ensemble de ces résultats devraient permettre de sélectionner les souches les plus efficaces afin de les utiliser de façon optimale dans des futurs pilotes de bioremédiation. Introduction

La dépollution des sites par les PCB représente un enjeu majeur. Les PCB appartiennent aux polluants organiques les plus répandus et les plus rémanents. Ils sont aujourd’hui à l’origine de nombreuses contaminations localisées ou diffuses générant un réel problème sanitaire et environnemental. Les stratégies actuelles de dépollution des matrices contaminées par les PCB reposent principalement sur la désorption thermique ou l'incinération à haute température [1, 2]. Ces méthodes sont coûteuses, énergivores et sont capables de générer des produits de dégradation toxiques. Il est nécessaire d’utiliser des méthodes biologiques alternatives efficaces et respectueuses de l’environnement.

Les souches fongiques représentent des ressources biologiques intéressantes pour la dépollution des PCB en raison de leurs propriétés écologiques et métaboliques remarquables. Elles représentent environ 75% de la biomasse microbienne du sol, colonisent tout type d'habitat et sont capables de tolérer des conditions environnementales extrêmes caractérisées par exemple par des modifications importantes du pH, de la température, du stress hydrique ou de la présence des polluants environnementaux [3]. Les souches fongiques possèdent diverses enzymes de faible spécificité, capables de dégrader de nombreux polluants environnementaux [3, 4]. Bien qu'elles montrent une réelle efficacité de biodégradation des PCB en milieu


liquide, leur utilisation dans des substrats solides (sols, sédiments) reste insatisfaisante, probablement en raison de la nature des substrats contaminés (concentration et biodisponibilité des PCB ; présence de microorganismes antagonistes), du manque d'informations sur les enzymes de biodégradation des PCB et la nature des souches fongiques (souches efficaces en biodégradation ou en biosorption).

Le problème lié à la nature des substrats peut être résolu en utilisant, par exemple, des biosurfactants ou en stérilisant le substrat [4, 5, 6, 7], alors que celui des enzymes de biodégradation pourrait être résolu en recherchant les activités enzymatiques fortement exprimées par les souches testées ou le niveau d'expression des gènes codant pour ces enzymes [8]. Quant au problème des souches efficaces en biodégradation, il nécessite la mise en place des protocoles efficaces de criblage. A l’heure actuelle, ces protocoles reposent soit sur l’utilisation de témoins constitués de mycélium neutralisé par la chaleur [9, 10] soit sur la recherche de métabolites résultant de la biodégradation des PCB dans la culture des souches. Cependant, les résultats insatisfaisants de la mycoremédiation des PCB remettent en question ces stratégies de criblage. Les tests biologiques pourraient constituer une alternative intéressante. Ils sont faciles à développer et ont montré dans de nombreux cas que les PCB pouvaient affecter négativement le développement et la reproduction des animaux [11, 12]. Plus particulièrement, la toxicité des PCB sur la survie, la croissance ou la reproduction de crustacés tels que Daphnia magna ou Gammarus pseudolimnaeus a été montrée [13].

L’objectif de cette étude est d’obtenir des souches fongiques natives et réellement efficaces dans la biodégradation des PCB en associant des tests de bioessais aux méthodes de criblage classiques et de caractériser les enzymes de biodégradation. Notre stratégie repose à la fois sur la recherche de la non-toxicité des milieux de culture contaminés par les PCB et inoculés avec des souches fongiques indigènes et sur la recherche d’activités enzymatiques fortement exprimées dans ces cultures. Ainsi, des souches de champignons sont isolées du sol d'un ancien site industriel contaminé par des PCB et identifiées à l'aide de critères morphologiques et moléculaires. Les activités enzymatiques sont caractérisées par l'utilisation de substrats spécifiques d'enzymes décrites comme potentiellement impliquées dans la biodégradation de polluants environnementaux. La non toxicité des cultures des souches potentiellement efficaces dans la biodégradation des PCB est étudiée sur la croissance et la reproduction du crustacé Daphnia magna. Matériels et méthodes I Matériels

Les PCB 25, 52, 101, 118, 153 et 180 qui sont les plus abondants dans l’environnement et dans les matrices biologiques, ont été obtenus chez VWR International (Radnor, PA, USA). Le sol contaminé a été échantillonné sur le site d’une ancienne fonderie d’aluminium en Haute-Savoie. II Isolement et identification systématique des souches fongiques

Pour isoler les souches fongiques filamenteuses natives, 1 g de sol contaminé a été ajouté à 9 mL d’eau stérile contenant 0.9 % de NaCl (w/v). Après agitation, des aliquots de la suspension ont été dilués en cascade et étalés sur des boites de Petri contenant un milieu malt/agar (1.5 %, w/v) supplémenté avec 0.05 % de chloramphénicol. Les cultures ont été incubées à 25 °C. Les souches isolées ont été identifiées par des critères morphologiques en accord aux principes généraux de la classification fongique. III Extraction d’ADN et PCR

Pour l’identification moléculaire des souches isolées, l’ADN total de chaque espèce a été extrait à l’aide du Fast DNA Spin Kit (QBIOgene, Allemagne) en suivant les recommandations du fabricant. Les PCRs ont été conduites en suivant les protocoles habituels utilisant l’Ampli Gold DNA polymérase et les amorces universelles ITS4 et ITS5, synthétisées par Eurogentec, (Seraing, Belgique) ont été utilisées pour amplifier la région ITS fongique. Les PCRs ont été réalisées dans un thermocycleur GeneAmps 2720. Les amplifications ont été menées dans un volume réactionnel de 50 µl comme décrit par Molitor et al. [14]. IV Séquençage et analyse de séquences

Les produits de PCR de chaque souche ont été séquencés par Beckman Coulter Genomics

(Royaume-Unis). Les comparaisons avec les séquences des bases de données GenBank a été faite en utilisant l’algorithme de recherche BLASTn. L’alignement des séquences nucléotidiques a été réalisé avec le logiciel Clustal W [15]. Les analyses phylogénétiques ont été faites en utilisant la méthode de neighbour joining sur l’alignement précédemment réalisé et la robustesse de l’arbre phylogénétique a été évaluée en réalisant des analyses « bootstrap » avec le logiciel MEGA 3.1.




V Biodégradation en milieu liquide

Le mycélium de chaque souche isolé, cultivé sur un milieu malt (1,5 % w/v), a été gratté avec un scalpel et broyé avec un Ultra Turrax homogenizer (IKA T8, Allemagne) dans 20 mL de milieu GS modifié [6]. 3 mL de ce broyat ont été ajoutés dans des erlenmeyers de 100mL contenant 20 mL de milieu GS modifié, supplémenté avec du glucose (5 g.L-1), et incubés à 25 °C sous agitation (100 rpm). Après 48 h, 400 µL de solution de PCB dans le DMSO ont été ajouté dans les culture de chaque souche donnant une concentration finale de 1 µL de chaque congénère par mL. Tous les erlenmeyers ont été fermés avec des bouchons en téflon pour prévenir l’évaporation des PCB. Chaque expérience a été conduite en triplicat. Deux conditions ont également subi le même traitement, une sans souche fongique (témoin abiotique) et une avec une souche fongique inactive (témoin heat killed). Après 7 jours d’incubation sur une plaque d’agitation (100 rpm), les cultures ont été arrêtées et le mycélium a été séparé des milieux de cultures par filtration à travers un filtre Whatman de 40 µm

VI Extraction des PCB et analyses en chromatographie gazeuse.

Les milieux de culture ont été extrait trois fois par extraction liquide/liquide avec 20 mL d’hexane/acétone (50/50, v/v). Le mycélium a été dans un premier temps homogénéisé avec un homogénéiser POTTER dans 20 mL d’hexane et incubé 48h à 37 °C sous agitation (250 rpm). Les phases organiques des milieux de culture et du mycélium ont été évaporées sous vide en utilisant un évaporateur rotatif et le volume a été ajusté à 5 mL avec de l’hexane.

Pour l’analyse des PCB, 1 µL de chaque extrait a été analysé par chromatographie gazeuse (7890A), équipée avec une colonne capillaire DB-XLB (ID : 0.25 mm, longueur : 60 m, Film : 0.25µm) et un détecteur de capture d’électrons (µECD) (Agilent Technologies, USA). Le gaz porteur était de l’hydrogène. La température d’injection était de 250 °C. La température du détecteur était de 310 °C. La température de la colonne était de 50 °C. Le PCB 30 a été utilisé comme étalon interne. Résultats et discussion I Isolement des souches fongiques saprophytes

Des souches fongiques potentiellement adaptées aux PCB et susceptibles de les dégrader ont été isolées du sol. Toutes ces souches ont été identifiées par des critères morphologique et moléculaire en utilisant le marqueur moléculaire ITS (Fig 1).

Ainsi, 20 souches mésophiles ont été obtenues. Elles appartiennent au phylum des Ascomycota et se répartissent de la façon suivante : 5 souches appartiennent du genre Penicillium (P. citreosulfuratum, P. chrysogenum, P. murciagenum, P. sumatraense, et P. sp), 3 souches au genre Aspergillus (A. fumigatus, A. jensenii et A. ochraceus), 6 souches au genre Fusarium correspondant à une seule espèce (F. oxysporum), une souche au genre Trichoderma (T. harzanium), une souche au genre Stachybotrys (S. chartarum), une souche au genre Acremonium (Ac. sclerotigenum), une souche au genre Alternaria (Al. alternata), une souche au genre Pyrenochaetopsis (P. sp) et une souche au genre Sarocladium (S. kiliense). Les 20 souches isolées correspondent à 15 espèces. Malgré la faible diversité fongique obtenue, nos résultats sont cohérents avec ceux décrites dans la bibliographie [10,16] et suggèrent un fort effet sélectif des PCB sur les champignons du sol. Cet effet se traduirait par la sélection des souches tolérantes aux polluants [17] ou de souches potentiellement capables de dégrader les PCB. Il est intéressant de noter que certaines souches isolées dans cette étude comme par exemple celles des genres Aspergillus, Penicillium ou Fusarium, ont très souvent été isolées de sols pollués et leur tolérance ou leur capacité de biodégradation ont été décrites [10, 18, 19, 20, 21].


Figure. 1 Arbre phylogénétique des souches isolées. Les souches isolées dans cette étude sont

indiquées en bleu. Les souches de référence issues des bases de données GenBank sont indiquées en noir. La souche Coprinus comatus a été utilisé en outgroup.

II Sélection des souches impliquées dans la dégradation des PCB

Le criblage des souches fongiques performantes en biodégradation a été effectué sur 12 souches (Tableau 1) : une seule souche de la même espèce. Les souches correspondant à Al. alternata, Pyrenochaetopsis sp et S. kiliense n’ont pas été incluses dans l’analyse car nous n’avons pas pu obtenir des cultures pures de ces souches, elles étaient en mélange avec des spores ou le mycélium de F. oxysporum.

Tableau1. Les espèces fongiques utilisées pour le criblage

Afin de quantifier les PCB réellement dégradés par les 12 souches testées, nous avons dosé les PCB résiduels du mycélium et du milieu de culture de ces souches. En parallèle, nous avons dosé les PCB résiduels du témoin abiotique pour quantifier les pertes abiotiques et les PCB résiduels des souches tuées par autoclavage pour quantifier les pertes liées à l’adsorption des PCB sur la biomasse fongique. Ainsi, (Fig 2), 5 souches montrent des taux de biodégradation inférieurs à 20%. Il s’agit de Penicillium sumatraense, Aspergillus fumigatus, Trichoderma harzanium, Stachybotrys chartarum, Aspergillus ochraceus et Fusarium

Q Penicillium sumatraenseT Aspergillus fumigatusI Trichoderma harzaniumS Penicillium chrysogenumK Penicillium spL Penicillium citreosulfuratumN Acremonium sclerotigenumO Aspergillus jenseniiM Aspergillus ochraceusAC Stachybotrys chartarumJ Penicillium murciagenumZ Fusarium oxysporum

Penicillium canescensPenicillium canescens

Penicillium chrysogenumPenicillium chrysogenum

Penicillium citreosulfuratumPenicillium citreosulfuratum

Aspergillus fumigatusAspergillus fumigatus

Aspergillus jenseniiAspergillus jenseniiAspergillus ochraceusAspergillus ochraceus

Penicillium sumatraensePenicillium citrinum

Penicillium sumatraense

Acremonium sclerotigenumAcremonium sclerotigenum

Stachybotrys chartarumStachybotrys chartarum

Fusarium oxysporumFusarium oxysporum

Sarocladium kilienseSarocladium kiliense

Trichoderma harzianumTrichoderma harzianum

Phaeosphaeria spPhaeosphaeria sp

Alternaria alternataAlternaria alternata

Coprinus comatus




oxysporum. Les 7 autres souches montrent des taux de biodégradation supérieurs à 20%. Il s’agit de Aspergillus ochraceus (22%), Penicillium chrysogenum (24%), Acremonium sclerotigenum (28%), Penicillium murciagenum (30%), Aspergillus jensenii (40%), Penicillium sp (46%) et Penicillium citreosulfuratum (55%), (Fig 2). Ces dernières sont considérées comme souches performantes car leurs taux de biodégradation sont intéressants et comparables à ceux décrits chez des souches modèles de Basidiomycètes ligninolytiques [5]. Nos résultats confirment également que la plupart des champignons isolés sur des substrats hautement pollués sont efficaces pour la biodégradation de ces polluants et suggèrent l’acquisition des systèmes d’adaptation par ces souches qui peuvent être constitutifs ou rapidement inductibles par les PCB en fonction de l’espèce fongique [8]. Conclusions et perspectives

Nous avons pu isoler des souches natives à partir du sol pollué en PCB et sélectionner, en milieu liquide, des souches performantes en biodégradation. Afin de les utiliser de façon efficace dans des pilotes de bioremédiation à l’échelle du laboratoire et à l’échelle industrielle, il est nécessaire d’étudier la toxicité des produits de biodégradation des PCB par ces souches et de comprendre les mécanismes de biodégradation. Ainsi des tests de bioessais utilisant Daphnia magna et la caractérisation des enzymes de biodégradation (enzymes intra et extracellulaires) sont en cours. Références [1] Liu, C. et al. (2015). Integrating Structural and Thermodynamic Mechanisms for Sorption of PCBs by Montmorillonite. Environmental Science & Technology, 49, 2796–2805. [2] Stella, T. et al. (2017). Bioremediation of long-term PCB-contaminated soil by white-rot fungi. Journal of Hazardous Materials, 324, 701–710. [3] Harms, H., Schlosser, D. & Wick, L. Y. (2011). Untapped potential : exploiting fungi in bioremediation of hazardous chemicals. Nature Reviews Microbiology, 9, 177–192. [4] Baldrian, P. & Valášková, V. (2008). Degradation of cellulose by basidiomycetous fungi. FEMS Microbiology Reviews, 32, 501-521. [5] Ruiz-Aguilar, G. M. L., Fernandez-Sanchez, J. M., Rodriguez-Vazquez R., Poggio-Varaldo H. (2002). Degradation by white-rot fungi of high concentrations of PCB extracted from a contaminated soil. Advances in Environmental Research, 6, 559-568. [6] Mouhamadou, B. et al. (2013). Potential of autochthonous fungal strains isolated from contaminated soils for degradation of polychlorinated biphenyls. Fungal Biology, 117, 268–274. [7] Sage, L. et al. (2014). Autochthonous ascomycetes in depollution of polychlorinated biphenyls contaminated soil and sediment. Chemosphere, 110, 62–69. [8] Perigon, S., Messier M, Germain, J., Binet, M. N., Legay, N., Mouhamadou, B. Metabolic adaptation of fungal strains in response to contamination by polychlorinated biphenyls. Environmental Science and Pollution Research, In Press. [9] Yadav, J. S., Quensen, J. F., Tiedje, J. M. & Reddy, C. A. (1995). Degradation of polychlorinated biphenyl mixtures (Aroclors 1242, 1254, and 1260) by the white rot fungus Phanerochaete chrysosporium as evidenced by congener-specific analysis. Applied and Environmental Microbiology. 61, 2560–2565. [10] Tigini, V., Prigione, V., Di Toro, S., Fava, F., Varese, G. C. (2009). Isolation and characterization of polychlorinated biphenyl (PCB) degrading fungi from a historically contaminated soil. Microbial Cell Factories, 8, 5. [11] Pocar, P., Nestler, D., Risch, M., Fischer, B. (2005). Apoptosis in bovine cumulus–oocyte complexes after exposure to polychlorinated biphenyl mixtures during in vitro maturation. Reproduction, 130, 857–868. [12] Brevini, T. a. L. et al. (2004). Exposure of pig oocytes to PCBs during in vitro maturation : effects on developmental competence, cytoplasmic remodelling and communications with cumulus cells. European Journal of Histochemestry, 48, 347–356 (2004). [13] Nebeker, A. V. & Puglisi, F. A. (1974). Effect of Polychlorinated Biphenyls (PCB’s) on Survival and Reproduction of Daphnia, Gammarus, and Tanytarsus. Transactions of the American Fisheries Society, 103, 722–728. [14] Molitor, C., Inthavong, B., Sage, L., Geremia, R. A., Mouhamadou, B. (2010). Potentiality of the cox1 gene in the taxonomic resolution of soil fungi. FEMS Microbiology Letters, 302, 76–84. [15] Thompson, J. D., Higgins, D. G. & Gibson, T. J. (1994). CLUSTAL W : improving the sensitivity of progressive multiple sequence alignment through sequence weighting, position-specific gap penalties and weight matrix choice. Nucleic Acids Research., 22, 4673–4680.


[16] D’Annibale, A., Rosetto, F., Leonardi, V., Federici, F., Petruccioli, M. (2006). Role of autochthonous filamentous fungi in bioremediation of a soil historically contaminated with aromatic hydrocarbons. Applied and Environmental Microbiology, 72, 28-36. [17] Martino, E., Turnau, K., Girlanda, M., Bonfante, P., Perotto, S. (2000), Ericoid mycorrhizal fungi from heavy metal polluted soils: their identification and growth in the presence of zinc ions. Mycological Research, 104, 338-344. [18] Pant, D., Adholeya, A. (2007), Identification, ligninolytic enzyme activity and decolorization potential of two fungi isolated from a distillery effluent contaminated site. Water Air and Soil Pollution, 183, 165-176. [19] Junghanns, C., Krauss, G., Schlosser, D. (2008), Potential of aquatic fungi derived from diverse freshwater environments to decolourise synthetic azo and anthraquinone dyes. Bioresource Technology, 99, 1225-1235 [20] Chang, Y. S. (2008). Recent developments in microbial biotransformation and biodegradation of dioxins. Journal of Molecular Microbiology and Biotechnology, 15, 152-171. [21] Pinedo-Rilla, C., Aleu, J., Collado, I. G. (2009), Pollutants biodegradation by fungi. Current Organic Chemistry, 13, 1194-1214 Remerciements Nous tenons à remercier l’agence de l'environnement et de la maîtrise de l'énergie (Bourse doctorale) et le CNRS (Projet prématuration).




Candidature pour : ☐ Communication orale ☒ Communication poster ☐ Vidéo de 180s


Essais de traitabilité d’un aquifère anisotrope et rapide contaminé par

des COVS en utilisant des techniques de sparging amélioré

J. MAIRE1,2, N. FATIN-ROUGE*1, A. JOUBERT2, L. MANSUELLE2, F. LAURENT3, M. BROQUAIRE4 1 : UTINAM, Université de Bourgogne Franche-Comté, 25030 Besançon, [email protected],

[email protected] 2 : SERPOL, 2 chemin du Génie 69633 Vénissieux, [email protected], [email protected] 3 : Centre de recherche et Innovation de Lyon, SOLVAY, 85 Avenue des Frères Perret 69192 Saint-Fons,

[email protected] 4 : Direction de la Réhabilitation Environnementale, SOLVAY, 20 rue Marcel Sembat 69191 SAINT FONS

[email protected] * contact : [email protected] Résumé La récupération in situ des polluants est limitée par leur mise en contact avec le fluide d’extraction. L’extraction à l’air de contaminants dissous dans une nappe, sparging, constitue une technologie mature et simple. Elle est cependant peu efficace dans des milieux de faibles perméabilités, anisotropes et pour des contaminants faiblement volatils. Dans le cadre du projet FAMOUS (APR GESIPOL), des essais de traitabilité par sparging d’un aquifère rapide et très anisotrope, contaminé par un mélange d’organochlorés (COSV) semi-volatils et de polluants organiques persistants (POPs) ont été menés. L’objectif était d’extraire plus efficacement les organochlorés semi-volatils à travers une meilleure maîtrise des rayons d’influence autour des puits d’injection et l’amélioration de la désorption du contaminant par le biais de surfactant. Des essais comparatifs menés entre sparging traditionnel et sparging en présence de surfactant, ou par l’injection de mousse ont été réalisés en colonne et en bac 2D, en prenant en compte les contrastes de conductivité hydraulique du milieu. Un milieu modèle, constitué d’un matériau grossier et d’un matériau fin de contraste de perméabilités égal à 9, a été utilisé pour les essais, en prenant en compte une vitesse de nappe de 10 m/j. L’intérêt de la présence de surfactant à faibles concentrations en solution ou sous forme de mousses a été étudié par le biais de bilans matière sur les contaminants, et leurs cinétiques d’extraction dans les phases mobiles. Tandis qu’un bénéfice certain a été observé concernant les rayons d’influence du traitement, les cinétiques d’extraction en phase gazeuse ont été plutôt ralenties à cause de la viscosité plus importante du gaz et une réduction du transfert à l’interface eau/air qui serait due à la présence de surfactant. La comparaison des résultats avec la littérature indique que l’extraction des organochlorés semi-volatils par sparging n’est pas favorable. Introduction L’extraction en phase gazeuse de contaminants volatils dissous en nappe, communément appelée sparging, est une technologie de remédiation des aquifères mature et simple de mise en œuvre. Néanmoins, comme toutes les technologies d’extraction, elle est peu efficace dans des milieux peu perméables et fortement anisotropes du fait de chemins préférentiels dans le balayage du fluide d’extraction qui laisse des zones non traitées. L’augmentation du nombre capillaire du fluide d’extraction est habituellement utilisée pour réduire le phénomène de digitation. Celle-ci peut être obtenue par abaissement des tensions interfaciales en présence de surfactant, mais aussi par augmentation de la viscosité du fluide injecté. Les mousses, constituées d’une


2

émulsion de gaz dans l’eau stabilisée par des surfactants, présentent des propriétés visqueuses et rhéo-fluidifiantes très intéressantes, mises à profit depuis des décennies dans la récupération améliorée du pétrole et récemment, en remédiation environnementale [1-4]. Cette étude concerne l’évaluation de techniques de sparging modifiées par la présence de surfactant aisément biodégradable, pour améliorer le traitement d’un aquifère rapide et très anisotrope contaminé par un mélange d’organochlorés semi-volatils (COSV) et de polluants organiques persistants (POPs). L’intérêt des mousses pour augmenter le rayon d’influence des puits d’injection et améliorer le balayage des zones de plus faibles perméabilités y est étudié, par le biais de bilans matière et de cinétiques concernant l’extraction des contaminants dans les différentes phases mobiles. Matériels et méthodes Deux matériaux naturels modèles de perméabilité égales à respectivement 98 et 860 µm2 (9,8 10-4 et 8,6 10-

3 m s-1 ) ont été contaminés par des organochlorés semi-volatils et un isomère des polluants organiques persistants à des valeurs de 800 et 95 mg/kg, pour reproduire les valeurs observées sur un site expérimental. Deux dispositifs expérimentaux, colonnes (d. : 3,6 cm, l. : 7 cm) et bac 2D (l.: 60 cm, h.: 40 cm, e.: 3 cm), ont été mis en œuvre pour étudier respectivement les cinétiques de mobilisation des contaminants et le comportement de la phase gazeuse. Le surfactant lauryle bétaïne, aisément biodégradable, a été ajouté à des concentrations allant de 0 à 10 fois la valeur de sa concentration micellaire critique (CMC). Les mesures en colonnes ont été réalisées sur chacun des deux matériaux séparément. En injectant par intermittence eau et air, respectivement à la vitesse de circulation de la nappe (10 m/j) et à celle du gaz observé en cellule 2D. Un suivi de l’extraction des contaminants dans la phase gazeuse (COSV) et aqueuse (COSV et POPs) a été réalisé par combinaison de mesures au PID et par GC-MS. La mesure de la phase gazeuse a été réalisée dans des sacs Tedlar. La mesure de la désaturation du milieu a été réalisée par pesée. Les mesures en bac 2D ont été menées dans des milieux constitués d’une lentille plus ou moins perméable située dans la partie supérieure du bac, à partir des matériaux non contaminés. Le milieu a été balayé latéralement par de l’eau à la vitesse de 10 m/j pour reproduire la circulation de la nappe. La concentration en surfactant a été analysée au cours du temps dans l’eau sortant du milieu. Le gaz (air) a été injecté à la base du bac, sous forme libre ou sous la forme de mousse préformée.

Figure 1. Dispositifs expérimentaux

Résultats et discussion Les mesures en 1D et 2D (Fig 2) ont montré un élargissement croissant du rayon d’influence autour du point d’injection et une meilleure désaturation du milieu avec l’augmentation de la concentration en surfactant. Ainsi le volume balayé a été multiplié par 2 entre 0 et 1 CMC, et par 3 entre 0 et 10 CMC, tandis que la désaturation des pores a augmenté de 20 à 75%. La présence de surfactant et de mousse a donc permis de faire pénétrer la phase gazeuse de manière plus homogène. La propagation est d’autant plus uniforme que les mousses sont pré-générées, car plus visqueuses, mais en revanche moins mobiles. Par ailleurs, les




mesures soulignent l’importance de la perméabilité locale autour du puits d’injection, avec le contournement de couches moins perméables situées au-dessus de la zone d’injection malgré l’ajout de surfactant.

Figure 2 : Evolution de la zone balayée par le gaz injecté en fonction de la concentration en surfactant dans un système modèle constitué d’une lentille plus ou moins perméable.

LPZ : zone faiblement perméable, HPZ : zone fortement perméable Les études d’extraction multiphasique des contaminants en colonnes montrent que la présence de surfactant n’affecte pas, dans ces conditions, la mobilité des POPs, et augmente légèrement celle des COSV en phase aqueuse au-delà de la CMC, en restant toutefois à une concentration inférieure à sa solubilité. En revanche, la mobilité des COSV en phase gazeuse est altérée par la présence de surfactant dès les plus faibles concentrations. Elle diminue de 35 à 40% entre 0 et 1 CMC suivant la perméabilité du milieu, puis plus faiblement au-delà de la CMC. L’effet de la concentration de surfactant sur la voie de mobilisation des COSV est présenté à la Fig. 3. Il en a été déduit que le mécanisme de transfert vers la phase gazeuse a été altéré par la présence de surfactant à l’interface eau/air qui réduit sa perméabilité. De plus, au-delà de la CMC, l’apparition de micelles stabilise ces COSV en solution aqueuse.

Figure 3. Fraction de COSV mobilisée dans la phase gazeuse en fonction de la concentration en surfactant pour les parties fine et grossière du milieu modèle


4

Dans ces conditions, la circulation de la nappe et la faible constante de Henry des COSV rendent le sparging peu efficace et l’ajout de surfactant n’arrange rien. Un calcul, tenant compte des volumes balayés et des cinétiques d’extraction en présence de mousse, indique que l’expansion des volumes balayés ne parvient pas à compenser la diminution des cinétiques de transfert vers la phase gazeuse. Ces résultats sont en décalage par rapport aux quelques rares résultats de la littérature, menés en l’absence de nappe courante, sur des milieux isotropes et avec des composés plus volatils. Conclusions et perspectives Cette étude de traitabilité a montré que l’extraction des COSV par sparging est rendue particulièrement difficile par la circulation relativement rapide de la nappe, son hétérogénéité et la faible volatilité du composé. Si la présence de surfactant améliore le balayage et la désaturation du milieu anisotrope, la cinétique de transfert vers la phase gazeuse est cependant ralentie, dès les plus faibles concentrations en surfactant. Pour rendre le sparging des COSV plus efficace, il apparaît intéressant de réduire la vitesse de la nappe dans la zone à traiter. Les mousses de blocage pourraient constituer un outil intéressant dans cette approche. Ces mesures pourront être complétées par des mesures de terrain lors du passage au stade pilote sur site. Références [1] Hirasaki, G. et al., 1997. Surfactant/foam process for aquifer remediation. Proceedings of International Symposium on Oilfield Chemistry. Society of Petroleum Engineers [2] Maire, J., Fatin-Rouge, N., 2017. Surfactant foam flushing for in situ removal of DNAPLs in shallow soils. Journal of Hazardous Material. 321, 247–255. [3] Maire J. et al. 2018. Assessment of flushing methods for the removal of heavy chlorinated compounds DNAPL in an alluvial aquifer. Science of the total environment. 612, 1149 - 1158. [4] Portois, C. et al., 2018. Field demonstration of foam injection to confine a chlorinated solvent source zone. Journal of contaminant hydrology. 214, 16 - 23. Remerciements Ces travaux ont été financés par l’ADEME dans le cadre du projet FAMOUS de l’APR GESIPOL.




