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Amélioration de la modélisation des effets écotoxicologiques terrestres des métaux en évaluation des impacts du cycle de vie

Clara Tromson

Masters thesis (2016)

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Cite this document: Tromson, C. (2016). Amélioration de la modélisation des effets écotoxicologiques terrestres des métaux en évaluation des impacts du cycle de vie (Masters thesis, École Polytechnique de Montréal). Retrieved from https://publications.polymtl.ca/2205/
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Abstract

L’analyse du cycle de vie (ACV) est un outil d’aide à la décision qui permet de dresser l’empreinte environnementale d’un produit ou d’un service tout le long de son cycle de vie. Les substances émises ou les ressources extraites du produit analysé sont traduites en impacts pour différentes catégories (réchauffement climatique, écotoxicologie terrestre et aquatique) via un facteur de caractérisation (CF). Pour les métaux, le CF de la catégorie écotoxicité est calculé comme le produit de trois facteurs : un facteur de devenir, (FF), un facteur de biodisponibilité (FB) et un facteur d’effet (FE). Le FF évalue la fraction de la substance qui est transportée du compartiment environnemental d’émission au compartiment de réception et son temps de résidence. Le BF décrit la fraction de substance biodisponible et le FE modélise l’effet sur la qualité et la biodiversité des écosystèmes, c’est à dire la fraction d’espèces potentiellement affectées, par concentration d’exposition, qui est calculé à partir des données de tests écotoxicologiques. Dans le cas des organismes terrestres, les FEs ne tiennent actuellement pas compte des propriétés des métaux. En effet, le FE d’un métal n’est pas habituellement calculé à partir des données d’effet écotoxicologiques terrestres, qui sont rares et ne couvrent pas le nombre de données recommandées par la méthode AMI (Assessement of the Mean Impact) utilisée dans USEtox. Le FE est extrapolé à partir des données des organismes aquatiques. Cette extrapolation, appelée l’équation de partition à l’équilibre (EqP) est basée sur le coefficient de partition sol-eau Kd et la densité du sol. Un unique Kd est présentement utilisé pour représenter la répartition du métal entre les phases solides et aqueuses du sol, quel que soit le sol dans lequel le métal est émis. Or dans le cas des substances métalliques, la toxicité d’un métal dépend de sa spéciation, et donc de sa répartition dans le sol. La spéciation d’un métal est fonction des propriétés physicochimiques des sols (pH, taux de matière organique, texture, etc.). Ainsi, utiliser une seule valeur de Kd quel que soit le sol de réception signifie que l’EqP considère que les propriétés des sols ne varient pas spatialement et donc que la toxicité des métaux ne varie pas selon ces propriétés. De plus, l’EqP suppose que la sensibilité des écosystèmes aquatiques et terrestres est équivalente. Malgré les approximations de cette équation, il est intéressant d’utiliser les données écotoxiques aquatiques, qui sont bien plus nombreuses que les données terrestres, et de les extrapoler pour obtenir des données d’effet sur les organismes terrestres. Néanmoins, il est nécessaire de tenir compte dans l’EqP de la variation spatiale des propriétés des sols, et donc de la spéciation des métaux. La plupart des travaux ayant pour but d’intégrer la spéciation des métaux dans le calcul du CF portent sur l’amélioration du FF, et peu sur le FE (Plouffe, Bulle, & Deschênes, 2015d). Owsianiak et al (2013) ont inclus la spéciation du métal dans le calcul du FE, en utilisant la méthode du Terrestrial Biotic Ligand Model (TBLM) qui considère que seule la fraction du métal étant lié aux ligands biotique (site récepteur des organismes) aura un effet toxique. Il tient compte de la compétition entre les cations présents dans les sols et les cations métallique pour ces sites récepteurs. Ce modèle est intéressant pour intégrer la spéciation du métal dans le calcul du FE, mais il est pour l’instant uniquement applicable au cuivre et au nickel, en suivant les recommandations de méthode AMI. Dans les méthodes actuelles d’évaluation des impacts, des FEs non-régionalisés sont actuellement utilisés pour les métaux. Ces limites nous amènent à définir les objectifs de recherche suivants : Déterminer si la forme du métal, et donc si sa spéciation, a une influence significative (de plus d’un ordre de grandeur) sur la valeur du FE. Inclure la spéciation du métal, pour une grande variété de sols, dans l’EqP et vérifier si ces nouveaux FE régionalisés peuvent être utilisés pour quantifier l’effet des métaux en les comparant aux autres approches de la littérature, à partir des données écotoxicologiques terrestres et le TBLM. Estimer la contribution relative des FEs, FBs et FFs régionalisés à la variabilité spatiale des FCs Afin de réaliser ces objectifs, des FEs ont été calculés