Dans le contexte des futurs stockages des matières nucléaires en couches géologiques profondes, le transfert desélénium 79 des eaux de nappes vers la biosphère, par le biais de l'irrigation, est un des scenarii envisagés parl'ANDRA. Le sol servirait alors d'interface entre la géosphère et la biosphère.Le modèle actuellement utilisé pour évaluer la mobilité de nombreux éléments dans le sol repose sur une représentationsimple de leur distribution entre la quantité adsorbée sur le sol et la quantité restante en solution (modèleKd), considérée comme instantanée, réversible et linéaire avec la concentration de contamination. Ce modèleprésente des lacunes vis-à-vis du sélénium puisque ce dernier peut être présent sous différents états redoxqui contrôlent sa mobilité et dont les cinétiques de transformation entre ces états sont peu connues (Se(-II), Se(0),Se(IV) et Se(VI)).Dans le but d'améliorer les prédictions faites sur la mobilité du sélénium dans un sol, le séléniate (Se(VI)), qui estla forme la plus mobile, a été utilisé pour étudier ses interactions vis-à-vis de deux sols différents (sol B et sol R).Un modèle cinétique, alternatif au modèle Kd, a été développé pour décrire l'évolution des stocks de Se(VI) ensolution, en considérant une fraction de sélénium associée au sol de façon réversible (potentiellement mobile) etune fraction stabilisée sur le sol (fixée pseudo-irréversiblement). Ce modèle intègre des cinétiques de stabilisationbiotique et abiotique sur le sol, et une cinétique de réduction en solution.Afin d'acquérir les paramètres des modèles, des expériences en batchs et en réacteurs à flux ouvert avecl'utilisation de sacs à dialyse ont été réalisées. L'acquisition des paramètres a permis de confronter les modèlescinétiques et Kd dans différents scenarii réalistes de contamination (chronique ou séquentielle) d'un sol de surfacepar du 79Se(VI).De plus, les mécanismes de sorption du Se(VI) au sein des deux sols ont été évalués en batch avec l'ajout de compétiteursspécifiques vis-à-vis de certains sites pouvant sorber ce dernier (acides humiques et carbonates de calcium).Ceci a été complété avec l'étude de la sorption du Se(VI) sur des phases pures commerciales (silice, hydroxyded'aluminium, goethite, bentonite, carbonate de calcium et acides humiques) ou extraites d'un sol (substanceshumiques), pour différentes concentrations en Se(VI) (10-8, 10-6 et/ou 10-3 mol/L), de l'impact de l'ajout dephases pures réactives, dans les sols, sur la sorption du Se(VI).Il a été montré que le Se(VI) était sorbé sous la forme de complexes de sphères externes (CSE) au sein du sol Rpour des concentrations inférieures à 10-6 mol/L, tandis que dans le sol B, la majorité était sorbée sous la formesde complexes de sphère internes (CSI). La formation de CSE étant réversible et instantanée, l'utilisation du modèleKd était donc suffisante pour décrire la sorption du Se(VI) au sein du sol R, dans les expériences en réacteursà flux ouvert.A contrario, pour le sol B, il a été montré que le modèle Kd, contrairement au modèle cinétique, présentait deslacunes pour décrire la sorption pseudo-irréversible du Se(VI), engendrée par la formation de CSI.Il a été montré que les mécanismes biotiques étaient majoritaires au sein du sol B, en raison de l'apport de nutrimentspour les microorganismes, par l'utilisation de sacs à dialyse en cellulose régénérée. Cependant les mécanismesabiotiques ont aussi eu lieux au sein du sol B.14/256Les études sur les phases pures ont montré que seuls l'hydroxyde d'aluminium (pH 5,2 et 8) et la goethite (pH 5,2)pouvaient sorber le Se(VI) respectivement de manière pseudo-irréversible et réversible (pour [Se(VI)] < 10-6mol/L).Enfin, il a été montré que l'ajout de certaines phases pures (goethite et hydroxyde d'aluminium) au sein des deuxsols, pouvait entrainer une augmentation ou une diminution de la sorption du Se(VI) par rapport à celle attendue(additivité réactionnelle). Les interactions solide/solide directes et/ou indirectes, (la plus connue étant le coating)peuvent être à l'origine de la difficulté d'évaluation, de manière générique, de la sorption du Se(VI) au sein dusol, connaissant seulement sa composition élémentaire.

