Soutenance mémoire
Mobilité des contaminants
La mobilité des contaminants à travers un sol contaminé dépend sur les mécanismes de mobilité des contaminants. Selon van der Perk (2006), les mécanismes de mobilité sont : la provenance du contaminant, le vecteur d’introduction du contaminant, les propriétés physicochimiques du contaminant et le temps. Le profil de contamination de sol est dynamique, c’est-à-dire que les contaminants sont constamment à risque de mouvement. Toutefois, lorsque les contaminants sont adsorbés dans les micropores du sol, leur mobilité diminue. Les contaminants entrent dans un sol par un vecteur d’introduction direct ou indirect (van der Perk, 2006). Un vecteur d’introduction direct est traçable à un endroit précis, c’est-à-dire une perforation dans un réservoir de mazout, une conduite, etc. Un vecteur d’introduction indirect n’est pas traçable à un endroit précis, c’est-à-dire la déposition atmosphérique, le ruissellement, etc. (Chen, Mulder, Wang, Zhao, et Xiang, 2004). Le temps affecte le mouvement des contaminants dans le sol. La mobilité des contaminants dans le sol diminue avec le temps (Duan, Naidu, Liu, et al., 2015; Jodeh et al., 2014; Reid, Jones, et Semple, 2000). Par exemple, l’adsorption ou l’absorption des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) par la matière organique du sol ou dans les pores du sol diminue leur biodisponibilité (Duan, Naidu, Thavamani, Meaklim, et Megharaj, 2015); (Kwon, Lee, Hwang, Lee, et Yang, 2016). Les HAP volatiles ont tendance à se volatiliser, comparées aux HAP semi-volatiles ou non volatiles qui s’adsorbent au sol (Thavamani et al., 2015).
Les propriétés physicochimiques des hydrocarbures affectent le mouvement des contaminants au sol. La mobilité et la concentration des contaminants déterminent le profil de contamination. Les propriétés physicochimiques sont uniques à chaque contaminant. Dans certaines conditions, les contaminants peuvent migrer dans la nappe phréatique, où ils peuvent affecter la qualité de l’eau souterraine. Andersonet Laberge (2003) listent les propriétés ayant une haute importance sur le mouvement des contaminants : la solubilité, la miscibilité, le coefficient de partition, la masse volumique, la volatilité et la constante de la Loi de Henry. Les propriétés physicochimiques affectent la solubilité des molécules. La solubilité des contaminants organiques dans l’eau indique la capacité de l’eau à transporter les contaminants dans l’environnement. La miscibilité des contaminants est comme la solubilité, mais pour des liquides. En d’autres mots, les liquides sont tous miscibles et solubles, mais les solides sont seulement solubles. Le coefficient de partition détermine la tendance à la séparation du contaminant entre la phase organique (sol, microorganisme, etc.) et la phase aqueuse (Andersonet Laberge, 2003). La phase pure des contaminants plus lourds que l’eau (c’est-à-dire ayant une plus grande masse volumique que l’eau) descend sous la nappe phréatique. La phase pure des contaminants moins lourds que l’eau flotte au-dessus la nappe. Les contaminants volatiles sont capables de se transformer de la phase liquide ou solide à la phase gazeuse. La Loi de Henry détermine quant à elle la quantité de contaminants passant de la phase liquide à l’atmosphère.
Pleurotus ostreatus Commun et comestible, le Pleurotus ostreatus est un champignon de la division Basidiomycota. Dans la nature, P. ostreatus jouent un rôle dans la dégradation de la lignine et dans le recyclage des nutriments. Les conditions environnementales affectent la croissance de P. ostreatus. Les hyphes de P. ostreatus croît entre un pH de 5 et 9, avec le taux maximal entre 6 et 7 (Hou, Zhou, Wang, Du, et Yan, 2004). P. ostreatus croit entre 4 et 35°C, avec taux maximal entre 25 et 30°C (Adebayo-Tayo et al., 2011; Anderson, 2016; Sardar, Ali, Ayyub, et Ahmed, 2016; Zadražil, 1975). P. ostreatus nécessite un environnement humide; le champignon croit avec un taux d’humidité entre 60 et 90 %, avec un taux optimal entre 70 et 80 % (Aggelis et al., 2003; Asghar, Tariq, et Rehman, 2007; Ashraf, Ali, Ahmad, Ayyub, et Shafi, 2013; McCracken, 1972). Le Pleurotus ostreatus secrète trois groupes d’enzymes d’oxydoréduction pour dégrader la lignine. Les Peroxidases de lignine et les Peroxidases-manganèse utilisent le peroxyde (H2O2) comme oxydant et les Laccases utilisent l’oxygène (O2) (Jayasinghe, Hettiaratchi, Mehrotra, et Kumar, 2014; Lalaoui, Elouarzaki, Le Goff, Holzinger, et Cosnier, 2013). Les Laccases sont des enzymes non spécifiques, permettant l’oxydation de nombreuses molécules, telles que les HAP (Anderssonet Henrysson, 1996; Joneset Solomon, 2015).
