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Submitted on 24 Mar 2021
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Devenir des contaminants traces organiques dans le sol
d’un essai agronomique recevant des apports de produits
résiduaires organiques à La Réunion
Imane Aabbar
To cite this version:
Imane Aabbar. Devenir des contaminants traces organiques dans le sol d’un essai agronomique rece-vant des apports de produits résiduaires organiques à La Réunion. Sciences de l’environnement. 2020. �hal-03178778�
Université Aix-Marseille Master SET
Spécialité MAEVA- GSDP
Projet de fin d’études
Présenté par
Imane AABBAR
Devenir des contaminants traces organiques dans le sol d’un
essai agronomique recevant des apports de produits
résiduaires organiques à La Réunion
Effectué au sein des centres de recherche Cirad et Inrae
Maîtres de stage : Matthieu BRAVIN et Pierre BENOIT
Tuteur universitaire : Catherine KELLER
Remerciements
Au terme de ce travail, je tiens tout d'abord à exprimer mes profonds remerciements à mes encadrants, Monsieur Matthieu BRAVIN, Chercheur à l’unité UPR au Cirad à La Réunion. Merci pour les précieux conseils scientifiques, pour votre dynamisme et votre disponibilité de m'avoir toujours appuyée et soutenue dans ce stage. Aussi, pour l'indépendance que vous m'aviez donné pour la réalisation de ce travail. Qu'il sache que je lui en suis profondément reconnaissante.
Je tiens également à adresser ma plus vive reconnaissance à mon deuxième encadrant, Monsieur Pierre BENOÎT directeur de recherche à l’unité Ecosys Pole sol, pour son soutien et ses conseils quant à la deuxième partie de mon stage à l'Inrae à Grignon. Ses qualités scientifiques et humaines, ont contribué largement à la réalisation de ce travail.
J’adresse également ma profonde gratitude à Madame Marjolaine DESCHAMPS ingénieur de recherche à l’unité Ecosys Pole sol, de m’avoir éclairée sur tous les aspects analytiques du sujet, de m’avoir donnée des conseils simples mais justes et d’avoir été présente jusqu’au bout dans la rédaction de mon rapport.
Merci à Madame Laure MAMY, à Madame Marion COLLINET, à Monsieur Fréderic FEDER et à Monsieur Charles DETAILLE, qui ont tous participé au co-encadrement de ce stage à des phases différentes.
Je voudrais exprimer mes vifs remerciements à Messieurs, Dames les membres du jury qui ont bien accepté de juger ce travail.
Table des matières
1.Synthèse Bibliographique ...3
1.1 Définition et grandes familles de composés traces organiques ...3
1.2 Devenir des contaminants traces organiques dans le système Pro-sol-eau-plante ...3
1.3 Outils pour la caractérisation du devenir des contaminants traces organiques et l’évaluation des risques………..7
1.4 Spécificité et niveau de connaissance sur les milieux tropicaux ...9
2. Matériel et méthode ... 10
2.1 Présentation de l’essai SOERE-PRO la Réunion ... 10
2.2 Echantillonnage et conservation des échantillons de produits résiduaires organiques et de sol ... 11
2.3 Analyses des concentrations en contaminants traces organiques dans les Pro et les sols... 12
2.4 Traitements et analyses statistiques de données de concentrations dans les produits résiduaires organiques et les sols ... 13
2. 4.1 Traitements et analyses statistiques des données de concentration : ... 14
2.4.2 Classification avec l’outil TyPol ... 15
4. Résultats et discussion ... 17
4.1 Analyse descriptive : ... 17
4.2 Analyse statistique pour les Pro et le sol : ... 18
4.3 Classification avec l’outil TyPol : ... 23
5. Conclusion et perspectives ... 28
Bibliographie ... 29
Liste des figures ... 31
Liste des tableaux ... 31
Abréviations : ... 32 Annexe 1... 33 Annexe 2 : ... 38 Annexe 3... 41 Annexe 4... 46 Résumé ... 51
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Introduction :
L’étude du devenir et des impacts des contaminants traces organiques CTO cherche à comprendre les différents processus impliqués afin de trouver des solutions pour gérer la contamination de l’environnement (sol, plante, eau et sédiment), les risques toxicologiques et écotoxicologiques potentiels. Parmi les nombreux CTO existants, les médicaments à usage humain ou vétérinaire, les produits de soin personnel, les polluants organiques persistants et les polluants organiques à usage domestique et industriel constituent un sujet de recherche récent et donc en constante évolution ces dernières décennies.
Ces CTO regroupent un ensemble très diversifié de molécules ayant des propriétés physico-chimiques et toxicologiques variées. Ces CTO peuvent être présents dans les différents compartiments de l’écosystème à des concentrations très différentes (Lemière et al.,2001). Les CTO sont notamment présents dans les produits résiduaires organiques (Pro). Ces Pro sont l'ensemble des matières d'origine résiduaire produites par les activités anthropiques et leur mode de gestion privilégié est la valorisation agronomique (Houot et al.,2014). Parmi les Pro, il existe les Pro brutes comme les effluents d'élevage et les boues issues du traitement des eaux usées urbaines ou domestiques ainsi que les Pro transformés comme les composts et les digestats de méthanisation…Dans le contexte de la valorisation agronomique des Pro, il est donc nécessaire d’évaluer les risques écotoxicologiques associés à la présence de CTO, souvent apportés à de faibles concentrations par les Pro mais de manière répétée dans le temps. La question de leur devenir à long terme dans les parcelles amendées nécessite de suivre ces contaminants dans différents compartiments de l’environnement et en particulier dans les sols et les végétaux. Ce devenir est susceptible d’être modifié par les caractéristiques climatologiques, pédologiques et agronomiques du milieu.
C’est l’objectif de l’observatoire de recherche en environnement le SOERE-PRO, qui est un réseau de sites expérimentaux au champ de longue durée étudiant le recyclage agricole des Pro. Ces sites représentent différents contextes pédoclimatiques et agronomiques en milieu tempéré et tropical. Il a été mis en place pour évaluer les effets d’un apport répété de Pro sur la dynamique de la matière organique et le stockage potentiel du carbone dans les sols, les cycles biogéochimiques des éléments nutritifs (C, N, P), le devenir des contaminants chimiques et biologiques potentiellement présents, les propriétés physiques et les activités biologiques des sols. Sur ces différents sites, les CTO font partie des contaminants évalués. Parmi ces sites, le site de la Réunion, installé en 2013 et géré par l’unité Recyclage et Risque du Cirad étudie spécifiquement les effets des effluents d’élevage et des déchets organiques urbains en contexte tropical.
La problématique de cette étude est de caractériser (1) le devenir des CTO, i.e. plusieurs familles de produits pharmaceutiques et de soins personnels (PPCP), de polluants organiques persistants (POPs) et polluants à usage domestique et industriel, dans les sols agricoles dans un milieu tropical (contexte de l’Ile de la Réunion) au niveau de l’essai du SOERE-PRO, par l’apport de produits résiduaires organiques. Donc lors de cette étude nous allons évaluer l’écodynamique de ces CTO dans les PRO et les sols au cours des années depuis 2014, année du premier épandage, jusqu’à 2019. Ceci permettra de définir quels CTO présentent des caractéristiques d’accumulation dans les sols.
Pour mener à bien cette étude, mon travail durant ce stage s’est concentré autour de trois tâches. :
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Faire une recherche bibliographique sur le devenir des CTO dans l’environnement notamment en milieu tropical.
Analyser les données recueillies sur les concentrations en CTO dans les Pro et les échantillons de sol entre 2013 et 2019 via des approches descriptives et statistiques afin d’évaluer l’éventualité d’une accumulation dans le sol.
Utiliser l’outil TyPol qui permet de classer les CTO selon leurs caractéristiques moléculaires et leur devenir environnemental pour expliquer les comportements déduits de l’analyse des données.
Ce stage s’est déroulé au sein de deux unités : l’UPR Recyclage et Risque au Cirad sur le site de La Réunion et l’UMR Ecologie fonctionnelle et écotoxicologie des agroécosystèmes (Ecosys), pôle de Science du sol de INRAE à Grignon.