Dans le contexte des futurs stockages des matières nucléaires en couches géologiques profondes, le transfert de sélénium 79 des eaux de nappes vers la biosphère, par le biais de l’irrigation, est un des scenarii envisagés par l’ANDRA. Le sol servirait alors d’interface entre la géosphère et la biosphère. Le modèle actuellement utilisé pour évaluer la mobilité de nombreux éléments dans le sol repose sur une représentation simple de leur distribution entre la quantité adsorbée sur le sol et la quantité restante en solution (modèle Kd), considérée comme instantanée, réversible et linéaire avec la concentration de contamination. Ce modèle présente des lacunes vis-à-vis du sélénium puisque ce dernier peut être présent sous différents états redox qui contrôlent sa mobilité et dont les cinétiques de transformation entre ces états sont peu connues (Se(-II), Se(0),Se(IV) et Se(VI)).Dans le but d’améliorer les prédictions faites sur la mobilité du sélénium dans un sol, le séléniate (Se(VI)), qui est la forme la plus mobile, a été utilisé pour étudier ses interactions vis-à-vis de deux sols différents (sol B et sol R).Un modèle cinétique, alternatif au modèle Kd, a été développé pour décrire l’évolution des stocks de Se(VI) en solution, en considérant une fraction de sélénium associée au sol de façon réversible (potentiellement mobile) et une fraction stabilisée sur le sol (fixée pseudo-irréversiblement). Ce modèle intègre des cinétiques de stabilisation biotique et abiotique sur le sol, et une cinétique de réduction en solution. Afin d’acquérir les paramètres des modèles, des expériences en batchs et en réacteurs à flux ouvert avec l’utilisation de sacs à dialyse ont été réalisées. L’acquisition des paramètres a permis de confronter les modèles cinétiques et Kd dans différents scenarii réalistes de contamination (chronique ou séquentielle) d’un sol de surface par du 79Se(VI).De plus, les mécanismes de sorption du Se(VI) au sein des deux sols ont été évalués en batch avec l’ajout de compétiteurs spécifiques vis-à-vis de certains sites pouvant sorber ce dernier (acides humiques et carbonates de calcium). Ceci a été complété avec l’étude de la sorption du Se(VI) sur des phases pures commerciales (silice, hydroxyde d’aluminium, goethite, bentonite, carbonate de calcium et acides humiques) ou extraites d’un sol (substances humiques), pour différentes concentrations en Se(VI) (10-8, 10-6 et/ou 10-3 mol/L), de l’impact de l’ajout de phases pures réactives, dans les sols, sur la sorption du Se(VI).Il a été montré que le Se(VI) était sorbé sous la forme de complexes de sphères externes (CSE) au sein du sol R pour des concentrations inférieures à 10-6 mol/L, tandis que dans le sol B, la majorité était sorbée sous la forme de complexes de sphère internes (CSI). La formation de CSE étant réversible et instantanée, l’utilisation du modèle Kd était donc suffisante pour décrire la sorption du Se(VI) au sein du sol R, dans les expériences en réacteurs à flux ouvert. A contrario, pour le sol B, il a été montré que le modèle Kd, contrairement au modèle cinétique, présentait des lacunes pour décrire la sorption pseudo-irréversible du Se(VI), engendrée par la formation de CSI. Il a été montré que les mécanismes biotiques étaient majoritaires au sein du sol B, en raison de l’apport de nutriments pour les microorganismes, par l’utilisation de sacs à dialyse en cellulose régénérée. Cependant les mécanismes abiotiques ont aussi eu lieux au sein du sol B.14/256. Les études sur les phases pures ont montré que seuls l’hydroxyde d’aluminium (pH 5,2 et 8) et la goethite (pH 5,2) pouvaient sorber le Se(VI) respectivement de manière pseudo-irréversible et réversible (pour [Se(VI)] < 10-6mol/L). Enfin, il a été montré que l’ajout de certaines phases pures (goethite et hydroxyde d’aluminium) au sein des deux sols, pouvait entrainer une augmentation ou une diminution de la sorption du Se(VI) par rapport à celle