en utilisant l’EqP régionalisée via des Kd qui tiennent compte de la spéciation des métaux pour le cuivre, le nickel et le zinc. Ces métaux ont été choisis car le cuivre et le zinc sont les principaux contributeurs aux impacts écotoxicologiques terrestres en ACV au Canada, USA et en Europe, tandis que le nickel et le zinc sont les deux métaux dont la contribution aux impacts varient significativement selon la méthode d’EICV appliquée. Puis ces FEs ont été comparés aux FEs utilisés dans les méthodes d’EICV et développés dans la littérature. Dans chaque cas, la méthode AMI a été utilisée, pour laquelle FE=0,5/〖HC50〗_EC50 où la HC50EC50 est la concentration de risque affectant 50% des espèces présentes dans l’écosystème à leur EC50. La EC50 est la concentration ayant un effet sur 50% de la population d’une espèce particulière. Ainsi les HC50EC50 ont été déterminée de quatre façons différentes : a- HC50EC50 terrestres, extrapolées à partir des HC50EC50 aquatiques via l’EqP régionalisée. Des Kd régionalisés ont été utilisés pour obtenir des FEs pour le métal total (FEEqPregionalise). Les Kd régionalisés sont déterminés avec WHAM 7, un modèle de spéciation géochimique pour 5213 sols sélectionnés à partir de la HSWD (Harmonized World Soil Database). Aucune étude prouve actuellement que le modèle de spéciation géochimique tient compte des mécanismes de précipitations, l’étude s’est donc principalement portée sur 2908 sols non-calcaires. Des FEs sont obtenus pour les sols calcaires afin de servir de valeur intérimaires mais doivent être utilisées avec précaution. ; b- HC50EC50 calculées à partir des EC50 provenant de données écotoxicologiques terrestres – lorsque celles-ci sont disponibles – et séparées en fonction de la forme du métal (total, soluble, labile) (FEterrnon-regionalise). c- HC50EC50 terrestres, extrapolées à partir des HC50EC50 aquatiques via l’EqP non-régionalisée, telle que utilisée habituellement dans IMPACT 2002+, pour déterminer un FEs pour le métal total (FEEqPnon-regionalise ) d- HC50EC50 calculés à partir des EC50 terrestres pour la fraction ionique du métal obtenus via le modèle de ligand biotique terrestre (TBLM), uniquement pour la cuivre et le nickel et la modélisation de la spéciation d’après WHAM 7. Des FEs régionalisés sont calculés pour les 5213 sols utilisés en (a) (FETBLMregionalise) Les FEs déterminés à partir de l’EqP régionalisées (a) ont été comparés aux FEs provenant de ces différentes sources de données écotoxicologiques (b, c et d). La corrélation des FEs régionalisés calculés à partir de l’EqP et du TBLM a également été étudiée. Afin de déterminer le facteur contribuant le plus à la variabilité spatiale du FC, de nouveaux FCs ont été calculés pour le zinc, en utilisant les FEEqPregionalise et les FF et BF régionalisés développés par Plouffe (2014). De plus, une analyse de l’influence des propriétés physicochimiques du sol sur la valeur des FEs a été réalisée, ainsi que le calcul des FCs pour le zinc pour deux sols différentiés, avec un FE régionalisé et non-régionalisé. Ces différentes méthodes ont abouti à l’obtention de quatre types de FEs, dont deux sont régionalisés, pour l’écotoxicologie terrestre. Des variations 2 à 3 ordres de grandeurs en fonction de la forme du métal des FEterrnon-regionalise indiquent que la spéciation du métal influe la valeur des FEs et donc l’estimation de l’effet potentiel. Les FEs régionalisés selon l’approche EqP (FEEqPregionalise) varient de plusieurs ordres de grandeurs en fonction du type de sols (entre 6 et 13 ordres de grandeur) ce qui montre le nécessité d’inclure un Kd régionalisé lors de l’application de l’EqP. De façon plus globale, l’importante variabilité des EFs régionalisés, quelle que soit la méthode, indique que la spéciation du métal, et donc les propriétés des sols, contribuent fortement à la variation spatiale des FEs. Comparés aux FEs régionalisés calculés à partir de la méthode TBLM (FETBLMregionalise) , les FEsEqPregionalise couvrent une plus faible plage de valeurs. La médiane de ces deux méthodes est proche de 2 ordres de grandeurs maximum de la valeur du FE calculé à partir des données écotoxicologiques terrestres pour le métal total, ce qui indique que les valeurs de FE calculées sont cohérentes. Néanmoins, ces deux méthodes ne sont pas corrélées. La différence entre les FEsEqPregionalise et les FETBLMregionalise peut provenir de la fraction biodisponible considérée (fraction soluble pour l’EqP et la fraction d’ion métallique libre pour le TBLM) et de la différence de sensibilité entre les organismes aquatiques et terrestres, considérés égale dans l’EqP. Les valeurs des CFs régionalisés obtenues pour le zinc à partir des FEs, FBs et FFs spécifiques aux sols dépendent fortement de la valeur du FEEqPregionalise, celui-ci étant le facteur le plus corrélé. Ce mémoire a permis d’obtenir des FEs spécifiques aux paramètres physicochimiques des sols à partir des l’EqP et de données écotoxiques aquatiques. Ainsi