Le Cirad, centre de coopération internationale en recherche agronomique pour le développement, est un organisme français de recherche agronomique et de coopération internationale pour le développement durable des régions tropicales et méditerranéennes qui a été fondé en 1984. Ces principales thématiques de recherche sont les bénéficies et risques des Pro, la conception de la gestion des Pro et la transformation et transferts des nutriments, du carbone et des contaminants. Tandis qu'au sein de l’unité UPR Recyclage et Risque les chercheurs s’intéressent plus à la maîtrise du risque environnemental lié au recyclage des déchets organiques. L’INRAE, institut national de recherche pour l’agriculture, l’alimentation et l’environnement, est un établissement public à caractère scientifique et technologique, qui a été fondé en 1946. Il est aujourd’hui le premier institut de recherche agronomique en Europe et le deuxième dans le monde pour ses publications en sciences de l’agriculture, de l’alimentation et de l’environnement. Les scientifiques du pole science du sol s’intéressent au recyclage des produits résiduaires organiques, aux pesticides et autres contaminants organiques, à la matière organique du sol et aux services écosystémiques.
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1. Synthèse Bibliographique
Cette étude bibliographique présente les différentes familles des CTO et aborde leur devenir dans l’environnement (sol, Pro, plante et eau). La spécialité de leur devenir en milieu tropical et aussi relevé.
1.1 Définition et grandes familles de composés traces organiques
Selon les estimations, le nombre des contaminants traces organiques susceptibles d’être présents dans l’environnement est compris entre 30 000 et 100 000 composés (Zayet., 2017). En raison de la grande diversité des CTO, il se peut qu’un nombre important de composés parents ou de métabolites secondaires n’ait pas été étudié. Cela suggère un manque d’informations sur la gamme de concentration de ces CTO dans la littérature (Hansen et al., 1999).
Le terme CTO désigne généralement un ensemble de molécules organiques provenant de trois types d’activités humaines (industrielles, urbaines et agricoles) et présentes dans l’environnement à faible concentration. Les CTO incluent les produits initialement rejetés dans les compartiments de l’environnement ainsi que ceux issus de leur dégradation incomplète, biotique ou abiotique. Les CTO peuvent présenter une toxicité pour les organismes présents dans l’environnement dont l’Homme (Barriuso et al., 1996). Il existe différentes catégories de CTO notamment :
-Les PPCP pour « pharmaceuticals and personal care products » en anglais regroupent les CTO issus des produits d’hygiène, cosmétiques et les médicaments qui sont classés en différentes familles selon leur usage comme par exemple les antibiotiques, anti-inflammatoires, corticoïdes… (Zayet, 2017).
-Les polluants organiques persistants, POPs, regroupent les molécules fortement retenues par les matrices environnementales et présentant un temps de demi-vies élevé, qui leur confère la capacité à contaminer de nombreuses matrices environnementales (Pro, sol, plante, air, eau, sédiment) sur le long terme. À titre d’exemple, nous retrouvons des contaminants historiques, i.e rejetés depuis longtemps, comme les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les polychlorobiphényles (PCB) et les polychlorodibenzo-p-dioxines polychlorodibenzo-furane (PCDD/F). Et d’autres plus récemment introduits dans l’environnement comme les polybromodiphényléthers (PBDE) et les perfluorocarbures (PFC) (Benoit et al.,2014).
-Les contaminants à fort usage domestique/industriel passé ou actuel comme les sulfonates d'alkylbenzène (LAS), Nonyphenols (NP), phtalates. Ces molécules présentent généralement une persistance dans l’environnement faible à moyenne, ce pourquoi nous appellerons cette famille de molécules, les contaminants à faible ou moyenne persistance (CFMP) (Benoit et al.,2014).
1.2 Devenir des contaminants traces organiques dans le système Pro-sol-eau-plante
L’objectif de ce volet est de faire état des connaissances sur la présence et le devenir de contaminants traces organiques dans les divers compartiments environnementaux.
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Figure 1:Origine des contaminants traces organiques (D'après Zayet.,2017)
Les Pro sont répartis en deux grandes catégories : ceux qui résultent d’un procédé de traitement (comme la digestion, le compostage, le chaulage, la déshydration) et d’autres dits « bruts », c’est-à-dire non traités (Houot., 2014). Ces derniers sont les boues d’épuration non traitées ou résultent d’une déjection animale qui peuvent être classés en trois grandes catégories : lisiers, fumiers et fientes (Benoit et al.,2014).
Les boues d’épuration d’origine urbaine ou industrielle sont constituées majoritairement des micro-oganismes impliqués dans le traitement des eaux usées urbaines ou industrielles et de la matière organique non digérée (Benoit et al.,2014).
Certains contaminants organiques sont présents dans les Pro et sont règlementés par des textes en lien direct avec l’épandage des Pro sur les sols ou la protection des ressources en eau via la Directive Cadre sur l’Eau (DCE 2000/60/UE). Il s’agit des HAP, des PCB, des LAS, des PCDD/F, des DEHP, des PBDE et des dioxines. Les autres CTO sont non règlementés en excluant l’anti-inflammatoire diclofénac (Houat et al., 2014).
Tous ces composés sont étudiés dans les Pro afin de caractériser leur persistance et/ou leur toxicité. Les CTO les plus persistants sont généralement ceux qui sont les plus fortement adsorbés aux matières organiques des Pro. Les CTO peuvent être volatils, soit pendant le traitement des Pro ou pendant ou après leur épandage. Cependant, de nombreuses molécules présentes dans les Pro sont très peu volatiles (Benoit et al., 2014). Par contre les traitements des Pro peuvent avoir un effet sur la dissipation des CTO (Patureau et al., 2014).
La persistance est définie par le temps de demi-vie de dégradation (DT50 exprimée en jours). Alors que la rétention de ces composés est caractérisée par le coefficient d’adsorption Kd (Lkg-1) donc par leur distribution de phases (liquide ou solide) (Barriuso et al., 1996).
Une fois dans le sol, le devenir de ces composés organiques dépendra de deux processus majeurs : (1) la rétention dans le sol des molécules par certains constituants du sol, (2) la dégradation biotique et abiotique (Barriuso et al., 1996).
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Figure 2:Devenir des composés organiques dans le sol (Zayet,2017)
La rétention par le sol permet de limiter le passage des contaminants vers les organismes vivants notamment le transfert sol-plante ce qui génère une accumulation de ces contaminants traces organiques dans le sol. Elle réduit également le passage du sol vers les phases gazeuse et dissoutes et le transfert vers les eaux de surfaces et souterraines. Cependant, les contaminants fortement retenus par les matières organiques peuvent migrer et être transférés vers les eaux de surfaces et/ ou souterraines sous formes associés avec les matières organiques dissoutes ou colloïdales notamment celles produites par la décomposition de matières organiques du sol ou apportées par les Pro (Benoit et al., 2014). La persistance des contaminants accroît leur probabilité d’être transportés par l’eau/ou et transférés dans les organismes. Selon leur propriété de rétention, les composés POPs et les CTO moins persistants peuvent être donc mobilisés et transférés vers les plantes et dans les eaux de surface et souterraines par lessivage ou lixiviation (Benoit et al., 2014).
Le processus de dégradation biotique ou abiotique entraine l’apparition de sous-produits ou métabolites qui peuvent aussi être soit retenus, transformés ou mobilisés.
Ces deux critères sont étroitement liés : plus un composé est retenu sur le sol, plus il est en phase solide et donc moins il est disponible pour être dégradé (Barriuso et al., 1996). Par conséquent, sa persistance augmente dans le sol donc probabilité de présence d’un risque de contamination au niveau du sol, des plantes et des eaux (par le mécanisme de transfert).
Tableau 1: Gamme de concentration des contaminants traces organiques généralement retrouvés dans le sol selon la littérature. Pour plus de détail par composé : Annexe1, Tableau 1 et 2.