Candidature pour : ☐ Communication orale ☒ Communication poster ☐ Vidéo de 180s


Utilisation de mousses liquides à effet bloquant pour la dépollution de

sols de haute perméabilité

Romain ARANDA*,1,2, Hossein DAVARZANI2, Stéfan COLOMBANO2, Fabien LAURENT3, Mathias BROQUAIRE4, Henri BERTIN1

1 : I2M, Université de Bordeaux, Esplanade des Arts et Métiers 33405 Talence, [email protected] 2 : BRGM, 3 Avenue Claude Guillemin 45100 Orléans, [email protected]

3 : Centre de recherche et innovation de Lyon, SOLVAY, 85 Avenue des Frères Perret 69192 Saint-Fons, [email protected]

4 : Direction Réhabilitation Environnementale, SOLVAY, 20 rue Marcel Sembat 69191 SAINT FONS * contact : [email protected] Résumé Dans le cadre du projet FAMOUS (APR GESIPOL), l’utilisation de tensio-actifs sous forme de mousses permettant de limiter les écoulements dans la zone polluée a été évaluée. L’objectif initial consiste à augmenter localement le temps de séjour nécessaire au traitement des polluants dans un aquifère présentant une vitesse de nappe très élevée. Différentes approches méthodologiques ont été proposées pour permettre l’acquisition de résultats. Une première étude sur l’écoulement des mousses dans des colonnes de sable a permis de déterminer que la pré-génération de la mousse dans un milieu poreux fin permettait de multiplier par 14,8 les pertes de charges dues à l’écoulement et de diviser par 2,4 la saturation résiduelle en eau par rapport à une co-injection directe. Ceci ayant pour effet d’augmenter grandement l’effet bloquant. Dans un second temps, des essais ont été réalisés à l’aide de bacs 2D dans lequel de la mousse était injectée simultanément à un écoulement latéral d’eau, modélisant la situation rencontrée lors de l’injection dans un aquifère. Les résultats montrent que la mousse est capable de détourner l’écoulement dans un premier temps, puis de le ralentir considérablement, même après la destruction de celle-ci. Introduction La mousse liquide a été étudiée comme agent de blocage dans les milieux poreux, en particulier pour les applications de récupération assistée du pétrole [1]. L'objectif de ce type d’injection de mousse est de bloquer les couches de haute perméabilité afin d'atteindre l'huile dans les couches de faible perméabilité par un balayage. Mais cette technique a également été utilisée pour la dépollution [2]. Cependant, contrairement à l'industrie pétrolière, les sols étudiés sont généralement des milieux poreux non consolidés de haute perméabilité, et les conditions de pression et de température sont plus modérées. Les mousses peuvent également être utilisées pour désorber le polluant grâce à la faible tension superficielle du surfactant ou pour pousser le polluant vers un puits de récupération grâce à la forte viscosité de la mousse. Dans les deux cas, l’utilisation de mousse, contrairement à une solution de surfactant monophasique, a pour avantage de créer un fluide homogène très visqueux qui limite la digitation visqueuse. Pour cette étude, il est supposé que les vitesses d’écoulement dans l’aquifère sont trop élevées pour utiliser les techniques classiques de dépollution in situ telles que l'oxydation/réduction en raison d'un temps de contact trop court. C'est pourquoi l'objectif principal est de créer une barrière de mousse en amont afin de


détourner temporairement les eaux souterraines de la zone de traitement en aval, et ainsi de diminuer les vitesses d’écoulement dans la zone. De plus, le travail portera spécifiquement sur des milieux poreux présentant une très haute perméabilité. Les travaux effectués en laboratoire seront concrétisés par une application sur le terrain. Le site pilote présente les caractéristiques précédemment décrites (vitesse de nappe = 10m/jour ; conductivité hydraulique = 10-4 à 10-2 m/s) et permettra de tester l’application de cette technique dans des conditions 3D. Matériel et méthodes Un première étude préliminaire a été réalisée hors milieu poreux pour sélectionner un tensio-actif adapté. Pour se faire, des tests de moussabilité et de stabilité de la mousse ont été effectués. Deux dispositifs expérimentaux ont été utilisés pour obtenir les résultats. Le premier est composé d'une colonne de sable ou de billes de verre, instrumentée avec des capteurs de pression afin de mesurer le gradient de pression lors d’un écoulement de mousse. Un bilan de masse a également été réalisé pour mesurer la saturation en eau dans la colonne. Les milieux poreux étudiés présentaient une perméabilité entre 270 et 12000 darcys (entre 2,7.10-3 et 1,2.10-1 m/s). Le second dispositif est composé d’un bac rempli de billes de verre (100 cm de large, 50 cm de hauteur, 7 cm de profondeur) permettant de générer un écoulement quasi-2D. Le bac est équipé de capteurs de pression et de saturation en eau. De plus, une technique d'imagerie est utilisée pour mesurer l'évolution des volumes de mousse, des lignes de courant et des saturations en eau. Au cours des expériences, la mousse est injectée au fond du bac et de l'eau est injectée de la gauche vers la droite pour modéliser un écoulement d'eau souterrain (voir Figure 1). Enfin, des modèles numériques ont été comparés aux résultats expérimentaux afin de les valider. Le modèle numérique peut ensuite être utilisé pour simuler l'injection de mousse dans le cadre d'études sur le terrain.

Figure 1. Dispositif expérimental avec écoulement latéral

Résultats et discussion Les premières études hors milieu poreux ont permis de sélectionner l’Alpha Olefin Sulfonate C14-16 comme tensio-actif de base pour la formulation des mousses. Par la suite, les résultats obtenus en colonnes ont montré le grand avantage de pré-générer les mousses avant de les injecter dans des milieux de très forte perméabilité. Contrairement à une co-injection directe, la pré-génération permet de générer une mousse « forte » de très forte viscosité. Lors d’un écoulement avec ce type de mousse, les pertes de charges sont multipliées par 14,8 et la saturation résiduelle en eau est divisée par 2,4. Ces deux résultats témoignent de la réduction de la mobilité de la mousse et ainsi de sa capacité à bloquer un écoulement. Cette forte viscosité apparente a été mesurée pour tous les milieux poreux étudiés (voir Figure 2). De plus, les résultats montrent que les propriétés de la mousse ne sont pas modifiées par la perméabilité du pré-générateur si celle-ci est au moins comprise entre 8,8 et 140 darcys (8,8.10-5 et 1,4.10-3 m/s). Les résultats obtenus par le second dispositif expérimental (bac 2D) sont toujours en cours d’acquisition. Néanmoins, les premières expériences ont permis d’observer visuellement le blocage de l’écoulement et de le quantifier : la réduction de vitesse dans la zone d’injection est de 100% après la fin de l’injection, de 63% après 2.75 jours et de 41% après 4 jours, dans un milieu de 810 darcys (8,1.10-3 m/s) sous un écoulement latéral de 10 m/jour. D’autre part, le massif de mousse est sphérique, les effets visqueux dominant les effets




gravitaires, et globalement inamovible par l’écoulement. Enfin, la stabilité de la mousse semble être principalement contrôlée par la quantité de tensio-actif disponible, les films se détruisant lorsque la concentration devient trop faible à cause de la dilution provoquée par l’écoulement latéral.

Figure 2. Viscosité apparente de la mousse en fonction de la perméabilité

Conclusions et perspectives A travers cette étude, il a été montré à l’échelle laboratoire qu’il est possible d’utiliser de la mousse pour bloquer une zone dans un aquifère très perméable présentant une grande vélocité de nappe. Pour se faire, la mousse doit impérativement être pré-générée dans un milieu fin. Il a été montré que la perméabilité de ce milieu a peu d’impact sur la viscosité apparente des mousses qui y sont générées. Le rayon d’action de la mousse injectée dans un milieu très perméable et sa stabilité dans le temps sont des caractéristiques qui restent à préciser et qui seront étudiées prochainement. En fonction des projections de la modélisation, cette technique de soutien aux traitements des aquifères contaminés de forte perméabilité et de haute vélocité sera expérimentée sur un site pilote en association avec des techniques de traitement chimique. Références [1] Farajzadeh R., Andrianov A., and Zitha P. L. J. (2009). Investigation of immiscible and miscible foam for enhancing oil recovery. Industrial & Engineering chemistry research, 49.4, 1910-1919. [2] Hirasaki G. J. et al. (1997). Surfactant/foam process for aquifer remediation. International symposium on oilfield chemistry, Society of Petroleum Engineers Remerciements Ce travail a été réalisé dans le cadre de projet FAMOUS. Nous remercions l’ADEME qui a financé une partie du projet dans le cadre du programme GESIPOL. Nous remercions SOLVAY et BRGM pour le soutien financier de Romain Aranda en thèse de doctorat. Enfin, nous remercions chaleureusement le soutien financier apporté au projet PIVOTS par la Région Centre - Val de Loire et le fonds Européen de Développement Régional.


Etude de la sélection de micro-organismes et leur transport à l’aide de mousse de surfactant pour l’amélioration du traitement biologique In Situ d’hydrocarbures dans le sol et de la combinaison de traitement

chimique et biologique In Situ Douglas PINO HERRERA1 et Jean-Noël LOUVET1, Iheb BOUZID2, Nicolas FATIN ROUGE2, Théo ISIGKEIT1, Christopher PROCHASSON1, Anne PEREZ1, Vincent LANGLOIS1 et Yoan PECHAUD1,* 1 Université Paris-Est, Laboratoire Géomatériaux et Environnement (EA 4508), UPEM, Marne-la-Vallée, 77454, France 2 UTINAM, Université de Bourgogne Franche-Comté, 6213, 16 route de Gray 25000 Besançon. * contact : MCF (LGE, Université Paris-Est Marne-la-Vallée). Email : [email protected] Résumé Une nouvelle approche pour la remédiation de sols contaminés par les hydrocarbures est l’utilisation de mousses comme moyen alternatif pour résoudre les problèmes de transport liés aux zones ayant des perméabilités hétérogènes. Dans le cadre du projet ANR MOUSTIC qui implique des partenaires académiques et industriels, l’utilisation de mousse est étudiée comme moyen de transport d’oxydants chimiques, de micro-organismes et de nutriments pour la remédiation in situ de sols contaminés par des hydrocarbures. Dans cette étude, la mousse est utilisée comme vecteur de micro-organismes, de nutriments et d’oxygène pour améliorer la bioremédiation et le couplage traitement chimique-bioremédiation. Les objectifs de l’étude sont de : (i) sélectionner des micro-organismes capables de dégrader les hydrocarbures et leurs sous-produits en présence de surfactant, (ii) transporter ces micro-organismes via la mousse et étudier leur distribution dans une colonne de sol, (iii) étudier la biodégradation des hydrocarbures pétroliers quand la stratégie de bioaugmentation est appliquée. Introduction Il existe plusieurs avantages à utiliser le transport par la mousse couplé à la bioremédiation (i) les mousses se propagent à travers un milieu poreux de manière plus homogène évitant la création de chemins préférentiels, (ii) les mousses sont un moyen de transport pour répartir les nutriments et les bactéries du fait de l’adsorption des bactéries à l’interface gaz/liquide, (iii) les mousses peuvent apporter de l’air dans le sol et pourraient ainsi améliorer la biodégradation aérobie [1-2]. Les résultats de notre partenaire UTINAM ont montré le potentiel très intéressant de la mousse de lauryl betaine (LB) comme vecteur d’oxydant chimique dans un sol contaminé. Le premier objectif de l’étude était donc de sélectionner un consortium microbien capable de dégrader les hydrocarbures pétroliers en présence de lauryl betaine et des polluants du sol. Matériels et méthodes Des cultures microbiennes ont été réalisées en utilisant comme inoculum le sol contaminé. Les cultures ont été réalisées dans des Erlenmeyer avec une pression de sélection associée à la présence de diesel et de LB à différentes concentrations. Les bactéries sélectionnées ont ensuite été utilisées pour inoculer un réacteur de type chemostat permettant une production de micro-organismes en continu. Les micro-organismes ont été analysés concernant leur forme, leur type Gram (coloration de Gram et analyse d’images) et la taille des flocs a été mesurée par granulométrie laser. Des tests d’injection des micro-organismes en colonne ont été réalisés en utilisant de la mousse comme vecteur de transport. Les injections ont été effectuées à débit d’air et de liquide constant et le gradient de pression pendant l’injection a été mesuré. Résultats et discussion Les micro-organismes ont été capables de dégrader les hydrocarbures en présence de fortes concentrations de surfactants. De plus, la structure physique de la biomasse formée (formation de flocs, granules, etc.), qui est une propriété qui va fortement influer sur le transport des micro-organismes, dépend aussi fortement de la concentration en LB ; plus la concentration de LB augmente moins la taille des flocs est importante.


Le second objectif était d’étudier le transport par une mousse des micro-organismes sélectionnés grâce à des expériences en colonne. Des expériences utilisant un traceur ont été réalisées dans le but d’étudier l’hydrodynamique de la colonne et le transfert des micro-organismes de la mousse vers les particules de sol. De plus, à la fin de l’injection la distribution des micro-organismes à travers la colonne a été mesurée. Les résultats vont être comparés à ceux attendus en utilisant le modèle classique de distribution lors de la filtration de colloïdes. Ces expériences vont permettre de sélectionner les meilleures stratégies d’injection et d’améliorer la connaissance des mécanismes mis en jeu. Enfin, les micro-organismes sélectionnés vont être injectés avec de la mousse dans des colonnes de sol contenant du diesel dans le but d’évaluer : (i) la stratégie de bioaugmentation assisté par l’injection de mousse pour la remédiation des sols contaminés, (ii) la stratégie du couplage oxydation chimique – bioaugmentation assisté par l’injection de mousses.

Conclusion Ce travail montre l’intérêt d’une stratégie de remédiation In Situ faisant appel à la fois aux techniques d’oxydation chimique et à la biotechnologie. Des micro-organismes capables de dégrader des hydrocarbures en présence de surfactant ont été sélectionnés. La répartition des micro-organismes de façon contrôlée au sein d’une colonne de sol reste un défi à relever pour utiliser la bioaugmentation. En effet les microorganismes ont tendance à s’accumuler à proximité de leur zone d’injection. Références bibliographiques [1] Bouzid I, Maire J, Ahmed S. I., Fatin-Rouge N. (2018) Enhanced remedial reagents delivery in unsaturated anisotropic soils using surfactant foam Chemosphere, Volume 210, November 2018, Pages 977-986 [2] Hu Z., Liu G., Jiang Y., Yang J., Zeng G. (2017). Transport of bacteria in porous media and its enhancement by surfactants for bioaugmentation: A review. Biotechnology Advances, Volume 35, Issue 4, July 2017, Pages 490-504 Remerciements Les auteurs tiennent à remercier l’ANR pour le financement de ce projet (n° contrat ANR-15-CE04-0011).



26 et 27 novembre 2019, Le Beffroi de Montrouge

(Portes de Paris)



Projet MOUSTIC : MOUSses pour les Traitements In situ de zones

insaturées Contaminées par des hydrocarbures

Modélisation en 3D de l’écoulement de mousses dans la zone non-saturée d’un milieu poreux grâce au nouveau simulateur TMVOC++

Quentin GIRAUD1, Benoît PARIS1, Nicolas FATIN-ROUGE2, Iheb BOUZID2, Julien MAIRE2, Douglas PINO HERRERA3, Yoan PECHAUD3, Vincent LANGLOIS3, Malorie DIERICK4, Pierre-

Yves KLEIN4 1 : INTERA, 90 avenue Lanessan 69410 Champagne au Mont d’or, [email protected],

[email protected] 2 : UTINAM, Université de Bourgogne Franche-Comté, 6213, 16 route de Gray 25000 Besançon,

[email protected], [email protected] 3 : LGE, Université de Paris-Est Marnes-la-Vallée, 5 Bd Descartes 77454 Marnes-la-Vallée,

[email protected], [email protected], [email protected] 4 : REMEA, 22 rue Lavoisier, 92000 Nanterre, [email protected],

[email protected]

* contact : [email protected] RÉSUMÉ

À travers le prisme de travail du projet MOUSTIC, et en partenariat avec tous les membres du consortium, INTERA a développé, sur la base du simulateur TOUGH3 et son module spécifique TMVOC, un nouveau simulateur dédié à la modélisation de mousses en milieu poreux : TMVOC++. Il exploite les avantages du code existant, à savoir la robustesse de son code de calcul, les équations de modélisation d’un écoulement tri-phasique, la discrétisation exploitant les volumes finis et y ajoute les équations qui régissent l’écoulement de mousses en milieu poreux. L’idée principale étant de pouvoir intégrer des modules écrits en langage C++ externes au code pour gagner en flexibilité.

INTRODUCTION

La modélisation de l’écoulement et du transport de mousses en milieu poreux nécessite la combinaison de plusieurs domaines scientifiques distincts : la géologie, la géochimie et l’informatique. Dans cette étude, nous présentons l’utilisation innovante des sciences informatiques et du calcul numérique afin de simuler l’écoulement de mousses dans la zone non-saturée du milieu poreux. Les objectifs principaux sont, premièrement d’avoir une meilleure compréhension de l’influence des mousses dans le cas de dépollution des sols, ensuite de faire coïncider les résultats de simulation aux données observées et enfin de pouvoir aider au dimensionnement de techniques de dépollution à mettre en place sur le terrain.


2

La modélisation du transport de mousse en milieu poreux peut faire appel à trois approches différentes : l’approche empirique, semi-empirique et mécanistique. L’approche mécanistique est la plus complète en principe, mais son élaboration complexe la rend difficile à l’usage tandis que les approches empirique et semi-empirique, moins détaillées et donc plus simples, sont limitées dans leur description de la rhéologie et la mobilité de la mousse simulée. Comme pour tout fluide qui s’écoule dans les pores, dans la méthode empirique, le flux de mousse peut être exprimé en termes de perméabilité relative ou de viscosité effective calculées à partir de la loi de Darcy. En utilisant l'approche de la perméabilité relative, le moyen le plus courant d'introduire les effets des mousses en simulation consiste à utiliser un facteur de réduction de la mobilité (FRM). Le FRM est le rapport des gradients de pression de la propagation avec et sans tensioactif. Des valeurs élevées du FRM se rapportent à une mousse forte avec une densité élevée de lamelles. Plusieurs codes de simulation d'écoulement de mousse utilisant la fonction FRM ont été développés : UTCHEM (Hirasaki, Miller, Szafranski, Lawson, & Akiya, 1997 ; Hirasaki, et al., 1997), UTCOMP (Rossen, Zeilinger, Shi, & Lim, 1994), ECLIPSE (Schlumberger) et STARS (Mohammadi, Coombe, & Stevenson, 1993). Certains d'entre eux utilisent des relations entre les valeurs de FRM et les paramètres physicochimiques. Les approches mécanistes incluent le modèle de bilan de population de bulle (Falls et al. 1988), la théorie réseau / percolation, la théorie du chaos et la théorie de la filtration. Bien qu'il existe un désaccord sur la meilleure approche pour modéliser le déplacement de la mousse, les principes utilisés pour guider le développement du modèle sont généralement acceptés (Zhou et Rossen, 1995). Par exemple, il est généralement admis que la mousse ne soit pas traitée comme une phase séparée dans un milieu poreux. De plus, il existe un consensus sur le concept selon lequel la mobilité de l'eau est la même en fonction de la saturation en eau avec une mousse que sans mousse (Kahtib et al., 1988) et que la mobilité des gaz dans la mousse est contrôlée par la texture de la mousse (Falls et al., 1989). Les modèles de transport de la mousse à l'échelle du terrain devraient prendre en compte la mobilité réduite des gaz en présence de mousse ; leur comportement d'écoulement non newtonien ; la variabilité des propriétés de la mousse avec la concentration en tensioactif (effet Marangoni) ; et permettre une représentation précise du transport, de la séparation et de l'adsorption des tensioactifs. En résumé, les modèles doivent prévoir le transport de la mousse tout en prenant en compte la variabilité spatiale et temporelle des propriétés de la mousse. À l’état actuel de nos connaissances, seuls deux articles récents traitent de la modélisation du transport de la mousse dans des sols non saturés (Roostapour et Kam 2012, Roostapour et al. 2014), la plupart des études étant consacrées aux conditions de récupération améliorée du pétrole. MATÉRIEL ET MÉTHODES

Le simulateur TOUGH3/TMVOC a été utilisé pour reproduire les expériences en laboratoire conduites par nos collègues d’UTINAM, du LGE et de REMEA pour calibrer nos modèles numériques. En particulier, nous avons modélisé l’injection de mousses à l’intérieur de couches anisotropes de sables contaminés par des houilles de goudron dans une cellule 2D (Bouzid, Maire, Ahmed, & Fatin-Rouge, 2018).



26 et 27 novembre 2019, Le Beffroi de Montrouge

(Portes de Paris)

Figure 1 : Modèle géométrique du dispositif expérimental pour la réalisation d’essai de traitabilité en bac 2D avec contrastes

Nous avons modélisé l’écoulement de mousse en 3D, dans la zone non-saturée d’un site industriel contaminé, pour améliorer et aider au dimensionnement des techniques de dépollution in situ utilisées par nos collègues.

RÉSULTATS ET DISCUSSION

Les résultats des simulations sont en cohérence avec les résultats expérimentaux et ont permis le calage de paramètres d’écoulement de mousses en milieu poreux dans les sols étudiés. Ces paramètres de calage ont servi pour la simulation de l’expérience in-situ réalisée sur site. Ces simulations sont basées sur le logiciel TOUGH3/TMVOC et l’incorporation de modules spécifiques externes au code est en cours de réalisation et pourra permettre de prendre en compte les différentes approches citées en introduction : empirique, semi-empirique et mécanistique. CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES

La modélisation de l’écoulement et du transport de mousses en milieu poreux s’avère être une tâche ardue et requiert de nombreuses données provenant de champs d’applications variés : la géologie, la chimie, la mécanique des fluides, la biologie, la biochimie et l’informatique. Bien que


4

d’autres codes numériques permettent la modélisation de mousses en milieu poreux, l’utilisateur de TMVOC++ pourra aisément personnaliser des modules externes adaptés à ses études.

RÉFÉRENCES

- Bouzid, I., Maire, J., Ahmed, S. I., & Fatin-Rouge, N. (2018). Enhanced remedial reagents delivery in unsaturated anisotropic soils using surfactant foam. Chemosphere, 977-986.

- A.H. Falls, G.J. Hirasaki, T.W. Patzek, D.A. Gauglitz, D.D. Miller, T. Ratulowski, “Development of a Mechanistic Foam Simulator: The Population Balance and Generation Snap-Off”, SPE-14961-PA, SPE Reservoir Engineering, Vol.3, Issue3. - A.H. Falls, J.J. Musters, J. Ratulowski, “The Apparent Viscosity of Foams in Homogeneous Bead Packs”, SPE-16048-PA, SPE Reservoir Engineering, Vol.4, Issue 2, May 1989. - G.J. Hirasaki, C.A. Miller, R. Szafranski, J.B. Lawson, and N. Akiya, “Surfactant/Foam Process for Aquifer Remediation”, SPE 37257, in Proceedings of the SPE International Symposium on Oilfield Chemistry, Houston, Texas, Feb. 1997. - G.J. Hirasaki, C.A. Miller, R. Szafranski, J.B. Lawson, D. Tanzil, R.E. Jackson, J. Londergan, and H. Meinardus, “Field Demonstration of the Surfactant/Foam Process for Aquifer Remediation”, SPE 39393, in Proceedings of the SPE Ann. Tech. Conf. and Exhibition, San Antonio, Texas, Oct. 1997. - Z.I. Kahtib, G.J. Hirasaki, A.H. Falls, “Effects of Capillary Pressure on Coalescence and Phase Mobilities in Foams Flowing Through Porous Media”, SPE-15442-PA, SPE Reservoir Engineering, Vol.3, Issue 3, Aug. 1988 - S.S. Mohammadi, D.A. Coombe, V.M. Stevenson. 1993. Test of Steam-Foam Process for Mobility Control in South-Casper Creek Reservoir. J. of Can. Petrol. Tech., 32, 10, 49-54. - A. Roostapour, S.I. Kam. 2012. Modeling Foam Delivery Mechanisms in Deep Vadose-Zone Remediation Using Method of Characteristics. J. Hazard. Mater., 243, 37-51. - A. Roostapour, G. Lee, L. Zhong, S.I. Kam. 2014. Model fit to experimental data for foam-assisted deep vadose zone remediation. J. Hazard. Mater. 264, 460-473. - W.R. Rossen, S.C. Zeilinger, J. Shi, and M.T. Lim. Mechanistic Simulation of Foam Processes in Porous Media. SPE 28940-MS, in Proceedings of the SPE Ann. Tech. Conf. and Exhibition, New Orleans, Louisiana, Sept. 1994 - Z.H. Zhou, W.R. Rossen. 1995. Applying fractional-flow theory to foam processes at the ‘limiting capillary pressure’, SPE Advanced Technology Series, 3(1), 154-162. REMERCIEMENTS

Les auteurs tiennent à remercier l’ANR pour le financement de ce projet (n° contrat ANR-15-CE04-0011).


Suivi multiparamétrique de la première désorption thermique de PolyChloroBiphényles

Laurent THANNBERGER1* et Matthieu SANGELY2 1 : VALGO, Labo-PIC, 72, rue Aristide Briand, 76650 PETIT-COURONNE, [email protected]

2 : VALGO, 2 avenue Gutenberg, 31120 PORTET-sur-Garonne, [email protected] * contact en cas de question sur les travaux présentés

Résumé La désorption thermique a été désignée, après différents essais, comme la seule solution technique pour l’élimination de PCB dans 5000 t de terres. De nombreux paramètres ont dû être optimisés afin de porter cette masse à plus de 250°C, tout en collectant les vapeurs nocives pour assurer la sécurité environnementale de l’opération. La maîtrise de tous les paramètres a permis de mener à bien un abattement de plus de 97% sur l’ensemble de la masse. Introduction Une usine de production d’aluminium du sud-ouest de la France présentait de graves impacts des sols aux PCB. Pour convertir l’électricité des lignes à haute tension en courant à très fort ampérage pour assurer la conversion électrolytique d’alumine en aluminium (procédé Hall-Héroult), une sous-station électrique était constituée de nombreux transformateurs. Jusqu’à l’interdiction des PCB, ceux-ci furent utilisés en bains d’huile, comme isolants électriques. De nombreuses égouttures et le déversement accidentel lors d’un incendie ont impacté 3000 m3 de la zone concernée de l’usine, avec des valeurs significatives. Des essais de biodégradation, éventuellement stimulée par des conditions de réduction in situ, ayant échoué, la volatilisation par augmentation de la température [1,2] a été jugée seule technique pertinente pour dépolluer ces terres. 1. Essais pilotes

La spécificité des pollutions par les PCB nécessitait de valider un certain nombre d’options techniques par des étapes préliminaires, car aucune réalisation de cette ampleur n’avait jamais été réalisée dans ces conditions. 1.1. En laboratoire – température de consigne Des échantillons de sol pollué ont été placés en béchers d’1 L, dans des étuves, ou un four, ventilés, à différentes températures stabilisées, et des échantillons ont été prélevés périodiquement. Dans chaque prélèvement, une analyse de la teneur en PCB a été réalisée, afin d’établir des cinétiques de désorption aux différentes températures. Cet essai a permis de déterminer qu’une température d’au moins 200°C permettait d’obtenir un abattement supérieur à 95% en 4 j ; étant données les dimensions réduites de l’échantillon, il a été décidé, par sécurité, de choisir une température de consigne de 250°C, qui présentait un abattement plus franc (cf fig 1).

Figure 1 : Cinétiques de désorption thermique de PCB à plusieurs températures

1.2. Pilote semi-industriel sur site

0100200300400500600700

0 50 100 150 200

mg

PCB/

kg M

S

t (h)

150°C

200°C

250°C


Une maille de 5 m x 5 m x 5 m a été choisie sur site pour valider les choix techniques déterminés lors du dimensionnement, comme la température de consigne, mais surtout que les mesures prises permettaient d’assurer la sécurité environnementale et des travailleurs. Pour lever le doute sur les émissions atmosphériques de PCB et produits d’oxydation (dioxines et furannes), il a été convenu avec les autorités de réaliser ce pilote sous une tente de confinement et d’en analyser l’atmosphère intérieure. Le premier enseignement de ce pilote a été de constater l’impossibilité de pratiquer la désorption à plus de 2 m de profondeur, à cause du comportement hydrogéologique particulier de ce site : les thermocouples à 3 m ont tous présenté un plateau à 100°C, lié à la présence d’eau (données non montrées). La chaine de traitement des vapeurs extraites, comprenant une étape de condensation, puis de filtration, a permis de contrôler les émissions du procédé (cf fig 2, sur le suivi des PCB)

Figure 2 : suivi des concentrations en PCB au point de rejet à l’atmosphère des vapeurs extraites du

sol (VME : valeur maximale d’exposition ; out CA : concentration en sortie de filtre à charbons actifs)

Une recherche exhaustive des produits de dégradation des PCB a été menée. Pour quantifier la part détruite en anoxie (pyrolyse notamment), les émissions d’acide chlorhydrique ont été suivies dans différents compartiments de l’essai (dans et hors de la tente, ainsi qu’au point de rejet des vapeurs traitées) (cf fig 3)

Figure 3 : mesures des teneurs en HCl, dans les différents compartiments de l’essai

(VME : valeur maximale d’exposition ; out CA : concentration en sortie de filtre à charbons actifs) Le focus particulier sur les dioxines et furannes étant justifié par l’impact sanitaire qu’ils représentent, un programme analytique spécifique a concerné ces produits d’oxydation des PCB. Dans les gaz rejetés, la valeur de référence retenue est celle de la Réglementation rejet incinérateur (directive européenne 2000/76/CE), soit 0,1 ng/m3 en équivalent toxique (ITEQ). Avant charbon actif (avant CA) il apparaît des traces de furanes qui sont captées par les charbons actifs et, en conséquence, les rejets dans l’air sont très inférieurs à cette valeur de référence. Dans l’air ambiant, la valeur de référence retenue est celle d’inhalation du Rapport INERIS DRC-02-25590-02DF46 - P.49, soit 38 µg équivalent toxique/m³. Les mesures faites montrent la présence de traces de furanes très largement inférieures à cette valeur de référence (tab 1).

0

100

200

300

400

500

600

25-ju

in

02-ju

il

09-ju

il

16-ju

il

23-ju

il

30-ju

il

06-a

oût

13-a

oût

20-a

oût

[PCB

] en

µg/m

3

VME

Out CA


Tableau 1 : Concentrations dioxines et furanes dans les gaz extraits et l’air ambiant

Echantillon Débit en L/min

Temps de prélèvement (min)

Volume d'air en L ITEQ (ng) Concentration en

ng TEQ/m3 Val. Ref (ng

TEQ/m³) Avant CA 2,378 1426 3391,028 2,3 0,67 0,1 Après CA 2,324 1607 3734,668 0,1 0,02 0,1 Extérieur 2,993 1423 4256,039 0,065 0,000015 38

Tente 2,247 1444 3244,668 6,9 0,00212 38 2. Application à l’échelle industrielle Une pile thermique de 80 m x 12 m x 3,5 m a été construite en intercalant 47 tubes de chauffe en U, répartis sur 2 nappes [3]. 96 tubes perforés ont été mis en place pour extraire les vapeurs, sous l’effet d’une dépression de 10 à 15 kPa, variant en fonction de l’évolution de la perméabilité des terres. Chaque tube de chauffe était équipé d’un brûleur délivrant 23 kW. L’évolution de la température est présentée en figure 4 Cette augmentation des températures s’est accompagnée, notamment pendant la période de palier à 100°C, d’une forte extraction de vapeur d’eau, recondensée dans les 2 filières de traitement, jusqu’à plus de 10 m3/j (cf fig 5)

Figure 4 : évolution des températures aux points d’aspiration

(V1 à V93 : lignes d’aspiration)

Figure 5 : quantités d’eau extraites en m3/j

Conclusions et perspectives

0

2

4

6

8

10

12

1 8 15 22 29 36 43 50 57 64 71 78 85 92 99 106

113

120

127

134

141

148

155

162

169


Cet ensemble de travaux a permis d’atteindre les objectifs (inférieur à 10 mg de PCB par kg de sol), sur l’ensemble des mailles testées, comme détaillé dans le tableau 2, et de réceptionner le chantier.

Tableau 2 : Concentrations résiduelles en PCB à la fin du traitement

Maille L2-1 L2-2 L2-3 L2-4 L1-1 L1-2 L1-3 L1-4 [PCB] mg/Kg 3,10 8,78 2,31 2,76 1,79 0,84 2,25 5,10 Références [1] Di, P., Chang, D., Dwyer, H. (2002). Modeling of Polychlorinated Biphenyl Removal from Contaminated Soil Using Steam. Environmental Science and Technologie. 36 (8), pp 1845–1850

[2] Sato, T., Todoroki, T., Shimoda, K., Terada, A., Hosomi, M. (2010). Behavior of PCDDs/PCDFs in remediation of PCBs-contaminated sediments by thermal desorption. Chemosphere. 80(2), pp 184-189,

[3] SANGELY, M. & MANSE, S. (2017). Traitement de sols impactés par des PCB par désorption thermique - Rapport de fin de travaux. Version 2. Affaire n° 11B31-00490. Toulouse : VALGO, agence Sud-Ouest.


