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Influence des mélanges complexes organiques sur le sort des dioxines et furanes : implications dans le développement de facteurs de caractérisation en analyse du cycle de vie

Éric Taing

Masters thesis (2014)

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Cite this document: Taing, É. (2014). Influence des mélanges complexes organiques sur le sort des dioxines et furanes : implications dans le développement de facteurs de caractérisation en analyse du cycle de vie (Masters thesis, École Polytechnique de Montréal). Retrieved from https://publications.polymtl.ca/1399/
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Abstract

Les dioxines et furanes ou polychlorodibenzo-p-dioxines et -furanes (PCDD/Fs) s’échappant des poteaux en bois traités à l’huile au pentachlorophénol (PCP) ont un devenir environnemental modifié par l’huile. Les interactions entre co-contaminants, qui existent pour de multiples autres polluants contenus dans des mélanges, ont été montrées dans des contextes spécifiques d’analyse de risque mais n’ont jamais été intégrées pour des contextes plus génériques comme celui de l’Analyse du Cycle de Vie (ACV). Cet outil d’aide à la décision fait appel à des Facteurs de Caractérisation (FC) afin d’estimer les impacts potentiels d’une quantité émise d’un polluant dans diverses catégories d’impacts comme l’écotoxicité aquatique ou la toxicité humaine. Or pour ces deux catégories d’impact par exemple, les FC sont calculés à partir d’une chaine de cause à effet modélisant le devenir environnemental, l’exposition et les effets du polluant (chacune des étapes étant représentée respectivement par une matrice de devenir FF, d’exposition XF, et d’effet EF), ce qui veut dire qu’une modification du devenir des PCDD/Fs par l’huile au PCP engendre nécessairement une modification de leurs FC. Ainsi, la question de recherche est la suivante : « En Analyse du Cycle de Vie des Impacts (ACVI), dans quelles proportions les impacts potentiels des PCDD/Fs pour l’écotoxicité aquatique et pour la toxicité humaine changeront-ils lorsque l’influence d’un mélange complexe organique sur leur devenir est prise en compte? » L’objectif principal du projet est donc de développer des FC pour les PCDD/Fs quand leur devenir dans l’environnement est influencé par l’huile au PCP afin de les comparer avec les FC des PCDD/Fs sans huile au PCP pour les catégories d’impact écotoxicité aquatique et toxicité humaine. Pour ce faire, il s’agira tout d’abord de proposer une approche mathématique afin de représenter la nouvelle distribution environnementale des PCDD/Fs en présence de l’huile, puis à partir de cette nouvelle distribution, une nouvelle matrice FF’ des PCDD/Fs est calculée pour obtenir ces nouveaux FC’. Les FF’ et FC’ sont alors comparés aux FF et FC des PCDD/Fs sans huile. Finalement, les impacts potentiels (éco)toxiques des émissions canadiennes de PCDD/Fs sont calculés avec l’utilisation des nouveaux FC’ des PCDD/Fs en présence de l’huile au PCP. D’une part, le 2,3,7,8-TCDD a été choisi comme proxy pour représenter les PCDD/Fs contenus dans le PCP et d’autre part, 17 fractions organiques issues de la littérature ont été choisies pour représenter l’huile. La modélisation de la nouvelle répartition du 2,3,7,8-TCDD avec l’huile s’est basée sur les résultats de la littérature qui indiquent que les PCDD/Fs ont une très forte affinité pour l’huile de telle sorte qu’ils sont transportés dans son devenir jusqu’à sa dégradation quand ils se retrouvent ensemble dans le sol. Du fait de la très forte lipophilicité des PCDD/Fs, ce comportement de vecteur transport de l’huile a alors été extrapolé pour tous les compartiments environnementaux. L’approche se divise en deux étapes : à la première étape, le 2,3,7,8-TCDD suit exactement la distribution environnementale de l’huile, et une fraction de 2,3,7,8-TCDD s’élimine avec l’huile, tandis qu’à la deuxième étape, la fraction de 2,3,7,8-TCDD non éliminée se redistribue dans l’environnement sans la présence de l’huile avant de s’éliminer ultimement. Le modèle multimédia USEtox permet de savoir comment le 2,3,7,8-TCDD (sans huile) et chacune des fractions organiques se répartissent dans l’environnement. À chaque étape, il est possible de connaitre la fraction de 2,3,7,8-TCDD qui a été éliminée des