attendue (additivité réactionnelle). / In the context of future storage of nuclear material in deep geological layers, the transfer of selenium-79 from groundwater to biosphere through irrigation is one of the scenarios considered by the ANDRA (National Agency for Radioactive Waste Management). So, the soil would act as an interface between the geosphere and biosphere. Actually the model adopted to evaluate the element mobility in soil is based on a simple representation of its distribution between the quantity adsorbed on the soil and the amount remaining in the solution (KD model). Such distribution is considered as instantaneous, reversible and linear with the concentration of contamination. This model has some inadequacies with respect to selenium because this latter can be present in different redox states that control its mobility and whose transformation kinetics among states are poorly known (Se(-II), Se(0), Se(IV)and Se(VI)). In order to improve predictions on the mobility of selenium in soil, selenate (Se(VI)) - which is the most mobile form - has been used to study its interactions with respect to two different soils (soil B and soil R). Akinetic model, alternative to the Kd model, has been developed to describe the evolution of stocks of Se(VI) in solution. This model considers that a fraction of selenium is associated with soil in a reversibly way (potentially mobile) and a portion of it is stabilized in soil (pseudo-irreversibly fixed). This model integrates on one hand, in the soil, kinetics of biotic and abiotic stabilization and on the other hand, in solution, a reduction kinetic. With the goal of acquiring the parameters of the models, various experiments using dialysis bags have been effectuated, both in batch and with open-flow reactors. The parameter acquisition has allowed kinetic and Kd models to be compared in different realistic scenarios of contamination (chronic or sequential) of a surface soil with 79Se(VI). In addition, the sorption mechanisms of Se(VI) have been evaluated in the two soils in batch adding specific competitors (humic acid and calcium carbonates) that can sorb on solid sites such as selenate. This study has been completed with the analysis of the sorption of Se(VI) on pure phases available on the market (silica, aluminum hydroxide, goethite, bentonite, calcium carbonate and humic acids) or extracted from a soil (humic substances).This investigation has been carried out at different concentrations of Se(VI) (10-8, 10-6 et/ou 10-3 mol/L). In addition, some pure reactive phases have been added to the soil in order to study the solid-solid interaction having a role on the sorption of Se(VI).This study has underlined that in the R-soil Se(VI) was sorbed in the form of outer sphere complexes (OSC) at concentration slower than 10-6 mol/L, whereas in B-soil, the majority were sorbed as inner sphere complexes (ISC). As the formation of OSC is reversible and instantaneous, in experiments with open-flow reactors, the use of Kd model was sufficient to describe the sorption of Se(VI) in R-soil. On the contrary, for soil B, the study has shown that the Kd model, unlike the kinetic model, was inadequate to describe the pseudo-irreversible sorption of Se(VI), caused by the formation of ISC. Due to the supply of nutrients for microorganisms, it has been shown that biotic mechanisms predominated in soil B, due to the utilization of cellulose dialysis bags. However, abiotic mechanisms took places in soil B, too. The studies on pure phases have shown that only aluminum hydroxide (pH 5.2 and 8) and goethite (pH 5.2) could sorb Se(VI), respectively in a pseudo-irreversible and reversible way (for [Se(VI)] < 10-6 mol/L).Moreover, it has been shown that, in both soils, the addition of some pure phases (goethite and aluminum hydroxide),could cause an increase or a decrease of the sorption of Se(VI) with respect to the one expected (additivity reaction).