l’effet potentiel du cuivre, du nickel et du zinc sur les organismes terrestres a été modélisé dans de nombreux sols aux propriétés différentes. De plus, l’influence de la forme du métal sur la valeur du FE a été quantifiée ainsi que la contribution des FEs à la variabilité spatiale des FCs. Il a été possible de conclure que tenir compte de la spéciation dans le calcul des FEs du zinc, du nickel et du cuivre en écotoxicité terrestre, permet de mieux différencier les effets potentiels spatialement et dans le cas du zinc, les impacts. La faible corrélation entre l’approche EqP régionalisée et le TBLM a monté qu’extrapoler les données aquatiques selon la méthode EqP, même en intégrant la spéciation du métal, n’estime pas de façon robuste la toxicité du métal par rapport à la modélisation du TBLM. ---------- Life cycle assessment (LCA) is an decision making tool, which intends to evaluate potential environmental impacts of a product or service along its life cycle, for different impact category (global warming, ecotoxicity). To determine the contribution of each emission and resource used from the life cycle of the product to a potential impact for these categories, the life cycle impact assessment (LCIA) use a characterisation factor (CF). For ecotoxicological impacts, the CF is calculated as the product of three factors: a fate factor (FF), a bioavailability factor (BF), and an effect factor (EF). The FF assesses the fraction of substance transported from the environmental compartment of emission to the compartment of reception and the time of residence of the metal in it. The BF describes the bioavailable fraction of the substance estimated with a geochemical speciation model. The EF models the effect of a substance on the quality and biodiversity of the ecosystems as the fraction of potentially affected species per concentration of exposure. In the case of terrestrial ecotoxicological impacts of metals, many limitations were identified concerning the effect factor (EF). The EF of a metal in the soil is not usually determined with ecotoxicological data for soil organisms but extrapolated from aquatic data because they are more easily available. Generally, the terrestrial data available for the metal doesn’t cover the number of data required by the AMI method used by USEtox. The extrapolation, called the equilibrium partitioning method (EqP), is based on the soil-water partition coefficient (Kd) and the density of the soil. In the EqP, a single Kd is currently used to represents the distribution of the metal between soil and water phases, not taking into account the soil properties’ variations. This is a problem in the case of metallic substances. Indeed, the metal’s toxicity and the available fraction depend on its speciation, so the repartition of the metal between the different phases of the soil. This speciation varies depending on the soil’s physicochemical conditions, such as pH, organic matter, texture etc. So using a single Kd implies that the current models consider that the behaviour of metals doesn’t varies with the soil’s properties. The EqP also doesn’t take into account any difference of sensibility between aquatic and terrestrial ecosystems. Despite the flaws of this method, it is still interesting to use aquatic data, which are more numerous than terrestrial data and to extrapolate them. But it is necessary to include the metal speciation intor the equation, since spatially differentiated EF for ecotoxicity are non-existent in in operational LCIA methodologies actually used. In most works, aiming to include the metal speciation into the estimation of the CF, only the FF is regionalised and not the EF (Plouffe et al., 2015d). Owsianiak et al (2013) included the soil’s properties variations into the determination of the EF by using the Terrestrial Biotic Ligand Model (TBLM) for the copper and the nickel. This model considers that only the fraction of metal linked to the biotic ligands of the organism will have a toxic effect. It takes into account the competition between metallic cations and the other cations of the soil. The TBLM is a good candidate to integrate the metal’s speciation into the determination of the EF, but it is actually only applicable for the copper and the nickel when following the AMI recommendation. Even if this model exists for theses two metals, assessment impact methods in LCA actually use non-regionalised EF for the metals. Consequently the objectives of this work were defined: Determining if the metal’s form have an significant influence (in order of magnitude) on the EF value. Including the metal’s speciation into the EqP and checking if theses news EFs can be used to models the effect of metals on soils organisms by comparing them to the other EFs developed into the literature. Quantifying the influence of regionalised EFs on the spatial variability of CFs, comparing to other regionalised factors (BF and FF) To do so, the EF has been calculated using