Essais multi-échelles de lavage granulométrique de sols pollués pour une sécurisation du traitement

Bérénice RANC1*, Véronique CROZE1 1 : ELEMENT TERRE, 2 rue Charles Fourier, 95240 Cormeilles-en-Parisis, France, [email protected], [email protected]

Résumé Afin de sécuriser le choix de la technique de traitement de sols maraîchers pollués par des eaux de station d’épuration chargées en éléments traces métalliques, des essais de faisabilité de lavage par tri granulométrique en laboratoire et en pilote ont été mis en œuvre. Cette démarche multi-étapes visait à confirmer l’efficacité intrinsèque de cette technique dans le cas présent et d’obtenir les éléments de dimensionnement nécessaire à la mise en place d’un traitement optimisé, rapide et donc au coût maîtrisé pour l’intégralité du stock. Les essais laboratoires, fondés sur le tamisage par voie humide de la terre suivie de la clarification de l’eau de tamisage chargée en particules fines, ont permis de i) confirmer l’efficacité de la séparation granulométrique, ii) confirmer la concentration des polluants dans la fraction fine de la terre, et iii) déterminer les adjuvants à utiliser pour permettre une décantation rapide et stable des eaux de process. L’essai pilote ensuite mis en œuvre a permis de confirmer ces résultats en installation de lavage réelle et de déterminer les paramètres-clés de fonctionnement. Le lavage semble donc bien adapté au cas présent et pourrait alors permettre une valorisation des fractions granulométriques grossières non polluées. Introduction Le site étudié a été exploité pendant plus de 80 ans pour l’épandage des eaux usées de Paris. Les horizons superficiels, contaminés en éléments traces métalliques (ETM), ont été mis en merlons dans la perspective d’un éventuel réemploi. La technique de traitement envisagée est le lavage sur site par tri granulométrique : en séparant la fraction fine polluée (particules de diamètre inférieur à 63 µm en général), l’objectif est de valoriser les fractions granulométriques plus grossières et exemptes de pollution [1]. Environ 80% des terres pourraient alors être réutilisées, inscrivant ainsi la technique du lavage dans les principes de l’économie circulaire. Une étude de faisabilité en 2 étapes a été réalisée : i) des essais en laboratoire, afin de vérifier l’efficacité de la séparation granulométrique et du traitement des eaux de process, et ii) des essais pilote en installation de lavage réelle, afin de déterminer les éléments de dimensionnement nécessaires à l’application de la technique pour l’ensemble des terres contaminées. Matériel et méthodes Essais en laboratoire Les essais en laboratoire se sont déroulés en 2 parties : des essais de tamisage par voie humide, puis des essais de clarification de l’eau de tamisage chargée en particules fines. Tous les essais ont été effectués en duplicat pour une meilleure représentativité. Le tamisage par voie humide consiste à recréer les conditions d’une séparation granulométriques sous eau dans une installation de lavage réelle. Le but est de faire passer au travers d’une colonne de 5 tamis de maille décroissante environ 10 kg de sol contaminé en utilisant l’eau et les vibrations comme énergie pour assurer la séparation granulométrique. Les seuils de coupure utilisés sont représentatifs de ceux mis en œuvre dans une installation de lavage réelle. Les eaux de tamisage et les particules fines ont ensuite été récupérées pour la réalisation des essais de clarification. Ces essais (JAR-tests) consistent à mettre en contact l’eau chargée en fines avec un ou plusieurs adjuvants de type coagulant et floculant afin d’accélérer la décantation des particules fines et ainsi permettre une réutilisation de l’eau clarifiée en tête de process. La consommation d’eau du traitement est alors maitrisée et limitée. Deux phases expérimentales ont été mises en œuvre : i) sélection du coagulant le plus efficace, et ii) évaluation de l’efficacité des floculants seuls, puis en combinaison avec le coagulant précédemment sélectionné. Dans des béchers de 1 L ont été mis en contact une masse connue de fines avec un volume


connu d’eau décantée selon un ratio représentatif des conditions réelles de traitement. Une première homogénéisation a été effectuée en agitant les béchers, puis le (ou les) adjuvant(s) ont été ajoutés aux mêmes doses afin d’évaluer leur efficacité (Figure 1). Ces doses ont été choisies en fonction des recommandations du fournisseur et/ou de celles utilisées en conditions réelles de traitement. Un temps de décantation de 15 min sans agitation a finalement été respecté avant de mesurer la turbidité et le pH de l’eau clarifiée. La turbidité et le pH de l’eau avant et après tamisage ont également été mesurées (échantillons références).

Figure 1. Essais JAR-tests au laboratoire. L’adjuvant introduit dans le bécher de droite

conduit à une décantation plus rapide des particules fines. Essais en pilote L’essai en installation de lavage réel a été effectué sur un échantillon représentatif (200 t) de terre contaminée. Le traitement s’effectue en 4 étapes. La première est le criblage sous eau à travers des grilles vibrantes dont les seuils de coupure sont de 60 puis de 4 mm. D’autres grilles sont également installées afin d’éliminer notamment les matériaux flottants et les matières organiques. La deuxième est la séparation des sables (0,063 - 4 mm) et des particules fines (< 0,063 mm) à l’aide de deux séparateurs en spirales placés en série. La troisième est la clarification des eaux de process chargées en particules fines pour permettre une recirculation de l’eau au sein de l’installation (circuit pseudo fermé). La quatrième et dernière est la déshydratation des boues (particules fines) à une siccité de 55% minimum à l’aide d’un filtre à bandes. Analyses effectuées sur la terre contaminée et les fractions granulométriques lavées Pour les deux échelles de traitement, deux types d’analyses ont été effectuées sur chacune des fractions granulométriques lavées : i) une analyse granulométrique, afin de déterminer l’efficacité de la séparation en déterminant le pourcentage de particules fines résiduelles dans les fractions plus grossières, et ii) une analyse chimique (ETM et autres polluants organiques), afin de vérifier qu’une accumulation des polluants a bien lieu dans les fractions les plus fines. Les concentrations en polluants ont également été déterminées dans les eaux de process afin d’évaluer le transfert du sol vers l’eau lors du traitement. Résultats et discussion Les fractions granulométriques obtenues suite au lavage mis en œuvre au laboratoire et en pilote sont montrées dans la Figure 2 ci-dessous.


Figure 2. Fractions granulométriques obtenues au laboratoire et en pilote

Les deux échelles d’étude ont conduit à des résultats comparables. Les courbes granulométriques expérimentales suivent la même tendance, avec un pourcentage de particules fines légèrement inférieur à 20% et une prédominance de la fraction sableuse (Figure 3). La séparation granulométrique s’est révélée efficace puisqu’un pourcentage faible et acceptable de particules fines a été retrouvée dans les fractions granulométriques grossières (ex : moins de 10% dans la fraction sableuse en pilote). De plus, une concentration de la pollution dans la fraction fine a bien été observée, les teneurs mesurées dans cette dernière étant entre 3 et 4 fois plus élevées que celles mesurées dans la terre brute initiale. Au laboratoire, peu d’ETM ont été relargués dans les eaux de tamisage puisque seule la concentration en antimoine a légèrement dépassé le seuil de potabilité français (7 µg/L, pour une limite à 5 µg/L). De plus, les essais JAR-tests ont démontré l’efficacité de l’utilisation combinée d’un coagulant organique et d’un floculant non ionique, permettant une vitesse de décantation élevée, une faible turbidité de l’eau traitée et la formation de flocs stables. Ces éléments n’ont toutefois pas pu être vérifiés en installation de lavage réelle pour différentes contraintes opérationnelles. L’essai pilote a cependant permis de confirmer que la terre contaminée pouvait être traitée à une cadence acceptable.

Figure 3. Courbes granulométriques obtenues au laboratoire et en pilote


Conclusions et perspectives Les essais de faisabilité de lavage menés au laboratoire et en pilote sur des boues de stations d’épuration contaminées en ETM ont permis de confirmer l’efficacité de la séparation granulométrique de la fraction fine polluée (< 0,063 mm) puisqu’il en reste moins de 10% dans le sable, la fraction majoritaire et de granulométrie directement supérieure à celle des fines (0,063 – 4 mm). Il a également été confirmé que la majorité de la pollution était concentrée dans ces particules fines. Le traitement par lavage du stock complet de terre contaminée s’avère donc bel et bien pertinent dans le cas présent. Des fractions granulométriques pures seraient alors obtenues et directement valorisables sur site (ZAC). Le sable pourrait être réutilisé : i) en tant qu’écomatériau dans les bétons, s’il répond aux critères techniques et environnementaux généralement exigés des matériaux de construction, ii) à titre décoratif, dans les espaces verts par exemple, ou iii) à titre récréatif (aires de jeux). Les différentes voies de gestion envisageables de la fraction fine polluée devraient également être étudiées. Elle pourrait notamment être envoyée en installation de stockage de déchets (hors ISDI) mais une autre solution serait préférable dans un objectif de réduction des déchets. Elle pourrait alors être retraitée. Le lavage par tri granulométrique est donc une technique disposant de nombreux avantages. Elle s’inscrit dans les principes de l’économie circulaire et peut être mise en œuvre sur une grande gamme de sols aux typologies variées puisque la pollution est quasi systématiquement concentrée dans la fraction fine des terres de par sa surface spécifique élevée. De plus, les essais laboratoire ici décrits sont simples, rapides et peu coûteux : ils pourraient ainsi être effectués de manière quasi systématique au préalable de chaque nouveau projet de réhabilitation. Références [1] Dermont, G., Bergeron, M., Mercier, G., Richer-Laflèche, M. (2008). Soil washing for metal removal : A review of physical/chemical technologies and field applications. Journal of Hazardous Materials, 152, 1-31. Remerciements Les auteurs remercient la société Séquano Aménagement, en charge de l’aménagement du site, pour le financement de cette étude de faisabilité.


« UBELL » ou pourquoi surveiller à long terme un traitement in situ des eaux souterraines ?

Samuel WILDEMEERSCH1,* et Maud LE BEL2 1 : SPAQuE, Service Appui aux Opérations, boulevard d’Avroy, 38/1 – 4000 Liège – Belgique,

[email protected] 2 : SPAQuE, Service des Etudes de risques, boulevard d’Avroy, 38/1 – 4000 Liège – Belgique,

[email protected] Résumé La contamination en solvants chlorés des eaux souterraines du site « UBELL », à La Louvière (Belgique), a été traitée par injection de substrat visant à stimuler la déchloration réductrice. Ce traitement s’est avéré efficace pendant environ 1,5 ans avant qu’une subite hausse des concentrations en polluants soit observée. Cette évolution à la hausse des concentrations, liée à la construction d’un parking, a été inversée grâce à une seconde injection de substrat réalisée sans perturber les activités en cours sur le site. Ce cas d’étude prouve qu’une surveillance à long terme est nécessaire pour mettre en évidence et, le cas échéant, réagir de façon opportune à une évolution inattendue d’un traitement in situ des eaux souterraines. Introduction Le site « UBELL », situé à La Louvière (Belgique), a été le siège d’une usine métallurgique de 1875 aux années 1990. Jugé potentiellement contaminé au regard de son passé industriel, il a été investigué entre 2003 et 2008. Ces investigations ont mis en évidence de multiples zones polluées, notamment en solvants chlorés, tant dans les sols que dans les eaux souterraines. La nappe polluée est logée dans des sables argileux de l’Eocène. Ceux-ci sont rencontrés entre 2 et 7 m de profondeur environ (5 m d’épaisseur). Localisée sous une couche de limons de perméabilité variable, la nappe est tantôt libre, tantôt captive et repose sur une couche d’argiles peu perméables. Les travaux de réhabilitation du site ont été réalisés entre 2009 et 2011 selon le projet d’assainissement établi à l’issue des investigations. La première étape a consisté en l’excavation, le traitement hors site des sols pollués et le remblayage des fouilles avec des terres saines. La seconde étape a consisté à traiter la source et le panache de pollution en solvants chlorés dans les eaux souterraines par injection d’un substrat stimulant la déchloration réductrice. Les principes de la déchloration réductrice sont, entre autres, exposés dans les ouvrages de Wiedemeier et al. [1] et Lee et al. [2]. La performance du traitement par déchloration réductrice stimulée a été évaluée grâce à un suivi de la qualité des eaux souterraines au droit et en aval hydrogéologique de la zone traitée. Le traitement s’est avéré performant pendant environ 1,5 ans avant qu’une forte et soudaine hausse des concentrations en solvants chlorés soit observée. L’objectif du présent exposé est d’expliquer la cause de la hausse des concentrations observées et, surtout, de présenter les investigations et travaux de réhabilitation complémentaires réalisés de façon à inverser la tendance tout en s’assurant de limiter les impacts sur les activités en cours sur le site. Matériel et méthodes La source et le panache de contamination en solvants chlorés dans les eaux souterraines ont été traités par injection de 3D-Microemulsion (3DMe®) produit par la société REGENESIS. Ce substrat, injecté sous forme de solution aqueuse, a été conçu pour permettre la libération contrôlée à court, moyen (1 à 2 ans) et long terme (jusqu’à 4 ans selon les conditions de terrain) de trois acides organiques intervenant dans le processus de déchloration réductrice en tant que pourvoyeurs d’électrons. L’injection de 3DMe® a eu lieu entre décembre 2010 et janvier 2011. Cette injection a été réalisée par direct-push avec une machine de type Geoprobe®. Un total de 3.200 kg de 3DMe® a été injecté via 99 points d’injection couvrant une superficie totale de 3.086 m2. Les points d’injection de 2010 et l’extension de la zone polluée à l’époque sont visibles à la Figure 1. Le traitement a été efficace pendant 1,5 ans. La subite hausse des concentrations en TCE et 1,2-DCE observée ensuite a plaidé en faveur d’une seconde injection.


Figure 1. Localisation des points d’injection et de la zone polluée en solvants chlorés en 2010.

La seconde injection, se focalisant uniquement sur le reliquat de zone source, a eu lieu en décembre 2017. Précédée par des investigations de la société ENOVEO visant à vérifier que les micro-organismes capables de dégrader les solvants chlorés étaient toujours présents dans la nappe, elle a consisté en l’injection de 3DMe® et de nutriments (azote sous forme d’urée et phosphore sous forme de phosphate de potassium).

Contrairement à la première injection, celle-ci a été réalisée selon la technologie SPIN® développée par la société SODECON/INJECTIS avec une machine de type Geoprobe®. Cette technologie innovante a pour objectif d’éviter la compaction des sols lors de l’injection de façon à pouvoir injecter à plus faible pression et à débit plus élevé, y compris dans des sols peu perméables, sans induire la formation de chemins d’écoulement préférentiels ou la remontée de produits en surface. Cela permet une injection continue et homogène aux tranches de profondeur visées. La formation de chemins préférentiels d’écoulement et la remontée de produit en surface sont des problèmes récurrents avec la technique d’injection par direct-push. Une remontée de produit en surface s’était d’ailleurs produite lors de la première injection et il n’était pas envisageable que ce soit à nouveau le cas puisque le site avait entretemps été transformé en parking pour le Louvexpo (Hall des Expositions de La Louvière). Un total de 800 kg de 3DME® a été injecté via 8 points d’injection couvrant une superficie totale de 60 m2. Les points d’injection de décembre 2017 et l’extension de la zone polluée à l’époque sont visibles à la Figure 2.


Figure 2. Localisation des points d’injection et de la zone polluée en solvants chlorés en 2017.

Résultats et discussion L’évolution des concentrations en solvants chlorés dans le piézomètre PS5, situé au cœur de la zone source, entre octobre 2010 et décembre 2018 est présenté à la Figure 3. Le graphique de gauche représente les concentrations mesurées, tandis que le graphique de droite représente les fractions molaires et la concentration molaire totale mesurées. La baisse des concentrations en TCE combinée à la hausse puis la baisse des concentrations en 1,2-DCE et CV constatées à l’issue de l’injection initiale prouvent l’efficacité du traitement par déchloration réductrice stimulée. Cette évolution positive du traitement a cessé inopinément aux environs de juin 2012. La forte et soudaine hausse des concentrations en TCE et 1,2-DCE observée à l’époque a pu être reliée à la construction d’un vaste parking au droit du site. L’hypothèse la plus probable est que les contraintes géomécaniques induites par les travaux (excavations, vibrations, …) ont favorisé la remobilisation des solvants chlorés encore présents dans la nappe. Ce genre de phénomène a déjà été observé sur d’autres sites par le passé selon la société REGENESIS [3]. Quoique les processus de déchloration réductrice aient lentement repris à partir de septembre 2013, des investigations complémentaires ont été réalisées en 2017 pour évaluer la nécessité d’une seconde injection. Ces investigations complémentaires ont consisté en une caractérisation des Communautés Microbiennes Indigènes (CMI) présentes dans la nappe polluée. Cette caractérisation a été réalisée par des approches de biologie moléculaire basée sur l’amplification PCR (réaction en chaîne par polymérisation). La qPCR a été utilisée pour quantifier des séquences cibles d’ADN de façon à évaluer la présence d’un biomarqueur taxinomique (genre Dehalococcoides) et de quatre biomarqueurs fonctionnels de la réduction des éthènes chlorés (pceA, tceA, vcrA et bvcA). La RT-qPCR a été utilisée pour quantifier des séquences cibles d’ARN de façon à évaluer l’activité des biomarqueurs en question. Les résultats obtenus ont indiqué que les piézomètres PS4, PS5 et, dans une moindre mesure, PS6, étaient caractérisés par la présence d’une population de Dehalococcoides avec activité de biodégradation des solvants chlorés. Les gènes fonctionnels permettant une dégradation complète des solvants chlorés (pceA et vcrA) ont, en outre, été mis en évidence dans les piézomètres en question. Ces résultats ont permis d’établir que les micro-organismes capables de dégrader complètement les solvants chlorés étaient toujours présents dans la nappe. Toutefois, ils ont également mis en évidence qu’ils n’étaient plus suffisamment efficaces à cause d’une carence en carbone organique et en nutriments. Ces résultats ont justifié la nécessité d’une seconde injection. Jusqu’à présent, soit 1 an après la seconde injection, l’efficacité du traitement est manifeste. Les concentrations en TCE sont en baisse, tandis que les concentrations en 1,2-DCE et éthène sont en hausse. Les concentrations en CV n’ont pas encore évolué de façon significative. Ces résultats sont confirmés par


l’évolution des fractions molaires en solvants chlorés qui indiquent que la proportion de TCE est de plus en plus faible, tandis que les proportions en 1,2-DCE et éthène sont de plus en plus élevées. Ces prochains mois, les concentrations et la fraction molaire en TCE et éthène devraient, respectivement, continuer à diminuer et à augmenter. Les concentrations et la fraction molaire en 1,2-DCE devraient augmenter puis diminuer et, dans la foulée, il devrait en être de même pour le CV. La concentration molaire totale devrait également passer par un maximum avant de diminuer prouvant ainsi l’efficacité du traitement par déchloration réductrice stimulée.

Figure 3. Evolution des concentrations mesurées (à gauche) et des fractions molaires et de la

concentration molaire totale (à droite) en solvants chlorés dans le piézomètre PS05.

Conclusions et perspectives Le passé industriel du site « UBELL », situé à La Louvière (Belgique), a engendré une contamination des sols et des eaux souterraines par de nombreux polluants et, en particulier, par des solvants chlorés. Les sols du site ont été assaini par excavation, traitement hors site et remblayage avec des terres saines. Les eaux souterraines ont été traitées par injection de substrat de type 3DMe® pour stimuler la déchloration réductrice des solvants chlorés. Le traitement réalisé s’est avéré efficace pendant environ 1,5 ans avant qu’une subite hausse des concentrations en TCE et 1,2-DCE soit observée. L’hypothèse la plus probable est que cette forte et soudaine hausse des concentrations ait été induite par les travaux du parking qui ont provoqué une remobilisation des solvants chlorés toujours présents dans la nappe. A l’issue d’investigations complémentaires, une seconde injection a été jugée nécessaire pour stimuler à nouveau la déchloration réductrice. Cette seconde injection a été réalisée avec la technologie SPIN®. Cette technologie innovante a permis d’éviter d’endommager ou de souiller le site entretemps transformé en parking. Les résultats obtenus jusqu’à présent sont positifs puisqu’ils indiquent que la déchloration réductrice a repris de façon efficace depuis la seconde injection. Le cas d’étude « UBELL » prouve qu’une surveillance post-traitement à long terme d’une pollution des eaux souterraines est primordiale pour s’assurer de l’efficacité ou, dans le cas présent, de l’inefficacité d’un traitement à cause de facteurs extérieurs a priori anodins tels que la construction d’un parking. Ce cas d’étude prouve également qu’il est possible de réagir en mettant en place un traitement in situ complémentaire efficace sans perturber les activités en cours sur le site. Références [1] Wiedemeier, T.H., Rifai, H.S., Newell, C.J., Wilson, J.T. (1999). Natural Attenuation of Fuels and Chlorinated Solvents in the Subsurface. New York: John Wiley & Sons. [2] Leeson, A., Beevar, E., Henry, B. Fortenberry, J., Coyle, C. (2004). Principles and Practices of Enhanced Anaerobic Bioremediation of Chlorinated Solvents. Brooks City-Base: Air Force Center for Environmental Excellence, Port Hueneme : Naval Facilities Engineering Service Center, Arlington : Environmental Security Technology Certification Program. [3] Maerten, K. (2017). Communication personnelle.


Essais de faisabilité et modélisations multiphasiques relatives à la récupération d’hydrocarbures légers piégés dans des sols

Zouma KOUAME1, Stéfan COLOMBANO2*, Hossein DAVARZANI2, Nathalie GALOPIN1, Arnault PERRAULT1

1 : COLAS Environnement, 91 Rue de Folliouse, ZAE de Folliouse, 01700 MIRIBEL LES ECHETS, France, [email protected], [email protected]

2 : Bureau de Recherches Géologiques et Minières (BRGM), 3SP/SVP-D3E, DIR, 45060 Orléans, France, [email protected] ; [email protected]

Résumé COLAS Environnement, filiale de COLAS SA, intervient depuis 2017 sur le projet de dépollution d’une ancienne raffinerie. Des investigations sur les sols et des essais multi-techniques courte durée ont été mis en œuvre pour étudier la faisabilité de dépollution in situ. Les essais courte durée ont montré l’intérêt d’avoir une compréhension poussée du comportement des gaz du sol et des eaux souterraines pendant les traitements. La technique sélectionnée à l’issue de ses essais coute durée, l’extraction sous vide, a été mise en œuvre via un essai longue durée. L’objectif du pilote longue durée est notamment d’améliorer la compréhension globale afin de dimensionner efficacement le traitement futur. Dans ce contexte, une quantité importante de données a été collectée afin de permettre l’interprétation des essais, mais surtout de les modéliser. Les modélisations ont été améliorées en les confrontant à différentes configurations sur le terrain. Ils ont permis d’améliorer le dimensionnement du traitement à mettre en œuvre. Au-delà de ce projet de dépollution, l’objectif était de créer un modèle simplifié généralisable permettant de rationaliser les essais pilotes tout en améliorant le dimensionnement. Ce projet s’inscrit dans le cadre de l’évolution de la méthodologie nationale de gestion des sites et sols pollués et plus particulièrement celui de la mise en œuvre du Plan de Conception de Travaux (PCT) Introduction Le site en question est principalement impacté par des hydrocarbures C5-C8. Ces hydrocarbures sont présents dans la Zone Non Saturée (ZNS) et dans la ZS (Zone Saturée). Dans le cadre de la réalisation du plan de gestion, la Maîtrise d’Ouvrage a souhaité mettre en œuvre des pilotes de traitement au droit d’une zone diagnostiquée comme impactée. Parmi ces pilotes, l’extraction sous vide, et plus encore le venting/sparging étaient pressentis comme particulièrement adaptés à la problématique. Compte-tenu d’une hauteur de ZNS faible, de l’ordre de 1,5 mètre, le venting a montré des limites de faisabilité lors de l’augmentation de la dépression appliquée au droit du puits (cf. Figure 1).

Figure 1. Courbe des couples débits / dépressions au doit d’un puits de venting


Le sparging a été suivi via des ouvrages crépinés en flûtes de pan à différentes profondeur, et notamment certains juste en-dessous d’une couche de limons décimétrique présente en ZS. L’influence du sparging a été suivi, entre autres, via des sondes enregistreuses d’oxygène dissous. Ce suivi a monté une accumulation d’oxygène dissous sous la couche de limons et l’absence d’oxygène dissous juste au-dessus de cette dernière, (cf. Figure 2).

Figure 2. Suivi de l’oxygène dissous juste sous la couche de limons pendant le test de sparging

Néanmoins une augmentation des concentrations en oxygène dissous a été détectée au toit de la nappe (au-dessus de la couche de limons). Pour comprendre ce phénomène, des injections d’un gaz traceur, l’hélium, ont été réalisées (cf. Figure 3).

Figure 3. Mesure des concentrations en hélium réalisées durant l’injection de l’hélium le 10/01/2018


Ces tests ont montré qu’une partie des gaz pouvait remonter à la surface via des ouvrages de contrôle traversant la couche de limons. Compte-tenu de la problématique de remontée d’eau avec l’augmentation de la dépression lors du venting, un test d’extraction sous vide a été conduit. L’essai d’extraction sous vide a montré une réaction très satisfaisante du sous-sol à l’application d’une dépression de l’ordre de 300 mbar au droit des ouvrages. Ces essais courte durée, de quelques semaines, ont montré d’une part la nécessité de conduire des essais longue durée d’extraction sous vide pour affiner le dimensionnement, et d’autre part le besoin d’améliorer la compréhension du comportement des gaz du sol et des eaux souterraines. La technique sélectionnée à l’issu de ses essais coute durée, l’extraction sous vide, a été mise en œuvre via un essai longue durée pour une durée initiale de 6 mois. Une quantité importante de données a été collectée. Ces données sont utilisées pour permettre l’interprétation des essais, mais surtout pour les modéliser via des modèles mathématiques et numériques partiellement préconstruits. Matériel et méthodes L’essai d’extraction sous vide est réalisé à l’aide d’un extracteur générant un débit de 1 700 Nm3/h et pouvant atteindre une dépression de 500 mbar. La dépression est appliquée aux ouvrages d’extraction sous vide et permet d’extraire l’eau et les gaz du sol. Les flux sont gérés par une unité permettant la séparation, le pré-traitement et le traitement des effluents très fortement chargés en polluants (gestion du risque ATEX). Les ouvrages d’extraction sous vide sont implantés sur trois zones avec des espacements différents pour chacune des zones. Des ouvrages de contrôles sont implantés entre les ouvrages d’extraction. Au total environ 70 puits ont été réalisé pour permettre ce pilote. Les données collectées pour permettre l’interprétation sont principalement les débits, dépressions, concentrations dans les gaz, concentrations dans les eaux ainsi que les niveaux piézométriques. Le nombre d’ouvrage et la fréquence d’acquisition des données conduit à accumuler une quantité très importante d’informations. L’unité d’extraction et de traitement sur site est utilisée pour permettre de confronter les modèles à la réalité du terrain et ainsi les affiner. Résultats et discussion Un modèle multiphasique, construit à l’aide de COMSOL Multiphysics®, permet de combiner des équations de Darcy généralisées du liquide (eau) mouillant et non mouillant (air) à l’aide de la formulation de pression partielle [1]. La figure 4 présente les résultats d’une modélisation réalisée pour quantifier les fuites de LNAPL à l’aide de prélèvements/analyses dans des piezairs (en zone non saturée).

Figure 4. Infiltration de NAPL dans la zone non saturée couplée avec une extraction des gaz des sols

[2] Ce modèle sera modifié afin d’intégrer les hétérogénéités du milieu (notamment la couche de limons et les différentes teneurs en eau) et les différents ouvrages d’extraction avec les débits associés en fonction du temps.


Ces travaux seront terminés en septembre 2019. Les premiers résultats mettent en lumière l’utilité de faire des traçages (notamment à l’hélium) afin de déterminer les rayons d’action optimaux dans des milieux poreux hétérogènes. Conclusions et perspectives Les données collectées ont permis la réalisation de modélisation permettant d’améliorer significativement la compréhension des écoulements multiphasiques dans le sous-sol lors d’un traitement par extraction sous vide. Cette compréhension a permis d’améliorer le dimensionnement à mettre en œuvre pour optimiser le traitement. En complément, les modèles réalisés ont servi de base à l’élaboration d’un modèle simplifié permettant d’être rapidement utilisé sur d’autre site afin de rationaliser les pilotes d’extraction sous vide et améliorer le dimensionnement de cette technique. L’objectif est maintenant de confronter le modèle simplifié à des cas pratiques. Références [1] Chen, Z., Huan, G. and Ma, Y. (2006). Computational methods for multiphase flows in porous media. Philadelphia, PA, USA : Society for Industrial and Applied Mathematics. [2] Davarzani et al., (2014). Infiltration de NAPL dans la zone non saturée couplée avec une extraction des gaz des sols. Document interne BRGM. Remerciements Ce travail a été réalisé dans le cadre du projet de dépollution d’une ancienne raffinerie. Nous remercions le Maître d’Ouvrage de permettre l’utilisation de ses données. Nous remercions également la Direction BRGM/D3E pour le financement de l’encadrement du personnel.






Thème 4

ESTRAPOL Essais de faisabilité de traitement de sols pollués

Emmanuel VERNUS1*, Jean-Marie CÔME2, Jean-Yves RICHARD3 et Olivier SIBOURG4

1 : PROVADEMSE, Plateforme d’INSAVALOR, CS 52132 – 69603 Villeurbanne Cedex, [email protected]

2 : GINGER-BURGEAP, Département R&D, 19 rue de la Villette – 69425 Lyon Cedex 03, [email protected]

3 : SUEZ IWS MINERALS, Direction Innovation, 3 allée de Toscane – 69800 SAINT PRIEST, , [email protected]

4 : ENOVEO, 7 place Antonin Poncet – 69002 Lyon, [email protected]

* contact : identification du contact en cas de question sur les travaux présentés Résumé La nouvelle Méthodologie nationale de gestion des sites et sols pollués, publiée le 19 avril 2017, introduit la notion de « Plan de Conception de Travaux » qui comprend « la réalisation d’essais de faisabilité et de traitabilité en laboratoire ou sur site qui s’avèrent nécessaires dans la plupart des cas pour sécuriser les scénarios de gestion identifiés et aider au dimensionnement des travaux de réhabilitation et des installations de traitement en limitant les incertitudes ». Cette étape vise à répondre aux enjeux environnementaux et économiques posés par la difficulté, pour les maîtres d’ouvrage et leurs prestataires d’étude et de travaux de dépollution, de s’engager a priori sur la réalisation de travaux de dépollution selon une technologie qui permette d’atteindre la compatibilité du site avec ses usages prévus. Tenant compte du besoin de mise à jour du Guide ADEME « Traitabilité des sols pollués » (2009) sous un angle plus pragmatique, il est apparu nécessaire de reprendre la partie consacrée aux procédures d’essais, de sorte qu’il réponde plus efficacement aux attentes des prestataires et maîtres d’ouvrage concernés dans l’objectif de sécuriser le choix des techniques de dépollution préconisées lors du Plan de Gestion. L’encadrement de ces essais a été mené pour permettre de répondre aux deux principales questions suivantes :

• la technique est-elle appropriée dans son principe compte tenu des caractéristiques du sol et de la pollution ?

• quelles sont les performances de traitement à attendre de la technique de dépollution et les éléments permettant de la dimensionner ?

Les travaux ont porté sur une quinzaine de techniques de traitement des sols et des eaux souterraines les plus couramment employées. La présentation porte sur la réalisation et le contenu du guide réalisé avec le soutien financier de l’ADEME.