Cette recherche visait à aborder l’effet des caractéristiques des eaux usées (c’est-à-dire les Co-contaminants, métaux lourds et pH) sur la réduction biologique du Séléniate (SeO42-), et évaluer l'intégration des processus et des configurations pour le traitement des eaux usées chargé de sélénium et de Co-contaminants.La première partie de l’étude portait sur l’effet des accepteurs de Co-électrons et le faible pH sur la bioremédiation du SeO42-, les études expérimentales a montré que le rapport molaire NO3- et SO42- à SeO42- a un facteur de contrôle en augmentant ou en diminuant l'efficacité de l'élimination du sélénium (Se). De plus, l'étude sur les interactions biofilm-Se a révélé la présence de NO3 ou de SO42- influence la spéciation Se, les niveaux de Se (Se0) biogénique et l'activité de la biomasse. Le fonctionnement du réacteur UASB (upflow anaerobic sludge blanket) avec une diminution progressive du pH influent de 7,0 à 5,5 a montré une performance d'élimination stable de NO3-, SO42 et SeO42- ,avant une diminution de 20% de l'élimination de tous ces composants à pH 5,0 En plus, le fonctionnement à long terme du réacteur UASB à pH 5.0 a l'enrichissement des familles Geobacteraceae et Spirochaetaceae, qui n'ont pas été détectés à pH> 5,0.La deuxième partie de l'étude a exploré l'efficacité de différentes techniques d'élimination pour le traitement de SeO42- avec des Co-contaminants. La comparaison des performances d’élimination SeO42- en présence de SO4-2 dans un filtre biotrickling (BTF) et un réacteur UASB a révélé que SO42- a largement influencé la croissance du biofilm attaché et l'élimination de SeO42-a augmentée de> 200%. D'autre part, l'élimination de SeO42- était similaire dans le réacteur UASB indépendamment de la présence ou de l'absence de SO42-. La caractérisation de la biomasse a révélé la formation de Se0 sphérique et de sulfure de poly-sélénium dans la biomasse des deux bioréacteurs. L'addition de Ni dans les deux bioréacteurs a entraîné une diminution des performances de suppression de SO42- et SeO42- de ~ 20-30%. L'élimination du Ni était> 80% dans les deux bioréacteurs. Ni a été éliminé par précipitation sous la forme de sulfure de nickel. L’évaluation du flux de processus pour l'élimination de SeO42- et SO42- a été effectuée en couplant la colonne d'échange d'ions (IX) et le bioréacteur UASB en utilisant soit un prétraitement (IX  UASB), soit un post-traitement (UASB  IX) pour le bioréacteur. Le schéma du processus de prétraitement a montré une meilleure efficacité d'élimination globale de 99% de SO42- et 94% de S totale atteignant <100 mg L-1 de SO42-, <0,3 mg L-1 de Se total et <0,02 mg L-1 de Se dissous dans l'effluent pendant 42 jours de fonctionnement continu / This research aimed at addressing the effect of wastewater characteristics (i.e. co-contaminants, heavy metals and pH) on the biological reduction of selenate (SeO42-) and evaluating process integration and configurations for selenium-laden wastewater treatment with co-contaminants. The first part of the study focused on the effect of co-electron acceptors and low pH on the bioremediation of SeO42-. Experiments showed that the molar ratio of NO3- and SO42- to SeO42- has a controlling factor in either increasing or decreasing the selenium (Se) removal efficiency. Additionally, study on biofilm-Se interactions revealed the presence of either NO3- or SO42- influences the Se speciation, biogenic Se (Se0) levels and biomass activity. Upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor operation with a gradual decrease in the influent pH from 7.0 to 5.5 showed a stable removal performance of NO3-, SO42- and SeO42-, before a 20% decrease in removal of all these components was observed at pH 5.0. Furthermore, long-term operation of the UASB reactor at pH 5.0 showed the enrichment of Geobacteraceae and Spirochaetaceae families, which were not