Catégorie de CTO Famille de composés Gamme de concentration
dans le sol (µg kg-1 de MS)
Gamme de concentration dans les Pro (µg kg-1 de MS) POP HAP PCB PBDE PCDD/PCDF 80-180000 20-4500 0.029-1810 ND*-99000* 30-800 100-5000 ND*-1700* CFMP Nonyphenols LAS Phtalates 5.6-26.7 155-1223 10-250 ND-2912 100000-10000000
Page 6 sur 51 PPCP Antibiotique Bactéricide Neuroleptique Hypolipidémiant Anti-inflammatoire Traces-1079 1.24-65.1 ND*-4800* ND*-15600* 163*-258* ND*-1192* 0.006*-4535*
Boue* ND : non détecté
Suite au tableau 1 présentant la gamme de concentration des CTO dans les Pro et le sol selon la littérature, il est remarquable que seuls les CTO ubiquistes les HAP et les PCB présentent des concentrations plus élevées au sol par rapport au Pro. Tandis que les CFMP et les PPCP sont plus présents dans les Pro, ce qui explique que la contamination des sols par ces CTO résulte de l’épandage de Pro.
Les CTO peuvent pénétrer dans la plante par les feuilles, par les retombés atmosphériques ou par les racines au niveau de la rhizosphère. L'eau et les molécules en solution sont capables de traverser les membranes des cellules racinaires. Les parties matures de la racine développent un exoderme, une couche externe supplémentaire relativement imperméable à l'eau et aux solutés. (Miler et al., 2015).
Les solutés peuvent passer de l'eau interstitielle du sol au système vasculaire par trois voies : -la voie transmembranaire : entre les cellules à travers les parois cellulaires et les membranes. -la voie symplastique : continuum des cytoplasmes via les plasmodesmes ; entre les cellules à travers les plasmodesmes d'interconnexion.
-la voie apoplastique : continuum des parois cellulaires au sein d'un tissu ; le long des parois cellulaires à travers l'espace intercellulaire.
La voie de transport empruntée dépend de la capacité du soluté à traverser les membranes pour pénétrer dans les cellules.
La phytodisponibilité des contaminants apportés au sol par épandage de Pro varie en fonction de la persistance. Quant aux contaminants à usage domestique et industriel comme les LAS, NP ; soit ils sont détectés dans les plantes mais sans lien avec les concentrations dans les sols et les Pro apportés soit ils sont inférieurs à la limite de détection (Deschamps et al., 2007). Tandis que les POPs hydrophobes comme par exemples les HAP et les PCB peuvent être absorbés sur les péridermes de la plante mais sans translocation au niveau des racines, des tiges et des feuilles (Benoit et al., 2014).
Les PPCP les plus susceptibles de s'accumuler dans les tissus aériens sont ceux qui pénètrent la racine par la voie passive de diffusion ou active comme par exemples les neuroleptiques (la carbamazépine) et les antibiotiques (les tétracyclines et les sulfonamides). Ils peuvent se retrouver au niveau des feuilles s'ils sont transportés par le xylème, ou dans les fruits s'ils sont transportés par le phloème. La sève du xylème contient une variété de protéines pouvant jouer un rôle dans le transport des contaminants organiques (Miler al., 2015).
La prise de conscience du risque de contamination des plantes par les PPCP est assez récente. Cela n’empêche pas de dire que l’absorption de ces molécules semble principalement dépendre de leur poids moléculaire : plus les composés ont un poids moléculaire élevé moins ils seront absorbés (Kumar et al., 2005).
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Les contaminants organiques du sol résultant de l’épandage de Pro sont susceptibles d’être transférés vers les eaux de surfaces et souterraines.
Dans les eaux de surfaces, les contaminants organiques peuvent être issus des stations d’épuration qui ne sont pas en mesure d’éliminer et de biodégrader complètement ces composés. Néanmoins leur présence peut être due au ruissellement ou au drainage à partir de sols amendés par des boues ou des effluents d’élevage (Benoit et al., 2014).
Dans les eaux souterraines, deux voix de contamination existent : la lixiviation des sols agricoles recevant des apports de Pro ou/ et des eaux usées (Benoit et al., 2014).
Les CTO dans les eaux dépendent également de leur mobilité permettant de classer les composés selon leur degré de rétention et de leur persistance dans le sol (Benoit et al., 2014). Les PPCP et les CFMP sont les plus détectés dans les eaux naturelles (Benoit et al., 2014). Les POPs, plus spécifiquement les HAP et les PCB peuvent être présents dans les eaux de surfaces par un transfert colloïdales ou particulaire (Cailleaud et al., 2007). Les PPCP sont présents via un réseau de drainage. En raison de leur persistance, les POPs, par exemple les PBDE sont généralement retrouvés dans les eaux souterraines (Levison et al., 2012).
1.3 Outils pour la caractérisation du devenir des contaminants traces organiques et l’évaluation des risques
Compte tenu de la diversité des molécules et de leur comportement dans les différents matrices environnementales (Pro, sol, plante, eau, air et sédiment), il est impossible de réaliser de manière exhaustive des expériences afin de caractériser le comportement et le devenir de chaque composé, d’où la nécessité de disposer d’outils prédictifs (Berthod et al., 2017).
Depuis plusieurs années, de nombreux outils ont été développés afin d’estimer le comportement des contaminants traces organiques dans l’environnement ainsi d’évaluer les risques associés.
Ces outils peuvent être classées en plusieurs catégories, allant des plus simples aux plus complexes (Avadi et al., en préparation). Parmi les outils appliqués aux pratiques de recyclage de Pro sur les sols agricoles, nous avons retenu :
-L’approche de sélection/classement (Screening/ranking approach) : elle a pour but d’évaluer la probabilité de risques générés par les contaminants organiques pour l’environnement et pour la santé humaine via l’accumulation dans la chaîne alimentaire. Cette approche se base principalement sur les propriétés physico-chimiques des composés organiques tels que la solubilité, la pression de vapeur, la constante de Henry, le coefficient de partage octanol-eau (Kow), le coefficient d’adsorption et le temps de demi-vie (DT50).
-L’approche basée sur les propriétés moléculaires des composés. Ce type d’approche repose sur l’hypothèse que la structure des molécules est directement responsable de leurs propriétés physiques, chimiques et biologiques, permettant de comprendre et prédire leur activité ou leur comportement dans l’environnement (Mamy et al.,2015). Parmi les outils existants, TyPol a été développé pour classer les contaminants organiques en fonction de leurs propriétés moléculaires et de leur comportement dans l’environnement, par exemple leur rétention, leurs dégradations biotique et abiotique, leur transfert vers l’air ou l’eau, leur passage dans les organismes vivants et leur effets écotoxicologique (Servien et al., 2014). TyPol est basé sur une approche « in silico » qui combine des descripteurs moléculaires (calculés avec plusieurs logiciels) et des paramètres environnementaux et écotoxicologiques (issus de bases de données et de la bibliographie), et des méthodes de classification statistique (Servien et al.,
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2014) (Figure 3). Il permet ainsi de classer les composés organiques en fonction de leur propriétés moléculaires et comportementales.
Figure 3: Structure de TyPol (Servien et al., 2014)
Les classes sont construites à partir d’une classification ascendante hiérarchique (CAH) et d’une analyse PLS (Partial Least Square regression). La PLS est une régression linéaire qui cherche à relier des variables explicatives (ou prédictives) X (dans ce cas, les propriétés moléculaires) à des variables de réponse à expliquer Y (paramètres environnementaux et écotoxicologiques) par les fonctions de base de l’espace vectoriel. Elle présente l’avantage de permettre d’utiliser une matrice avec des données manquantes.
