1.1.1 Matières organiques utilisées
Deux substrats ont été testés. Ils ont été choisis comme modèles de MO présentes dans les eaux anthropisées : rejets domestiques et MO produite lors des phénomènes d’eutrophisation :
- matières organiques algales (modèle de MO autochtone) provenant de la souche Selenastrum
capricornutum (ou Pseudokirchneriella subcapitata). Pour l’étude du compartiment dissous, les
extraits d’algues ont été obtenus après lyse de cellules par passage à l’autoclave.
- matières organiques issues de la dégradation d’un substrat mimant un effluent domestique
(Viandox dilué, modèle de MOD allochtone). Le Viandox est un « jus de viande » de
synthèse, composé principalement de sucres et de protéines. Le choix du Viandox a été fait en référence au protocole utilisé au Cemagref pour l’alimentation des pilotes de stations d’épuration (Pernelle et al., 2001; Tusseau-Vuillemin et al., 2002). C’est en effet un substrat dont la dégradation est proche de celle des eaux usées domestiques.
Plusieurs raisons justifient de travailler sur des substrats modèles plutôt que des matrices réelles : - intérêt d’avoir des expériences reproductibles
- intérêt de séparer les deux sources de matière organique, algale et urbaine
- nécessité d’avoir des MO non contaminées par des produits pouvant induire des effets toxiques (présence de métaux lourd ou d’ammonium dans les eaux de STEP par exemple), tout en évitant les protocole lourds d’extraction sur résine des MOD
- besoin d’avoir des solutions concentrées en carbone organique pour pouvoir effectuer des dilutions dans les milieux d’exposition tout en ayant des teneurs en COD ou COP assez élevées pour observer un effet sur l’accumulation (ce qui ne serait pas possible sur des effluents réels contenant de l’ordre de 10mg/L de COD seulement).
1.1.2 Protocole
L’étude s’est déroulée en deux étapes : nous avons d’abord étudié uniquement la MOD, afin de ne considérer que l’accumulation par contact direct et d’éviter la bioaccumulation par voie trophique. Puis nous avons pris en considération l’influence de la MOP sur la bioaccumulation, et par conséquent pris en compte la contamination via l’ingestion de particules.
Etude da la MOD (Article 3).
Pour obtenir des MOD de biodégradabilités décroissantes de la même origine, environ cinq litres de substrat ont été inoculés avec des boues de station d’épuration (quelques mL). Au préalable, un inhibiteur de nitrification (formule 2533, Hach, Floriffoux, Belgique) a été ajouté aux boues activées afin d’éviter l’oxydation de l’azote réduit dans le réacteur. La biodégradation a été suivie
Importance de la biodégradabilité des MO
en réacteur de 7 L thermostaté à 15°C pendant deux semaines. Le réacteur a été échantillonné régulièrement. Les échantillons issus du réacteur à différents temps de dégradation étaient filtrés, caractérisés par mesure de l’absorption spécifique à 254 nm (SUVA), et utilisés pour l’analyse de l’influence de la MOD sur la bioaccumulation du benzo[a]pyrène (mesure de KDOC(biol)).
Etude de la MOP (Article 4).
Pour l’étude de l’influence de la MOP, des algues fraîches et des MOP d’origine bactériennes ont été utilisées. Les algues provenaient de la culture de S. capricornutum maintenue au laboratoire, alors que les échantillons d’origine bactérienne provenaient du réacteur contenant du Viandox en cours de dégradation. Dans ce dernier cas, la MO était donc constituée de bactéries de boues activées, de biomasse détritique et du substrat initial en cours de dégradation ; deux prélèvements ont été effectués : le 3ème jour et le 7ème jour de la dégradation.
A partir des échantillons, les constantes de partition KPOC(biol) et KDOC(biol), ainsi que le rapport
des constantes d’accumulation par voie trophique et par contact ki/ku. ont été estimés (Equ. 22).
1.1.3 Caractérisation de la matière organique
La biodégradation de la MO dans le réacteur a été suivie par mesures du COD et du COP. L’absorbance spécifique à 254 nm (SUVA) a été évaluée sur les MOD.