Introduction La problématique et les conséquences de l’engagement de travaux de dépollution insuffisamment préparés par des analyses ou des essais préliminaires est reconnue depuis de nombreuses années par les différentes parties prenantes de la gestion des sites et sols pollués. C’est pourquoi l’ADEME a lancé, dès 1998 la réalisation du Guide « Essais de traitement » puis « Traitabilité des sols pollués » paru en 2009. Le Guide « Traitabilité des sols pollués » a été construit à partir de travaux de laboratoires de recherche pour répondre d’une part aux besoins des Maîtres d’Ouvrage quant à la sélection des techniques appropriées et d’autre part à la nécessité d’encadrer les procédures d’essais en laboratoire. Depuis 2012, l’ADEME et le BRGM ont créé l’outil en ligne SelecDEPOL pour l’aide à la présélection des techniques de traitement. Cet outil reprend en grande partie le contenu du « Guide méthodologique pour la sélection des techniques et l’évaluation de leurs performances » composant le Guide ADEME de 2009 et le rapport BRGM « Quelle technique pour quels traitements ? Analyse coûts-bénéfices » de 2010. Ainsi, compte tenu des orientations données par le Ministère en charge de l’écologie (DGPR) concernant l’importance des essais de faisabilité de traitement dans le cadre de l’application de la Méthodologie nationale de gestion des sites et sols pollués (Avril 2017), il est apparu souhaitable au consortium PROVADEMSE/GINGER-BURGEAP/ENOVEO/SUEZ REMEDIATION de mettre à jour la partie du Guide ADEME consacrée aux procédures d’essais, de sorte qu’il réponde plus efficacement aux attentes des prestataires et maîtres d’ouvrage concernés, avec comme objectif principal de contribuer à sécuriser le choix des techniques de dépollution préconisées lors du Plan de Gestion et dans le Plan de Conception de Travaux. Objectif L’objectif principal du guide issu du projet ESTRAPOL est de fournir, pour les différentes techniques qu’il aborde, la nature des études de faisabilité à réaliser pour sécuriser le choix et aider au dimensionnement des techniques de dépollution. Ainsi le document vise à apporter aux prescripteurs « d’études de faisabilité » de sites et sols pollués, aux administrations de contrôle (DREAL, DRIEE, ARS) ainsi qu’aux prestataires en charge de la réalisation de ces essais des éléments de cadrage qui permettent d’harmoniser les pratiques des différents prestataires dans la perspective de répondre aux principales questions suivantes :

• la technique est-elle appropriée dans son principe compte tenu des caractéristiques du site, du sol et de la pollution ?

• quelles sont les performances de traitement à attendre de la technique de dépollution et les éléments permettant de la dimensionner ?

Le dimensionnement du traitement de la pollution sur le site en tant que tel relève quant à lui d’un travail d’ingénierie qui vient en aval de ces essais. L’encadrement des procédures de caractérisation et d’essais proposé dans ce document repose sur le principe selon lequel la sélection des techniques de traitement appropriées s’appuie sur des critères objectifs et vérifiables. L’esprit de ce livrable repose sur une approche pragmatique qui privilégie :

• dans un premier temps des caractérisations de paramètres relativement simples et rapides à acquérir dont le résultat est déterminant en termes d’applicabilité des techniques,

• puis dans un second temps, des essais en laboratoire et/ou sur site qui prennent en compte les attentes des prestataires d’ingénierie des travaux de dépollution ainsi que des opérateurs de travaux de dépollution.

Démarche d’élaboration du guide La réalisation de ce guide est issue de travaux partagés entre les quatres partenaires du projet avec la contribution de 29 experts de l’ingénierie et des travaux de dépollution, le suivi de l’ADEME et du BRGM et l’avis d’un comité de lecture.




Les différentes phases du projet sont les suivantes :

Figure 1. Phases du projet ESTRAPOL Les tâches ont été réparties entre les partenaires du consortium par technique de traitement. Un rédacteur principal a été désigné pour chaque technique et des compléments ont été apportés après révision par les autres rédacteurs en complément des apports fournis par les 2 experts professionnels pour chaque technique. Les techniques de traitement étudiées sont les suivantes :

Tableau 1. Techniques retenues dans le cadre du projet ESTRAPOL

Mise en œuvre Technique

Traitement in situ

Venting – Bioventing Sparging - Biosparging Pompage/Écrémage – Extraction Multi-Phase Pompage – Traitement Biodégradation aérobie en ZS Biodégradation anaérobie en ZS Oxydation chimique Réduction chimique Désorption thermique Lavage (eau, tensio-actifs)

Solution de gestion Atténuation Naturelle Contrôlée

Traitement sur site

Biodégradation aérobie Tri physique (granulométrique, densimétrique…) Ventilation Stabilisation – Solidification

Contenu du guide Le Guide est composé d’un chapitre introductif et d’un chapitre par technique. Pour en permettre la reprise dans l’outil SelecDEPOL par l’ADEME, ces chapitres ont été rédigés sous un format similaire.


Le chapitre introductif présente les considérations générales applicables à plusieurs ou à l’ensemble des techniques et en particulier :

• la correspondance entre les techniques et les compartiments et phases polluées concernés • les constantes physico-chimiques des principaux polluants • la biodégradabilité des polluants et leurs métabolites • la perméabilité des sols et ses méthodes de mesure

Pour chacune des 15 techniques de dépollution, le chapitre du Guide a été rédigé selon le plan suivant :

• Descriptif sommaire de la technique • Paramètres d’exclusion et paramètres critiques • Essais en laboratoire

- Principe et champ d’application - Objectifs - Résultats attendus - Lignes directrices pour la mise en œuvre et l’interprétation des essais

• Essais sur le terrain - Principe et champ d’application - Objectifs - Résultats attendus - Lignes directrices pour la mise en œuvre et l’interprétation des essais

• Pour aller plus loin (bibliographie) Un logigramme décisionnel de faisabilité synthétise la démarche d’étude de faisabilité pour chacune des techniques. La communication orale permettra d’illustrer la présentation du guide par différents éléments de contenu des fiches par technique. Remerciements Le projet ESTRAPOL a été réalisé avec le soutien financier de l’ADEME


Traitement passif d’eau de ruissellement acide chargée en métaux par drain anoxique calcaire

Philippe MONIER1 et Vincent DOUARD2

1 : RETIA, 2 place Jean Millier, 92078 Paris La Défense Cedex, [email protected] 2 : RETIA, Zone Induslacq, RD 817 - 64170 LACQ, [email protected]

Résumé Le site de Chantepie localisé à Rouez-en-Champagne a été exploité comme mine d’or et d’argent de 1988 à 1996. La mine a exploité le chapeau de fer et la zone altérée, mettant à nu le massif de sulfures polymétalliques sous-jacent. Sous l’action des eaux météoriques ruisselant sur le site, les pyrites s’altèrent en libérant des sulfates de zinc et de cuivre sous forme dissoute. Corrélativement, le pH des eaux de ruissellement s’abaisse progressivement jusqu’à atteindre des valeurs de 1 à 2. L’arrêté préfectoral de réhabilitation de l’ancienne mine stipule que les eaux rejetées en sortie de site doivent être neutres (5,5 < pH < 8,5) et présenter des teneurs en sulfates, zinc et cuivre dissous respectivement inférieures à 500 mg/l, inférieures à 2 mg/l et inférieures à 1,5 mg/l. En l’absence de présence humaine permanente, et dans le but de limiter au maximum les opérations de maintenance, l’installation d’un drain calcaire anoxique, dont les flux sont contraints exclusivement par des écoulements gravitaires, a été retenue. Après plus de deux ans de fonctionnement, l’installation permet de rejeter au milieu naturel des eaux neutres et dont les teneurs en métaux sont très basses et conformes à l’arrêté préfectoral de réhabilitation. Introduction Connus dès l'époque gallo-romaine, les affleurements de roches ferrugineuses de Rouez-en-Champagne ont principalement été exploités aux XVIIIème et XIXème siècles. A partir des années 1970, l'exploration minière s'est à nouveau intéressée à cette région sur un thème de recherche de sulfures polymétalliques. Les reconnaissances réalisées ont notamment indiqué l'existence d'un gisement massif de pyrite de fer comportant un grand nombre d'autres métaux (cuivre, zinc, plomb, mercure, arsenic, étain...), avec présence d'or et d'argent. Le gisement, évalué à environ 100 millions de tonnes, se présente sous la forme d'un massif oblong presque vertical s'enfonçant au-delà de 550 mètres. Ce gisement n’a pas été déclaré exploitable pour des raisons techniques et économiques. En revanche, deux lentilles superficielles (entre 10 et 30 mètres de profondeur) présentes au toit du gisement de pyrite, enrichies en or et en argent, ont pu être exploitées. Les activités industrielles ont ainsi reposé sur l'exploitation minière à ciel ouvert de deux zones distinctes : le site d’extraction Est – le plus important – à partir de 1989 et jusqu'au début de l'année 1995, et le site d’extraction Ouest de 1990 à 1992. Suite à la fin de l’exploitation, toutes les installations ont été démantelées, le site remodelé et les mines à ciel ouvert ennoyées en deux lacs. En revanche, les eaux météoriques tombant sur le site ruissellent sur les sulfures polymétalliques mis à nu par l’exploitation et les altèrent. Cette altération induit une acidification progressive des eaux de ruissellement et corrélativement une augmentation des teneurs en cuivre et zinc dissous. Cette augmentation de l’acidité et de la teneur en métaux dissous affecte la végétation en place, la détruit et agrandit progressivement la surface de sulfures exposée à la pluie. Ce phénomène s’auto amplifie et dégrade fortement l’aspect du site ainsi que la qualité des eaux rejetées hors site. Le rejet des eaux de ruissellement en limite de site doit, de plus, respecter des valeurs imposées par un arrêté préfectoral de réhabilitation, valeurs qu’il n’était plus possible de respecter suite à l’altération du couvert végétal et à l’oxydation des sulfures. RETIA a donc recherché, en complément des actions menées pour restaurer le couvert végétal, un dispositif pour traiter ces eaux avant rejet. Le cahier des charges de cette solution exigeait qu’elle soit la plus simple possible, respectueuse de l’environnement et donc utilisant le minimum de produits chimiques et en écoulement gravitaire pour éviter toutes pompes ou dispositif de relevage compte tenu de l’absence de présence humaine sur le site pour en assurer la supervision et la maintenance.


Matériel et méthodes La solution a été retenue sur la base des retours d’expérience des unités de traitement des eaux acides minières en Australie et avec l’aide de l’Ecole Polytechnique de Montréal en la personne du Professeur Zagury. Elle consiste en un drain anoxique calcaire, intégré dans une succession de bassins (figure 1) permettant d’homogénéiser les eaux, de réguler le flux puis de ré-oxygéner celles-ci avant rejet dans le milieu naturel.

Figure 1. Schéma du dispositif de traitement

Un premier bassin de 3 300 m3 permet de stocker les eaux avant traitement et donc de réguler le flux entrant dans le drain. De là une buse ajutée flottante distribue deux débits identiques dans deux drains parallèles de 420 m3 remplis de compost organique et de calcaire. Les débits sont contraints pour un temps de séjour des eaux de 24 heures dans le drain. Dans ce drain s’effectue alors une neutralisation par réaction de l’eau chargée en sulfates sur le substrat organique :

2 CH2O + SO42- -> 2 HCO3- + H2S Dans laquelle CH20 représente le substrat organique. Dans notre cas il s’agit d’un mélange de 30 % de copeaux de bois de feuillus, 20 % de fumier de volaille et 20 % de compost de feuilles. Cette réaction amène aussi la transformation des sulfates en sulfures solubles qui réagissent à leur tour avec les métaux présents pour former des sulfures métalliques insolubles :

H2S + M2+ -> MS + 2H+ A la sortie, une échelle de petites chutes permet de ré-oxygéner les eaux avant un bassin de sédimentation des sulfures de 1 000 m3, puis un dernier bassin de 500 m3 conçut comme une zone humide aérobie assure un bon état écologique avant rejet. Toute cette circulation se fait de manière gravitaire et garantit le débit souhaité et les temps de traitement optimum dans le drain. Résultats et discussion Les graphes suivants présentent les évolutions du pH (figure 2), des concentrations en sulfates (figure 3) et en zinc (figure4) avant le drain, après et au niveau du rejet final.

118 117 116 115 114 113

Entrée bassin 1

Sortie drain

Rejet site

Drain calcaire

anoxique

Bassin 1 Aération et bassin 2

Bassin 3


Figure 2. Evolution des valeurs de pH

Figure 3. Evolution des concentrations en sulfates


Figure 4. Evolution des concentrations en zinc

Conclusions et perspectives Depuis plus de 2 ans, ce système autonome et gravitaire permet de restaurer la qualité des eaux rejetées tout en offrant un système sans produits chimiques, efficace, respectueux de l’environnement et permettant à la biodiversité de recoloniser un milieu anthropisé. La déclinaison de ce système de traitement à d’autres besoins de traitement d’eaux acides sulfatées devrait permettre de limiter les coûts de traitement tout en favorisant des approches respectueuses de l’environnement. Références Carmen-Mihaela Neculita, Gérald J. Zagury, and Bruno Bussiere (2007) - Passive Treatment of Acid Mine Drainage in Bioreactors using Sulfate-Reducing Bacteria: Critical Review and Research Needs. Journal of Environmental Quality, 36:1–16 Remerciements Gérald J. Zagury - Dep. of Civil, Geological, and Mining Engineering, Ecole Polytechnique de Montréal, TOTAL Exploration Production France


Etude cinétique de la pyrolyse de molécules toxiques pour optimiser un procédé de dépollution des sols

Nicolas Vin1*, Frédérique Battin-Leclerc2, Olivier Herbinet2, Michel Prendleloup1

1 : Terbis, 943 rue Louis Pasteur, 60700 Pont-Sainte-Maxence. [email protected] 2 : Laboratoire Réactions et Génie des Procédés, CNRS, Université de Lorraine, BP 20451, 1 rue Grandville,

54000 Nancy, France [email protected] / [email protected] * contact : [email protected]

Résumé Dans le but d’optimiser un prototype pilote de dépollution des sols, la pyrolyse de molécules modèles de composés toxiques, tels que des produits phytosanitaires ou des gaz de combat, a été effectuée dans deux types de réacteurs : un réacteur parfaitement agité (RPA) et un réacteur tubulaire (RT). Au cours de ces différentes études, la destruction du réactif et la formation des produits de la réaction de pyrolyse ont été étudiés. Des modèles cinétiques, simulant la décomposition des composés étudiés, ont été développés et validés sur les points expérimentaux. Globalement, ces modèles cinétiques sont en accord avec les résultats expérimentaux dans chaque étude pour la décomposition du réactif en fonction de la température et les fractions molaires des produits majoritaires déterminées expérimentalement. Les résultats obtenus ont permis de mieux comprendre la façon dont les composés modèles se dégradent thermiquement et ainsi de transposer ces résultats aux composés toxiques. Introduction Aujourd’hui, les traitements thermiques sont l’une des méthodes les plus adaptées pour traiter les sols fortement pollués par des produits organiques (hydrocarbures, produits phytosanitaires, gaz de combat…). L’incinération, de part l’apport d’un grand volume d’air, entraine la production d’une importante quantité de fumées contenant de nombreux polluants (NOx, dioxines, furanes…) et nécessite un traitement des gaz coûteux. La formation de ces composés toxiques est notablement réduite en l’absence d’air ou d’oxygène comme c’est le cas pour la pyrolyse. Depuis 25 ans, les équipes de la société Terbis sont des acteurs reconnus dans le domaine de l'environnement avec plusieurs réalisations de démantèlement d'usines (le plus gros gazomètre d'Europe à Alfortville), de dépollution de sites (le site AZF à Toulouse) et de traitement de déchets (les déchets récupérés sur les plages suite au naufrage de l'Erika). Sur la base d’un brevet existant [1], la société Terbis a développé un prototype pilote de dépollution des sols basé sur un procédé innovant, améliorant sensiblement le potentiel de la désorption thermique. Ce procédé combine une étape de désorption thermique à basse température (< 573 K) dans un dégazeur sous pression réduite et une étape de destruction pyrolytique des composés polluants grâce à un réacteur à très haute température (jusqu’à 1473 K). La compréhension des mécanismes réactionnels de pyrolyse ayant lieu lors de la pyrolyse des polluants et la caractérisation des produits générés par le procédé sont donc primordiales pour pouvoir prédire les conditions opératoires nécessaires pour assurer la destruction complète de ces molécules. C’est pourquoi des tests ont été réalisés sur un dispositif de laboratoire au sein du Laboratoire Réactions et Génie des Procédés (LRGP) sur des molécules modèles, similaires aux composés toxiques. Ces molécules modèles sont présentées dans le Tableau 1.

Tableau 1 : Listes des molécules modèles étudiées Formule

moléculaire du modèle

Nom chimique du

modèle

Polluant(s) associé(s)

Forme moléculaire du

polluant

Chloroacétate de méthyle MacétiteBAE


Bromoéthane MacétiteBAE

Chlorobenzène PCBs,

Dinitrochlorobenzène, dinoterb, dinoseb

Diéthylamine Diphénylamine

Nitrate d’isopropyle

Tetranitrate de pentaérythritol

Nitrométhane Octogène, dinoseb, dinoterb

Matériel et méthodes Un pilote expérimental a été utilisé au LRGP pour réaliser les études de la pyrolyse des composés modèles.

Zone 1 : Le liquide réactif à étudier est stocké dans un réservoir pressurisé. Zone 2 : Le débit en réactif liquide est contrôlé par un régulateur de débit à effet Coriolis. Le débit

d’hélium est contrôlé par un débitmètre massique thermique (RDM). Le réactif pénètre ensuite dans une chambre de mélange dans laquelle il est mis en contact avec le gaz diluant pour former un aérosol qui est évaporé dans un échangeur de chaleur.

Zone 3 : Les deux types de réacteurs utilisés durant la thèse sont décrits un peu plus loin dans ce manuscrit.

Zone 4 : L’analyse des produits de pyrolyse se fait en ligne par chromatographie en phase gazeuse (GC) et par Spectroscopie InfraRouge à Transformée de Fourier (IRTF).

Figure 1 : dispositif expérimental pour les études de pyrolyse

Deux types de réacteurs ont été utilisés au sein de ce dispositif : le Réacteur Parfaitement Agité (RPA) qui est un dispositif adapté pour les études cinétiques de pyrolyse et le Réacteur Tubulaire (RT) avec une géométrie plus proche de celles des réacteurs dans le procédé industriel.


Résultats et discussion Au cours de ces travaux de recherche, nous avons réalisé l’étude cinétique de la pyrolyse de plusieurs molécules modèles représentatives de composés toxiques. Pour chacune de ces études, plusieurs aspects ont été examinés :

La caractérisation de la réactivité L’identification et la quantification des produits générés Le développement de modèles cinétiques détaillés ainsi que la compréhension des réactions mises

en jeu dans la décomposition thermique de ces 7 molécules modèles La démarche va être explicitée à l’aide d’un exemple précis : la pyrolyse du nitrate d’isopropyle, molécule modèle du tétranitrate de pentaérythritol (voir Tableau 1). La pyrolyse du nitrate d’isopropyle a été réalisée dans le Réacteur Tubulaire. Le nitrate d’isopropyle se dégrade à très basse température (dès 423 K) et est complètement détruit à partir de 548 K. La Figure 2 (b) montre que la conversion dépend grandement du temps de passage au sein du RT puisqu’une évolution du temps de passage de 2 à 5 s entraine l’augmentation de la conversion de 23 à 85 %. Le modèle cinétique développé prédit bien l’évolution de la conversion en fonction de la température (Figure 2 (a)) ainsi qu’en fonction du temps de passage, sous certaines conditions.

Figure 2 : Evolution de la conversion du nitrate d’isopropyle en fonction de (a) la température en RT (fraction molaire de nitrate d’isopropyle en entrée de 0,01, temps de passage de 2s, P = 1,07 bar), (b) en fonction du temps de passage en RT (498 K, fraction molaire de nitrate d’isopropyle en entrée de 0,01, P = 1,07 bar). Les symboles représentent les points expérimentaux et les courbes représentent

les données calculées avec le modèle développé. Le diagramme de sélectivité représenté sur la Figure 3 montre la distribution des produits formés au cours de la pyrolyse du nitrate d’isopropyle en RT à 548 K. Les produits majoritaires sont donc le formaldéhyde, l’acétaldéhyde, le méthanol, le nitrométhane, le NO et le CO.

Figure 3 : Diagramme de sélectivité des produits obtenus au cours de la pyrolyse du nitrate

d’isopropyle en RT à 548 K

80

70

60

50

40

30

20

Con

vers

ion

(%)

54321Temps de passage (s)

(b)

100

80

60

40

20

0

Con

vers

ion

(%)

800700600500400300Température (K)

(a)

0.300.250.200.150.100.050.00Sélectivité

MethaneEthylène

EthanePropène

Methyl nitrateFormaldéhydeAcétaldéhyde

MéthanolFormamide

AcétoneNitrométhane

Isopropyl alcoholCO

CO2NO

HCNH2O


Figure 4 : Evolution avec la température de la fraction molaire en (a) acétaldéhyde/formaldéhyde, (b) méthanol/nitrométhane/NO, (c) méthane/formamide/CO, (d) propène/éthane/éthylène en RT (fraction

molaire de nitrate d’isopropyle en entrée de 0,01, temps de passage de 2 s, P = 1,07 bar). Les symboles correspondent aux résultats expérimentaux, les courbes à ceux de la modélisation.

Le modèle cinétique prédit correctement la formation des produits majoritaires (l’acétaldéhyde, le méthanol, le nitrométhane, le NO, le méthane, le CO et le formamide) excepté pour le formaldéhyde dont la fraction molaire est sous-estimée par le modèle d’un facteur 3 environ. Parmi les produits minoritaires, la fraction molaire du propène est bien prédite par le modèle cinétique contrairement à celles de l’acétone, du nitrate de méthyle, de l’éthylène et de l’éthane. Conclusions et perspectives Dans le but de mieux comprendre le comportement pyrolytique des gaz de combat et autres polluants dans un prototype pilote de dépollution, la pyrolyse de sept molécules modèles (le diéthyléther, le bromoéthane, le chloroacétate de méthyle, le nitrométhane, le nitrate d’isopropyle, la diéthylamine et le chlorobenzène) a été étudiée dans un dispositif de laboratoire conformément à la stratégie mise en place par Terbis. Ces travaux ont permis de mieux comprendre les voies de décomposition thermique des composés aromatiques, des esters chlorés, des hydrocarbures bromés et des composés azotés. Les molécules toxiques que l’on retrouve dans les sols pollués sont d’une grande variété et il serait intéressant d’étudier d’autres types de groupes fonctionnels et d’autres hétéroatomes comme le phosphore, le soufre et l’arsenic. La transposition au pilote industriel des résultats obtenus au LRGP fait partie des perspectives en cours de validation. Références [1] R. Gourhan, ‘Brevet français pour un procédé et dispositif pour traiter par pyrolyse des déchets fluides’, 01 12783,

04-Oct-2001.

8x10-3

6

4

2

0

Frac

tion

mol

aire

800700600500400300Température (K)

Acétaldéhyde Formaldéhyde

8x10-3

6

4

2

0

Frac

tion

mol

aire

800700600500400300Température (K)

Méthanol Nitrométhane NO

350x10-6

300

250

200

150

100

50

0

Frac

tion

mol

aire

800700600500400300Température (K)

Propène Ethane Ethylène

5x10-3

4

3

2

1

0

Frac

tion

mol

aire

800700600500400300Température (K)

Méthane Formamide CO


Optimisation des procédés de bioremédiation par ajout de biochars dans des sols contaminés

Doriane LOIRAT1*, Julien TROQUET1, Vincent XAVIER2

1 : Biobasic Environnement, Biopôle Clermont-Limagne – Saint-Beauzire (63360), [email protected]

2 : VT Green, ZA Les Tiolans - Saint-Bonnet de Rochefort (03800).

* identification du contact de l’auteur principal en cas de questions sur les travaux présentés Résumé La bioremédiation est aujourd’hui connue pour être une technique efficace pour la restauration de sites et sols pollués par des substances organiques. Une des limitations de cette technique est souvent le délai de dépollution, les vitesses de biodégradation de certains polluants dans le milieu sol pouvant être assez lentes. L’une des ambitions du projet Carborem consiste à améliorer ces vitesses de traitement grâce à l’utilisation de biochar, charbon végétal obtenu par pyrolyse de la matière organique, dont l’apport doit permettre de stimuler la biomasse endogène d’un sol dégradé en vue d’accélérer la dépollution naturelle. Des suivis respirométriques ont été réalisés dans différentes conditions afin d’évaluer l’influence de l’ajout de biochars, spécifiquement produits et optimisés pour ce projet. Cet amendement a entrainé une réelle augmentation des cinétiques de consommation en oxygène. En parallèle, il a été montré une consommation accrue de toutes les fractions hydrocarbonées et donc une diminution notable des teneurs en hydrocarbures dans les sols pollués. Les essais montrent que l’addition de biochar à un sol impacté par des hydrocarbures permet de stimuler l’activité biologique et d’augmenter ainsi les vitesses de biodégradation d’un facteur 2. Introduction Une tendance forte impulsée notamment par la réglementation et les politiques publiques consiste aujourd’hui à privilégier pour la réhabilitation des sites et sols pollués l’utilisation de procédés exploités in-situ et/ou sur site, le recours à des agents remédiants naturels ou d’origine naturelle (biomasse), ou encore la mise en œuvre de solutions permettant de retrouver une réelle qualité écosystémique (vie du sol, végéta lisation, usages pour l’homme et la faune, remise à niveau de terres agricoles). Si les biochars sont étudiés depuis quelques années comme agent remédiant prometteur [1 ; 2] tant vis-à-vis de contaminants organiques qu’inorganiques, les initiatives sont à ce jour cantonnées au stade de la recherche et aucune solution commercialisable intégrant des biochars n’a été mise en œuvre industriellement pour traiter des sols ou des eaux contaminées. Le projet Carborem, programme de recherche et développement collaboratif, conduit par deux partenaires industriels, Biobasic Environnement spécialisé dans le domaine de la gestion et de la réhabilitation des sites et sols pollués et VT Green, spécialisé dans le domaine de la production à façon de biochars, ainsi qu’un partenaire académique, l’Institut de chimie de Clermont-Ferrand, laboratoire de chimie de l’Université Clermont-Auvergne, vise à étudier la faisabilité de certaines solutions remédiantes innovantes mettant en œuvre une sélection et une optimisation très ciblées de biochars pour répondre aux enjeux et aux exigences de certains marchés ciblés notamment pour la remédiation des polluants organiques dans les sols. Du fait de ses caractéristiques multifonctionnelles (surface spécifique, présence de fonctions carboxyl, hydroxyl, groupes fonctionnels phénoliques), le biochar se place en effet comme un potentiel adsorbant universel [3]. Le polluant se retrouve alors moins biodisponible dans l’environnement mais garde toutefois une biodisponibilité élevée en surface du biochar pour une potentielle biodégradation du polluant organique par les populations microbiennes du sol [4 ; 5 ; 6]. Cette capacité de biostimulation induite par le biochar permettrait donc d’améliorer l’efficacité des techniques de traitement en améliorant les cinétiques de biodégradation des polluants organiques. Matériel et méthodes


Le protocole mis en œuvre pour la réalisation des essais de traitement en présence de biochars repose sur la mise en œuvre d’essais de biodégradation en réacteurs contrôlés permettant la réalisation d’un suivi respirométrique. Deux types de sols ont été utilisés pour la réalisation des essais : un sol pollué (noté SP) prélevé sur un site en cours de traitement par Biobasic Environnement et présentant une pollution par des hydrocarbures (teneur moyenne en HCT C10-C40 de 2 000 mg.kgMS-1) et un sol témoin (noté ST), exempt de toute pollution, prélevé sur le même site en dehors de la zone impactée de façon à ce qu’il présente les mêmes caractéristiques physico-chimiques et de lithologie que le sol pollué. Il peut donc être considéré que le sol témoin est similaire au sol pollué et que ces deux types de sol sont relativement proches en terme de microflore endogène. Les essais de biodégradation ont été conduits en triplicat sur une durée totale de 140 jours avec une proportion d’apport de biochar au sol à traiter comprise entre 1 et 5 %. Les essais ont été conduits avec le sol témoin (ST) et avec le sol pollué (SP). Le volume d’essai pour la réalisation de la première phase du projet était de 300 à 500 g de sol. Les typologies de biochars testées ont été sélectionnées sur la base de la bibliographie existante ; il a ainsi été testé des biochars produits à partir de quatre types de biomasse distincts et à différentes températures de pyrolyse. Différents essais ont été conduits en parallèle de façon à déterminer quelle famille de biochars présentait les meilleurs résultats puis à évaluer l’influence de la proportion d’apport de biochar dans le milieu. Il a également été conduit en parallèle des essais témoins sans apport de biochar. Le suivi des essais a été réalisé en continu par analyse respirométrique et en discontinu par mesure de la teneur en hydrocarbures dans les sols. L’analyse quantitative de la teneur en hydrocarbures totaux (HCT C10-C40) a été effectuée par chromatographie en phase gazeuse couplée à un détecteur par ionisation de flamme (CPG-FID) de façon à pouvoir déterminer la répartition des différentes fractions hydrocarbonées. Cette analyse a été systématiquement réalisée en début et en fin d’essai de façon à pouvoir corréler les mesures de respirométrie avec la dégradation effective des hydrocarbures. Résultats et discussion Les résultats obtenus ont montré que tous les biochars ne présentaient pas le même intérêt. Ainsi, l’apport de certains biochars n’a entrainé aucune amélioration du processus de biodégradation que cela soit en terme de spécificité (chaines hydrocarbonées) ou en terme de cinétique. En revanche d’autres biochars ont permis d’obtenir de réelles améliorations notamment en terme d’augmentation des vitesses de biodégradation ; il a ainsi été prouvé que les biochars les plus efficaces sont ceux obtenus à basse température. A l’issue de ce screening, un biochar (noté T450) a été sélectionné pour la poursuite des essais. Les résultats présentés ci-après correspondent à un amendement du biochar T450 dans les sols à hauteur de 5 %. Les résultats obtenus montrent que l’apport du biochar T450 au sein d’un sol pollué permet d’augmenter significativement sa respiration biologique (voir Figure 1) et par voie de conséquence la biodégradation des polluants qu’il renferme. Au terme des 140 jours de suivi, le sol témoin sans apport de biochar (noté ST) présente une consommation d’oxygène de 24 mgO2.kgMS-1 pour 1 796 mgO2.kgMS-1 pour le sol témoin avec apport de biochar (noté ST+T450). Le sol pollué, impacté par les hydrocarbures, sans apport de biochar (noté SP), , présente logiquement une activité microbienne et donc une respiration légèrement plus importante que celle obtenue pour le sol témoin (noté ST) avec une consommation de 267 mgO2.kgMS-1 en 140 jours. Ceci est lié au fait que le sol pollué est plus riche en carbone organique que le sol témoin, puisqu’il renferme une source de carbone supplémentaire constituée des hydrocarbures à une teneur moyenne de 2 000 mg.kgMS-1. Au terme des 140 jours de suivi, le sol pollué en présence de biochar (noté SP+T450) présente une consommation d’oxygène de 3 382 mgO2.kgMS-1 nettement supérieure à la consommation en oxygène observée sur le sol pollué seul (noté SP), mais également au sol témoin amendé en biochar (noté ST+T450). La différence majeure de composition entre le sol témoin (ST) et le sol pollué (SP) réside sur la présence d’hydrocarbures. La différence de consommation en oxygène observée (1 586 mgO2.kgMS-1) entre ces deux essais peut donc être assimilée à une consommation des substances hydrocarbonées.