TyPol contient six paramètres environnementaux (solubilité dans l’eau Sw (mg/L), coefficient de partage octanol-eau Kow, pression de vapeur Pvap (mPa), constante de Henry Kh, coefficient d’adsorption Koc (L/kg), durée de demi-vie de dégradation DT50 (jours)) et 8 paramètres écotoxicologiques (facteur de bioaccumulation BCF qui sera plus particulièrement étudié dans ce travail. EC50 (concentration produisant 50% d’effet) Daphnies (µmol/L), NOEC (concentration sans effet observé) Daphnies (µmol/L), EC50 Lentilles d’eau (µmol/L), EC50 Algues (µmol/L), NOEC Algues (µmol/L), LC50 (concentration produisant 50% de mortalité) Vers de terre (µmol/kg) et NOEC Vers de terre (µmol/kg)). Les paramètres environnementaux représentant les processus de dissolution dans l’eau (Sw, Kow), de volatilisation (Pvap,Kh), de sorption (Koc) et de dégradation (DT50).
Les 40 descripteurs moléculaires présents dans TyPol ont été sélectionnés sur la base d’une revue bibliographique portant sur les QSAR (Quantitative Structure Activity Relationship ou Relations structure-activité quantitatives) publiée par Mamy et al. (2015). Nous distinguons des descripteurs de 4 catégories : constitutionnels (i.e. nombre d’atomes, masse molaire…) géométriques (surface de la molécule), topologiques (indices de connectivité, qui représentent le degré de ramification de la molécule) et quantiques (moment dipolaire, énergie totale…) (Servien et al., 2014).
TyPol permet également d’extrapoler des connaissances (comportement dans l’environnement par exemple) au sein d’une classe de composés à partir de relations statistiques entre descripteurs moléculaires et paramètres environnementaux ou écotoxicologiques obtenues sur quelques molécules (Strock et al., 2016 ; Benoit et al., 2017).
-L’approche « quotient du risque (RQ) » est l’une des plus utilisées pour évaluer le risque environnemental lié aux contaminants organiques dans les Pro appliqués aux sols. Le RQ correspond au rapport PEC/PNEC (Concentration dans l’environnement/ Concentration sans effet). Dans la plupart des études, afin d’évaluer les risques pour les organismes du sol, le RQ est calculé à l’aide des valeurs mesurées ou calculées de PECsol un an après l’épandage. Le risque est considéré comme faible si 0.01<RQ< 0.1, moyen si 0.1 ≤RQ ≤ 1 et élevé si RQ ≥1.
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RQ pour un mélange de plusieurs composés est déterminé en additionnant les RQ de chacun des composés. (Bourdat-Deschamps et al., 2017).
1.4 Spécificité et niveau de connaissance sur les milieux tropicaux
Les paramètres géographiques influencent le devenir des contaminants traces organiques notamment la nature du sol et le climat.
En milieu tropical, en raison d’un climat chaud et humide et donc agressif pour le sol, le niveau d’altération des sols est souvent plus important qu’en milieu tempéré, ce qui se traduit par des sols avec des propriétés un peu différente (généralement moins de carbone organique, présence plus importante d’oxyhydroxydes de fer et d’aluminium) (Lemière et al.,2001). Ces propriétés un peu différentes peuvent se traduire par une rétention plus forte ou moins forte des CTO selon les phases du sol sur lesquels les CTO sont généralement retenus. Les fortes périodes de pluies sont de nature à provoquer une lixiviation plus importante et les températures élevées tendent à augmenter l’activité biologique dans le sol et donc la capacité des microorganismes du sol à dégrader les CTO (Wassenaar et al.,2014). Donc dans un contexte tropical la dissipation des CTO apportés au sol pourraient être plus rapide.
Dans un contexte tropical spécifique à l’Ile de la Réunion (i.e. grande diversité de climats), la pédogénèse est caractérisée par une grande diversité de types de sol allant des andosols (richesse en matière organique et en allophanes) aux ferralsols (présence d’oxydes de fer et d’aluminium) (Raunet., 1991).
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2. Matériel et méthode
2.1 Présentation de l’essai SOERE-PRO la Réunion
Un essai agro-environnemental appartenant au réseau d’essais SOERE-PRO a été implanté en 2013 à La Réunion. Ces essais ont pour objectif de caractériser et de suivre les impacts à long terme des Pro. La particularité du site de la Réunion par rapport aux autres essais du SOERE-PRO est son climat tropical donc une température annuelle de l’ordre de 24°C et pluviométrie annuelle de 1800 mm ainsi que son type de végétation qui est la canne à sucre. Sur ce site, 4 types de Pro sont testés : une boue digérée, séchés et chaulés de la station d’épuration voisine du site (modalités BA et BR), un compost de cette boue mélangé à du bois de palettes (modalité CB), un lisier de porcs (modalité LP) et une litière de volailles (modalités LV). L’essai SOERE-PRO de la Réunion est formé de cinq blocs dont chacun est subdivisé en six parcelles. Sur ces 30 parcelles, 25 parcelles réparties aléatoirement correspondent aux 5 modalités de fertilisation testées (BA, BR/CB, LP, LV et T) et 4 parcelles localisées sur la bande 3 des blocs 1, 3, 4 et 5 correspondent à la modalité d’absence de fertilisation minérale une fois tous les quatre ans (Ta). Enfin, une parcelle sans plante (sol nu, SN) localisée sur la bande 3 du bloc 2 est subdivisée en six bandes correspondant aux 5 modalités de fertilisation testées (BA-SN, BR/CB-SN, LP-SN, LV-SN et T-SN) et au sol nu sans aucun apport (SN). Sur les modalités BA et LP, les Pro sont apportés annuellement aux doses moyennes de 3t et 75 m3/ha, respectivement. Pour les BR, CB et LV les Pro ont été apportés tous les 4 ans aux
doses de 10,15 et 10 t/ha, respectivement. Les apports d’azote (N), de phosphore(P2O5), de
potassium (K2O), de calcium (CaO) et de magnésium (MgO) ont été identiques sur toutes les
parcelles pour correspondre au besoin de la canne à sucre, à savoir : 168,133 et 280,220 et 400 kg/ha, respectivement (Feder et al.,2014).
Figure 4 : schéma du dispositif expérimental de l’essai Soere Pro Réunion (D’après Feder et al.,2014)
Les Pro sont épandus selon les modalités testées au début de chaque cycle annuel de culture. Les sols ont été échantillonnés dans chaque parcelle en novembre 2013 avant tout apport de Pro (T0) puis à la fin de chacun des cinq cycles annuels de culture entre 2014 et 2019 (T1 à T5).
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Cette étude s’intéresse à 132 composés traces organiques (Annexe 2) parmi les plus répandus dans l’environnement et qui se trouvent essentiellement dans les produits résiduaires organiques, afin de les analyser et de connaître leur devenir dans les matrices environnementales (Pro et sol). Ils se regroupent comme suit :
-37 PPCP répartis en familles : 24 antibiotiques dont 6 appartenant à la famille des fluoroquinolone, 7 à la famille des tétracyclines, 7 à la famille des sulfonamide et 4 à la famille des macrolides-lincosamide. Aussi nous retrouvons 5 anti-inflammatoires, 3 antiparasitaires, 3 neuroleptiques, 1 hypolipidémiant et 2 bactéricides.
-80 POPs répartis en 4 familles : 16 HAP, 20 PCB, 17 PCDD/PCDF et 27 PBDE.
-15 CFMP polluants à usage domestique et industriel répartis en 3 familles : 4 LAS, 8 phtalates et 3 nonyphenols.
2.2 Echantillonnage et conservation des échantillons de produits résiduaires organiques et de sol
Une seule méthodologie d’échantillonnage est suivie pour trois des quatre Pro (BA, BR, CB et LV). Des prélèvements à la main avec une pelle ont été faits au niveau de chaque parcelle élémentaire. Donc pour chaque type de Pro, 5 échantillons ont été récupérés puis mélangés pour constituer un échantillon composite de chaque Pro pour chaque apport. Ce composite a ensuite été congelé puis lyophilisé avant expédition dans les différents laboratoires.
Tandis que pour le lisier, l’échantillonnage au niveau de chaque parcelle a été fait avec une bouteille au moment de l’épandage à la lance incendie sur le terrain. Afin d’assurer l’homogénéité de chaque échantillon de lisier envoyé à l’analyse, chaque échantillon composite a été préalablement mélangé à l’aide d’un malaxeur à peinture avant de prélever le sous-échantillon. Le sous-échantillon a ensuite été congelé.