detected at pH > 5.0.The second part of the study explored the effectiveness of different removal techniques for the treatment of SeO42- with co-contaminants. Comparing the SeO42- removal performance in the presence of SO42- in a biotrickling filter (BTF) and UASB reactor revealed that SO42- largely influenced the attached biofilm growth and increased SeO42- removal by > 200%. On the other hand, SeO42- removal was similar in the UASB reactor irrespective of the presence or absence of SO42-. Biomass characterization revealed the formation of spherical Se0 and poly-selenium sulfide in the biomass of both bioreactors. Addition of Ni in both bioreactors led to a decrease in SO42- and SeO42- removal performance by ~20-30%. Ni removal was > 80% in both bioreactors. Ni was removed via nickel sulfide precipitation. Evaluation of integrated process system for SeO42- and SO42- removal was conducted by coupling an ion exchange column (IX) and UASB bioreactor, using IX as either a pre-treatment (IX  UASB) or post-treatment (UASB  IX) unit for the bioreactor. The pre-treatment process scheme showed a better overall removal efficiency of 99% SO42- and 94% total Se reaching < 100 mg L-1 SO42-, < 0.3 mg Se L-1 total Se and < 0.02 mg Se L-1 dissolved Se in the effluent over 42 days of continuous operation

Dans le contexte des futurs stockages des matières nucléaires en couches géologiques profondes, le transfert de sélénium 79 des eaux de nappes vers la biosphère, par le biais de l'irrigation, est un des scenarii envisagés par l'ANDRA. Le sol servirait alors d'interface entre la géosphère et la biosphère. Le modèle actuellement utilisé pour évaluer la mobilité de nombreux éléments dans le sol repose sur une repré- sentation simple de leur distribution entre la quantité adsorbée sur le sol et la quantité restante en solution (mo- dèle Kd), considérée comme instantanée, réversible et linéaire avec la concentration de contamination. Ce mo- dèle présente des lacunes vis-à-vis du sélénium puisque ce dernier peut être présent sous différents états redox qui contrôlent sa mobilité et dont les cinétiques de transformation entre ces états sont peu connues (Se(-II), Se(0), Se(IV) et Se(VI)). Dans le but d'améliorer les prédictions faites sur la mobilité du sélénium dans un sol, le séléniate (Se(VI)), qui est la forme la plus mobile, a été utilisé pour étudier ses interactions vis-à-vis de deux sols différents (sol B et sol R). Un modèle cinétique, alternatif au modèle Kd, a été développé pour décrire l'évolution des stocks de Se(VI) en solution, en considérant une fraction de sélénium associée au sol de façon réversible (potentiellement mobile) et une fraction stabilisée sur le sol (fixée pseudo-irréversiblement). Ce modèle intègre des cinétiques de stabilisation biotique et abiotique sur le sol, et une cinétique de réduction en solution. Afin d'acquérir les paramètres des modèles, des expériences en batchs et en réacteurs à flux ouvert avec l'utilisation de sacs à dialyse ont été réalisées. L'acquisition des paramètres a permis de confronter les modèles cinétiques et Kd dans différents scenarii réalistes de contamination (chronique ou séquentielle) d'un sol de surface par du 79Se(VI). De plus, les mécanismes de sorption du Se(VI) au sein des deux sols ont été évalués en batch avec l'ajout de com- pétiteurs spécifiques vis-à-vis de certains sites pouvant sorber ce dernier (acides humiques et carbonates de cal- cium). Ceci a été complété avec l'étude de la sorption du Se(VI) sur des phases pures commerciales (silice, hy- droxyde d'aluminium, goethite, bentonite, carbonate de calcium et acides humiques) ou extraites d'un sol (subs- tances humiques), pour différentes concentrations en Se(VI) (10-8, 10-6 et/ou 10-3 mol/L), de l'impact de l'ajout de phases pures réactives, dans les sols, sur la sorption du Se(VI). Il a été montré que le Se(VI) était sorbé sous la