compartiments environnementaux que ce soit par un mécanisme d’enlèvement (lixiviation, transfert vers la stratosphère, sédimentation) qui fait sortir le polluant du système ou par un mécanisme de dégradation. On définit alors D’TCDD,i,j la fraction totale d’élimination du 2,3,7,8-TCDD en présence de l’huile pour une émission dans i et une réception et une élimination dans j, soit la somme des fractions de 2,3,7,8-TCDD éliminées aux deux étapes. En déterminant D’TCDD, il est possible d’en déduire la nouvelle matrice de devenir FF’TCDD du 2,3,7,8-TCDD en présence de l’huile. Ce projet négligeant toute influence de l’huile sur l’exposition et les effets du 2,3,7,8-TCDD, la multiplication des matrices FF’, XF et EF (ces deux dernières étant données par USEtox pour le 2,3,7,8-TCDD sans huile) permet de déterminer les FC’ du 2,3,7,8-TCDD en présence de l’huile pour les catégories d’impact écotoxicité aquatique et toxicité humaine. L’approche est appliquée au 2,3,7,8-TCDD pour chacune des 17 fractions organiques influentes en les considérant séparément les unes des autres. Une analyse de sensibilité sur la base de deux scénarios a ensuite été proposée afin de tester l’influence des hypothèses de modélisation les moins robustes en proposant des hypothèses possiblement plus proches de la réalité d’après la littérature. Le premier scénario concerne la cinétique de dégradation du 2,3,7,8-TCDD en présence d’huile puisque des études ont montré qu’elle pouvait changer lorsque les PCDD/Fs se retrouvaient dans des solvants organiques alors que le modèle de base ne tient pas compte de cette influence de l’huile sur la cinétique de biodégradation faute de données disponibles pour quantifier l’ampleur de cette influence. Les constantes de dégradation du 2,3,7,8-TCDD dans l’air et dans l’eau ont donc été augmentées de 50% tandis que celle dans le sol a été diminuée de 50%. Le deuxième scénario s’intéresse à l’entrainement du 2,3,7,8-TCDD vers l’air par l’huile car les résultats montrent que ce mécanisme est non négligeable selon le modèle, mais la littérature ne permet ni de confirmer ni d’infirmer que ce mécanisme a bel et bien lieu dans les faits. Les constantes de transfert des compartiments non-aériens vers les compartiments aériens des fractions organiques ont alors été divisées par deux afin de simuler un moindre entrainement des PCDD/Fs par les fractions organiques. Les FC engendrés par ces scénarios sont comparés à ceux du scénario avec les hypothèses par défaut. La démarche proposée avec les hypothèses par défaut a ensuite été réappliquée au 1,2,3,6,7,8-HexaCDD, une dioxine présente dans le PCP, afin de s’assurer de la cohérence du choix du 2,3,7,8-TCDD comme proxy. Finalement, ces nouveaux FC’ du 2,3,7,8-TCDD tenant compte de l’influence de l’huile ont été appliqués à l’inventaire des émissions de PCDD/Fs du Canada en 2001 comme cas d’application. Ainsi, si on ne s’intéresse qu’à une émission dans l’air, l’eau douce et le sol naturel à l’échelle continentale, les fractions totales d’élimination du 2,3,7,8-TCDD change significativement. Dans les trois cas, on remarque une augmentation du pourcentage de 2,3,7,8-TCDD se transférant et s’éliminant dans l’air continental du fait de l’entrainement par les fractions organiques vers ce compartiment : pour une émission dans l’air continental, les fractions organiques augmentent la fraction totale de 2,3,7,8-TCDD s’éliminant dans l’air continental de 29% à 49% au plus. Pour une émission dans l’eau douce continentale, le devenir du 2,3,7,8-TCDD est influencé par deux groupes de fractions organiques: les plus légères qui se volatilisent vers l’air continental – la fraction totale d’élimination du 2,3,7,8-TCDD dans le compartiment d’air continental passant de 2% à 35% –, et les plus lourdes qui dans le compartiment d’émission s’enlèvent principalement par sédimentation – augmentant la fraction totale de 2,3,7,8-TCDD s’éliminant dans l’eau douce continentale de 87% à 96% au plus. Enfin pour une émission dans le sol naturel, seules les fractions aliphatiques et les oléfines augmentent la fraction totale de 2,3,7,8-TCDD s’éliminant dans l’air continental (jusqu’à 28%) au détriment des 99% de 2,3,7,8-TCDD censés s’éliminer dans le sol naturel quand l’huile est absente. Pour une même fraction organique influençant le devenir du 2,3,7,8-TCDD, les FC’tox et FC’eco du 