Figure 1. Evolution des consommations en oxygène sur sol témoin

et sur sol pollué au cours des essais de biodégradation

L’analyse de la teneur en hydrocarbures résiduelle réalisée au terme des 140 jours d’essai confirme que l’activité microbienne suivie par la méthode respirométrique est bien liée à la dégradation des hydrocarbures. En effet, pour l’essai sur le sol pollué sans apport de biochar (SP) la concentration en hydrocarbures diminue naturellement de 467 mg.kgMS-1. Pour l’essai sur le sol pollué avec apport de biochar (SP+T450), la concentration en hydrocarbures diminue dans les mêmes conditions de 965 mg.kgMS-1. La vitesse de biodégradation des hydrocarbures est donc augmentée d’un facteur 2 lors de l’apport de biochar au sol à traiter (Voir Figure 2).

Figure 2. Evolution de la concentration en hydrocarbures

avant et après les essais de biodégradation

-3 500

-3 000

-2 500

-2 000

-1 500

-1 000

-500

00 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120 125 130 135 140

Con

som

mat

ion

en

oxyg

ène

(mg.

kgM

S-1)

Temps (jour)

Moyenne Sol témoin (ST) Moyenne Sol pollué (SP) Moyenne Sol témoin + Biochar (ST+T450) Moyenne Sol pollué + Biochar (SP+T450)

2 000

1 533

1 035

0

400

800

1 200

1 600

2 000

Con

cent

ratio

n H

CT

(mg.

kgM

S-1

)

Indice hydrocarbures totaux (C10-C40) Moyenne Sol pollué à T0 Moyenne Sol pollué à T0 +140 jours Moyenne Sol pollué + Biochar à T0+140 jours


Conclusions et perspectives Les essais réalisés dans le cadre du projet Carborem ont permis de montrer que l’apport de biochar au sein d’un sol peu riche en carbone organique permet d’augmenter significativement son activité microbienne. Ils montrent également que pour un sol pollué par des hydrocarbures, l’augmentation de l’activité microbienne permet d’augmenter les vitesses de biodégradation du contenu en hydrocarbures d’un facteur 2. L’apport de biochar permet donc de stimuler les populations microbiennes d’un sol pour améliorer l’efficacité du processus de biodégradation mis en œuvre dans les procédés de bioremédiation. Ces premiers essais réalisés à petite échelle étant très prometteurs, une nouvelle série d’essais est aujourd’hui conduite à une échelle plus importante au sein de réacteurs d’un volume utile de plusieurs dizaine de kilogrammes totalement instrumentés pour suivre en continu la consommation d’oxygène, la production de dioxyde de carbone et l’humidité du milieu. Références [1] Cao, X., Ma, L., Liang, Y., Gao, B., Harris, W. (2011). Simultaneous immobilization of lead and atrazine in contaminated soils using dairy-manure biochar. Environmental Science & Technology, 45(11), 4884–4889. [2] Ahmad, M., Rajapaksha, A.U., Lim, J.E., Zhang, M., Bolan, N., Mohan, D., Vithanage, M., Lee, S. S., Ok, Y.S. (2014). Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water: A review. Chemosphere, 99, 19-33. [3] Uchimiya, M., Bannon, D.I., Wartelle, L.H., Lima, I.M., Klasson, K.T. (2012). Lead retention by broiler litter biochars in small arms range soil: impact of pyrolysis temperature. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 60, 5035–5044. [4] Ogbonnaya, U., Semple, K. T. (2013). Impact of Biochar on Organic Contaminants in Soil: A Tool for Mitigating Risk?. Agronomy, 3(2), 349-375. [5] Qin, D., Gong, D., Q., Fan M-Y. (2013). Bioremediation of petrolteum-contaminated soil by biostimulation amended with biochar. International Biodeterioation & Biodegradation, 85, 150-155. [6] Meynet, P., Moliterni, E., Davenport, R. J., Sloan, W. T., Camacho, J.V., Werner, D. (2014).Predicting the effects of biochar on volatile petroleum hydrocarbon biodegradation and emanation from soil: A bacterial community finger-print analysis inferred modelling approach. Soil Biology & Biochemistry, 68, 20-30.






Oxydation chimique du décane par le persulfate activé au fer II : quel(s)

impact(s) sur le signal de résistivité électrique et de polarisation provoquée ?

Tamara MAURY1, Myriam SCHMUTZ1, Michel FRANCESCHI1, Grégory COHEN1 Jean-Baptiste ROBLET2, Caroline HOBARD1

1 : EA 4592 Géoressources et Environnement, Bordeaux INP-UBM, 1, allée F. Daguin, 33607 Pessac, France, [email protected], [email protected], [email protected]

2 : Antea® Group - ICF Environnement, A3 Le tertiopôle, 61 rue Jean Briaud Cf 654, 33692 Mérignac, France, [email protected]

Résumé Pour étudier la faisabilité d’une méthodologie de suivi des traitements par oxydation chimique in situ qui associerait aux analyses géochimiques, des mesures de géophysique de type électrique, une démarche couplée basée sur des essais en laboratoires et un modèle géochimique a été mise en place. Les essais en laboratoire permettent le suivi complet des paramètres physico-chimiques et des paramètres géophysiques pendant la réaction d’oxydation, et ce dans différentes conditions de concentration ou de milieu. Le modèle permet ensuite de tester les hypothèses concernant l’influence des réactions chimiques sur les propriétés électriques du milieu. Les essais en laboratoire ont montré l’importance de la chute du pH sur l’évolution de la conductivité électrique pour des concentrations faibles en polluant et oxydant. D’autres essais sont à venir dans des conditions de concentrations élevées ainsi qu’en présence d’une matrice sableuse. Introduction Habituellement, pour évaluer l’efficacité d’un traitement d’oxydation chimique in situ, des échantillons de sols sont prélevés et analysés en laboratoire. Ces méthodes reposent sur l’implantation de forages qui apportent une donnée locale. Le nombre de forages est dans la plupart des cas limité pour des raisons de coût. Cependant, dans certains cas de sites complexes, aux propriétés hydrogéologiques hétérogènes, l’efficacité des traitements par oxydation chimique in situ varie fortement spatialement. Les méthodes géophysiques peuvent être utiles dans ce genre de situation puisqu’elles apportent des données sous forme de profils et de cartes en s’appuyant sur les propriétés physico-chimiques du sol. Les méthodes électriques sont particulièrement intéressantes dans le cadre de l’oxydation chimique in situ puisque cette dernière consiste en l’injection d’une solution très concentrée (très conductrice) dans un milieu pollué par des composés qui sont, au contraire, résistants électriquement. Le contraste de résistivité entre ces deux unités est ce sur quoi s’appuient les méthodes géophysiques électriques pour les rendre visibles [1][2]. Les travaux de thèse présentés ici représentent les premiers travaux visant à étudier la faisabilité d’une méthodologie de suivi du traitement ISCO par des mesures géophysiques électriques. Il est extrêmement important d’étudier l’évolution de la composition chimique de la solution au cours de l’oxydation des polluants pour pouvoir interpréter correctement les données géophysiques qui seront obtenues par la suite.


Matériel et méthodes Pour l’ensemble des essais en laboratoire, le polluant choisi est le décane pour sa faible toxicité et pour la simplicité de sa molécule qui convient à la modélisation. L’oxydant choisi est quant à lui le persulfate activé au fer (II) en raison de sa cinétique en adéquation avec le temps nécessaire à la mesure géophysique et parce qu’il ne perturbe pas la porosité du milieu (contrairement au permanganate qui peut produire des oxydes) . Cela conduirait à une perturbation supplémentaire du signal géophysique qui n’est pas souhaitée. Le persulfate est activé par le fer (II) avec un ratio 1:1 et de l’acide citrique est utilisé pour éviter la précipitation de ce dernier avec un ratio de 1:5 (chélatant/fer). Les réactions sont conduites en excès de persulfate par rapport à la stœchiométrie nécessaire à l’oxydation complète du décane. Un témoin est conduit en parallèle. Il s’agit d’un milieu où le décane est absent. La seule réaction qui s’y passe est l’activation du persulfate par le fer II donnant des radicaux et des ions sulfate. La comparaison des résultats des deux milieux va pouvoir mettre en évidence le signal propre à la dégradation du décane (soit l’efficacité du traitement). Essais laboratoire en réacteurs Les expériences en réacteurs sont constitué d’un flacon ambré contenant un volume de solution de NaCl de conductivité =400 µS/cm. Le décane y est ensuite ajouté. Alors que la solution est placée sous agitation magnétique et le fer accompagné de l’acide citrique y est introduit. La réaction débute quand le persulfate est introduit dans le milieu. Le volume total de solution et les concentrations en polluant et oxydant varient selon les essais. Au cours de la réaction, les paramètres physico-chimiques de la solution sont suivis (température, pH et potentiel rédox Eh). Les concentrations en réactifs (décane et persulfate) et en produits (sulfate) le sont également. Les mesures géophysiques effectuées dans le cadre des expériences en réacteur se limitent au suivi de la conductivité électrique. Des analyses ponctuelles sont également entreprises pour identifier les éventuelles intermédiaires réactionnels issus du décane.

Tableau 1. Composition des solutions des deux types d’essais

À Saturation En Phase Pure Décane 0,36 µM 4,23 mM

Persulfate 11 µM 140 mM Fe II 11 µM 140 mM

Acide citrique 2,2 µM 28 mM NaCl 3,2 mM 3,2 mM

Les essais à concentration faibles (saturation du décane) ont été réalisées. Les essais en phase pure sont en cours de réalisation. Essais laboratoire en colonnes Les essais en colonnes vont permettre l’installation d’électrodes pour le suivi de paramètres géophysiques supplémentaires. Des mesures de polarisation provoquée et de potentiel spontané y seront réalisées. Les électrodes utilisées sont des électrodes Cu/CuSO4 dont l’électrolyte est gélifié à l’agar. Ces essais comprendront également une matrice sur laquelle la phase pure de décane sera répartie. Le sable utilisé est le Ga39 (SIBELCO) à 99% de silice, bien trié et de diamètre moyen de 100 µm.

Figure 1. Schéma des essais en colonnes et apports attendus au modèle

Les paramètres géochimiques suivis restent les mêmes. Seul est ajouté un suivi de l’ion cuivre pour estimer la contamination du milieu par les électrodes.




Modélisation géochimie Le logiciel PhreeqC (USGS) est utilisé pour la modélisation de l’évolution de la conductivité au cours de la réaction. Le script permet de déterminer la spéciation des espèces en solution, de simuler les cinétiques d’oxydation du décane et de dégradation du persulfate lors de son activation au fer. La composition du milieu pour chaque pas de temps permet ensuite le calcul de la conductivité électrique qui est comparée avec celle mesurée. Résultats et discussion Les résultats obtenus jusqu’à aujourd’hui concerne les expériences en réacteurs à concentrations faibles (à saturation du décane). Dans un premier temps, les conductivités mesurées et calculées sont concordantes avec un écart relatif maximal de 5%. L’évolution de la conductivité pendant la réaction correspond à une augmentation de 40-50 µS/cm en moyenne. Lorsqu’on détaille la contribution de chaque espèce à l’évolution de la conductivité, la conductivité est influencée principalement par la baisse de pH observée au cours de la réaction. C’est un phénomène couramment observé pour des systèmes utilisant le persulfate [3]. Il s’agit donc d’un signal qui caractérise un système au persulfate, commun aux milieux contaminé et témoin. L’impact sur la conductivité des autres espèces en solution est négligeable. Ceci est dû aux très faibles concentrations utilisées. D’ailleurs, lors de l’introduction des réactifs dans la solution de NaCl, la conductivité augmente de 5 µS/cm seulement.

Figure 2. Graphique des valeurs de pH mesuré pour les différents essais et exemple de contribution

calculée du pH à la conductivité Un essai préliminaire en phase pure a été mené et a permis de voir que la baisse de pH est encore plus marquée à de fortes concentrations (pH mesuré ~2). Un essai d’identification des intermédiaires réactionnels a été également réalisé au GCMS. Les résultats indiquent la présence de composées dérivés du décane présentant des fonctions tétrahydrofuran (dipropylTHF, 2,butyl-5,éthylTHF, …), des cétones (2-nonanone, butanone, …) et des aldéhydes (pentanal, butanal,…). Ces espèces n’étant pas chargées, elles ne contribuent pas à un signal qui serait propre à la dégradation du décane. Cependant, la présence d’alcools et d’acides carboxyliques est fortement supposée. Ces derniers ont la capacité de perdre un proton et donc de potentiellement porter une charge électrique. Nous prévoyons donc d’effectuer des analyses au LC-MS pour identifier ce type de composé au cours de la réaction. Toutefois, dans notre cas, le pH de notre milieu est trop acide pour que ces espèces soient chargées (pKa acides 4-5, pKa alcools 12-13). Identifier ces espèces permettra donc avant tout de voir si ces produits de dégradation peuvent avoir un signal propre pour des milieux tamponnés (à pH neutre et basique). Conclusions et perspectives Les essais en laboratoires ont permis de dessiner quelques pistes concernant les modifications des propriétés électriques au cours de la réaction d’oxydation du décane. Tout d’abord, l’introduction de l’oxydant dans le


milieu a un signal caractéristique correspondant à l’élévation de la conductivité, qui reste ici réduite de par les faibles concentrations utilisées (5 µS/cm). Ensuite, au cours de la réaction d’oxydation, l’augmentation de la conductivité est avant tout influencée par la chute de pH observée. Il ne s’agit pas d’un signal permettant d’évaluer l’efficacité du traitement puisqu’il apparaît également dans le milieu témoin. L’impact sur la conductivité des autres espèces en solution est négligeable. Ceci a été également attribué aux faibles concentrations employées. Les prochaines expériences en réacteurs en phase pure vont nous permettre d’observer une contribution à la conductivité du persulfate et du fer plus forte dans un système où les concentrations seront plus élevées. Les essais préliminaires montrent que la contribution liée au pH risque d’être plus élevée également (pH de 2). Dans ces conditions, il semblerait que les sous-produits issus de l’oxydation du décane ne soit pas chargés et donc qu’il n’y ait pas de contribution à la conductivité de leur part. Ceci sera plus amplement étudier avec l’identification de composés supplémentaires. Enfin, les résultats en colonne nous permettront d’étudier ces réactions dans un milieu poreux avec une répartition différente de la phase pure de décane, un contact entre les réactifs qui sera moins bon et avec des mesures géophysiques supplémentaires de polarisation provoquée et de potentiel spontané. Références [1] Hort, R., Revil, A., Munakata-Marr, J., Mao, D. (2015). Evaluating the potential for quantitative monitoring of in situ chemical oxidation of aqeous-phase TCE using in-phase and quadrature electrical conductivity, Water Resources Research, 51, 5239-5259. [2] Mao, D., Revil, A., Hort, R., Munakata-Marr, J., Atekwana, E., Kulessa, B. (2015). Resistivity and self-potential tomography applied to groundwater remediation and contaminant plumes: sandbox and field experiments, Journal of Hydrology, 530, 1-14. [3] Petri, B.G., Watts, R.J., Tsitonaki, A., Crimi, M., Thomson, N.R., Teel, A. (2011). Fundamentals of ISCO using persulfate. In R.L. Siegrist, M. Crimi, T.J. Simpkin (Ed.) In situ chemical oxidation for groundwater remediation. New-York : Springer, pp. 147-191 Remerciements Les auteurs remercient Antéa pour sa participation aux financements de ces travaux de thèse. Nous tenons également à remercier Isabelle Gosse pour les informations et les réflexions qu’elle a apporté au sujet des composés dérivant de l’oxydation du décane.




Candidature pour : Communication orale ☐ Communication poster ☐ Vidéo de 180s


Incorporation du Benzo-[a]-pyrene par un champignon filamenteux

du sol, Talaromyces helicus

Claire BARANGER1, Anne LE GOFF2*, Antoine FAYEULLE1* 1 : Université de Technologie de Compiègne, EA 4297 TIMR, rue du Dr. Schweitzer - 60200 Compiègne 2 : Université de Technologie de Compiègne, CNRS - UMR 7338 BMBI, rue du Dr. Schweitzer - 60200 Compiègne * contacts : [email protected], [email protected] Résumé Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), sont des polluants organiques persistants du fait de leur grande stabilité chimique, et de leur caractère hydrophobe qui les rend peu biodisponibles. Cette faible biodisponibilité est un des facteurs limitant l’efficacité des méthodes de bioremédiation des sols contaminés. En effet, les mécanismes de mobilisation des polluants du sol par les micro-organismes lors des processus de biodégradation sont mal connus. Une souche de Talaromyces helicus, isolée d’un sol industriel contaminé, a été utilisée pour cette étude. Cette espèce a déjà été citée pour sa capacité dégrader certains polluants organiques, dont le benzo[a]pyrène (BaP). Des observations en microscopie à épifluorescence ont permis de montrer l’assimilation intracellulaire du BaP et chez T. helicus. Afin de mesurer le développement du champignon dans un modèle de sol, en présence ou en absence de polluant, et à visualiser l’incorporation de celui-ci, des cultures de T. helicus ont été mises en place dans un système de canaux construits par moulage en polydiméthylsiloxane et montés sur lame de microscope. Introduction La faible biodisponibilité des polluants organiques hydrophobes dans les sols est l’un des facteurs limitant l’efficacité des méthodes de bioremédiation des sites contaminés. En effet, ces polluants tendent à s’associer aux particules solides et matières organiques du sol, et sont donc peu mobiles dans la phase aqueuse et répartis de manière hétérogène. C’est notamment le cas des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), qui sont des polluants persistants de par leur très grande stabilité chimique, et leur faible solubilité dans l’eau. Certaines stratégies font appel à l’ajout de surfactants permettant d’améliorer la disponibilité des polluants. Cependant ces techniques sont également susceptibles d’augmenter leur mobilité dans le sol et donc d’étendre la zone de contamination, notamment par transfert vers les eaux souterraines[1]. Une meilleure compréhension de la mobilisation des polluants du sol par les micro-organismes capables de les dégrader est donc cruciale afin d’optimiser les protocoles de bioremédiation. Talaromyces helicus est un champignon ascomycète du sol identifié comme capable d’absorber des métaux lourds[2] et de dégrader certains polluants organiques[3,4], dont le benzo[a]pyrène (BaP)[5]. Deux autres espèces du genre Talaromyces ont également montré des propriétés de biodégradation du BaP[6]. A la différence des espèces lignolytiques, la biodégradation des HAP par les champignons telluriques implique des enzymes intracellulaires dont le cytochrome P450[7], or les mécanismes impliqués dans l’accès à ces polluants par les champignons et leur assimilation intracellulaire restent mal connus.


Un dispositif microfluidique permettant la culture de champignons filamenteux a été conçu afin de mimer un micro-environnement compartimenté et poreux tel que celui du sol, tout en permettant des observations microscopiques in vivo. Cette nouvelle technique s’inscrit parmi les applications émergentes de la microfluidique dans le domaine de la microbiologie et des études environnementales[8]. Elle vise ici à mesurer de façon quantitative le développement du champignon dans un modèle de sol, en présence ou en absence de polluant, et à visualiser l’incorporation de celui-ci. L’objectif de cette approche miniaturisée est de comparer le comportement du micro-organisme dans un « sol-sur-puce » à celui d’un sol pollué réel.

Matériel et méthodes Matériel biologique Une souche du champignon filamenteux Talaromyces helicus, isolée d’un sol industriel contaminé, a été utilisée pour cette étude, et maintenue sur milieu gélosé malt-levure à 22°C avec une photopériode de 12h-12h. Les cultures en milieu liquide sont réalisées en erlemeyer contenant 10 mL de milieu minéral à pH 5,5 avec 20g/L de glucose, inoculées avec une suspension de spores afin d’obtenir une concentration de 104 spores/mL, et incubées à 22°C sous agitation orbitale, avec photopériode 12h/12h. Incubation de T. helicus en présence de BaP Des erlenmeyers contenant 100µg de BaP sous forme d’un dépôt solide, et 10 mL de milieu minéral, sont inoculés avec 150 mg de mycélium frais récolté par filtration d’une culture liquide de 4 jours. Le BaP est une molécule fluorescente dans le bleu avec un pic d’émission à 403 nm lorsqu’elle est éclairée en lumière UV (maximum d’excitation à 295 nm). Ces propriétés de fluorescence permettent de visualiser sa localisation par observation microscopique. Après 24h d’incubation en présence de BaP, les échantillons de mycélium sont observés au microscope à épifluorescence équipé d’un filtre DAPI (Olympus) et d’une caméra (Infinity 3, Lumenera). Les images sont traitées à l’aide du logiciel ImageJ. Puce microfluidique pour la culture de T. helicus Un motif constitué de deux chambres reliées par 50 microcanaux parallèles a été imprimé par photolithographie sur une plaque de silicium. Chaque canal mesure 10µm de largeur par 5,8 µm de hauteur, et 500µm de longueur (Fig 2a). Du polydimethylsiloxane (PDMS, Sylgard 184, Dow Corning) est coulé sur ce moule positif et polymérisé pendant 2h à 75°C. Des puits d’entrée et de sortie sont percés puis le bloc de PDMS portant le motif en négatif est collé sur une lame de microscope en verre après activation des surfaces par oxydation dans une chambre à plasma (Harrick) pendant 60s[9]. Le dispositif est stérilisé par exposition aux UV pendant 15 minutes, puis les chambres sont remplies de milieu minéral. Une des chambres est inoculée en déposant dans le puits d’entrée un morceau de gélose prélevé à la marge d’une colonie en croissance. Le système est incubé à 22°C en atmosphère saturée en humidité pendant 2 à 4 jours, avant observations sur un microscope inversé DMI-8 équipé d’une caméra DFC 3000G (Leica). Résultats et discussion Après incubation en présence de BaP pendant 24h, les hyphes de T. helicus présentent un fort marquage fluorescent bleu, indiquant une absorption intracellulaire du BaP. Ce marquage apparaît de manière diffuse dans certaines zones du mycélium, tandis que dans d’autres on distingue nettement dans le cytoplasme des vésicules fluorescentes apparaissant en bleu, avec un diamètre moyen de 0,4 µm. Au niveau des apex, ces points sont nombreux et répartis dans tout le cytoplasme, tandis que dans les portions plus âgées des hyphes avec une vacuole développée, ils sont localisés contre les septa. On constate également que les vacuoles ne sont pas marquées, ce qui suggère soit que les vacuoles ne sont pas un lieu d’accumulation du BaP, soit que les conditions chimiques de ce compartiment inhibent sa fluorescence. Ces vésicules pourraient correspondre à des organites de stockage des lipides : en effet le BaP est liposoluble. L’absorption intracellulaire du BaP a déjà été montrée chez d’autres espèces de champignons ascomycètes, dont Fusarium solani, Trichoderma viride et Saccharomyces cerevisiae, ainsi que le zygomycète Cunninghamella elegans, et son stockage dans les corps lipidiques a été mis en évidence chez F. solani [10]. Un mécanisme actif d’assimilation du BaP a été proposé chez F. solani[11], or les apex des hyphes fongiques sont décrits comme étant particulièrement actifs métaboliquement, à la fois sites de croissance et d’incorporation des nutriments[12]. Les apex, qui présentent un marquage fluorescent particulièrement prononcé, pourraient être un site privilégié d’incorporation du BaP.




Figure 1 . T. helicus après 24h d’incubation en présence de BaP

(MO grossissement 1000x - à gauche : filtre DAPI canal bleu; à droite : champ clair) L’entrée du BaP à l’intérieur des cellules fongiques implique un passage à travers la paroi cellulaire et la membrane plasmique. Or si l’hydrophobie du BaP lui permet de diffuser dans les membranes cellulaires, sa présence à la surface des hyphes suppose soit un contact direct, soit un transport dans le milieu liquide environnant. L’analyse de filtrats de cultures de T. helicus a révélé un abaissement de la tension superficielle au cours du temps, indiquant une production de composés tensio-actifs par le champignon (résultats non présentés). Cependant leur rôle éventuel dans la solubilisation et le transport du BaP n’a pas été démontré. Dans le but de tester la capacité du champignon à mobiliser le BaP sans contact direct avec les hyphes, un dispositif microfluidique constitué de chambres de culture reliées par des microcanaux a été construit afin de permettre compartimentation du champignon et du polluant. Il est possible de cultiver T. helicus dans ce type de puce sur des durées de plusieurs jours (Fig. 2b). Des observations en time-lapse peuvent ainsi être réalisées afin d’effectuer un suivi de la croissance à l’échelle d’hyphes individuels. La possibilité d’observer un marquage fluorescent dans ce type de puce a également été vérifiée. Conclusions et perspectives Les observations en microscopie à épifluorescence ont permis de montrer l’assimilation du BaP et son stockage dans des vésicules intracellulaires chez T. helicus. L’hétérogénéité du marquage fluorescent suggère une incorporation préférentielle dans certaines zones du mycélium, potentiellement par un mécanisme actif au niveau des apex. D’autre part, l’abaissement de tension de surface de 20mN/m mesuré dans les filtrats de culture de T. helicus démontre la sécrétion des molécules tensio-actives qui pourraient être impliquées dans la solubilisation partielle de molécules hydrophobes. La nécessité d’un contact direct du mycélium avec la source de polluant, ou au contraire un transport du BaP par l’intermédiaire d’agents de mobilisation, restent à établir. Dans ce but, un système de canaux construits par moulage en polydiméthylsiloxane et montés sur lame de verre a été conçu afin de mettre en place une compartimentation du milieu, et d’optimiser les conditions de croissance et d’observation. Ce


modèle vise à une meilleure compréhension des phénomènes de transport et d’incorporation des contaminants, pour leur stimulation dans le cadre du développement de procédés de bioremédiation efficaces en sols.

Figure 2. a : schéma du dispositif microfluidique. b : hyphes de T. helicus en croissance à travers les

micro-canaux, après 3 jours d’incubation. Remerciements Ce projet a bénéficié du soutien financier du Ministère de l’Enseignement Supérieur et de la Recherche, d’une bourse du programme Emergence de l’Association Sorbonne Université, ainsi que d’une bourse du programme EC2CO du CNRS. Références [1] Ortega-Calvo, J. J. et al. (2013). Is it possible to increase bioavailability but not environmental risk of PAHs in

bioremediation? Journal of Hazardous Materials, vol. 261, p. 733‑745 [2] Romero, M. C., Reinoso, E. H., Urrutia, M. I. et Moreno Kiernan A. (2006). Biosorption of heavy metals by

Talaromyces helicus: a trained fungus for copper and biphenyl detoxification. Electronic Journal of Biotechnology, vol. 9, no 3

[3] Romero, M. C., Hammer, E., Hanschke, R., Arambarri, A. M. et Schauer, F. (2005). Biotransformation of biphenyl by the filamentous fungus Talaromyces helicus. World Journal of Microbiology and Biotechnology, vol. 21, no 2, p. 101‑106

[4] Romero, M. C., Urrutia, M. I., Reinoso, E. H. et Moreno Kiernan, A. (2009). Wild soil fungi able to degrade the herbicide isoproturon, Revista Mexicana de Micología, vol. 29, p. 1–7

[5] Fayeulle, A. (2013). Etude des mécanismes intervenant dans la biodégradation des Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques par les champignons saprotrophes telluriques en vue d’applications en bioremédiation fongique de sols pollués, Université du Littoral Côte d’Opale, Dunkerque

[6] Romero, M. C., Urrutia, M. I., Reinoso, H. E. et Moreno Kiernan, A. (2010). Benzo[a]pyrene degradation by soil filamentous fungi. Journal of Yeast and Fungal Research, vol. 1, no 2, p. 25‑29

[7] Kadri, T., Rouissi, T., Kaur Brar, S., Cledon, M., Sarma, S. et Verma, M. (2016). Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by fungal enzymes: A review . Journal of Environmental Sciences, vol. 51, p. 52-74

[8] Stanley, C. E., Grossmann, G., Casadevall i Solvas, X. et deMello, A. J. (2016). Soil-on-a-Chip: microfluidic platforms for environmental organismal studies, Lab on Chip, vol. 16, no 2, p. 228‑241

[9] Duffy, D. C, McDonald, J. C., Schueller, O. J. A. et Whitesides, G. M. (1998). Rapid Prototyping of Microfluidic Systems in Poly(dimethylsiloxane). Analytical Chemistry, vol. 70, no 23, p. 4974‑4984

[10] Verdin, A., Lounès-Hadj Sahraoui, A., Newsam, R., Robinson, G. et Durand, R. (2005). Polycyclic aromatic hydrocarbons storage by Fusarium solani in intracellular lipid vesicles. Environmental Pollution, vol. 133, no 2, p. 283‑291

[11] Fayeulle, A., Veignie, E., Slomianny, C., Dewailly, E., Munch, J.-C. et Rafin, C. (2014). Energy-dependent uptake of benzo[a]pyrene and its cytoskeleton-dependent intracellular transport by the telluric fungus Fusarium solani. Environmental Science and Pollution Research, vol. 21, no 5, p. 3515‑3523

[12] Moore, D., Robson, G. D. et Trinci, A. P. J. (2015). 21st Century Guide to Fungi. Cambridge University Press

Chambre de culture

(h=124 µm)

microcanaux

b a


Remédiation in situ d’un aquifère multi-contaminé par mise en œuvre de techniques combinées

Bérénice RANC1, Gabriel PHILIBERT1*, Véronique CROZE1 1 : ELEMENT TERRE, 2 rue Charles Fourier, 95240 Cormeilles-en-Parisis, France, [email protected], [email protected],

[email protected]

Résumé Dans le cadre de la réhabilitation d’un site contaminé en COHV et en CrVI, plusieurs techniques in situ ont été mises en œuvre afin de traiter les trois compartiments environnementaux (sol, gaz du sol, eau). Dans les eaux souterraines en particulier, deux zones concentrées à la fois en CrVI et en COHV ont été identifiées. Les réactifs à utiliser, en l’occurrence des donneurs d’électrons riches en carbone, ont été choisis pour leur capacité à traiter simultanément les deux types de polluants. Deux mécanismes distincts sont ainsi combinés : la réduction chimique du CrVI la biostimulation anaérobie des COHV. Trois réactifs ont été injectés et comparés : la mélasse, le lactate et un mélange d’huiles végétales émulsionnées, ce dernier ayant l’avantage de pouvoir être réparti uniformément et sur une plus longue durée au sein de la zone traitée. Les objectifs de dépollution ont quasiment été atteints sur l’ensemble du site en un an de traitement. La mélasse a conduit à un abattement important et rapide des polluants ciblés, et le mélange d’huiles émulsionnées semble éviter l’effet rebond fréquemment observé avec les COHV. Une injection de finition est désormais envisagée, notamment afin de stimuler la biodégradation aérobie du cis-DCE et du CV accumulés suite à la dégradation du PCE et du TCE. Introduction Ancienne usine de fabrication d’outil à main engendrant des activités de mécanique, traitement de surface et peinture, les sols et eaux souterraines du site d’étude sont le siège d’une contamination multiple, notamment en composés organiques halogénés volatils (COHV) – majoritairement le trichloroéthylène (TCE) – et en chrome hexavalent (CrVI). Ces pollutions sont superposées : elles impactent les mêmes zones du site. Pour traiter les zones concentrées, trois techniques de remédiation in situ ont été mises en œuvre. Les gaz du sol contaminés en COHV ont été traités par venting. Les sols contaminés en CrVI ont été traités par réduction chimique afin de former le CrIII, moins toxique et mobile que le CrVI, et ainsi supprimer les voies de transfert des sols vers la ressource en eau souterraine [1]. Enfin, les eaux souterraines ont été traitées par injection d’un substrat unique permettant à la fois la réduction chimique du CrVI et la biostimulation anaérobie des COHV. Les réactifs utilisés sont des donneurs d’électrons riches en carbone, qui ont la capacité de réduire chimiquement le CrVI tout en instaurant des conditions anaérobies favorables à la déchloration réductrice des COHV. La chaîne de dégradation classiquement observée est alors la transformation du PCE en TCE, puis en cis-DCE, CV et éthène [2]. Deux mécanismes distincts sont ainsi mis en œuvre, chimique et biologique, bien qu’il s’agisse dans les deux cas de réduction. Le présent article se concentre sur le traitement des eaux souterraines, actuellement en cours de finalisation. Matériel et méthodes Caractéristiques du site La superficie totale du site est de 32 000 m². De manière générale, les deux premiers mètres du sol sont constitués de remblais puis de sables et de graviers. Une alternance de couches sableuses plus ou moins argileuses est ensuite observée jusqu’à 15 m, correspondant à une couche argileuse. Le toit de la nappe se situe entre 8,7 et 9,9 m de profondeur par rapport au TN. Le sens d’écoulement est globalement orienté en direction Nord-Est, mais la présence d’un puits de pompage en aval/latéral hors site crée un cône de rabattement perturbant ce sens d’écoulement global. Dans les eaux souterraines, le CrVI et les COHV sont retrouvés dans deux mêmes zones concentrées distantes de 150 m. Le niveau de contamination est similaire dans les deux zones (jusqu’à 5 300 et 4 500 µg/L en CrVI et TCE, respectivement).