Les prélèvements de sol ont été réalisés avec une tarière manuelle. Au niveau de l’horizon 0-10 cm (Tableau 2), six points ont été prélevés chaque année dans les trois inter-rangs centraux de chaque parcelle en décalent la zone de prélèvement d’une année sur l’autre afin de ne pas reprélever au même endroit.
Tableau 2 : Echantillonnage et conservation des échantillons de sol
PPCP POPs CFMP
Profondeur
d’échantillonnage 0-10cm 0-10cm 0-10cm
Etat de conservation Stocké congelé brut dans des
bocaux en verre à -20 °C
Sols séchés à l’air libre à 20°C
Sols bruts sans émottage, ni tamisage à 20°C
Pré-traitement avant envoi au laboratoire Tamisage à 4 mm sans émottage Tamisage à 2 mm sans émottage Lyophilisé
Précautions lors de l’envoi au laboratoire
Flacons de PEHD + Ajout de packs de glace (≤ 4°C)
Sachets plastiques Flacons de PEHD + Ajout de packs de glace, (≤ 4°C)
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2.3 Analyses des concentrations en contaminants traces organiques dans les Pro et les sols
Trois laboratoires ont réalisé les analyses des échantillons au fil des différentes campagnes d’échantillonnage. Les laboratoires Research Institute for Chromatography (RIC) et Analyses des Sols (LAS) ont analysé des échantillons de Pro sur une durée de six années de (T1 à T6 correspondant aux Pro de T1 en année 2014, année du premier épandage, jusqu’aux Pro de T6 en année 2019). Tandis qu’ils ont analysé des échantillons du sol de trois années (T0, T2 et T5 correspondant au sol nu avant le premier épandage de Pro et à l’année 2015 et celle de 2018). Le laboratoire UMR Ecosys, quant à lui, a analysé les PPCP dans les Pro pour les années T1, T2, T3 et T4 donc de l’année 2014 à 2017. Les années T0, T2 et T4 ont été analysées pour le sol.
Le laboratoire, du Research Institute for Chromatography, (RIC) en Belgique à analysés les 3 familles de CFMP.
Pour les huit composés appartenant à la famille des phtalates, des étalons internes deutérés (DBP-d 4 et DEHP-d 4) ont été ajoutés aux échantillons pour prendre en compte les pertes des composés tout au long des processus analytiques. Puis une extraction solide-liquide par ultrasons a été réalisée avec du cyclohexane. Les échantillons ont ensuite été centrifugés et une aliquote du surnageant a été transférée dans un flacon pour analyse. L'analyse a été réalisée par chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse en tandem (GC-MS/MS), avec un étalonnage interne.
Pour les quatre composés appartenant à la famille des LAS, une extraction solide-liquide par ultrasons a été réalisée avec du méthanol. Les échantillons ont été centrifugés et une aliquote du surnageant a été réalisée par chromatographie liquide couplée à la spectrométrie de masse en tandem (LC-MS/MS) avec un étalonnage externe.
Pour les 3 composés appartenant à la famille des nonyphénol, des étalons internes deutérés ont été ajoutés aux échantillons. Puis une extraction solide-liquide par ultrasons a été réalisée avec un mélange méthanol-dichlorométane. Les échantillons ont ensuite été centrifugés et une aliquote du surnageant a été transférée dans un flacon pour analyse. L’analyse a été réalisée, par LC-MS/MS, avec un étalonnage interne.
Le laboratoire, d’analyses des sols, (LAS) de l’INRAE à Arras a analysé les POPs:
Pour les seize composés de la famille des HAP, une extraction solide-liquide par solvants chauffés et sous pression a été réalisée avec un mélange (acétone/hexane/dichlorométhane). Les extraits ont été concentrés et filtrés. L’analyse a été réalisée par LC-UV-Fluorescence avec un étalonnage externe.
Pour les vingt composés de la famille des PCB et les 17 composés de la famille des PCDD/F, une extraction solide-liquide par solvants chauffés et sous pression a été réalisée avec du toluène. Après purification sur colonne de silice multicouche pour PCB et PCDD/F et une deuxième purification sur colonne de charbon actif (pour les PCDD/F). L’analyse a été réalisée par GC-HRMS, avec un étalonnage interne.
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Pour les 27 composés de la famille des PBDE, une extraction solide-liquide par solvants chauffés a été réalisée avec du dichlorométhane. Puis une purification sur colonne de silice multicouche a été réalisée avant analyse par GC-HRMS avec étalonnage interne.
Le laboratoire de l’UMR Ecosys a analysé les PPCP.
Desétalons internes marqués au deutérium ou au carbone 13 (21 des 37 composés analysées) ont été ajoutés aux échantillons. Ensuite, une extraction solide-liquide par ultrasons a été réalisée avec un mélange acétonitrile et tampon citrate-phosphate contenant de l’EDTA et à différents pH selon les matrices (une extraction à pH 3.5 pour la boue et la phase solide de lisier ; deux extractions successives à pH 2.5 et pH 9 pour le sol et les fientes). Les échantillons ont ensuite été centrifugés et le surnageant a été purifié par extraction liquide-liquide de type QuEChERS. Une aliquote du surnageant de l’extrait purifié a été séchée sous azote et redissoute dans un mélange acétonitrile-eau. L’analyse a été réalisée par extraction sur phase solide montée en ligne à une chromatographie en phase liquide couplé à un spectromètre de masse en tandem (LC-MS/MS), avec étalonnage interne.
Pour analyser le lisier, qui contient seulement quelques pourcents de matière sèche, la phase solide et la phase liquide ont été séparées par centrifugation. La phase solide a été analysée comme décrit ci-dessus. Des étalons internes ont été ajoutés à la phase liquide qui a ensuite été purifiée par extraction liquide-liquide de type QuEChERS. Une aliquote du surnageant a été séchée sous azote et redissoute dans une mélange acétonitrile-eau. L’analyse a été réalisée par extraction sur phase solide montée en ligne à un chromatographe en phase liquide couplé à un spectromètre de masse en tandem (LC-MS/MS), avec un étalonnage interne. Pour obtenir les concentrations dans le lisier brut nous utilisons les données de concentrations dans les phases solide et liquide en tenant en compte du pourcentage de la phase solide, de la matière de sèche et de la masse volumique apparente de la phase liquide.
2.4 Traitements et analyses statistiques de données de concentrations dans les produits résiduaires organiques et les sols
Suite aux différentes réunions de cadrage qui ont consisté à échanger sur les objectifs et les résultats attendus du stage, une procédure d’évaluation est définie : en premier lieu, utiliser la synthèse bibliographique afin de comparer les concentrations des composés analysés par rapport à celles de la littérature. Ensuite, faire un bilan de données acquises. Pour répondre à cela, une collecte des différents fichiers d’analyse bruts contenant les différents résultats d’analyse a été faite. Les fichiers bruts fournis par les laboratoires d’analyses étaient très différents avec des dénominations d’échantillons différentes. Ces jeux de données ont été d’abord vérifiés comme suit :
-Préciser quel fichier reçu du laboratoire correspondait à quelle année d’échantillonnage et à quelle famille de composés.
-Vérifier s'il n'y avait pas d’erreur d’unités exprimées par rapport à celles utilisées réellement. -Vérifier si les valeurs étaient homogènes au fil des années.
Ils ont ensuite été rendu homogènes en les présentant sous forme de six fichiers Excel : trois fichiers Excel pour les Pro (un fichier pour les PPCPs, un autre pour les POPs et un troisième pour les CFMP) et trois pour les sols. Ces fichiers ont été partagés en ligne sur le site Alfersco Digestate. Chacun d’entre eux comporte une feuille dénommée "à lire" expliquant le contenu du fichier et une autre désignée "données", toutes organisées de manière similaire dans tous les fichiers.