La consommation d’oxygène (Oxygene Uptake Rate, OUR) par les bactéries hétérotrophes a aussi été suivie. Elle est calculée à partir des données de concentrations en oxygène dans le réacteur au cours des périodes d'arrêt de l'aération (Figure 15). L’homogénéisation du réacteur est faite par un agitateur dont la vitesse de rotation est optimisée de façon à ce que la solution en cours de dégradation soit homogène tout en limitant les turbulences qui favorisent la réaération de surface et perturbent le bilan d’oxygène. Afin d’éviter l’anoxie, le réacteur est réaéré quand la concentration en O2 descend en dessous d’une valeur seuil (Figure 15) Ce protocole a été développé au Cemagref d’Antony et a été validé sur des substrats artificiels (Tusseau-Vuillemin et al., 2002) ou des effluents réels (Lagarde, 2003).
Substrat + bactéries O2 AIR PC Seuil min 3 4 5 6 7 8 9 00:28 00:43 00:57 01:12 01:26 temps O2 (m g /L ) Seuil max
Consommation d’O2 par
les bactéries
! Oxygene Uptake Rate OUR= -dO2/dt
Bullage réaréation de la solution Temps de réponse de la sonde
Figure 15 : Principe de fonctionnement du réacteur ouvert et méthode d’estimation de la consommation d’oxygène par les bactéries (Oxygène Uptake Rate, OUR)
Matières organiques et biodisponibilité des HAP
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A partir des teneurs en oxygène mesurées dans le réacteur toutes les 5 secondes, les OUR ont été estimées en utilisant un programme qui effectue la dérivation point par point et le lissage des OUR obtenues.
L’estimation des OUR peut comporter plusieurs artéfacts liés au protocole. En particulier :
• La ré-aération de surface peut apporter un artéfact dans l’estimation des OUR. L’apport d’O2 par la surface est proportionnel à la différence entre les concentrations actuelles et de saturation en O2 : dO2 /dt = K.(Cs-C). Une estimation expérimentale a conduit à une ré-aération de 1,2 mg/L/h dans réacteur contenant 2,5L d’eau claire à 4 mg/L d’O2. Cette valeur est réduite de 50% pour les eaux usées chargées (Safronieva, 2001) et diminue aussi quand le volume dans le réacteur augmente. Dans l’estimation des valeurs d’OUR à partir des concentrations en O2, la réaréation de surface est prise en compte avec un coefficient de transfert K entre 0 et 0,1 h- 1 selon le volume dans le réacteur et une concentration de saturation de 10 mg/L (ce qui conduit à une correction des OUR entre 0 et 0,6 mg/L/h)
• le temps de réponse des sondes à oxygène peut aussi jouer un rôle important dans l’estimation des
OUR. Il peut être estimé comme la durée nécessaire pour la sonde à passer d’une mesure de 0 mg/L à 90% de la mesure dans l’air à partir du moment où la sonde passe de la solution anoxique (solution de sulfite de sodium) à l’air. Pour l’appareil étudié, il est d’environ 2 minutes 30s. Ce temps de réponse élevé permet d’être peu sensible aux parasites mais implique aussi que la sonde ne mesure pas correctement l’oxygène quand les concentrations évoluent rapidement. Ainsi au cours de la ré-aération, les sondes ne peuvent pas mesurer correctement les teneurs en oxygène qui montent trop vite. C’est pourquoi les teneurs en O2 mesurées continuent d’augmenter après l’arrêt de la ré-aération. Dans l’estimation des OUR, les cinq premières minutes d’enregistrement de chaque séquence étaient donc en général éliminées de l’analyse afin d’écarter les données d’oxygène biaisées par le temps de réponse de la sonde. Il est cependant arrivé que la dégradation soit si rapide que la durée entre deux ré- aération soit inférieure à cinq minutes. Ainsi, au plus rapide de la dégradation du Viandox, les teneurs en oxygène peuvent passer de 6 à 4 mg/L en moins de 2 minutes. Dans ce cas, seule la première minute de données après l’arrêt de la ré-aération a été écartée. Les OUR estimées pour ces pics de dégradation pourraient donc être biaisées (sous-estimées) par la réponse trop lente de la sonde.