four different approaches for the copper, nickel and zinc. These metals were chosen because the copper and the zinc are the main contributors to the terrestrial ecotoxicological impacts for ACV studies in Canada, USA and Europe. Depending on the EICV method used, the contribution of the nickel and zinc varies significantly. In each case, the AMI method (Assessment of the Mean Impact, for which EF=0,5/〖HC50〗_EC50 ) was applied, but using different method to estimate the HC50EC50 (Hazardous concentration affecting 50% of the species to their EC50. Where EC50 is the effect concentrations affecting 50% of each species): a- Terrestrial HC50EC50, extrapolated from aquatic HC50EC50 using the EqP method. Regionalised Kd are used, to calculate new EF total (EFEqPregionalised). The regionalised Kd are determined with WHAM7, a speciation model, for 5213 soils selected from the HWSD (Harmonized World Soil Database) representing all the calcareous soils on earth; There is actually no study proving that the geochemical speciation model take into account the speciation, so this work focus mainly in 2908 non-calcareous soils. EFs obtained for calcareous soils have also been calculated, to be used as interimaires values, but they must be used with caution; b- HC50EC50 calculated with measured terrestrial EC50 - when available - separated depending on the metal’s speciation (total, soluble, labile) (EFnon-regionalised). c- Terrestrial HC50EC50, extrapolated from aquatic HC50EC50 using the EqP method. No- regionalised Kd from IMPACT 2002+ is used, to determine new EF total (EFEqPnon-regionalised). d- Modeled terrestrial HC50EC50, using terrestrial EC50 for the free metal fraction via the terrestrial biotic ligand model (TBLM) – which is available only for Ni and Cu. Free ion activities were obtained from WHAM and terrestrial EC50 for the free metal by applying the TBLM model (EFTBLMregionalised) for the same soils than a-. These different EFs are all compared between each other. EFs determined from the regionalised EqP (a) have been compared to the EFs from the other sources of ecotoxicological data (b, c and d). The correlation between the two regionalised methods (EqP and TBLM) has been studied. After the application of theses three methods, news CFs are calculated using regionalised FF and BF developed by Plouffe (2014) and regionalised EFEqPregionalised for the zinc, to determine the most contributory factor to the spatial variability of CFs. Four kind of EFs were determined, with two regionalised. For the EFterrnon-regionalised, variations between 2 to 3 orders of magnitude depending on the metal’s form were found, showing the influence of the metal’s speciation on the EF value. The EFEqPregionalised ranged over several orders of magnitude (between 6 and 13) depending on the type of soil. This indicate the necessity to include a regionalised Kd in the application of the EqP. Globally, the regionalised EF variability shows that the metal speciation, and the soils properties contribute to the spatial variation of the EFs. Compared to the regionalised EF calculated with the TBLM (EFTBLMregionalised) , the EFsEqPregionalised cover a lower range of values. Theses two methodes are not correlated, this difference coming from the bioavalable fraction considered (soluble ffraction for the EqP and free ion for the TBLM) and the difference of sensibility between terrestrial and aquatic organisms considered as equal in the EqP. The median if theses two methods are close to X ordre of magnitude to the EF non-regionalised determined from terrestrial ecotoxic data for the total metal. The value of the regionalised FC obtained for the zinc, with soil-specific EF, BF, and FF, is highly dependant of the EF value, since this factor is the principal contributor to the spatial variability of the FC. This work allowed to obtain soil-specifics EFs, using the EqP method and aquatic data. The potential effect of the copper, the nickel and the zinc on terrestrial organisms has been modeled in numerous soils with a large range of properties. Moreover, the influence of the metal’s form on the EF value and on the spatial variability of the CFs has been assessed. It can be concluded that including the metal speciation into the determination of the EF for the zinc, the nickel and copper in terrestrial ecotoxicity allows a better spatial differentiation of potentials impacts.The low correlation between the regionalised EqP approach and the TBLM shows that extrapolating the aquatic data with the EqP method, even by taking into account the speciation, does not model in a robust way the metal’s toxicity compared to the TBLM.

Open Access document in PolyPublie
Department: Département de génie chimique
Dissertation/thesis director: Louise Deschênes and Cécile Bulle
Date Deposited: 27 Oct 2017 10:45
Last Modified: 24 Oct 2018 16:12
PolyPublie URL: https://publications.polymtl.ca/2205/

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