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Figure 5 : exemple de l’onglet « à lire » pour les CTO POPs dans le sol
Figure 6 : Répartition de l’onglet « données » dans tous les fichiers
Plusieurs modifications ont été réalisées au sein des différents fichiers pour les rendre compréhensibles et exploitables sous R. Par exemples : classement des différentes molécules de PPCP par famille en se basant sur la littérature, conversion de toutes les concentrations en µg/kgMS, modification de valeurs de base qui ne sont ni quantifiées ni détectées par des abréviations identiques (exemple : « ? (conta) » est remplacé par NI (non interprétable)). Parallèlement, plusieurs échanges ont eu lieu avec les trois laboratoires d’analyse afin de connaitre les méthodes analytiques appliquées, le rendement d’extraction pour chaque analyse, ainsi que les différentes limites de quantification (LQ).
Faisant suite à ces mises en forme de données, une première analyse descriptive a été faite à l’aide de R pour connaitre le pourcentage de valeurs quantifiées et celles non quantifiées (détectées (D), non détectées (ND), non interprétables (NI)). Pour les POPs et les CFMP, l’analyse descriptive a été faite à ce stade par famille en fonction de la moyenne de toutes les échantillons analysés. Alors que pour les PPCP, elle est faite par composé. Cette analyse a permis de donner une idée générale sur le taux de quantification dans chaque famille pour les POPs et les CFMP. Ensuite une analyse statistique s’est faite pour tous les CTO sur la somme des composés par famille afin d’évaluer l’accumulation des CTO entre le sol et les Pro.
Également, à ce stade, une vérification de la présence des molécules PPCP dans les Pro par rapport à leurs usages habituels (vétérinaire ou humain) a été réalisée pour valider les données au sein des différentes parcelles.
2. 4.1 Traitements et analyses statistiques des données de concentration :
Deux stratégies ont été appliquées : la première a consisté à éviter de biaiser une interprétation qui serait fondée uniquement sur les concentrations quantifiées alors que celles-ci ne sont pas toujours majoritaires et, d’autre part, pour inclure dans l’interprétation l’information apportée par les concentrations non quantifiées. Après une étude préliminaire des données, il a donc été décidé d’inclure dans l’analyse des données les concentrations non quantifiées analytiquement. Des valeurs ont été attribuées pour ces composés qui ont été seulement détectés (D) ou non détectés (ND).
Après avoir reçu les limites de quantification des différents composés et en se basant sur ce qui est communément décrit dans la littérature, la limite de détection (LD) a été calculé
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comme suit : 𝑳𝑫 = ( 𝑳𝑸
𝟑 ) et une estimation de concentrations a été faite pour les POPs et les CFMP comme suit :
𝑫 = (𝑳𝑫+𝑳𝑸)
𝟐 𝑵𝑫 = (𝑳𝑫+𝟎)
𝟐
Ce choix est justifié par le contexte sociétal de ce type de travaux qui consiste à l’évaluation des risques pour la santé humaine et l’écosystème. A défaut de pouvoir quantifier la concentration d’une molécule, il vaut mieux surestimer un peu sa concentration plutôt que de l’éliminer comme si elle n’était pas détectée.
Pour chaque famille de composés, trois critères ont été suivis afin de valider le choix d’attribution de valeurs (Annexe 3 : exemple de PCB).
Une attribution similaire est faite pour les PPCP détectés. Quant aux PPCP non détectés, leur concentration est remplacée par la valeur 0 car les limites de quantification et de détection n’ont pas été déterminées pour les molécules qui étaient toujours non détectées.
À la suite de cette validation d’attribution de valeurs, les différents composés sont traités après cette attribution. De ce fait une analyse descriptive et une autre statistique ont été faites pour choisir les molécules qui présentent potentiellement un risque environnemental :
1- Une analyse descriptive par composé pour tous les contaminants traces organiques. 2- Une analyse statistique de l’effet seul et en interactions de l’année et de la modalité de
fertilisation.
Cette analyse statistique est basée sur la somme des composés par famille de POPs et de CFMP alors que pour les PPCP, elle est faite par composant. Les mesures réalisées sur les Pro pour les différentes années ont été considérées comme des répétitions, après avoir vérifié qu’il n’y’avait pas d’effet année significatif. Dans les différents tests effectués, les différences ont été considérées comme significatives lorsque p ≤ 0,05.
2.4.2 Classification avec l’outil TyPol
Dans ce travail, TyPol a été utilisé afin de faire un lien entre la présence d’un certain nombre de CTO dans les Pro et les sols qui ont reçu ces Pro et leurs caractéristiques qui sont censées déterminer leur comportement dans l’environnement.
Nous avons d’abord vérifié quels composés étudiés (Annexe 4 : tableau 1) étaient dans la base de données de TyPol. Celle-ci contient plus de 520 composés dont une majorité de pesticides mais également des PPCP et des POPs. Hormis les PBDE et les LAS, l’ensemble des familles étudiées dans ce travail sont représentées dans la base.
Nous avons donc choisi de travailler avec ces familles au sein d’une liste préparée spécifiquement pour un projet en lien avec la valorisation agronomique des Pro (Annexe 4 : tableau 1). Cette liste contient au total 173 molécules (liste « Digestate »), qui recouvre les 37 PPCP étudiés, 14 des 16 HAP étudiés, 1 des 3 NP étudiés, 7 des 8 phtalates étudiés, les 20 PCB étudiés et les 17 dioxines étudiées.
Nous avons travaillé sur l’ensemble des 173 composés de la liste « Digestate » en sélectionnant l’ensemble des descripteurs moléculaires et les 7 paramètres décrit ci-dessous (les 6 paramètres environnementaux et le BCF).
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Après cette étape de sélection, l’outil TyPol commence les traitements statistiques et sollicite l’utilisateur à chaque étape de traitement pour choisir le nombre de groupes ainsi que le nombre de composantes de la PLS le plus adaptés. Le choix du nombre de groupes s’effectue selon les cassures de l’histogramme des hauteurs ou un seuil de similarité choisi sur le diagramme de classification hiérarchique (dendrogramme). Le choix se fait en considérant les cassures et le nombre de branches. Très souvent, la deuxième cassure la plus importante (sens de lecture de gauche à droite) peut être considérée (Li, 2012). Ces choix influencent sur les classes des composés et leurs caractéristiques environnementaux (Annexe 4 : figure 2).
Les résultats sont fournis sous format de fichier .xls et .csv présentant le nombre de classes regroupant les différents composés ainsi que les paramètres environnementaux et les descripteurs moléculaires de chaque composé. Pour les résultats de l’analyse PLS est sous format pdf pour visualiser « Boîtes à moustaches » la distribution des valeurs des paramètres et des descripteurs pour chaque classe (Zayet, 2017) (Annexe 4 : figure 1).
Nous avons ensuite repéré dans quelles classes se trouvaient les composés étudiés et en particulier les composés sélectionnés sur la base de l’analyse statistique de leur persistance et de leur fréquence de quantification. Les caractéristiques de chaque classe en termes de valeurs médianes des paramètres environnementaux et de bioaccumulation sont utilisées pour interpréter les résultats et les comparer avec les observations de terrain.
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4. Résultats et discussion
4.1 Analyse descriptive :
L’analyse descriptive a permis d’évaluer dans chaque matrice et pour chaque famille le pourcentage des composés quantifiés et non quantifiés (incluant les détectés (D), les non détectés (ND) et les non interprétables (NI)).
Tableau 3: Pourcentages quantifiés et non quantifiés par famille de CTO (hors PPCP) dans les Pro et le sol
D’après le tableau 3, nous remarquons que la famille des LAS est la seule qui est quantifiée à 100% dans les Pro et le sol. Nous retrouvons dans les Pro plus de CTO de type CFMP. Tandis que les Pops sont plus fréquemment quantifiés dans le sol. En fait, ceci est justifié par leur persistance plus élevées (en lien avec les valeurs de DT50 et Koc des POPs).
Pour les PPCP, parmi les 37 composés étudiés, 15 composés sont quantifiés dans les Pro et 4 dans le sol (tableau 4). Comme certains composés n’ont été analysés que récemment (liste de molécules recherchées élargie), le nombre d’échantillon concerné par l’analyse descriptive est indiqué pour chaque molécule et chaque matrice. Les molécules analysées dans 12 échantillons de Pro ne l’ont été que pour BA et LP de T3 et T4. Les molécules analysées dans 35 échantillons de sol ne l’ont été que pour T4 (tous les traitements).