2,3,7,8-TCDD en présence de l’huile pour une émission dans l’eau douce continentale sont les plus élevés (jusqu’à 1,2E+07 PAF.m3.j/kg et 227 cas/kg respectivement) alors que ceux pour une émission dans le sol naturel continental sont les moins élevés (respectivement 5,3E+04 PAF.m3.j/kg et 24,3 cas/kg). Les résultats du premier scénario indiquent une diminution de l’ordre de -20% des FC’ du 2,3,7,8-TCDD en présence de l‘huile par rapport aux FC’ du scénario par défaut pour toute émission. Le deuxième scénario engendre des changements non significatifs pour une émission dans l’air continental, mais une augmentation de 20% en moyenne de tous les FC’ pour une émission dans l’eau douce continentale et une diminution de l’ordre de -25% pour une émission dans le sol naturel continental comparé aux FC’ du scénario par défaut. L’application de la démarche sur le 1,2,3,6,7,8-HexaCDD donne des résultats similaires dans la variation des fractions totales d’élimination et des FC avec l’intégration de l’huile en comparaison avec les variations pour le 2,3,7,8-TCDD. Cela étant, si les variations des FC suivent les mêmes tendances (augmentation des FC pour une émission dans le sol naturel continental par exemple), la plus faible volatilité du 1,2,3,6,7,8-HexaCDD entraine des ratios plus élevés entre les FC’ intégrant l’influence de l’huile et les FC sans huile. Enfin, la variation des impacts potentiels en écotoxicité aquatique et en toxicité humaine des émissions de PCDD/Fs au Canada en 2001 à l’aide des FC du 2,3,7,8-TCDD sans huile et des FC’ du 2,3,7,8-TCDD avec huile est négligeable car la variation des FC ne vient pas contrebalancer la faible contribution des poteaux traités au PCP dans les émissions globaux de PCDD/Fs. Ainsi une approche a été proposée pour reproduire le comportement de vecteur transport de l’huile vis-à-vis des PCDD/Fs. Les impacts potentiels des PCDD/Fs en présence d’huile en écotoxicité aquatique et en toxicité humaine changent jusqu’à deux ordres de grandeur dépendamment du compartiment émetteur (excepté l’eau de mer et l’océan). Le 2,3,7,8-TCDD étant l’un des polluants les plus toxiques, ces changements sont significatifs en ACV. Pour analyser la validité des résultats du modèle, il est recommandé de mener des expériences en laboratoire sur la volatilisation des PCDD/Fs avec l’huile. Par ailleurs, il peut être intéressant d’intégrer l’influence du PCP sur le devenir des PCDD/Fs, mais aussi l’influence de tout contaminant sur l’exposition et ses effets. Afin de rendre les FC’ utilisables, il faudrait alors pondérer d’un côté les 17 FC’ pour l’écotoxicité aquatique et d’un autre côté les 17 FC’ pour la toxicité humaine pour avoir un unique FC pour chacune des deux catégories d’impact, mais la méconnaissance et la variabilité de la composition de l‘huile rendent difficile cette pondération. Faute de mieux, il est suggéré de faire une moyenne arithmétique des FC’. Finalement, il est possible de refaire cette démarche pour d’autres polluants connus pour être transportés par un mélange complexe organique afin d’avoir une caractérisation plus juste de leurs impacts. ------------- The environmental fate of dioxins and furans, or polychlorodibenzo-p-dioxins and -furans (PCDD/Fs), leaching from wood poles treated with pentachlorophenol (PCP) oil is modified by the presence of oil. Interactions between co-contaminants, which also exist for other pollutants within the mixtures, were shown in the specific context of risk analysis, but have never been taken into account for the generic context of life cycle assessment (LCA). This decision-making tool relies on characterization factors (CF) to estimate the potential impacts of an emitted amount of a pollutant in different impact categories such as aquatic ecotoxicity and human toxicity. For these two impact categories, CFs are calculated from a cause-effect chain that models the environmental fate, exposure and effects of the pollutant (represented by a matrix of fate FF, exposure XF and effect EF, respectively), meaning that a modification of PCDD/Fs fate induces a change in PCDD/Fs CFs. The research question is therefore as follows: In life cycle impact assessment (LCIA), to what extent would the potential impacts of PCDD/Fs on aquatic ecotoxicity and human toxicity change when taking into account the influence of a complex organic