forme de complexes de sphères externes (CSE) au sein du sol R pour des concentrations inférieures à 10-6 mol/L, tandis que dans le sol B, la majorité était sorbée sous la formes de complexes de sphère internes (CSI). La formation de CSE étant réversible et instantanée, l'utilisation du mo- dèle Kd était donc suffisante pour décrire la sorption du Se(VI) au sein du sol R, dans les expériences en réacteurs à flux ouvert. A contrario, pour le sol B, il a été montré que le modèle Kd, contrairement au modèle cinétique, présentait des lacunes pour décrire la sorption pseudo-irréversible du Se(VI), engendrée par la formation de CSI. Il a été montré que les mécanismes biotiques étaient majoritaires au sein du sol B, en raison de l'apport de nutri- ments pour les microorganismes, par l'utilisation de sacs à dialyse en cellulose régénérée. Cependant les méca- nismes abiotiques ont aussi eu lieux au sein du sol B. 13/256 Les études sur les phases pures ont montré que seuls l'hydroxyde d'aluminium (pH 5,2 et 8) et la goethite (pH 5,2) pouvaient sorber le Se(VI) respectivement de manière pseudo-irréversible et réversible (pour [Se(VI)] < 10-6 mol/L). Enfin, il a été montré que l'ajout de certaines phases pures (goethite et hydroxyde d'aluminium) au sein des deux sols, pouvait entrainer une augmentation ou une diminution de la sorption du Se(VI) par rapport à celle attendue (additivité réactionnelle). Les interactions solide/solide directes et/ou indirectes, (la plus connue étant le coating) peuvent être à l'origine de la difficulté d'évaluation, de manière générique, de la sorption du Se(VI) au sein du sol, connaissant seulement sa composition élémentaire.

Le sélénium est un élément trace essentiel pour les organismes vivants mais à forte concentration, il est très toxique. Les oxyanions sélénite et séléniate sont les formes les plus toxiques et prédominantes dans l'environnement. Certains micro-organismes jouent un rôle prépondérant en contribuant au cycle naturel du sélénium. Notre modèle d'étude Cupriavidus (anciennement Ralstonia) metallidurans CH34, bactérie tellurique issue de biotopes contaminés en métaux, est connu pour résister au sélénite (forme soluble du sélénium, très toxique et bio-assimilable) en le réduisant en sélénium élémentaire (forme précipitée insoluble et peu toxique). Afin de mieux comprendre les mécanismes de réduction du sélénium par les bactéries, trois méthodes de spéciation ont été combinées (SAX (XANES et EXAFS), HPLC-ICP-MS et SDS-PAGE-PIXE) et normalisées par la quantification du sélénium accumulé dans les bactéries. Les analyses de spéciation ont mis en évidence l'existence de deux voies de réduction du sélénium chez C. metallidurans CH34 : une voie d'assimilation transforme le sélénite et le séléniate en sélénium organique, identifié comme de la sélénométhionine et conduit à son incorporation dans des protéines bactériennes. L'espèce organique sélénométhionine semble être incorporée dans les protéines de façon non spécifique (présence de protéines séléniées). Une voie de détoxication précipite le sélénite en nanoparticules de sélénium élémentaire. Cette voie de détoxication ne se met pas en place après une exposition au séléniate malgré sa présence comme espèce minoritaire par rapport à l'exposition sélénite. Du sélénodiglutathion est détecté dans des bactéries stressées par une exposition au séléniate en milieu limité en sulfate. Les bactéries exposées à du sélénite accumulent 25 fois plus de sélénium que lorsqu'elles sont exposées à du séléniate. L'étude de mutants résistants au sélénite, n'exprimant pas la protéine membranaire DedA, a montré que l'accumulation du sélénium après exposition au sélénite est diminuée comparé à la souche sauvage signifiant un probable lien entre la prise en charge du sélénite et la protéine DedA. Enfin, le séléniate semble emprunter la sulfate perméase de C. metallidurans CH34.