Tableau 4: Pourcentages quantifiés et non quantifiés pour les CTO de type PPCP dans les Pro et le sol (T2 et T4)
PRO Sol
Famille % Quantifié % Non-quantifié % Quantifié % Non-quantifié 16 HAP 20 PCB 27 PBDE 17 DIOXINES LAS Nonyphenol Phtalates 26 36 29 12 100 42 36 74 64 71 88 58 64 20 42 4 6 100 8 1 80 58 96 94 92 99 Pro Sol Famille Composé % Quantifié % Non-quantifié Observations % Quantifié % Non-quantifié Observations Fluoroquinolone Tétracycline Norfloxacine Ofloxacine Ciprofloxacine Enrofloxacine Marbofloxacine Doxycycline 37 52 49 8 50 50 63 48 51 92 50 50 27 27 27 12 12 27 1 5 7 99 95 93 70 75 74 35 35 74
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D’après le tableau 4, nous remarquons que les molécules qui sont quantifiés dans le sol (doxycycline, ciprofloxacine et ofloxacine) le sont également dans les Pro mais à des fréquences de quantification plus élevées. A l’inverse, nous retrouvons de nombreux composés dans les Pro que l’on ne retrouve pas dans les sols. Ceci vient du fait que les contaminants dans les Pro se retrouvent dilués dans les sols après les épandages. Leurs concentrations peuvent alors être trop faibles pour que les méthodes analytiques puissent les détecter. Ils peuvent également subir des phénomènes de dissipation (dégradation, formation de résidus non extractibles). La présence de diclofénac dans le sol uniquement pourrait s’expliquer par le fait qu’il était peut-être présent dans les eaux d’irrigation avant la mise en place de l’essai, ou par contamination lors de la série analytique.
D’autres composés ont été détectés dans le sol sans n’avoir jamais été quantifiés. C’est le cas par exemple d’antibiotiques de la famille des fluoroquinolones (norfloxacine principalement dans les sols amendés par BA ou BR), de neuroleptiques (carbamazépine et fluoxétine dans les sols amendés par BA ou BR).
4.2 Analyse statistique pour les Pro et le sol : Devenir des POPs dans les Pro et le sol :
✓ HAP :
Figure 7 : Concentrations des HAP (µg kg-1) dans les différents Pro(a) et le sol des différents traitements selon les années T0(b) et T5(c)
BA-BR CB LP LV 300 800 1300 1800 2300 2800 3300 3800 4300 4800 BA BR-CB LP LV T 150 170 190 210 230 250 270 290 310 330 350 BA BR-CB LP LV T 150 170 190 210 230 250 270 290 310 330 350 Sulfonamide Lincosamide Antidépresseur Antiépileptique Anti-inflammatoire Bactéricide Oxytetracycline Sulfamethazine Sulfadiazine Lincomycine Fluoxétine Carbamazépine Diclofénac Fluxinine Ibuprofène Triclosan Triclocarban 50 20 50 100 33 41 50 1 19 50 50 80 50 67 59 50 99 81 50 12 27 12 12 27 27 27 12 27 27 12 35 65 35 71 35 35 73 73 70 35 75 75 35 (a) (b) (c )
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Nous remarquons que les HAP sont présents dans le sol à T0 (Figure 7b) avant le premier épandage et que leur concentration augmente légèrement au fil des années des différents épandages. Cela confirme que la contamination principale du sol par les HAP n’est pas l’apport par l’épandage des Pro mais cela peut être dû aux retombés atmosphériques qui ont eu lieu avant et pendant l’essai, et/ou à des brulis anciens sur la parcelle. Les HAP se trouvent au niveau de toutes les parcelles à T0 (Figure 7b) mais sont en plus grande concentration à T5 (figure 7c) dans le sol des traitements (BA, BR-CB et LP). Cela pourrait être expliqué par les fréquences d’apport plus élevées pour BA et LP (4 apports à T5) par rapport à LV (1 seul apport à T5) mais aussi par les concentrations en HAP plus élevées dans ces Pro que dans la litière de volaille (LV) (figure 7a).
✓ PCB :
Figure 8 : Concentrations des PCB (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents
traitements selon les années T0(b) et T5(c)
Nous remarquons d’après la figure 8 que les PCB existent dans le sol à T0 avant le premier épandage ; cela peut être dû à des rejets industriels dans le sol avant l’essai. Une diminution de concentration a été observée en T2 et peut être expliquée par une erreur dans la méthode analytique. Les PCB se dégradent très peu (DT50 élevées) ce qui les rend accumulables dans le sol au fil des années. Pourtant nous n’observons pas de réelle accumulation dans le sol entre T0 et T5 quelques soit le type de Pro apporté. Cela s'explique par les faibles concentrations de PCB dans les différents Pro par rapport à celles de la littérature variant entre (30-800 µg kg-1). Aussi, en les comparant avec les concentrations des HAP, nous remarquons qu'elles sont 100 fois moins élevées.
✓ PBDE :
Figure 9 : Concentrations des PBDE (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents traitements selon les années T0 (b) et T5 (c)
BA-BR CB LP LV 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BA BR-CB LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 BA BR-CB LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 BA-BR CB LP LV 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 BA BR-CB LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 BA BR-CB LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 (a) (b) (c) (a) (b) (c)
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Nous remarquons que les PBDE existent à de faible concentration dans le sol à T0 avant le premier épandage (figure 9b). Leurs concentrations plus élevées dans les boues et compost de boues par rapport aux effluents d’élevage (figure 9a) expliquent l’augmentation des concentrations dans les sols des traitements BA et BR-CB entre T0 et T5 (figures 9 b et c).
✓ Dioxines:
Figure 10 : Concentrations des dioxines (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents
traitements selon les années T0 (b) et T5 (c)
Les concentrations de dioxines dans les différents Pro sont nettement plus faibles (quelques µg kg-1) que celles des PBDE. Les boues et compost de boues en contiennent cependant un peu plus que les effluents d’élevage (figure 10a). La comparaison entre T0 et T5 pour les teneurs mesurées dans les sols ne suggèrent pas d’accumulation suite aux différents apports bien que ces composés soient persistants. Comme pour les PCB cela est expliqué par les faibles quantités apportées par les épandages.
Devenir des CFMP dans les Pro et le sol :
✓ LAS :
Figure 11 : Concentrations des LAS (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents traitements selon les années T0 (b) et T5(c)
Après vérification des données par rapport à celle de la littérature, nous n’avons pas considéré les années T2 et T3 pour les Pro et l’année T2 pour le sol car les résultats
BA-BR CB LP LV 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 BA BR-CB LP LV T 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 BA BR-CB LP LV T 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 BA-BR CB LP LV 0 2000000 4000000 6000000 8000000 10000000 BA BR-CB LP LV T 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 BA BR-CB LP LV T 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 (a) (b) (c) (a) (b) (c)
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analytiques présentaient des concentrations très inférieures par rapport aux autres années. Cela est peut-être dû à un problème lors de l’échantillonnage, vu que la méthode analytique utilisée avait un rendement d’extraction similaire aux autres années, compris entre 80% et 120%. Les LAS sont nettement plus concentrés dans les boues (BA) et les composts de boues (CB) que dans les lisiers (figure 11a). La comparaison entre T0 et T5 (figure 11 b et c) montre que les LAS ne s’accumulent pas dans le sol des différentes parcelles au fil des années. Bien que les quantités apportées par les boues et compost soient significatives, il n’y a pas d’accumulation dans les sols ce qui indique que ces composés ne persistent pas et sont probablement rapidement dégradés ou dissipés (Matthew et al., 2000).