mixture on PCDD/Fs fate? Thus, the main objective is to develop CFs of PCDD/Fs when their fate is influenced by PCP oil and compare them with the CFs of PCDD/Fs without oil for the aquatic ecotoxicity and human toxicity impact categories. A mathematic approach is established to determine the new environmental distribution of PCDD/Fs in the presence of oil and a new FF’ matrix is calculated from this new distribution to obtain new CFs’ integrating oil influence. FF’ and CF’ are then compared to FF and CF of PCDD/Fs without the oil. Finally, potential (eco)toxic impacts of the PCDD/F Canadian emissions are calculated with the new CFs’ of PCDD/Fs in presence of oil. First, 2,3,7,8-TCDD is selected as a proxy to represent the PCDD/Fs contained in the PCP, and 17 organic fractions from the literature are chosen to represent the oil. The approach is based on a literature review that indicated that, due to their strong affinity for oil, PCDD/Fs are carried by the oil until oil degradation in the soil. The carrier behaviour of the oil is extrapolated to all environmental compartments. The approach is divided into two steps: in the first step, 2,3,7,8-TCDD follows exactly the oil distribution, and a fraction of 2,3,7,8-TCDD is eliminated with the oil, and in the second step, the fraction of non-eliminated 2,3,7,8-TCDD redistributes in the environment without the oil before being eliminated ultimately. The USEtox multimedia model is used to assess the environmental distribution of 2,3,7,8-TCDD (without the oil) and of the organic fractions. At each step, it is possible to determine the fraction of 2,3,7,8-TCDD eliminated in each compartment by removal (which takes the pollutant out of the system: lixiviation, transfer to stratosphere or sedimentation) or degradation mechanisms. Thus, D’TCDD,i,j is defined as the overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD emitted in i and eliminated (removed or degraded) in j, meaning the sum of the fractions of 2,3,7,8-TCDD eliminated in the two steps. By determining the D’TCDD matrix, it is possible to calculate the new fate factor FF’TCDD matrix of 2,3,7,8-TCDD in presence of oil. This project does not take into account the influence of the oil on PCDD/Fs exposure and effects, so FF’ is multiplied by XF and EF (all from USEtox for 2,3,7,8-TCDD without oil) to obtain the CF’ of 2,3,7,8-TCDD in the presence of oil for the aquatic ecotoxicity and human toxicity impact categories. The approach is applied to each influencing organic fraction, since they are considered independently. Two scenarios were then created to test assumptions that better reflect reality based on the literature review. The first scenario changes the 2,3,7,8-TCDD degradation kinetics in the presence of oil since studies showed they could be modified when PCDD/Fs are in organic solvents while the default model does not take into account this influence of oil on biodegradation kinetic because of a lack of data to quantify this influence. The 2,3,7,8-TCDD degradation constants in air and water have been raised by 50% and the degradation constant in soil has been decreased by 50%. The second scenario sets a transfer constant that is 50% lower from non-aerial to aerial compartments to model a lower transfer of 2,3,7,8-TCDD into air via the organic fractions because the results indicated that the transfer of 2,3,7,8-TCDD to air appears to be non-negligible and PCDD/Fs are known to have low volatility, and no study supports or invalidates the assumption that oil also behaves as a carrier for transfers into air. CF from these two scenarios were compared to those of the scenario with the default assumptions. The approach with the default assumptions was then applied to 1,2,3,6,7,8-HexaCDD, a dioxin contained in PCP, to assess the consistency of the choice of proxy. The new FCs’ of 2,3,7,8-TCDD accounting for the influence of the oil are applied to the Canadian PCDD/F emissions inventory of 2001 as a case study. By only focusing on the results for an emission into air, freshwater and natural soil on a continental scale, the overall elimination fractions of 2,3,7,8-TCDD changed significantly. For the three emissions, organic fractions increased the overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD into the continental air compartment, induced by a higher volatility of