Description des substrats injectés Trois types de donneurs d’électrons différents ont été injectés et comparés : la mélasse, le lactate et un mélange d’huiles végétales émulsionnées. La mélasse et le lactate sont deux sucres de type alimentaire. Les huiles végétales ont une viscosité élevée permettant d’augmenter leur temps de séjour au sein d’un aquifère alluvial productif et perturbé par la présence du puits de pompage à proximité de la zone traitée. Elles ont été émulsionnées afin d’homogénéiser leur diffusion au sein de l’aquifère. De plus, l’une des huiles utilisées est éthoxylée afin : i) d’obtenir une émulsion stable dans l’eau, et ii) de jouer un rôle de tensioactif pouvant favoriser la désorption des COHV adsorbés en zone saturée et par conséquent augmenter leur quantité biodégradable. Les caractéristiques du mélange (composition, stabilité de l’émulsion…) ont été déterminées lors d’essais préliminaires au laboratoire. Traitement des deux zones concentrées en CrVI et en COHV au sein de l’aquifère local Pour chacune des zones concentrées, deux campagnes d’injection sous pression espacées d’un mois (mars et avril 2018) ont été effectuées entre 7 et 13 m de profondeur.

Figure 1. Carte piézométrique et localisation des zones d’injection dans les eaux souterraines

La mélasse a été injectée lors de la première campagne dans les deux zones puisqu’elle permet une instauration rapide de conditions réductrices et anaérobiques au sein de l’aquifère. Son effet étant toutefois relativement limité dans le temps, les deux autres substrats ont ensuite été injectés lors de la deuxième campagne : le lactate dans la première zone et le mélange d’huiles végétales émulsionnées dans la deuxième zone, proche du puits de pompage (Figure 1). Résultats et discussion Dégradation du CrVI L’objectif de dépollution concernant le CrVI était d’atteindre une concentration dans les eaux souterraines inférieure à 50 µg/L. Cela a été rapidement le cas dans les deux zones suite aux deux campagnes d’injection (Figure 2) : la première injection permet d’abattre en moyenne 73% du CrVI, alors que la deuxième injection conduit à un taux d’abattement supérieur à 99% 1 mois après injection (mai 2018), le CrVI étant mesuré à l’état de traces (< 5 µg/L). Une ré-augmentation significative de la concentration est toutefois


mesurée en novembre 2018 dans l’un des puits de la zone traitée au lactate (1 000 µg/L). Cette valeur devra être confirmée lors des prochaines campagnes de suivi.

Figure 2. Evolution de la concentration en CrVI dans les eaux souterraines

lors de la réduction chimique (une courbe = un puits ; en vert = zone 1 avec injection de lactate ; en orange = zone 2 avec injection d’huiles végétales émulsionnées)

Dégradation des COHV L’objectif de dépollution concernant les COHV était d’abattre 90% en moyenne du TCE dans les zones concentrées. L’injection de mélasse conduit à une dégradation significative du PCE, TCE et CV et à une augmentation de la concentration en cis-DCE dans l’un des puits de la première zone (Figure 3). L’injection de lactate ou d’huiles végétales émulsionnées conduit à une nouvelle baisse des concentrations en PCE et TCE : 90% du TCE est dégradé dès mai 2018, ce qui répond à l’objectif de dépollution. Toutefois, la concentration en TCE réaugmente fortement à partir d’août 2018 dans l’un des puits traités au lactate : 82% du TCE est par conséquent dégradé en novembre 2018, ce qui ne répond plus à l’objectif. Cette ré-augmentation pourrait être lié à la consommation totale de lactate, ne permettant alors plus de dégrader le TCE désorbé du sol suite au déplacement d’équilibre provoqué par le traitement. De même, les concentrations en cis-DCE et en CV augmentent progressivement, ce qui est un phénomène logiquement observé suite à la déchloration du PCE puis du TCE. Seule la concentration en CV diminue dans l’un puits traités aux huiles à partir d’août 2018.


Figure 3. Evolution des concentrations en a) PCE, b) TCE, c) cis-DCE et d) CV

dans les eaux souterraines lors de la biostimulation anaérobie (une courbe = un puits ; en vert = zone 1 avec injection de lactate ; en orange = zone 2 avec injection d’huiles végétales émulsionnées)

Les huiles végétales émulsionnées semblent donc conduire à une dégradation des COHV plus efficace sur le long terme que le lactate, probablement grâce à une répartition plus uniforme au sein de la zone impactée et une persistance accrue des huiles végétales par rapport au lactate. Conclusions et perspectives Depuis mars 2018, le CrVI et les COHV sont simultanément traités dans deux zones concentrées localisées dans les eaux souterraines. Un substrat unique a été choisi pour dégrader les deux types de contaminants, par réduction chimique d’une part et biologique d’autre part. Les objectifs de dépollution ont été atteints jusqu’en octobre 2018, mais un effet rebond est observé depuis dans quelques puits de la zone traitée au lactate. Le mélange d’huiles végétales émulsionnées mis au point pour ce projet semble donc plus efficace sur le long terme que le lactate. Les taux d’abattement supérieurs à 90% combinés à l’absence d’effet rebond avec les huiles justifieraient alors l’intérêt de cette approche. Des donneurs d’électrons pourraient de nouveau être injectés si les concentrations en TCE et/ou en CrVI continuent d’augmenter. De plus, une stagnation ou une nouvelle augmentation des concentrations en cis-DCE et CV pourraient être le signe d’une incapacité de la communauté microbienne en place à dégrader ces deux composés. D’autres types de réactifs pourraient alors être utilisés, notamment des composés à libération lente d’oxygène, afin de placer le milieu en conditions aérobies et de stimuler une autre voie de biodégradation du cis-DCE et du CV. Une nouvelle campagne d’injection pourrait donc être mise en œuvre selon les résultats des prochaines campagnes de suivi. Références [1] United States Environnemental Protection Agency (2000). In situ treatment of soil and groundwater contaminated with chromium – Technical Resource Guide. Washington, DC. Rapport EPA/625/R-00/005. [2] Saiyari, D.M., Chuang, H.P., Senoro, D.B., Lin, T.F., Whang, L.M., Chiu, Y.T., Chen, Y.H. (2018). A review in the current developments of genus Dehalococcoides, its consortia and kinetics for bioremediation options of contaminated groundwater. Sustainable Environment Research, 28, 149-157. Remerciements Les auteurs remercient l’actuel propriétaire du site pour le financement des travaux de réhabilitation ici décrits.


Evaluation in situ de modes de gestion appliqués sur une friche multicontaminée de la carbochimie

Brice LOUVEL1*, Guillaume LEMOINE2, Sébastien DETRICHE1, Géraldine BIDAR1, Adeline JANUS1 et

Francis DOUAY1

1 : Yncréa Hauts-de-France, Laboratoire Génie Civil et géoEnvironnement (LGCgE), 48 boulevard Vauban, 59406 Lille Cedex, [email protected] ; [email protected] ; [email protected] ;

[email protected]; [email protected] 2 : Etablissement Public Foncier Nord-Pas de Calais, 594 Avenue Willy Brandt, 59777 Lille

[email protected] * contact : Brice Louvel Résumé La reconquête des friches industrielles présente des enjeux environnementaux et sanitaires d’envergure. Dans cet objectif, les phytotechnologies sont présentées dans la littérature comme un mode de gestion innovant, transitoire ou pérenne, et limitant la dispersion des polluants en protégeant les sols de l’érosion. Elles peuvent réduire la disponibilité des polluants. Néanmoins, ces techniques manquent encore de recul opérationnel [1]. Le projet MisChar, soutenu par l’ADEME, vise à apporter un regard scientifique, technique et économique sur différents modes de gestion appliqués sur des sols multicontaminés par des activités industrielles passées. Une expérimentation a été mise en place avec pour objectif d’étudier les effets de modes de gestion basés sur l’utilisation d’un amendement des sols, l’installation de communautés végétales et des pratiques usuelles d’entretien des espaces verts. Elle concerne une parcelle située dans l’ancien Bassin minier du Nord – Pas de Calais sur laquelle ont été déposés des matériaux multicontaminés issus de la carbochimie (usines de Mazingarbe). Au printemps 2018, 20 placettes d’une surface de 20 m² ont été définies. Le sol de 10 de ces placettes a été amendé au moyen d’un mélange de biochar de miscanthus et de compost de déchets verts. Les 10 autres placettes ont été utilisées comme témoin. A chacune de ces placettes correspond un type d’ensemencement particulier et un mode de gestion distinct. Ainsi, diverses essences végétales ont été semées. Il s’agit (1) d’un mélange d’espèces classiquement mis en œuvre sur les espaces verts (ray-grass anglais, fétuque rouge gazonnante, fétuque rouge traçante et pâturin des prés), (2) d’un mélange d’espèces sélectionnées pour leurs comportements présumés vis-à-vis des polluants (stabilisation des polluants métalliques, rhizo/phytodégradation de certains polluants organiques (ray-grass anglais, agrostide stolonifère, fétuque rouge, trèfle blanc), et des mêmes espèces en implantation monospécifique avec (3) un ray-grass, (4) une agrostis stolonifère, (5) un trèfle blanc, et (6) une fétuque rouge. Une septième modalité correspond à l’installation d’une végétation spontanée. Aux espèces implantées en mélange et à la végétation spontanée, correspondent deux modes de gestion (tonte ou pas du couvert végétal). Durant les trois années d’expérimentation seront étudiés le comportement des polluants des sols, les effets des modes de gestion sur les communautés végétales et d’une façon globale, sur la fonctionnalité des sols. Contexte et objectif La gestion des sols contaminés par les activités humaines constitue une préoccupation majeure dans les régions industrialisées et fortement peuplées. Elle vise à réduire les expositions et les risques pour la santé humaine et les écosystèmes. Dans un contexte urbain, la requalification des friches polluées ou pas s’inscrit dans le concept de ville durable et peut contribuer à maîtriser l’étalement des villes ou restaurer des espaces dits de nature pour les habitants. Parmi les techniques applicables, les phytotechnologies sont un mode de gestion pouvant présenter l’avantage de limiter la dispersion des polluants en protégeant les sols de l’érosion hydrique ou éolienne. Ce mode de gestion relativement peu onéreux et bien perçu par le public peut être mis en place pour un laps de temps plus ou moins long. La végétalisation des friches industrielles peut aussi contribuer efficacement à la lutte contre les îlots de chaleurs urbains, le développement d’une végétation invasive ou d’une qualité esthétique douteuse (espèces rudérales). Répondant à une logique d’économie circulaire, le projet MisChar (2017-2020) a pour objectif général d’évaluer l’intérêt d’un biochar de miscanthus, pour améliorer la (re-)fonctionnalité de sols multicontaminés et réduire les dangers environnementaux et sanitaires tout en répondant à des attentes socio-économiques. Il intègre la problématique des sols agricoles fortement contaminés par les activités de l’ancienne fonderie de plomb Metaleurop Nord (Noyelles-Godault) mais aussi, celle des friches industrielles urbaines. Sur ces dernières, l’installation d’une végétation judicieusement sélectionnée peut contribuer à la création d’espaces verts, transitoires ou permanents et répondre à de nouvelles attentes sociétales. En vue d’apporter des éléments de réponse sur ce mode de gestion, une expérimentation a été mise en place au printemps 2018 sur une friche industrielle périurbaine. Il s’agit d’un bassin, d’une surface d’environ 2 000


m², situé au Nord des usines chimiques de Mazingarbe et dans lequel ont été déposées vers 1960 des boues carbonatées de l’industrie des plastiques et ceci, sur plus de deux mètres d’épaisseur. Sur ces dépôts, s’est développée une végétation spontanée dominée par le sureau noir (Sambucus nigra) et la berce du Caucase (Heracleum mantegazzianum). Le sol présente un horizon de surface limono-argileux carbonaté (de l’ordre de 30% de CaCO3 total) et organique dont l’épaisseur excède rarement 7 cm. Sur la base d’une étude bibliographique et de résultats obtenus en milieu semi-contrôlé, il a été fait le choix de mettre en œuvre un mélange de biochar et de compost de déchets verts. L’intérêt de ce dernier est de pallier certains inconvénients engendrés par une application de biochar seul tels que par exemple, l’immobilisation des nutriments [2]. Après des travaux préparatoires réalisés à l’automne 2017, le sol a été amendé au printemps 2018, puis semé en privilégiant sur certaines parcelles des espèces identifiées pour leurs aptitudes à accumuler peu les éléments métalliques dans leurs parties aériennes et/ou à dégrader certains polluants organiques. La présente communication vise à présenter le dispositif expérimental mis en œuvre et les premiers résultats obtenus. Matériels et méthodes Nature et caractéristiques des amendements étudiés Le biochar a été élaboré à partir de Miscanthus x giganteus cultivé sur des parcelles agricoles fortement contaminées par les émissions passées de Metaleurop Nord. Il a été produit par le groupe ETIA Technologies (Compiègne, 80) au moyen d’une pyrolyse rapide (500°C durant 15 mn). Le produit obtenu présente une surface spécifique de 127 ± 11 m² g-1, une porosité de 68,9 ± 0,4 % et un pH de 9,8 ± 0,2. Il a été vérifié que les teneurs en éléments inorganiques (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb et Zn) et en HAP sont conformes à la réglementation concernant les épandages de matières organiques sur les sols agricoles (NF U44-051). De même, le compost, produit à partir de déchets verts par la société Agriopale (Cucq, 62), est conforme à la réglementation. Les amendements ont été mélangés puis apportés au sol à des doses répondant à des pratiques agronomiques et acceptables sur le plan économique. Mise en place du dispositif expérimental Préalablement à la mise en place de l’expérimentation, les dépôts du bassin expérimental ont été reconnus et échantillonnés au moyen de sondages à la tarière et de fosses. A l’automne 2017, la végétation herbacée et arbustive, ainsi que les mousses présentes dans le bassin ont été enlevées. L’horizon limono-argileux organique a été soigneusement décapé et les terres ont été stockées en andain et bâchées. Au droit du futur dispositif expérimental, après un travail superficiel des matériaux carbonatés, il a été semé un mélange d’espèces communes. Il s’agit de Festuca ovina, Festuca rubra var. « commutata », Lolium perenne, Poa compressa et Trifolium repens. Le dispositif expérimental a été dimensionné en tenant compte du volume de terre organo-minérale de l’andain. L’objectif visé était de constituer un support organo-minéral présentant 10 cm d’épaisseur. Vingt placettes, d’une surface de 20 m² chacune, ont été délimitées. Sur dix placettes, l’horizon de surface a été reconstitué à partir de la terre initialement présente non amendée ; pour les 10 autres, il s’agit de la même terre, cette fois-ci amendée au moyen du mélange de biochar et de compost. Sur les 20 placettes, sept modalités végétales ont été installées. Il s’agit : (1) d’un mélange d’espèces classiquement mis en œuvre dans les espaces verts (ray-grass anglais, fétuque rouge gazonnante, fétuque rouge traçante et de pâturin des prés), (2) d’un mélange d’espèces sélectionnées pour leurs comportements présumés vis-à-vis des polluants (stabilisation des polluants métalliques, rhizo/phytodégradation de certains polluants organiques (ray-grass anglais, agrostide stolonifère, fétuque rouge, trèfle blanc), et des même espèce en semis monospécifique :(3) d’un ray-grass, (4) d’une agrostide stolonifère, (5) d’un trèfle blanc, (6) d’une fétuque rouge. La septième modalité correspond à la végétation recolonisant spontanément les deux placettes non ensemencées. Aux espèces en mélange et à la végétation spontanée, deux modes de gestion (tonte sans exportation ou pas de tonte) sont appliqués. Le dispositif a été complété par une placette témoin où le sol et la végétation présente initialement dans le bassin ont été conservés. Echantillonnage et caractérisation des sols Après la mise en place de l’expérimentation, trois échantillons de terre (0 – 10 cm) ont été prélevés pour chacune des 21 placettes afin de caractériser l’état physico-chimique des sols mis en place. Du printemps à l’automne 2018, l’installation du couvert végétal a fait l’objet d’un suivi. Une nouvelle campagne d’échantillonnage des terres a été réalisée à l’automne 2018. Sur l’ensemble des échantillons de terre, ont été mesurés les paramètres agronomiques, le degré de contamination et l’extractabilité des polluants métalliques. L’évolution de l’activité des micro-organismes a été déterminée au regard de la respiration basale mesurée au moyen de flacons OxiTop (50 g de sol ; 10 mL d’eau ; 5 jours) et de la quantification de l’hydrolyse de la fluorescéine diacétate (FDA ; [3]). L’activité globale a été mesurée par la libération de la fluorescéine. Résultats et discussion Paramètres physico-chimiques des terres étudiées


L’horizon de surface est très peu épais, légèrement alcalin (pH : 7,7), organique (Corg : 48 g kg-1), carbonaté (CaCO3 total : 410 g kg-1). De texture limono-argilo-sableuse, il présente une structure grumeleuse et repose sur les matériaux carbonatés dont la structure témoigne d’une mise en place dans le bassin sous l’effet de la gravité (présence de laminations). Degré de contamination métallique des terres amendées ou non Les résultats obtenus sur les échantillons de terre prélevés au démarrage de l’expérimentation (T0) soulignent une contamination notable en Cd, Cr, Cu, Hg, Mo et Zn de l’horizon organo-minéral de surface (Tableau 1). Au regard des teneurs agricoles habituelles régionales [2], les matériaux en place sont enrichis en Pb (fois 2), Cr et Cu (fois 7), Cd (fois 17), Hg (fois 25) et Zn (10 fois supérieures au fonds habituel). L’amendement n’a pas modifié les concentrations en éléments inorganiques de l’horizon organo-minéral.

Tableau 1 : Degré de contamination de l’horizon organo-minéral, amendé ou pas (T0) comparé aux valeurs issues du référentiel pédo-géochimique du Nord - Pas de Calais (RPG 59-62)

Installation des communautés végétales Il a été constaté que les végétaux semés ont eu beaucoup de mal à s'exprimer voire à s'installer et ceci, du fait de la présence en abondance de plantes rudérales (morelle noire, ortie, bardane, mercuriale annuelle…). En quelques semaines la morelle noire, était en position ultra-dominante en termes de recouvrement, certains pieds atteignant une hauteur de 90 cm en juin 2018. Issues de la banque de graines du sol et ayant trouvé des conditions favorables à leur germination (lumière), les plantes rudérales se sont substituées aux végétaux semés. Il est à noter que la berce du Caucase, très abondante initialement, n’était toutefois pas présente. Compte tenu du développement des adventices en lieux et places des espèces étudiées, la gestion du dispositif expérimental a nécessité une adaptation. Celle-ci a consisté à réaliser quatre fauches entre fin juin et fin septembre 2018. Pour éviter un étouffement de la végétation semée, les biomasses fauchées ont été exportées hors du dispositif expérimental et ceci, contrairement au mode d’entretien prévu initialement. Effet de l’amendement sur les activités microbiologiques des terres Après cinq mois d’expérimentation, il a été montré que l’amendement n’a pas modifié l’activité enzymatique globale des micro-organismes quelle que soit la modalité étudiée (Figure 1a). La mesure de la respiration du sol a montré une très forte accessibilité de la matière organique pour les microorganismes (Figure 1b). Ceci est à confronter aux fortes teneurs en matière organique, lesquelles sont expliquées par la présence de la berce du Caucase, espèce dominante dans le bassin préalablement à la mise en place du dispositif expérimental. La décomposition des résidus organiques pourrait expliquer les fortes activités respiratoires mesurées. Il a aussi été noté que les amendements n’ont pas influé sur la respiration du sol.

Figure 1 : Activités enzymatique (a ; fluorescéine en nmol g-1 min-1) et respiratoire (b ; mg O2 g-1 sol sec j-1) dans les sols du dispositif de Mazingarbe (non amendé NA ; amendé au moyen du mélange

biochar + compost) Bilan et perspectives Le site étudié correspond à un bassin dans lequel ont été déposées des boues industrielles carbonatés et contaminées massivement en Pb, Cr, Cu, Cd, Hg et Zn par des activités de la carbochimie. Durant près de 50


ans, s’est développée sur cette friche une végétation dominée par le sureau noir (Sambucus nigra) et une plante invasive, la berce du Caucase (Heracleum mantegazzianum). Cette végétation a abouti à la formation d’un horizon organique épais de 5 à 7 cm d’épaisseur et reposant sur les dépôts carbonatés. Ces spécificités ont nécessité des travaux préliminaires à la mise en place du dispositif expérimental (élimination de la végétation arborée, rognage des souches, enlèvement des mousses, maîtrise du développement de la berce…). La faible épaisseur de l’horizon organo-minéral a influé sur le dimensionnement du dispositif mais aussi, sur la nature et le déroulement des travaux d’aménagement (décapage, stockage, reprise et amendement des terres, mise en place des placettes expérimentales…). Durant la première année de l’expérimentation, l’expression de la banque de graines présentes dans les terres a représenté une difficulté supplémentaire. Les premiers résultats ont confirmé le fort degré de contamination du sol de la friche et la présence de contaminants tels que Hg et Cr à des concentrations nettement supérieures aux présomptions. Il a été montré la faiblesse de la disponibilité environnementale de Cd, Pb et Zn ; ceci a été expliqué tout particulièrement par les fortes teneurs en carbonates des matériaux. Les modifications physico-chimiques des terres engendrées par l’ajout du mélange de biochar de miscanthus et de compost de déchets verts restent minimes. Après cinq mois d’expérimentation, l’amendement n’a pas influé sur les activités biologiques des terres. Les travaux des deux prochaines années préciseront (1) l’évolution du comportement des polluants dans les sols amendés ou non, (2) l’influence des modes de gestion étudiés sur les communautés végétales et certaines espèces faunistiques du sol, (3) les effets sur l’exposition aux polluants des populations et (4) l’évolution de la perception des dispositifs et des actions mises en place auprès des riverains et parties prenantes. Le projet MisChar intègre également un volet économique. Par une approche globale, il s’agit de mettre en place un démonstrateur en vue d’intégrer l’étude des effets des techniques étudiées et leurs coûts sur le long terme mais aussi de disposer d’un outil de communication auprès des différents acteurs concernés par la gestion des sites et sols pollués. Remerciements Les auteurs remercient l’ADEME et notamment Frédérique Cadière pour leur soutien, Emmanuel Fruitier de la société Norenvert (Mouchin, 59), partenaire du programme MisChar en charge de la mise en œuvre du dispositif de Mazingarbe et de sa gestion. Références [1] Bert, V. (coord.), (2012). Les phytotechnologies appliquées aux sites et sols pollués. État de l'art et guide de mise en œuvre. EDP Sciences, 112 pp. [2] Agegnehu, G., Srivastava, A. K., & Bird, M. I. (2017). The role of biochar and biochar-compost in improving soil quality and crop performance: A review. Applied Soil Ecology 119, 156-170. [3] Sterckeman, T., Douay, F., Fourrier, H., & Proix, N. (2002). Référentiel pédo-géochimique du Nord-Pas de Calais. Conseil Régional du Nord-Pas de Calais. [4] Green, V. S., Stott, D. E., & Diack, M. (2006). Assay for fluorescein diacetate hydrolytic activity: optimization for soil samples. Soil Biology and Biochemistry, 38(4), 693-701.


Utilisation des ferrates pour la décontamination de sols contaminés par des polluants polychlorés (Projet « RéDOx PolChlor »)

Olivier MONFORT1,2*, Muhammad USMAN3 et Khalil HANNA1 1 Univ Rennes, Ecole Nationale Supérieure de Chimie de Rennes, CNRS, ISCR – UMR 6226, F-35000

Rennes, France 2 Université Clermont Auvergne, CNRS, SIGMA Clermont, Institut de Chimie de Clermont-Ferrand, F-63000

Clermont-Ferrand, France 3 Environmental Mineralogy, Center for Applied Geosciences, University of Tübingen, 72074 Tübingen,

Germany * email : [email protected]; téléphone : +33(0)473405514 Résumé La problématique des polluants polychlorés tels que les polychlorobiphényles (PCBs) et le pentachlorophénol (PCP) est un enjeu sanitaire majeur dans notre société. Ces polluants organiques persistants sont des molécules toxiques et cancérigènes et peuvent facilement se bio-accumuler dans l’écosystème en particulier dans les sols. Les solutions de remédiation existantes pour l’élimination de ces polluants polychlorés dans les sols contaminés sont très peu nombreuses, peu efficaces et très couteuses. Les procédés chimiques de dépollution comme la technologie d’oxydation chimique in-situ (ISCO) comportent de nombreux avantages (réactions rapides, coût accessible et mise en œuvre moins contraignante) comparé aux autres technologies. Pour répondre à ces enjeux, l’utilisation du ferrate, oxydant vert et respectueux de l’environnement, est le centre de ce projet pour la décontamination des sols. En effet, le ferrate est déjà étudié dans des procédés de dépollution en phase aqueuse grâce à son pouvoir oxydant qui est bien supérieur à celui des réactifs conventionnels tels que le peroxyde d’hydrogène, le persulfate, ou bien encore l’ozone et le dichlore. L’application d’un traitement à base de ferrate pour le traitement des sols n’a jamais été évalué, ce qui nous a amené à tester son efficacité et son applicabilité dans des sols historiquement contaminés par des PCBs et PCP. Les traitements à base de ferrate ont montré des avancements de dégradation très prometteurs et efficaces. Introduction Les polychlorobiphényles (PCBs) et le pentachlorophénol (PCP) sont des polluants organiques persistants présentant une forte toxicité et des effets cancérogènes et donc sont interdits par la Convention de Stockholm [1,2]. Parmi les traitements possibles pour éliminer ces polluants polychlorés, les méthodes thermiques sont principalement limitées par la formation de sous-produits de dégradation toxiques tandis que les traitements biologiques sont lents et relativement inefficaces [3]. Les traitements chimiques apparaissent donc une bonne alternative pour traiter ces composés devenus un danger sanitaire et écologique. Une de ces voies chimiques est la réduction des molécules cibles mais cette technique ne peut pas les dégrader complètement [1-3]. L’oxydation chimique montre quant à elle une plus grande efficacité dans la dégradation de ces types de polluants persistants par l’utilisation d’oxydants dits « conventionnels » comme le persulfate de potassium, le peroxyde d’hydrogène ou le permanganate de potassium [4]. Cependant, ces oxydants montrent une certaine leur limite reflétée par des résultats hétérogènes dans la remédiation des sols. Une nouvelle stratégie de remédiation à base de ferrate a été récemment développée car ce composé possède un fort pouvoir oxydant [5,6]. Le ferrate est utilisé dans les eaux pour le traitement d’une large gamme de contaminants incluant les produits pharmaceutiques, les substances humiques ou encore les pesticides car le ferrate cible préférentiellement les polluants possédant des fonctions riches en électrons [5,6]. Ici, le ferrate est utilisé pour le première fois pour remédier des sols contaminés par des PCBs et PCP.

Matériel et méthodes

Dans une expérience typique, 2 g de sol contaminé et 1 g de ferrate de potassium sont tout d’abord homogénéisés. Puis, le traitement d’oxydation chimique démarre en ajoutant de l’eau ultra pure à un rapport


massique solide/liquide de 1. Le choix d’un tel rapport constitue un choix réaliste pour une éventuelle mise à l'échelle vers des applications in-situ. La durée de chaque traitement est de 24 heures. L’efficacité de l’oxydation chimique utilisant le ferrate est comparé à celle de plusieurs traitements utilisant du peroxymonosulfate (HSO5-), du persulfate (S2O82-) et des réactifs de Fenton comme oxydants. De plus, le ferrate peut être aussi combiné avec ces oxydants conventionnels (HSO5- et S2O82-) dans le but d’obtenir un effet synergétique. Pour l’évaluation de l’efficacité des procédés d’oxydation, les sols traités sont d’abord lyophilisés avant d’extraire les polluants du sol par l’utilisation de solvant organique. Les échantillons récoltés sont ensuite analysés par chromatographie en phase gazeuse couplé à un spectromètre de masse pour déterminer les concentrations en PCBs ou par chromatographie liquide haute performance pour analyser les concentrations en PCP. Résultats et discussion Tout d'abord, il est important de rappeler qu’à notre connaissance, aucune donnée sur l'utilisation du ferrate n'est disponible dans la dépollution des sols. Les résultats présentés ici concernent principalement le traitement du sol contaminé par les PCBs. Ce sol provenant d’une friche industriel et historiquement contaminé contient environ 1018 ppm de PCBs, ce qui est largement au-dessus des seuils autorisés. Le taux de dégradation des différents congénères de PCB dans le sol traité par le ferrate est présenté dans la Figure 1. Il apparaît que les PCBs les plus lourds (donc fortement chlorés) sont les plus dégradés. En effet, les congénères 170 et 180 (hepta-CB) sont éliminés à hauteur de 50% alors que pour les autres PCBs, le taux de dégradation oscille autour de 30%. Cela s’explique par le fait que les PCBs lourds se dégradent en PCBs légers, c’est-à-dire moins chlorés, d’où une plus faible diminution de la concentration globale des PCBs légers. En d’autres termes, le taux observé ne reflète pas le taux véritable puisque les PCBs lourds se dégradent en PCBs plus légers.

Figure 1. Taux de dégradation de différents PCBs dans le sol historiquement contaminé en utilisant 0,5 g/g de ferrate à un rapport L/S = 1 après 24 h de traitement. C0 et C représentent respectivement

la concentration initiale et la concentration à la fin du traitement.

Cependant, l'efficacité de l'oxydation du ferrate dans l’élimination des PCBs dans le sol est prometteuse et excellent si l’on compare à celle des oxydants conventionnels, dont le S2O82-, le HSO5- et le H2O2 (Figure 2). Les résultats obtenus indiquent l'ordre d'efficacité suivant : ferrate (élimination de 30% des PCB) > HSO5- (élimination de 12%) > S2O82- (élimination de 8%) > H2O2 (élimination de 2%). L'application de H2O2 activé par le Fe(II) (réaction de Fenton) résulte également d’une faible efficacité de dégradation (environ 5%), ce qui pourrait être due à la précipitation de Fe(II) puisque le milieu réactionnel est basique (pH = 9,9). Il est connu que les oxydants conventionnels dégradent, lorsqu’ils sont activés, les polluants par un mécanisme radicalaire en attaquant la structure carbonée du polluant ciblé. Cependant, dans le cas des PCBs, ce mécanisme n'est pas favorisé en raison du degré élevé de chloration des molécules à dégrader, empêchant ainsi l'accès à la structure carbonée du polluant pour une attaque potentielle de radicaux. Cela nécessite donc une étape de déchloration qui est difficilement atteinte par voie radicalaire. Cette difficulté à oxyder les PCBs par les radicaux


est reflétée par l'inefficacité du traitement au H2O2 activé par le Fe(II), qui est bien connu pour produire des espèces radicalaires oxydantes.