Les HAP suivants ont été oxydés par la Laccase : naphtalène, phénanthrène, fluorène et fluoranthène (Chang, Lee, Liu, Liao, et Yang, 2016; Pozdnyakova et al., 2016). Le Laccase oxyde les HAP en HAP-quinone. Subséquemment, le Laccase divise les noyaux benzéniques des HAP-quinones et d’autres enzymes les minéralisent (Pozdnyakova et al., 2016). La production de Laccase par P. ostreatus varie avec la souche choisie et la phase de croissance. Sous les mêmes conditions, deux souches de P. ostreatus peuvent avoir une différence d’un facteur de six dans la production de Laccase (Membrillo, Sánchez, Meneses, Favela, et Loera, 2008). La production de Laccase se concentre dans les phases d’expansion, d’activation du métabolisme de base et d’autolyse (Lettera, Del Vecchio, Piscitelli, et Sannia, 2011). Les conditions environnementales affectent l’activité de Laccase. Le Laccase est actif entre un pH de 3,5 et 8,5, avec une activité maximale entre 4,5 et 7,0 (Díaz et al., 2013; Kumariet Negi, 2014; Mansur, Arias, Copa-Patiño, Flärdh, et González, 2003). Le Laccase est actif entre 4 et 75°C, avec une activité élevée entre 25 et 75°C (Hu, Wang, Wang, Zhang, et Chen, 2014; Mukhopadhyay, Dasgupta, et Chakrabarti, 2015). Plusieurs études confirment la métabolisation des HAP par P. ostreatus (Tableau 1.6). Ces études ont observé la dégradation de 14 HAP différents par P. ostreatus. Le champignon sous forme liquide et sur substrat solide a été utilisé durant ces essais. L’utilisation de champignon sous forme liquide a toujours été jumelée avec l’ajout de contaminant direct dans la solution. Le champignon sur substrat solide a été combiné avec trois types de sols contaminés : sol stérilisé dopé de HAP; sol non stérilisé dopé de HAP; sol non stérilisée contaminé par des HAP. Ces études (Tableau 1.6) montrent une grande différence de résultats. En effet, pour un même contaminant, sous des conditions comparables, le taux de dégradation variait jusqu’à 71 %. Ces différences peuvent être attribuées aux concentrations du contaminant utilisé, aux combinaisons de contaminants, ainsi que les différences de souches de champignons employées.
Détection enzymatique
Les expériences de détection enzymatique ont confirmé que la croissance de P. ostreatus est jumelée à la présence de Laccase. Or, les essais confirment uniquement la présence de Laccase dans l’échantillon et ne spécifient pas la localisation du champignon (environnement intracellulaire ou extracellulaire). De plus, les analyses enzymatiques ne permettent pas de porter un jugement sur la concentration de l’enzyme. Aussi, l’indication de la présence de Laccase n’offre aucune information sur la dégradation des contaminants par cette enzyme. Cette étude est la première ayant étudié le potentiel de P. ostreatus à dégrader les C10-C50. Les résultats suggèrent qu’un mécanisme de dégradation des C10-C50 existe en présence de ce champignon. Davantage d’études devraient être menées sur la production d’enzymes ayant la capacité à dégrader les C10-C50. Le P. ostreatus est un champignon lignivore; son environnement typique est sur les arbres. Ce champignon excrète une variété d’enzymes pour dégrader la lignine. Les enzymes catalysent une réaction d’oxydoréduction particulière. L’enzyme Laccase est considérée comme responsable de la dégradation des HAP. Aucune étude à ce jour n’a exploré les liens entre le système enzymatique de la P. ostreatus et les C10- C50. Tel que mentionné précédemment, la présente étude s’est limitée qu’à des détections enzymatiques. La présence de Laccase et de Lipase a ainsi été confirmée par spectrométrie lors de certains essais. Cette approche est basée sur la réaction entre l’enzyme et un substrat particulier qui change l’absorbance du milieu. Or, le ABTS réagit avec les peroxydases et les oxydases multi cuivrées (Kadnikovaet Kostić, 2002; Rowlandet Niederweis, 2013). Le Laccase est une enzyme parmi d’autres qui réagit avec l’ABTS. Pour valider la présence de Laccase et de Lipase, des analyses de transfert de protéines sont nécessaires.
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Table des matières
INTRODUCTION
CHAPITRE 1 REVUE DE LA LITTÉRATURE
1.1 Contamination par les HAP et les C10-C50
1.1.1 Sources d’HAP et de C10-C50 et impacts sur l’environnement
1.1.2 Mobilité des contaminants
1.1.3 Dispositions réglementaires
1.2 Réhabilitation des terrains contaminés
1.2.1 Technologies
1.2.2 Biodisponibilité des contaminants
1.2.3 Mycorémediation
1.2.3.1 Biologie des champignons
1.2.3.2 Pleurotus ostreatus
1.2.3.3 Penicillium simplicissimum
CHAPITRE 2 MATÉRIEL ET MÉTHODES
2.1 Maintien et production de culture de champignons
2.2 Expérimentations
2.3 Paramètres analysés
2.4 Détection d’enzymes
CHAPITRE 3 RÉSULTATS
3.1 Analyses exploratoires
3.1.1 Temps de traitement
3.1.2 Champignons
3.1.3 Substrats
3.2 Essais modifiant un paramètre initial
3.2.1 Traitement par P. ostreatus à des taux d’ensemencement variables
3.2.2 Traitement par P. ostreatus avec différentes teneurs en humidité
3.2.3 Traitement par P. ostreatus avec vaporisation d’eau à la surface
3.2.4 Effet de l’homogénéisation du mélange sol – P. ostreatus
3.2.5 Effet de l’échantillonnage de sol brut
3.2.6 Effet du volume
3.2.7 Concentration des HAP
CHAPITRE 4 DISCUSSION
4.1 Pertinence de mycoremédiation
4.1.1 Détection enzymatique
4.1.2 Aspect réglementaire
4.2 Échelle industrielle de mycoremédiation
4.2.1 Comparaison de mycoremédiation aux autres technologies
CONCLUSION
ANNEXE I SITES CONTAMINÉS AU QUÉBEC
ANNEXE II TECHNOLOGIES DE RÉHABILITATION DES SOLS CONTAMINÉS
LISTE DE RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES
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