✓ Phtalates :
Figure 12 : Concentrations des Phtalates (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents traitements selon les années T0 (b) et T5(c)
Comme les LAS, les phtalates sont présents en plus fortes concentrations dans les boues (BA) et les composts de boues (CB) que dans les lisiers (Figure 12a). Les concentrations de phtalates dans les sols n’augmentent pas au cours du temps (Figure 12b et 12c) ; ce qui suggère que ces composés ne sont pas accumulables dans le temps même si les quantités apportées dans le sol sont significatives.
Les analyses statistiques n’ont pu être faites sur les Nonyphenols car la majorité de valeurs ont été attribuées et ont été considérées comme similaires pour la plupart des échantillons, ce qui allait biaiser les analyses statistiques.
Devenir des PPCP dans les Pro et le sol :
Pour l’ensemble des PPCPs, les analyses réalisées à T0 montrent une absence de ces molécules dans l’ensemble des parcelles.
BA-BR CB LP LV 0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000 80000 BA BR-CB LP LV T 80 180 280 380 480 580 680 BA BR-CB LP LV T 80 180 280 380 480 580 680 (a) (b) (c)
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✓ Doxycycline :
Figure 13 : Concentration de la doxycycline (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents traitements selon les années T2 (b) et T4 (c)
La doxycycline est introduite dans la matrice sol suite aux différents épandages (T1, T2, T3 et T4). La doxycycline est un antibiotique à usage humain et vétérinaire (porcs, volailles, veau). Elle est très fortement concentrée dans le lisier porcin (Figure 13a), ce qui explique que nous la retrouvons au niveau du sol amendé par le lisier dès T2 (Figure13b). Tandis que sa présence dans les sols à T4, est probablement due à deux origines : usage humain (car elle est présente dans les boues à T3 et T4, à de faibles concentrations) et vétérinaire (lisier de porc et litière de volaille).
✓ Carbamazépine :
Figure 14 : Concentration de la carbamazépine (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des différents traitements selon les années T2 (b) et T4 (c)
La carbamazépine est une molécule à usage humain uniquement (neuroleptique dans le traitement de l’épilepsie). Cela justifie son absence au niveau du lisier de porc et la litière de volaille (Figure 14a) et par conséquent son absence dans les sols amendés par les effluents d’élevage, alors que nous la retrouvons dans les sols amendés par des Pro à base de boue d’épuration (Figure 14 b et 14c). BA-BR LP LV 0 20000 40000 60000 80000 100000 120000 BA BR LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 BA BR LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 BA-BR LP LV 0 5 10 15 20 25 30 35 BA BR LP LV T 0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 BA BR LP LV T 0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 (a) (b) (c) (a) (b) (c)
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✓ Ciprofloxacine :
Figure 15 : Concentration de la ciprofloxacine (µg kg-1) dans les différents Pro (a) et le sol des
différents traitements selon traitements selon les années T2 (b) et T4 (c)
La présence de la ciprofloxacine dans le sol en T4 est due aux épandages répétés. Cette molécule est persistante (DT50 150 j (Bourdat-Deschamps et al. 2017)) mais forme des résidus non extractibles notamment suite à des interactions très fortes avec les argiles du sol, ce qui fait qu’il faut plusieurs épandages pour commencer à la voir dans le sol.
La ciprofloxacine est un antibiotique à usage humain uniquement, et effectivement elle n’est quantifiée que dans les Pro à base de boue (Figure 15a). Nous en détectons un peu dans LP en T3 et T4, et sa présence dans ces Pro peut venir de la dégradation de l’enrofloxacine, antibiotique à usage vétérinaire, en ciprofloxacine. L’enrofloxacine a été quantifiée ou détectée dans le LP à T3 et T4. Sa présence à T4 dans le sol amendé par du lisier de porc ou de la litière de volaille peut également s’expliquer par la dégradation de l’enrofloxacine en ciprofloxacine.
4.3 Classification avec l’outil TyPol : Composition des différents groupes
Les résultats issus de l’analyse à l’aide de l’outil TyPol sont représentés selon trois type de graphiques :
✓ Une représentation spatiale des molécules en fonction des composantes X et Y de la PLS (Figure 17)
✓ Un cercle de corrélation (Figure 16)
✓ Les boites à moustaches montrant la distribution des différentes variables pour chaque groupe (cluster) BA-BR LP LV 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 BA BR LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 BA BR LP LV T 0 0,5 1 1,5 2 2,5 (a) (b) (c)
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Figure 16: Cercle des corrélations pour l’analyse TyPol avec la liste de composés « Digestate »
Le cercle de corrélation projette toutes les variables choisies dans la PLS (en rouge les variables explicatives qui sont les descripteurs moléculaires et en bleu ceux de réponses qui sont les paramètres environnementaux et ecotoxicologique (BCF)). Les variables qui sont proches d’un des axes de composante 1 ou 2 et qui sont assez loin du centre de cercle, ont le plus de poids et de pouvoir explicatif sur chaque composante. Les points situés près du centre sont généralement mal représentés par le plan factoriel.
Dans le mapping ci-dessus (Figure 16), nous remarquons que la constante d’Henry, le BCF, la pression de vapeur ont un poids important sur la composante 2. Ils sont corrélés positivement à des descripteurs comme le nombre d’atomes de Cl et d’halogène. La solubilité dans l’eau (Sw) est corrélée positivement au moment dipolaire. Dans une moindre mesure, la DT50 et le Kow sont aussi représentés par cette composante. Sur la composante 1, nous notons également une corrélation positive entre la pression de vapeur (Pvap) et l’énergie totale des molécules. Sur cette composante nous observons également une corrélation négative entre Sw et des descripteurs comme les indexes de connectivité, la masse molaire ou la surface moléculaire.
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Figure 17 : Représentation spatiale des molécules en 7 groupes en fonction des composantes X et Y de la PLS
L’utilisation de la PLS a permis de distinguer 7 groupes (Figure 17) de tailles différentes de 10 à 49 composés. La composition des groupes est donnée en Annexe 4, tableau 2. Les CTO de type PPCP sont présents dans les groupes 1 à 4. Certaines des caractéristiques de chaque groupe (paramètres environnementaux et descripteurs moléculaires) sont regroupées dans le tableau 5.
Le groupe 1 comporte 30 CTO qui sont majoritairement des PPCP. Les caractéristiques de ce groupe (tableau 5) est d’avoir une valeur médiane de log10BCF=2,67, DT50=56 j et log 10Koc=4. Par rapport aux valeurs seuils (Regulation EC 1107/2009, 2009) les composés de ce
groupe sont assez persistants, peu mobiles dans les sols et bioaccumulables. Parmi les molécules suivies sur l’essai du SOERE, nous y retrouvons 2 bactéricides (triclocarban et triclosan), un anti-inflammatoire (fluxinine), un nonyphenol (NP) et un phtalate (dibutyle-phtalate).
Le groupe 2 comporte 15 composés qui sont également des PPCP plus deux phtalates. D’après les valeurs médianes de log10BCF, log10Sw, et log10Koc, ces molécules sont peu
bioaccumulables et assez mobiles. Parmi les molécules suivies, nous ne retrouvons qu’un seul composé, l’anti-inflammatoire (acetaminophenol) qui n’a jamais été quantifié.
Le groupe 3 comporte 39 composés, à nouveau majoritairement des PPCP dont les paramètres environnementaux ont des valeurs médianes intermédiaires par rapport aux groupe 1 et 2. Ce sont donc des molécules moyennement persistantes (médiane DT50=37,5j) et peu mobiles (médiane log10Koc=2,68). La valeur du log10BCF (médiane à 0,5) inférieure à 2 indique que
ces composés sont peu bioaccumulables (Regulation EC 1107/2009, 2009). Les PPCP étudiés sur le site sont les suivants : 4 fluoroquinolones (marbofloxacine, ciprofloxacine,
enrofloxacine, norfloxacine), 4 sulfonamides et apparentés (sulfamethazine,
sulfamethaxozale, sulfadiazine triméthoprime), 3 neuroleptiques (carbamazépine, fluoxétine et son métabolite norfluoxétine), 1 antiparasitaire (levamisole), 1 licosamide (lincomycine), 2 anti-inflammatoires (diclofénac, kétoprofène).