Figure 2. Remédiation d’un sol contaminé par des PCB en utilisant le ferrate seul et en combinaison avec les oxydants conventionnels. La concentration en ferrate est de 0,5 g/g et celle du persulfate,

peroxymonosulfate et peroxyde est respectivement de 0,2 M, 0,2M et 2%. C0 et C représentent respectivement la concentration initiale et la concentration à la fin du traitement.

En revanche, le ferrate attaque préférentiellement les composés avec des fonctions riches en électrons et il agit par mécanisme de transfert direct d'électrons (et donc une voie non-radicalaire). Cette propriété du ferrate lui procure ainsi des avantages incontestables dans la dégradation des PCBs dans le sol comparé aux oxydants conventionnels. Le mécanisme impliquant le ferrate donne lieu, tout d’abord, à un transfert de deux électrons accompagnés d'un transfert d'atome d'oxygène, conduisant à des sous-produits partiellement et/ou totalement déchlorés. Ensuite, l’oxydation des PCBs peut se faire à travers d'autres étapes de dégradation impliquant le ferrate.

En effet, une fois que le ferrate a réagi, il se transforme en oxydes/hydroxydes ferriques dans le sol qui se révèlent avantageux pour la conception de nouveaux traitements d’oxydation supplémentaires. Ceci a été très récemment mis en évidence en phase aqueuse en utilisant les produits de décomposition du ferrate dans un traitement innovateur à base d’un procédé type photo-Fenton [7]. Par conséquent, l'application combinée du ferrate avec des précurseurs de radicaux tels que le S2O82- et le HSO5- est innovatrice et cela a donc été testé (Figure 2). Un effet positif de l'application combinée du ferrate et de ces oxydants a été observé, en particulier pour le système ferrate/HSO5- qui élimine jusqu’à 40% des PCBs du sol. En effet, ces systèmes combinés en oxydants peuvent générer diverses espèces réactives, telles que les radicaux SO5•- (pouvant également produire des radicaux SO4•-), qui éliminent efficacement les polluants. Cette synergie observée peut être expliqué par un combinaison des voies rédox et radicalaire dans le procédé d’oxydation. Le mécanisme de la dégradation des PCBs peut se résumer aux étapes suivantes : (i) l’attaque des substituants chlorés riches en électrons par le ferrate, (ii) l’oxydation de la structure carbonée par le ferrate par transfert d'atome d’oxygène supportée par (iii) la formation d'espèces radicalaires pouvant attaquer également le squelette carboné du polluant (conduisant, à terme, à l'ouverture des noyaux aromatiques jusqu’à la minéralisation totale du composé). Il est important de noter que sans le ferrate, les procédés d'oxydation conventionnels sont inefficaces, suggérant donc que l'attaque par le ferrate sur les substituants chlorés du PCB est une étape cruciale dans l’abattement de ce polluant.

Même si la dégradation des PCBs par les traitements à base de ferrate n’est pas totale, il est important de souligner que ces résultats n’ont pas fait l’objet d’une optimisation. En modifiant certains paramètres comme la composition de la matrice, nous avons pu obtenir jusqu’à 60% de dégradation avec une élimination complète des PCBs faiblement chlorés. Concernant d’autres polluants chlorés persistants, comme le PCP, les résultats sont également excellents. Brièvement, le sol historiquement contaminé et provenant d’une usine à bois contient environ 6 mg/Kg de PCP, ce qui est également au-dessus des seuils autorisés. L’application du ferrate dans ce sol pollué (à 0.1 g/g de sol), en mode batch ou sur colonne, résulte de la dégradation totale du PCP.

Conclusions et perspectives La décontamination utilisant le ferrate ouvre la voie au développement de nouvelles méthodes de remédiation des sols. En effet, les traitements à base de ferrate ont montré une meilleure efficacité mais surtout une meilleure applicabilité dans la dépollution de différents sols comparés à n’importe quel traitement chimique


conventionnel. Ces traitements novateurs pourraient, une fois optimisés, être considérés comme une méthode verte efficace dans la remédiation des sols. De plus, les produits de décomposition du ferrate peuvent être valorisés dans d’autres traitements chimiques supplémentaires pour augmenter la dégradation de polluants extrêmement persistants tels que les PCBs, ou voire même de combiner le ferrate à d’autres types de traitement pour en augmenter son efficacité. Références [1] Rybnikova, V. ; Usman, M. ; Hanna, K. (2016). Removal of PCBs in contaminated soils by means of chemical reduction and advanced oxidation processes. Environmental Science & Pollution Research, 23(17), 17035-17048. [2] Rybnikova, V., Singhal, N., Hanna, K. (2017). Remediation of an aged PCP-contaminated soil by chemical oxidation under flow-through conditions. Chemical Engineering Journal, 314, 202-211. [3] Gomes, H.I. ; Dias-Ferreira, C. ; Ribeiro, A.B. (2013). Overview of in situ and ex situ remediation technologies for PCB-contaminated soils and sediments and obstacles for full-scale application. Science of the Total Environment, 445-446, 237-260. [4] Feng, M. ; Cizmas, L. ; Wang, Z. ; Sharma, V.K. (2017). Synergistic effect of aqueous removal of fluoroquinolones by a combined use of peroxymonosulfate and ferrate(VI). Chemosphere, 177, 144-148. [5] Rai, P.K. ; Lee, J. ; Kailasa, S.K., Kwon, E.K. ; Tsang, Y.F. ; Ok, Y.S. ; Kim, K.H. (2018). A critical review of ferrate(VI)-based remediation of soil and groundwater. Environmental Research, 160, 420-448. [6] Sharma, V.K. ; Zboril, R. ; Varma, R.S. (2015). Ferrates: Greener Oxidants with Multimodal Action in Water Treatment Technologies. Accounts of Chemical Research, 48, 182-191. [7] Monfort, O. ; Brigante M. ; Mailhot G. (2019). Innovative ferrate-mediated heterogeneous photo-Fenton process for water treatment. Submitted manuscript to Chemical Engineering Journal. Remerciements Les auteurs souhaitent remercier l’Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME) pour le support financier (No. 1472C0030) et pour la mise à disposition d’un sol contaminé par des PCBs.


1

Evaluation de microcosmes de sols pour étudier la biosorption d’éléments traces métalliques par la souche fongique Absidia

cylindrospora Ilham BENJELLOUN *1, Lydia LELEYTER 1, Quentin Albert 1, David GARON1, Fabienne

BARAUD1

1 Normandie Université, UNICAEN, ABTE, 14000 Caen, France *Mail : [email protected]

Résumé

La contamination des sols par des éléments métalliques induit des risques sanitaires et environnementaux importants. La bioremédiation est une technique développée pour pallier à ces risques. Nos travaux s’intéressent plus particulièrement à l’utilisation de champignons comme organisme de bioremédiation des sols, dans l’optique de développer une future technique de mycoremédiation. Dans le cadre de cette étude, différents types de microcosmes sont développés et testés, pour permettre l’étude des interactions sol-champignon en conditions « réelles ». En particulier l'influence du champignon sur la disponibilité des éléments trace métalliques est explorée afin de mieux comprendre les mécanismes impliqués dans leur ad/absorption par le mycélium fongique.

Introduction

Certaines pratiques industrielles ont engendré la contamination des sols en éléments métalliques et métalloïdes, mais également en contaminants organiques [1]. La contamination des sols altère la qualité de l’environnement, perturbe les écosystèmes, et induit des risques sanitaires liés à une exposition par inhalation, ingestion ou contact direct avec le sol contaminé [2]. Pour pallier aux risques environnementaux et sanitaires liés à la contamination des sols, des techniques de remédiation se sont développées. Parmi elles, on retrouve la bioremédiation qui utilise des organismes vivants (bactéries, plantes, champignons) pour la dégradation ou la transformation des contaminants organiques en des formes moins toxiques, et la stabilisation ou extraction dans le cas d’une contamination métallique [3]. Le processus de bioremédiation des sols contaminés en éléments métalliques implique le développement d’organismes résistants capables d’accumuler les éléments métalliques afin de diminuer leur disponibilité environnementale via des processus de sorption [4]. Pour cela, la mise au point d’essais en microcosmes de sols est réalisée avec la souche fongique Absidia cylindrospora (Mucoromyceta). Cette souche a été sélectionnée lors de travaux préalables au laboratoire pour réaliser des microcosmes de sol [5]. Au cours de cette nouvelle étude, nous cherchons à optimiser la conception du microcosme afin de mieux isoler le mycélium du sol (microcosme « en couches »), et affiner les résultats permettant des analyses précises des milieux concernés, pour une meilleure compréhension des modes de transferts impliqués.

Matériel et méthodes

1- Microcosmes

Des premiers essais ont été développés au laboratoire et sont basés sur la réalisation de microcosmes « en mélange » contenant le broyat fongique, un milieu de culture minimum, de la sciure et du sol [6]. Le développement de microcosmes « en couches » est basé sur le protocole suivant. La souche Absidia cylindrospora est mise en culture à 25°C sur milieu Malt Extract Agar (MEA) dans des boîtes de Petri (figure1A). Après 10 jours de culture, le mycélium est gratté avec un scalpel stérile, puis broyé à l’Ultraturrax en présence de 15 mL de milieu de Galzy et Slonimski (GS) (figure 1B). Le broyat est ensuite incorporé à 3 g de sciure (copeaux de bois de hêtre) dans un cristallisoir stérile (figure 1C). L’ensemble est incubé 3 jours à 25°C (couvert avec du film stérile) jusqu’au développement d’une couche de mycélium à la surface de la sciure (figure 1D). Une masse de 60 g de sol est alors ajoutée sur les deux couches (sciure+ mycélium) et humidifié par 30mL d’eau stérile. Le microcosme « en couches » ainsi constitué (figure 1E) est incubé 20 jours à 25°C, puis subit un séchage à 37°C pendant 20 jours. Les microcosmes secs sont séparés en 3 couches (sciure + mycélium + sol) qui sont ensuite


2

analysées.

Figure 1. Protocole de réalisation d’un microcosme

A) Boîte de Petri (milieu MEA) contenant le mycélium d’Absidia cylindrospora âgé de 10 jours. B) Mycélium gratté et mis en suspension dans le milieu GS. C) Suspension fongique incorporée à la sciure. D) Formation d’une couche de mycélium à la surface de la sciure. E) Microcosme final en 3 couches : sciure + mycélium + sol.

Deux types de sols sont utilisés pour ces essais de microcosmes : un sol forestier (sol témoin) et un sol industriel contaminé en éléments métalliques (cadmium, zinc et plomb). Des essais de microcosmes sont également réalisés selon un protocole développé directement en boîte de Petri, dans le but de récupérer 3 couches distinctes : milieu gélosé + mycélium + sol.

2- Analyses réalisées Teneurs totales en éléments métalliques (sol, mycélium) :

Une minéralisation acide (eau régale) assistée par micro-ondes (Speedwave MWS-2 BERGHOF) permet de solubiliser les matrices étudiées avant leur analyse élémentaire par ICP-AES (Agilent- n°5100). Pour cela, une masse de 0,2 g d’échantillon est mise au contact de 10 mL d’eau régale (6,66mL de HCl 37% et 3,33mL de HNO3 68%). Les solutions récupérées sont ensuite filtrées à 0,45µm et stockées à +4°C avant analyse. Les teneurs totales ne sont pas suffisantes pour évaluer le risque environnemental, il est en effet nécessaire de déterminer la concentration en élément métallique réellement disponible pour son absorption potentielle [7].

Disponibilité et spéciation minéralogique des éléments dans les sols : La spéciation des éléments du sol conditionne leur disponibilité environnementale. Les extractions chimiques permettent d’estimer la disponibilité environnementale des éléments métalliques dans le sol. Les teneurs extraites chimiquement correspondent à la fraction environnementalement disponible [8]. Des extractions simples avec HCl 1M ou EDTA 0,02M (ratio L/S de 1/10) sont réalisées. Les essais sont réalisés dans des flacons en PEHD, agités pendant 1h à 250 tr/min. Les extraits sont filtrés à 0,45 µm et les filtrats stockés à +4°C avant analyse par ICP-AES. De plus, pour avoir des précisions sur la nature des différentes fractions labiles, un protocole d’extractions séquentielles est également appliqué, selon [9] en mettant au contact d’une prise d’essai de 1g des réactifs successifs d’une agressivité croissante. Les fractions prises en compte sont les suivantes, et leur somme représente la fraction mobile.

La fraction soluble à l’eau : réalisée avec un lavage à l’eau ultra pure pour extraire les éléments solubles à l’eau.

La fraction échangeable : l’extractant est le nitrate de magnésium qui permet notamment de solubiliser les cations situés dans l'espace interfoliaires des minéraux argileux.

La fraction acido-soluble : les extractants utilisés sont l’acétate de sodium et l’acide acétique, qui permettent de dissoudre essentiellement les carbonates, et libérer les ions qui y sont liés.

La fraction réductible : réalisée en trois étapes pour solubiliser différents oxydes, qui sont les oxydes de manganèse solubilisés par le chlorure d’hydroxylammonium, les oxydes de fer amorphes extraits avec l’acide oxalique et l’oxalate d’ammonium, et les oxydes de fer cristallins solubilisés avec de l’acide oxalique, de l’oxalate d’ammonium et l’acide ascorbique avec chauffage.

La fraction oxydable : réalisée avec le peroxyde d’hydrogène pour solubiliser la matière organique et les sulfures.

Résultats attendus

Les différentes couches issues des microcosmes subiront les analyses citées dans la figure 2.


3

Figure 2. Analyses à réaliser sur les échantillons

Les teneurs obtenues nous permettrons de déterminer les capacités de biosorption des éléments métalliques par la souche sélectionnée Absidia cylindrospora, et donc de confirmer l’efficacité du champignon introduit en couche dans les essais de microcosmes. L’objectif étant de déterminer l’influence de la croissance fongique sur la spéciation minéralogique des éléments métalliques étudiés. Les premiers résultats d’analyse des fractions minéralogiques labiles du sol ont montré une baisse des concentrations en éléments métalliques avec la présence d’Absidia cylindrospora [6]. La figure 3 représente la répartition de cuivre et de cadmium (respectivement en pourcentage par rapport au Cu total, et au Cd total) dans les fractions minéralogiques obtenues à partir des extractions séquentielles dans le microcosme témoin c’est-à-dire ne comportant pas de champignon et dans le microcosme bioaugmenté avec Absidia cylindrospora. Les résultats montrent que pour le Cu, le pourcentage labile est passé de 37 pour le témoin, à 30% pour le microcosme bioaugmenté avec Absidia cylindrospora, et pour le Cd, il passe de de 30% (témoin) à 27% pour le microcosme bioaugmenté. Ceci suggère une diminution de la mobilité de ces deux éléments et leur possible biosorption par Absidia cylindrospora.

Figure 3. Répartition de Cu et Cd au sein des différentes fractions labiles du sol des microcosmes « en mélange » [6]

Conclusions et perspectives

Les premiers résultats obtenus lors de travaux préalables au laboratoire nous ont conduit à développer un prototype de microcosme « en couches », de façon à pouvoir analyser de façon plus précise les milieux concernés, et mieux appréhender les modes de transferts impliqués. Les prochaines expériences porteront sur l'étude des profils et le dosage des composés sécrétés par les champignons (acides et enzymes) exposés à une pollution métallique, et éventuellement chercher à favoriser leur synthèse s'ils s'avèrent intéressants pour les objectifs de remédiation [10] [11].


4

Références [1] Damodaran, D., Vidya Shetty, K., Raj Mohan, B. (2014). Uptake of certain heavy metals from contaminated soil by mushroom—Galerina vittiformis ». Ecotoxicology and Environmental Safety 104 (juin): 414‑22. [2] Silva, Y., do Nascimento, C., Biondi, C. (2014). Comparison of USEPA Digestion Methods to Heavy Metals in Soil Samples. Environmental Monitoring and Assessment 186 (1) [3] Dzionek, A., Wojcieszyńska, D., Guzik, U. (2016). Natural Carriers in Bioremediation: A Review. Electronic Journal of Biotechnology 23 (septembre): 28‑36. [4] Ahmad, I., Imran, M., Ansari, MI., Malik, A., Pichtel, J. (2011). Metal Tolerance and Biosorption Potential of Soil Fungi: Applications for a Green and Clean Water Treatment Technology. In Microbes and Microbial Technology, 321‑61. New York, NY: Springer New York. [5] Albert, Q., Leleyter, L., Lemoine, M., Heutte, N., Rioult, JP., Sage, L., Baraud, F., Garon, D. (2017). Comparison of tolerance and biosorption of three Trace Metals (Cd, Cu, Pb) by the soil fungus Absidia cylindrospora. Chemosphere 196: 386-392. [6] Albert, Q. (2018) Sélection de souches fongiques performantes dans la biosorption de 3 éléments traces métalliques (Cd, Cu et Pb) et étude de leur spéciation minéralogique en microcosme de sol. Doctorat de l’Université de Caen (5 février 2019). [7] Kwiatkowska-Malina, J. (2017). Functions of Organic Matter in Polluted Soils: The Effect of Organic Amendments on Phytoavailability of Heavy Metals. Applied Soil Ecology, juillet. [8] Lebourg, A., Sterckeman, T., Ciesielski, H., Proix, N. (1996). Intérêt de différents réactifs d’extraction chimique pour l’évaluation de la biodisponibilité des métaux en traces du sol. Agronomie, EDP Sciences, 1996, 16 (4), pp.201-215. [9] Leleyter, L., Probst, JL. (1999). A New Sequential Extraction Procedure for the Speciation of Particulate Trace Elements in River Sediments. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 73(2), 109–128. [10] Arwidsson, Z., Johansson, E., Von Kronhelm, T., Allard, B., Van Hees, P. (2010). Remediation of Metal Contaminated Soil by Organic Metabolites from Fungi I—Production of Organic Acids. Water Air Soil Pollution. 205:215-226.

[11] Renshaw, J., Robson, GD., Trinci, A.P.J., Wiebe, M., Livens, FR., Collison, D., Taylor, R. (2002) Fungal siderophores: Structures, functions and applications. Mycological Research. Vol. 106 1123–1142. Remerciements

Mes remerciements s’adressent au MINISTÈRE DE L'ENSEIGNEMENT SUPÉRIEUR ET DE LA RECHERCHE et à l'Université de Caen Normandie qui financent cette thèse (allocation doctorale d'établissement).






Dépollution des sols dans un réacteur bioslurry : analyse expérimentale

et modélisation des mécanismes impliqués dans l'élimination des hydrocarbures aromatiques polycycliques

Douglas O. PINO-HERRERA1*, Yannick FAYOLLE2, Stephano PAPIRIO3, Eric D. VAN HULLEBUSCH4,

David HUGUENOT1, Giovanni ESPOSITO3, Mehmet A. OTURAN1, Yoan PECHAUD1 1 : Laboratoire Géomatériaux et Environnement (LGE), EA 4506, Université Paris-Est Marne-la-Vallée, 5 Bd

Descartes, 77454 Marne-la-Vallée, France 2 : UR HBAN, Irstea, 1 Rue Pierre-Gilles de Gennes, F-92761 Antony, France

3 : Dipartimento di Ingegneria Civile, Edile e Ambientale, Università degli Studi di Napoli “Federico II”, Via Claudio, 21, 80125 Napoli, Italy

4 : Institut de Physique du Globe de Paris, Sorbonne Paris Cité, Université Paris Diderot, UMR 7154, CNRS, F-75005 Paris, France

*contact : ATER (LGE, Université Paris-Est Marne-la-Vallée) Email : [email protected] Résumé Les sols contaminés par des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) constituent un problème environnemental et de santé publique majeur. La technologie « bioslurry » aérobie s’est révélée être une méthode efficace avec un fort potentiel de remédiation, en particulier pour les fractions fines des sols. Cependant, les mécanismes impliqués dans l'élimination des HAP dans le bioréacteur ne sont toujours pas complètement compris. Outre les processus biologiques, d'importants mécanismes de transfert de masse doivent être pris en compte. Pour cette étude, une approche mécanistique a été développée, dans laquelle les processus impliqués dans le « bioslurry » ont été isolés et analysés individuellement. Parmi les résultats obtenus, il a été démontré que la présence d'argile dans les sols peut fortement affecter le transfert d'oxygène. Également, la biodisponibilité des polluants a été limitée par le processus de désorption, en particulier lorsque de la matière organique est présente dans le sol. Le procédé bioslurry a montré une efficacité supérieure à 90% pour le traitement d'un sol artificiellement pollué avec du phénanthrène. Les résultats de ces travaux de recherche peuvent être extrapolés à l’étude de la dépollution des sols contaminés réels. L'approche mécanistique peut être utilisée comme une méthode générique pour étudier le traitement par bioréacteur. Introduction Dans un réacteur « bioslurry » aérobie, trois phases sont typiquement présentes : le milieu aqueux, la phase solide (le sol qui doit être remédié et la biomasse) et une phase gaz qui apporte de l’oxygène au système. Pour éliminer les HAP du sol, plusieurs processus doivent se succéder. Les polluants doivent être désorbés du sol, et les micro-organismes doivent avoir accès aux polluants, à d'autres nutriments mais aussi à l'oxygène qui doit être transféré de la phase gaz [1]. Le processus de biodégradation ne peut commencer que lorsque ces conditions sont remplies. Cependant, d'autres processus, qui ne sont pas nécessairement liés à la biotransformation des polluants, peuvent se produire simultanément. Par exemple, les HAP de faible masse molaire peuvent se volatiliser [2]. Pour simplifier et mieux comprendre ces mécanismes, il est plus facile de les classer en trois groupes : i) les processus de transfert gaz-liquide ; ii) les processus de transfert solide-liquide ; et iii) les processus de biodégradation. Ces mécanismes ont lieu simultanément dans le réacteur et peuvent s’influencer mutuellement. La plupart des études de la littérature concernant les réacteurs « bioslurry » sont axées sur l'optimisation de l'efficacité du processus pour des sols contaminés spécifiques. Cela a permis de démontrer l’efficacité du traitement et d'identifier ses avantages [3]. Cependant, les mécanismes responsables de l’élimination des


polluants ne sont pas complètement compris. Par conséquent, pour cette étude, une approche mécanistique a été développée, dans laquelle chaque mécanisme a été isolée et analysée individuellement. Ensuite, les résultats de ces analyses ont été utilisés pour comprendre le fonctionnement du procédé dans sa globalité en prenant en compte non seulement les mécanismes individuels mais aussi leurs interactions. Matériel et méthodes Les expériences ont été effectuées dans un réacteur en verre standard de diamètre D = 17,5 cm. Le volume était de 4,2 l (avec la hauteur du liquide L = D). Le réacteur avait une enveloppe thermique contrôlée à 20° C et quatre chicanes de largeur b = D / 10. La phase gazeuse était injectée à partir du bas du réacteur à travers un diffuseur en verre poreux de 5 cm de diamètre relié à une vanne à trois orifices, offrant le choix entre air et azote, selon les besoins. L'agitation mécanique était fournie par un moteur à vitesse de rotation contrôlée couplée à une hélice marine (d = D / 3 et w = d / 3) à une distance d'un tiers de la hauteur du liquide par rapport au fond. Pour mieux comprendre les mécanismes impliqués dans le traitement de sols pollués par des HAP, les trois types de mécanismes précédemment décrits ont été étudiés individuellement : Premièrement, le transfert gaz-liquide a été étudié en deux parties : le transfert d’oxygène et la volatilisation de polluants. Pour le transfert d’oxygène, l'influence de la vitesse d'agitation, du débit d’air et de la concentration en argile sur le coefficient de transfert de masse a été examinée, tandis que pour la volatilisation des HAP, les effets de la puissance liée à l’agitation (𝑃𝑃𝑁𝑁𝑉𝑉 ) et des propriétés physico-chimiques des molécules (toluène, naphtalène et phénanthrène) sur la vitesse de volatilisation et sur les coefficients de transfert de masse surfacique du côté gaz (𝑘𝑘𝐺𝐺,𝑆𝑆 ) et du côté liquide (𝑘𝑘𝐿𝐿𝑆𝑆) ont été étudiés. Deuxièmement, pour le transfert solide-liquide, l’effet de la concentration et de la composition du sol sur l’équilibre et la cinétique de désorption des HAP ont été recherchés. La cinétique de désorption a été modélisée comme la somme des vitesses de désorption individuelles pour chaque composante du sol à l'aide d'un modèle à trois paramètres et à deux compartiments, dans lequel des équations de premier ordre ont été définies pour chaque compartiment [4]. Troisièmement, pour le processus de biodégradation, les effets de deux différents cosubstrats et de la présence d’un surfactant (laurylbétaïne) sur la cinétique de biodégradation des HAP et sur la capacité de la communauté microbienne à s’adapter aux changements environnementaux ont été étudiés. Finalement, la dépollution d’un sol artificiellement pollué dans le réacteur « bioslurry » a été testé et l’effet de la présence de MO a été examiné. Les résultats des parties précédents ont été utilisés pour analyser le fonctionnement du procédé de dépollution. Résultats et discussion Transfert d’oxygène Pour l’étude du transfert d’oxygène, les résultats ont montré que le coefficient de transfert de masse volumétrique d'oxygène varie linéairement avec la puissance totale (mécanique et pneumatique) appliquée au système dans les conditions testées. En outre, le transfert d'oxygène est considérablement affecté par la teneur en sol. Cet effet pourrait être attribué aux changements de densité et de viscosité de la suspension, ainsi qu’à la contamination à la surface des bulles. Une corrélation linéaire entre le facteur alpha (α, qui correspond à la diminution relative du coefficient de transfert d'oxygène en présence de sol) et le rapport entre le nombre d'Archimède de la boue et celui de l'eau a été proposée (ArSl/ArW) (Figure 1). Il a été démontré que la présence d'argile dans les sols peut fortement affecter le transfert d'oxygène dans les systèmes à suspension [5].

Figure 1. Facteur alpha en fonction de ratio des numéros d'Archimède

Volatilisation des HAP Les expériences ont démontré que l'aération des bulles dans le réacteur entraînait la saturation des HAP dans les bulles. Cela a permis de calculer la constante de la loi de Henry de ces composés [6]. D'autre part,

y = 0.91xR² = 0.99

0.00.20.40.60.81.0

0.0 0.5 1.0

α(-)

ArSl/ArW




le coefficient de transfert des HAP en surface a montré une corrélation de type puissance avec l'entrée de puissance mécanique. De plus, des corrélations entre la constante de la loi de Henry et les paramètres de cette corrélation de type puissance ont été proposées. Ces corrélations peuvent être utilisées pour estimer la valeur du coefficient de transfert de masse global dans les conditions testées. Pour modéliser le coefficient de transfert de masse gaz-liquide, deux modèles ont été comparés : le modèle du « coefficient de proportionnalité » (PC) [7] et le modèle des « deux composés de référence » (2RC) [8], pour lesquels il est nécessaire de connaître le coefficient de transfert de masse d'un ou de deux composés de référence, respectivement. Les deux modèles ont présenté des résultats similaires, montrant que soit seul l'oxygène pour le modèle PC, soit l'oxygène et l'eau pour le modèle 2RC peuvent être utilisés comme composés de référence pour calculer le coefficient de transfert de masse. Toutefois, le modèle 2RC est préférable en raison de sa supérieure robustesse et de ses caractéristiques extrapolables en ce qui concerne les modifications hydrodynamiques des interfaces côté gaz et côté liquide. Sorption et désorption des HAP L’influence de la concentration et de la composition du sol (teneur en matière organique) sur l’équilibre sorption-désorption et sur la cinétique de désorption a été évaluée. Les résultats indiquent que l'équilibre de sorption des HAP est principalement contrôlé par la matière organique du sol (MO). Cependant, la présence d'argile peut modifier ce phénomène, probablement en réduisant les sites de sorption disponibles formant des agrégats de MO-argile [9]. En outre, l’hystérésis de sorption était négligeable pour l’équilibre de sorption des HAP à court terme. La concentration du sol n'a pas affecté significativement les coefficients de transfert solide-liquide et donc non plus la vitesse de désorption des HAP de l’argile et de la MO (Figure 2). Cela signifie que la désorption ne pourrait dépendre que de l'équilibre de surface (et donc des propriétés physicochimiques de la molécule et du sorbant) et non des conditions hydrodynamiques dans la gamme de concentrations du sol testée. Une corrélation de type puissance a été trouvée pour les constantes cinétiques de premier ordre pour les deux matériaux, l'argile (kclay) et la MO (kSOM), et le coefficient de partage sol-eau normalisé du carbone organique (KOC) (Figure 2), ce qui signifie que la désorption des HAP provenant de ces fractions de sol est principalement contrôlée par l'hydrophobicité du composé. De plus, les HAP de masse molaire plus élevée (ayant donc une hydrophobicité plus élevée) ont tendance à être adsorbées dans une proportion plus élevée sur la MO non polaire que sur les surfaces minérales. L'origine de la pollution, le vieillissement et les intempéries déterminent le devenir des HAP dans le sol et l'environnement.