organic fractions than 2,3,7,8-TCDD: for an emission into continental air, organic fractions increased the overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD in the continental air from 29% to 49% at most. For an emission into continental freshwater, 2,3,7,8-TCDD fate was mainly influenced by two groups of organic fractions: the lightest ones that volatilize into continental air (overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD increasing from 2% to 35%) and the heaviest ones that are removed by sedimentation (DTCDD,fwC,fwC from 87% up to 96%). For an emission into natural soil, only aliphatic and sulfur compound fractions increased the overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD transferring into continental air (up to 28%) and decreased the overall elimination fraction of 2,3,7,8-TCDD staying in the natural soil. For a same organic fraction influencing 2,3,7,8-TCDD fate, CF’eco and CF’tox of 2,3,7,8-TCDD for an emission into continental freshwater were still the highest ones (respectively 1,2E+07 PAF.m3.d/kg and 227 cases/kg at most), whereas those for an emission into continental natural soil are the lowest ones (5,3E+04 PAF.m3.d/kg and 24,3 cases/kg at most). For an emission into continental air, the presence of oil slightly diminished the CF of 2,3,7,8-TCDD for the aquatic ecotoxicity impact category (÷1.7 at most) and slightly increased the CF for the human toxicity impact category (x1.5 at most). The assumptions of the first scenario induced a decrease of around -20% of all CFs’ of the emission compartments as compared to the CFs’ of the default scenario. The second scenario led to minor changes for an emission into continental air, an increase of approximately 20% in both CFs’ for an emission into continental freshwater and a decrease of some -25% in both CFs’ for an emission into continental natural soil, as compared to the default scenario. The application of the approach to 1,2,3,6,7,8-HexaCDD yielded certain similarities with 2,3,7,8-TCDD in the changes of overall elimination fractions and CF when integrating oil influence (e.g. both CFs for emission into continental natural soil increased). But the lower volatility of 1,2,3,6,7,8-HexaCDD induced a higher ratio than for 2,3,7,8-TCDD between CF’ with oil influence and CF without. The potential aquatic ecotoxicity and human toxicity impacts of PCDD/Fs emitted in Canada in 2001 varied very little with the new CFs’ of 2,3,7,8-TCDD with the oil and the CF of the 2,3,7,8-TCDD without the oil because the variation in the CF, when taking oil influence into account, does not overbalance the low contribution of the treated poles to the overall PCDD/Fs emissions. However, the contribution of poles to the ecotoxic and toxic impacts of PCDD/F emissions into soil increased from 47% to over 90% when integrating oil influence. Therefore, an approach has been proposed to represent the carrier behaviour of the oil for PCDD/Fs. PCDD/F potential impacts in aquatic ecotoxicity and human toxicity change in a range up to two orders of magnitude depending on the emitting compartment (except for the seawater and ocean compartments). As 2,3,7,8-TCDD is one of the most toxic pollutant, this changing is significant in LCA. To assess the validity of the model’s result, it is recommended to carry out laboratory experiments on the PCDD/F volatilization with oil. In addition, it could be interesting to integrate the influence of PCP on PCDD/Fs fate and, more broadly, the influence of all co-contaminants on PCDD/Fs exposure and effects. Moreover having a unique CFeco and CFtox via a weighting of the 17 CF’eco and the 17 CF’tox, respectively, is necessary for a use in LCA. Unfortunately the variability of the composition makes the weighting difficult, so it is suggested to calculate the mean CF’eco and CF’tox. Finally this research could be carried out on other pollutants whose fate is known to be modified by a complex organic mixture in an effort to ensure that impact characterization better reflects reality.

Open Access document in PolyPublie
Department: Département de génie chimique
Dissertation/thesis director: Louise Deschênes and Cécile Bulle
Date Deposited: 23 Jul 2014 15:18
Last Modified: 27 Jun 2019 16:48
PolyPublie URL: https://publications.polymtl.ca/1399/

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