Figure 2. Constantes cinétiques de désorption estimées pour les fractions pures du sol en fonction

du KOC (valeurs de KOC selon [10]) Biodégradation et enrichissement de la culture Les résultats ont permis de conclure que les HAP contenant des cycles non aromatiques sont moins dégradés par les cultures enrichies en HAP uniquement aromatiques. En outre, les HAP ayant une masse molaire élevée sont moins dégradés, lorsque l'acclimatation de la culture est effectuée à l'aide d'HAP ayant une faible masse molaire. De plus, lorsque le glucose est utilisé comme cosubstrat de cultures dégradant le phénanthrène, la production de biomasse est augmentée. Cependant, la communauté microbienne devient moins efficace

y = 3.90x-0.68

R² = 0.97

y = 144.64x-0.63

R² = 0.95

1.E-04

1.E-03

1.E-02

1.E-01

1.E+00

1.E+01

1.E-04

1.E-03

1.E-02

1.E-01

1.E+00

1.E+01

1.E+02 1.E+04 1.E+06

k clay

(h-1

)

k SOM

(h-1

)

KOC (l.kg-1)

kSOM

kclay


pour la dégradation du phénanthrène. En outre, le laurylbétaïne a eu un puissant effet inhibiteur sur la croissance bactérienne, même lorsque la capacité de dégradation du phénanthrène des cultures n'était pas affectée. Les substrats utilisés dans l'acclimatation et l'enrichissement de la culture jouent un rôle important dans sa capacité de biodégradation des HAP et dans leur capacité d'adaptation aux changements. Réacteur « bioslurry » L'expérience a démontré qu’un sol pollué artificiellement a été remédié avec succès à l'aide d'un réacteur « bioslurry ». La vitesse de consommation d’oxygène par les micro-organismes et le pH se sont révélés être des paramètres pratiques pour suivre l'activité microbienne dans le réacteur. Néanmoins, les produits de dégradation ciblés n’ont pas été complètement éliminés de la phase aqueuse, probablement en raison de l’absence d’adaptation des micro-organismes ou de leur effet toxique sur la culture microbienne. En outre, la MO a entraîné une diminution de l'efficacité de biodégradation de 25%, ce qui peut s'expliquer par la biodisponibilité plus faible du phénanthrène en présence de ce matériau, associée à une bioaccessibilité éventuelle d'autres sources de carbone fournies par la MO au détriment de la consommation de phénanthrène. Conclusions et perspectives Certaines interactions entre les mécanismes ont été identifiées à l’aide de l’expérience du réacteur « bioslurry » dans le sol. Par exemple, la biodisponibilité du polluant était limitée par le processus de désorption, en particulier lorsque la MO était présente dans le sol. En outre, la volatilisation peut constituer le principal processus d'élimination pendant la phase de latence du processus de biodégradation. En conclusion, pour le réacteur « bioslurry », des vitesses d'agitation faibles peuvent être utilisées pour optimiser le compromis entre le transfert d'oxygène et la volatilisation du phénanthrène, ainsi que la consommation d'énergie du réacteur, sans affecter la biodisponibilité du phénanthrène. Les résultats de ces travaux de recherche peuvent être extrapolés à l’étude du réacteur « bioslurry » pour le traitement de sols réels historiquement contaminés. Cependant, il est nécessaire de prendre en compte les caractéristiques et la composition du sol et la présence de microorganismes indigènes. L'approche mécanistique utilisée dans ce travail de recherche peut être considérée comme une méthode générique et peut être utilisée pour étudier et mieux comprendre le traitement du réacteur « bioslurry » pour tout type de sol, différents polluants et communautés microbiennes, ainsi que d’autres conditions opératoires. Références [1] Woo, S.H., Park, J.M., Rittmann, B.E., and others (2001). Evaluation of the interaction between biodegradation and sorption of phenanthrene in soil-slurry systems. Biotechnol. Bioeng. 73, 12–24. [2] Jee, V., Beckles, D.M., Ward, C.H., and Hughes, J.B. (1998). Aerobic slurry reactor treatment of phenanthrene contaminated sediment. Water Res. 32, 1231–1239.. [3] Pino-Herrera, D.O., Pechaud, Y., Huguenot, D., Esposito, G., van Hullebusch, E.D., and Oturan, M.A. (2017). Removal mechanisms in aerobic slurry bioreactors for remediation of soils and sediments polluted with hydrophobic organic compounds: An overview. J. Hazard. Mater. 339, 427–449. [4] Barnier, C., Ouvrard, S., Robin, C., and Morel, J.L. (2014). Desorption kinetics of PAHs from aged industrial soils for availability assessment. Sci. Total Environ. 470–471, 639–645. [5] Pino-Herrera, D.O., Fayolle, Y., Pageot, S., Huguenot, D., Esposito, G., van Hullebusch, E.D., and Pechaud, Y. (2018). Gas-liquid oxygen transfer in aerated and agitated slurry systems with high solid volume fractions. Chem. Eng. J. 350, 1073–1083. [6] Mackay, D., Shiu, W.Y., and Sutherland, R.P. (1979). Determination of air-water Henry’s law constants for hydrophobic pollutants. Environ. Sci. Technol. 13, 333–337. [7] Munz, C., and Roberts, P.V. (1989). Gas- and liquid-phase mass transfer resistances of organic compounds during mechanical surface aeration. Water Res. 23, 589–601. [8] Smith, J.H., Bomberger, D.C., and Haynes, D.L. (1981). Volatilization rates of intermediate and low volatility chemicals from water. Chemosphere 10, 281–289. [9] Wershaw, R.L. (1986). A new model for humic materials and their interactions with hydrophobic organic chemicals in soil-water or sediment-water systems. J. Contam. Hydrol. 1, 29–45. [10] NJDEP (2008). Chemical Properties for Calculation of Impact to Ground Water Soil Remediation Standards. [11] Sardeing, R., Painmanakul, P., and Hébrard, G. (2006). Effect of surfactants on liquid-side mass transfer coefficients in gas–liquid systems: A first step to modeling. Chem. Eng. Sci. 61, 6249–6260. Remerciements Les auteurs remercient l'Agence Exécutive Éducation, Audiovisuel et Culture de la Commission européenne pour son soutien financier apporté dans le cadre du programme de doctorat conjoint Erasmus Mundus « Environmental Technologies for Contaminated Solids, Soils and Sediments » (ETeCoS3) dans le cadre de la convention de subvention FPA no. 2010-0009.






Traitement in-situ de PFAS en utilisant un charbon actif colloïdal

Aurélien TRIGER1, Kris MAERTEN1 1 : REGENESIS, [email protected], [email protected]

Introduction: La présentation est une étude de cas d’une première mondiale de traitement complet et in situ de PFAS dans les eaux souterraines d’un site au Canada. La conférence utilisera également les dernières données issues d’essais laboratoires et d’études pilotes menées sur d’autres sites pour expliquer comment le risque de contamination par les PFAS dans le sol et les eaux souterraines peut être contenu grâce à un traitement in situ, à l’aide de charbon actif colloïdal. Cette nouvelle approche de confinement in situ offre une solution beaucoup plus économique à long terme pour arrêter et contenir les risques causés par les panaches de PFAS, par rapport aux méthodes existantes (telles que le confinement hydraulique). Résultats présentés : Une étude de cas détaillée sera présentée sur ce que nous pensons être le premier traitement au monde complet et in situ des PFAS dans les eaux souterraines au Canada, où la contamination par les PFAS a été rapidement éliminée des eaux souterraines par sorption in situ. Le projet a notamment fait l’objet d’un article dans la revue Remediation [1]. Le site, un ancien site de fabrication de mobilier industriel où une installation d’entraînement à la lutte contre les incendies était située, était en cours de traitement pour éliminer les résidus d’hydrocarbures du pétrole lorsque des analyses d’eaux souterraines ont révélé la présence de PFOA et de PFOS. En utilisant la technologie de direct-push, le charbon actif liquide a été injecté en 50 points dans l'aquifère constitué de sable limoneux afin de traiter les hydrocarbures pétroliers. Les tests post-injection effectués sur une période d'un an ont montré que les concentrations en hydrocarbures pétroliers ainsi qu’en PFOA et PFOS, étaient atténués jusqu’à descendre en-dessous des limites de détection actuelles (Figure 1).


Figure 1 : Evolution des concentrations en PFOS et PFOA au droit des puits de monitoring 1, 2, 4, 5, 8 et 11.

Après 18 mois, des concentrations en PFOS et PFUNA de 20 nanogrammes par litre ont été détectées - toutes deux au-dessus du niveau de détection, mais bien en deçà des niveaux sanitaires recommandés par l’USEPA. Toutes les données recueillies depuis ont montré que ces composés étaient sous les seuils de détection. Après deux ans de surveillance, les concentrations en PFAS n’ont toujours pas été détectées dans les eaux souterraines et le traitement devrait se poursuivre pendant plusieurs décennies. Depuis la réalisation de ce projet, d’autres essais pilotes et traitement à grande échelle à l’aide de charbon actif colloïdal ont été réalisés. D’autres retours d’expériences seront ainsi partagés pendant la conférence. Cette présentation intéressera les utilisateurs finaux, les propriétaires de site, l’administration et les professionnels des sites et sols pollués, confrontés à des problèmes de PFAS dans les eaux souterraines. Références [1] McGregor R.(2018) In Situ treatment of PFAS-impacted groundwater using colloidal activated carbon. Remediation, 28:33–41.


Mécanisme de réduction de l’hexachlorobutadiène et de l’hexachloroéthane par des particules Pd/Fe

(projet SILPHES)

Romain Rodrigues1,2,3*, Stéphanie Betelu1, Stéfan Colombano1, Guillaume Masselot2, Theodore Tzedakis3, Ioannis Ignatiadis1

1 : BRGM, 3 avenue Claude Guillemin, 45060 Orléans Cedex 2 2 : ADEME, 20 avenue du Grésillé, 49000 Angers Cedex 1 3 : LGC, 118 route de Narbonne, 31062 Toulouse Cedex 9

* contact : [email protected] Résumé Cette étude est dédiée à la compréhension du mécanisme de déchloration réductrice de l’hexachlorobutadiène (HCBD, C4Cl6) et de l’hexachloroéthane (HCA, C2Cl6) par des particules bimétalliques Pd/Fe en suspension dans un mélange de polymères et d’oligomères d’acide lactique (PLA). Elle est basée sur l’utilisation d’un suivi indirect en continu de la corrosion du fer par mesure du pH, du potentiel d’oxydo-réduction et de la conductivité de la solution, en plus des analyses chromatographiques permettant la quantification des composés organiques chlorés. Les essais ont été réalisés en réacteur fermé selon différentes conditions expérimentales visant à déterminer l’influence de la quantité de particules Pd/Fe, de la concentration initiale en polluant, de la quantité de PLA et de la température. L’inter-comparaison des résultats a permis de mettre en évidence le mécanisme de déchloration des deux polluants. La corrosion aqueuse du fer entraîne la génération d’hydrogène atomique au niveau du palladium, permettant l’hydrodéchloration des polluants. Durant le traitement, seul le PCE a été quantifié lors de la réduction de HCA ; ainsi, aucune accumulation de sous-produits chlorés toxiques en solution tels que le TCE et le chlorure de vinyle n’a été observée. Les variations au cours du temps du pH, du potentiel redox et de la conductivité ont permis de comprendre l’effet de chacun des paramètres étudiés sur la corrosion des particules. Les résultats ont montré la bonne corrélation entre l’évolution des paramètres, la cinétique de corrosion des particules et la déchloration réductrice de HCBD et HCA dans les différentes conditions expérimentales, démontrant l’intérêt de ce type de suivi en continu. L’avantage de ce dernier est qu’il peut être facilement implémenté sur site pour obtenir des informations sur l’évolution des conditions géochimiques des eaux souterraines durant le traitement par réduction chimique. Introduction Les composés organiques chlorés (COCs) représentent un enjeu majeur pour la santé humaine et environnementale car il s’agit un des principaux contaminants des eaux souterraines. Parmi les techniques de dépollution existantes, la réduction chimique in situ est l’un des techniques les plus prometteuses pour la dégradation des saturations résiduelles. Contrairement à l’oxydation chimique ou la bioremédiation, elle a l’avantage d’être efficace sur les solvants les plus chlorés, ce qui permet d’envisager une action au front des sources de pollution. Cette technique est principalement basée sur l’utilisation de particules à base de fer zéro-valent et met en jeu des phénomènes d’adsorption et de réduction (notamment celle de l’eau) en surface des particules. Dans le cadre du projet AMI SILPHES (Solutions Innovantes de Lutte contre les Produits Halogénés dans les Eaux Souterraines), le site d’Inovyn Tavaux a été choisi pour réaliser une étude complète du traitement des sources et panaches de contamination aux solvants chlorés [1–3]. La contamination au niveau de la zone source est composée principalement de COCs lourds, tels que l’hexachlorobutadiène (HCBD) et l’hexachloroéthane (HCA) qui représentent plus de 70 % massique de la zone source. Une première étude préliminaire a été réalisée afin de sélectionner l’agent de réduction le plus adapté pour le traitement des saturations résiduelles (avec présence de polluant en phase pure). Cette étude a permis de mettre en évidence l’efficacité de traitement obtenu par les microparticules de Pd/Fe mise en suspension dans un mélange de polymères et d’oligomères d’acide lactique (PLA), produits fournis par Biorem Engineering. Ce réactif sélectionné, l’objectif de cette étude est de comprendre le mécanisme de réduction de HCBD et de HCA en réacteur fermé et d’optimiser les conditions de traitement pour une application de démonstration pilote du procédé sur le site d’étude. Pour ce faire, différents essais ont été réalisés afin de déterminer l’influence de la quantité de particules Pd/Fe, de la concentration initiale en polluant, de la quantité de PLA et de la


température. L’étude est basée sur des mesures en continu du pH, du potentiel redox et de la conductivité permettant un suivi indirect de la corrosion aqueuse des particules. Matériel et méthodes Les essais sont réalisés en réacteur fermé agité d’un litre initialement rempli d’eau milli-Q dégazé équipé d’une double enveloppe pour réaliser les essais à température contrôlée. Le polluant est introduit sous forme dissoute (préparation de solutions mères de HCBD et HCA dans du méthanol), à des concentrations proches de leur solubilité aqueuse [4]. La suspension du réactif est réalisée avant chaque expérience et injectée dans le réacteur pour initier la réduction. Différents essais ont été réalisés pour déterminer l’influence de la quantité de particules Pd/Fe (150, 375 et 600 mg), de la concentration initiale en polluant (5, 10 et 20 mg/L), de la quantité de PLA pour créer la suspension (850, 1700 et 3400 mg) et de la température (12, 25 et 35 °C). A des temps spécifiques, un échantillon sans particules est prélevé et analysé par chromatographie en phase gazeuse pour quantifier les concentrations en COCs (produits initiaux et produits de dégradation). Le réacteur est également équipé de plusieurs électrodes pour mesurer le pH, le potentiel redox (électrode de Pt avec une électrode de référence au sulfate mercureux), la conductivité (électrode à 2 pôles) et la température. Chaque électrode est calibrée avant chaque expérience pour s’assurer d’une bonne mesure des paramètres. Chacun des paramètres est enregistré en continu à l’aide d’une centrale d’acquisition Keithley 2700 pilotée par le logiciel KickStart [5,6]. Résultats et discussion Dans chacune des conditions expérimentales, les résultats obtenus permettent de déterminer l’évolution des concentrations en composés organochlorés, du pH, du potentiel redox et de la conductivité. Une première étude est réalisée en absence de polluant afin de comprendre l’évolution des différents paramètres dans le système Pd-Fe/PLA/H2O. Les résultats ont montré que l’évolution du pH, du redox et de la conductivité est liée aux modifications de la chimie de la solution dues à la corrosion du fer et que le système est initialement contrôlé cathodiquement par le transport de masse de H+.

Fe0 → Fe2+ + 2 e− (Eq. 1)

2 H+ + 2 e−Pd→ 2 H∗ (Eq. 2)

2 H∗ → H2 (Eq. 3-1)

H∗ + H+ + e− → H2 (Eq. 3-2)

La figure 1 présente un exemple de résultats obtenus concernant l’effet de la quantité de particules Pd/Fe pour la déchloration de 10 mg/L de HCA avec 850 mg de PLA et à 25 °C. L’augmentation de la quantité de particules Pd/Fe entraîne une augmentation la vitesse de déchloration de HCA. Ce phénomène est lié à une augmentation de la corrosion des particules, comme le montre les évolutions plus rapides du pH, du potentiel redox et de la conductivité, ce qui permet d’augmenter la vitesse de génération d’hydrogène atomique en surface des particules et donc les réactions d’hydrodéchloration. Une interprétation similaire peut être formulée pour l’augmentation de la concentration initiale en polluant. Le ratio fer/polluant est donc un paramètre important pour l’optimisation du procédé de traitement. L’augmentation de la température entraîne une augmentation de la cinétique de corrosion des particules, ce qui permet une augmentation de la cinétique de réduction de HCBD et de HCA. Concernant la quantité de PLA, deux effets ont été observés. Tout d’abord, l’augmentation de la quantité de PLA entraîne une diminution de la corrosion du fer par blocage des sites réactifs par le PLA, et par conséquent une diminution de la cinétique de déchloration des polluants. Toutefois, l’augmentation de PLA permet d’observer une forte disparition initiale en polluant du fait d’une sorption plus importante du polluant. Également, elle permet un maintien des conditions acides, ce qui permet de préserver une bonne efficacité de traitement – avec la même quantité de particules – sur un temps plus important [5]. Le ratio fer/PLA apparaît donc lui aussi comme un paramètre important dans l’optimisation du procédé.


Figure 1. Effet de la quantité de particules Pd/Fe sur la déchloration réductrice de HCA. (a) Evolution

de la concentration en HCA, (b) Evolution du pH, (c) Evolution de la concentration en PCE, (d) Evolution du potentiel redox, (e) Evolution du potentiel redox en fonction du pH, (f) Evolution de la

conductivité.

L’inter-comparaison des résultats en absence et en présence de polluant a permis de proposer un mécanisme de dégradation de HCBD et de HCA (Figure 2). La première étape est la diffusion et la sorption du polluant en surface des particules au niveau du PLA. La réduction des polluant nécessite ensuite la production d’hydrogène atomique – généré lors de la corrosion du fer – en surface du palladium. Si la réduction de HCBD ne montre pas d’accumulation de sous-produits en solution, la réduction de HCA passe par la formation PCE en tant qu’intermédiaire réactionnel, qui s’accumule en solution avant sa réduction en composé C2 et C4 non chlorés. Cette faible présence de sous-produits s’explique par une dissociation des liaisons C-Cl au niveau du palladium. Enfin, le produit final non chloré est désorbé et diffuse dans la solution.

Figure 2. Schéma du mécanisme de déchloration réductrice de HCA par les particules Pd/Fe en

suspension dans le PLA.

Conclusions et perspectives Les résultats de cette étude ont permis d’élucider le mécanisme de réduction de l’hexachlorobutadiène et de l’hexachloroéthane par des particules bimétalliques Pd/Fe en suspension dans un mélange de polymères et d’oligomères d’acide lactique. Cette compréhension est basée sur un suivi indirect en continu de l’évolution du pH, du potentiel redox et de la conductivité. Ce type de suivi permet de déterminer les cinétiques de corrosion des particules par l’évolution du pH au cours du temps et la génération d’hydrogène par l’évolution du potentiel redox. Le suivi de la conductivité donne également une indication sur la cinétique de corrosion. Les résultats ont permis de montrer que la dégradation de HCBD et HCA faisait intervenir des étapes de sorption, réduction chimique par l’hydrogène atomique et désorption, et qu’il n’y avait qu’une très faible accumulation de sous-produits en solution.


L’avantage du suivi indirect de la corrosion est qu’il peut être facilement implémenté sur site pour obtenir des informations sur l’évolution des conditions géochimiques des eaux souterraines durant le traitement par réduction chimique. Bien que la complexité de la matrice naturelle ait un impact sur les valeurs initiales du pH, du potentiel redox et la conductivité, une cartographie des variations de ces paramètres au niveau de la zone source de contamination permettra un meilleur suivi du traitement chimique et de la zone réactive. Une étude complète sur site de démonstration permettrait donc de confirmer l’intérêt de ce suivi. En plus d’être utilisé en tant qu’agent de stabilisation des particules, le PLA peut servir de source de carbone pour la stimulation des micro-organismes afin de maintenir des conditions réductrices dans l’aquifère et permettre la déchloration de solvants organochlorés plus légers par biodégradation. L’action du PLA sur la celle-ci est donc un point à étudier pour envisager des procédés de traitement couplant réduction chimique et bioremédiation, pour allier efficacité de traitement à court terme sur les composés les plus chlorés et maintien de conditions réductrices à long terme. Références [1] Maire, J., Joubert, A., Kaifas, D., Invernizzi, T., Marduel, J., Colombano, S., Cazaux, D., Marion, C., Klein, P.-Y.,

Dumestre, A., Fatin-Rouge, N. (2018). Assessment of flushing methods for the removal of heavy chlorinated compounds DNAPL in an alluvial aquifer. Science of the Total Environment, 612, 1149–1158.

[2] Giraud, Q., Gonçalvès, J., Paris, B., Joubert, A., Colombano, S., Cazaux, D. (2018). 3D numerical modelling of a pulsed pumping process of a large DNAPL pool: In situ pilot-scale case study of hexachlorobutadiene in a keyed enclosure. Journal of Contaminant Hydrology, 214, 24–38.

[3] Mauffret, A., Hermon, L., Charron, M., Colombano, S., Cazaux, D., Joubert, A., Vuillemier, S., Joulian, C. (2015). Ability of microorganism along a contaminated plume to degrade chlorinated solvents (ethene, propane, ethane). AquaConSoil 2015, Copenhague, Danemark.

[4] Rodrigues, R., Betelu, S., Colombano, S., Masselot, G., Tzedakis, T., Ignatiadis, I. (2017). Influence of temperature and surfactants on the solubilization of hexachlorobutadiene and hexachloroethane. Journal of Chemical and Engineering Data, 62, 3252–3260.

[5] Rodrigues, R., Betelu, S., Colombano, S., Masselot, G., Tzedakis, T., Ignatiadis, I. (2017). Reductive dechlorination of hexachlorobutadiene by a Pd/Fe microparticle suspension in dissolved lactic acid polymers: Degradation mechanism and kinetics. Industrial & Engineering Chemistry Research, 56, 12092–12100.

[6] Rodrigues, R., Betelu, S., Colombano, S., Masselot, G., Tzedakis, T., Ignatiadis, I. (2019). Elucidating the dechlorination mechanism of hexachloroethane by Pd-doped zerovalent iron microparticles in dissolved lactic acid polymers using chromatography and indirect monitoring of iron corrosion. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 1–18.

Remerciements Cette étude a été financée par l’ADEME et le BRGM dans le cadre du projet AMI SILPHES.


Coopération interrégionale pour promouvoir la nanoremédiation : le projet TANIA

Noële ENJELVIN1, Jean Louis MOREL1, Marie-Odile SIMONNOT2,

Carine VUIDEL3, Kakou KHOUMCHANE3

1 : Université de Lorraine, GISFI, Laboratoire Sols et Environnement, UMR 1120, 2, avenue de la forêt de Haye - BP 20163, 54505 Vandœuvre-lès-Nancy, France,

[email protected], [email protected], 2 : Université de Lorraine, GISFI, Laboratoire Réactions et Génie des Procédés, CNRS UMR 7274, 1 rue

Grandville, BP 20451, 54001 Nancy Cedex, France, [email protected] 3 : Conseil régional Grand Est, Service Territoires et Ruralités, Direction de la cohésion des territoires,

Maison de la Région, Place Gabriel Hocquard – CS 81004, 57036 METZ cedex 01, [email protected], [email protected]

Résumé TANIA est un projet INTERREG destiné à partager les expériences européennes en matière d’innovation pour le traitement des sites et sols pollués (https://www.interregeurope.eu/tania/). Le projet porte une attention particulière aux procédés utilisant les nanomatériaux. Les échanges sur les bonnes pratiques développées par les régions européennes partenaires permettent de faire évoluer les politiques publiques et les instruments et, par conséquent, de favoriser une meilleure prise en compte de l’innovation par les parties prenantes lors des opérations de remise en état des sites et sols pollués. En réunissant l’ensemble des acteurs de la gestion des sites et sols pollués, il a aussi mis en évidence les différents verrous qui s’opposent à une innovation qui est dans un certain nombre de cas la solution du point de vue de l’efficacité, de l’innocuité et du développement durable. La mise en œuvre de démonstrateurs à l’échelle de la vraie grandeur est apparue comme l’interface indispensable entre la recherche, d’une part, et l’application, d’autre part. Dans le cas de la nanoremédiation, des démonstrateurs pourraient permettre d’apporter des informations solides qui assureraient aux autorités et aux opérateurs la possibilité de porter un jugement objectif sur cette innovation qui tend à se développer dans d’autres pays. Introduction Le nombre élevé de sites potentiellement contaminés en Europe représente un coût considérable, dont plus de 40% est assuré par des fonds publics. Pour soutenir la gestion durable des sites et sols pollués et permettre leur réintégration dans des cycles économiques et environnementaux, il est indispensable de développer des procédés et filières qui garantissent efficacité et innocuité et réduisent les coûts. Or, malgré l’élaboration d’une gamme de procédés innovants durant les dernières décennies, les pratiques les plus courantes font encore appel à un nombre très limité de procédés. En France, le « dig and dump » représente toujours près de 50% des opérations de traitement avec des conséquences qui sont en contradiction avec les objectifs de réduction des déchets et des émissions de gaz à effet de serre, dans le cadre de la préservation de la planète pour les générations futures. Parmi les solutions innovantes pour la gestion des sites et sols pollués, la nanoremédiation a émergé il y a quelques années. Elle a fait l’objet de travaux (e.g. Nanorem) mais, si elle apparaît comme une technique prometteuse pour traiter les pollutions, son adoption effective reste limitée par des problèmes liés à la nouveauté technologique. TANIA (TreAting contamination through NanoremedIAtion) est un projet INTERREG qui associe des partenaires académiques et des partenaires des collectivités territoriales de cinq régions de pays européens (Crète, Finlande, Hongrie, Italie et France). Il est coordonné par l’ASEV de Toscane, Italie (Agency for the development of the Empolese Valdelsa). Pour la France, les partenaires sont la Région Grand Est et l’Université de Lorraine au titre du GISFI. TANIA a pour but d’échanger sur les situations des différentes régions impliquées et sur les bonnes pratiques mises en œuvre. Il permet d’envisager de faire évoluer au sein des régions les politiques publiques et les instruments pour la gestion durable des sites et sols pollués en faisant appel à l’innovation. Il est aussi destiné à stimuler la création de nouvelles opportunités d’affaires pour les entreprises (e.g. nanoremédiation). Il s’agit aussi de sensibiliser sur la contamination du patrimoine naturel de l'UE, sur ses effets et sur le potentiel de la nanoremédiation. Enfin, le projet promeut le développement régional durable à long terme et la compétitivité en visant à de meilleures conditions environnementales, des améliorations conséquentes pour la santé et des opportunités économiques accrues.


Matériels et méthodes Le projet TANIA s’appuie sur des échanges interrégionaux et la participation d'acteurs des domaines de la remédiation des sites et sols pollués. Au sein d’une même région, des réunions associant l’ensemble des parties prenantes (RTPS : Regional Tania Project Stakeholders) permettent de développer une approche intégrée de la gestion des sites et sols pollués et de faire apparaître les questions et verrous qui s’opposent à l’innovation. Les échanges entre régions ont lieu au cours de TEE (Tania Exchange Event) où les questions de politiques publiques, de bonnes pratiques et de solutions qui peuvent être partagées sont traitées. Des réunions bilatérales ont aussi lieu de façon à approfondir certaines solutions dans l’optique de leur transfert à d’autres régions. Résultats Bien que centré sur la nanoremédiation, le projet TANIA a mis l’accent sur les innovations en général qui peuvent bénéficier à la filière de traitement des sites et sols pollués. Chaque région a partagé des solutions qui ont pu être discutées et appropriées par les autres régions. Par exemple, le GISFI et la Région Grand Est ont partagé deux solutions. Il s’agit, d’une part, du GISFI, en tant que dispositif pluridisciplinaire pour traiter des questions complexes de gestion durable des environnements dégradés et contaminés et en tant que plateforme expérimentale et, d’autre part, du projet LORVER (2012-2018) retenu en raison de l’approche intégrée pour la requalification des sites dégradés, fondée sur le traitement et la restauration des sols dégradés et le développement de nouveaux écosystèmes productifs de biomasse à usage industriel. Une plateforme analogue à celle du GISFI existe aussi chez le partenaire finlandais (Université d’Helsinki, Lahti). Un échange bilatéral a permis d’envisager le transfert de cette solution au partenaire italien (Région de Toscane, Politecnico di Milano, Università di Siena). Les réunions régionales organisées par les deux partenaires français ont associé les parties prenantes de la gestion des sites et territoires dégradés. Elles ont notamment souligné les limitations de l’application de la nanoremédiation liées aux manques d’informations sur la réelle efficacité et l’innocuité sanitaire et environnementale. En matière de gouvernance sur les questions de friches industrielles, les échanges ont contribué à mettre en place dans la Région Grand Est une politique rénovée qui s’appuie très largement sur les innovations. La Région Grand Est, qui a mis le recyclage du foncier au cœur de sa politique, s’est engagée avec l’Ademe et l’Agence de l’Eau à financer un appel à projets annuel qui soutient l’intégration des innovations, alternatives à l’excavation, pour la gestion des sites et sols pollués. Conclusions et perspectives Les échanges au sein du groupe TANIA ont ainsi mis en évidence le fort potentiel d’innovation en Europe en matière de remédiation des sols et des eaux pollués. Ils ont cependant fait apparaître les obstacles qui s’opposent au développement et à l’application de solutions innovantes. La réglementation, l’acceptabilité sociale et, dans certains cas, le déficit de données qui assurent le succès des opérations de remédiation et leur absence d’impact sur les composantes environnementales et la santé publique constituent un ensemble de verrous qui réduisent considérablement la portée des recherches et du développement des nouvelles technologies. Dans ce contexte, l’application des procédés de nanoremédiation reste limitée. Il apparaît indispensable que des actions de démonstration soient mises en œuvre pour répondre aux questions posées par les différentes parties prenantes. Les régions qui participent au projet TANIA, notamment la Région Grand Est et son partenaire académique, le GISFI, ont pu partager leurs expériences et expertises dans le domaine et ont aussi fait progresser leurs politiques et leurs instruments afin de stimuler l’innovation pour un traitement efficace et durable des sites et sols pollués. Remerciements Les auteurs remercient l’Union Européenne et plus spécialement le programme INTERREG qui soutient le projet TANIA, ainsi que toutes les parties prenantes, publiques et privées, qui contribuent efficacement aux travaux.

Les Rencontres nationales de la Recherche sur les sites et sols pollués sont organisées par l’ADEME avec ses partenaires tous les 4 à 5 ans sur Paris.Elles sont l’occasion pour les acteurs de la gestion des sites et sols pollués (chercheurs, gestionnaires de sites, sociétés d’études, d’aménagement, de travaux, élus, associatifs, acteurs de la santé publique, services de l’Etat, etc.) et de l’économie circulaire de partager leurs expériences et de confronter leur point de vue.

Les participants aux rencontres pourront ainsi :• s’informer sur les avancées et les faits marquants de la

recherche dans le domaine des sites et sols pollués sur les 5 dernières années,

• et débattre sur les questions de gestion des sols, qu’ils soient urbains, industriels ou agricoles, pollués par les activités industrielles.

Les recherches orientées sur les pollutions d’origine agricole et radioactives sont exclues du champ thématique de ces rencontres.

Riche en contenus et débats, cet évènement incontournable pour les acteurs du domaine des sites et sols pollués rassemble plus de 420 participants.Une synthèse a posteriori sera diffusée pour orienter et identifier les besoins de recherche prioritaires pour la période 2020 – 2025.

www.ademe.fr

MINISTÈREDE LA TRANSITION

ÉCOLOGIQUEET SOLIDAIRE

MINISTÈREDE L’ENSEIGNEMENT SUPÉRIEUR,

DE LA RECHERCHEET DE L’INNOVATION

L’ADEME EN BREFL’Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME) participe à la mise en œuvre des politiques publiques dans les domaines de l’environnement, de l’énergie et du développement durable. Elle met ses capacités d’expertise et de conseil à disposition des entreprises, des collectivités locales, des pouvoirs publics et du grand public, afin de leur permettre de progresser dans leur démarche environnementale. L’Agence aide en outre au financement de projets, de la recherche à la mise en œuvre et ce, dans les domaines suivants : la gestion des déchets, la préservation des sols, l’efficacité énergétique et les énergies renouvelables, les économies de matières premières, la qualité de l’air, la lutte contre le bruit, la transition vers l’économie circulaire et la lutte contre le gaspillage alimentaire.

L'ADEME est un établissement public sous la tutelle conjointe du ministère de la Transition écologique et solidaire et du ministère de l’Enseignement supérieur, de la Recherche et de l’Innovation.www.ademe.fr ou suivez-nous sur @ademe

#RencontresSSP

Documents

€¦ · PAGE 2 Résumés Posters - Thème 4 - 4es Rencontres nationales de la recherche sur les sites & sols pollués 2019 Traitements biologiques et phytomanagement Étude de la