Les pesticides dans les boues valorisées en agriculture : développements analytiques et évaluation des impacts écotoxicologiques

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développements analytiques et évaluation des impacts écotoxicologiques

Aline Ghanem

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Aline Ghanem. Les pesticides dans les boues valorisées en agriculture : développements analytiques et évaluation des impacts écotoxicologiques. Sciences du Vivant [q-bio]. 2006. Français. �tel-02817868�

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THESE

Présentée pour l’obtention du titre de : DOCTEUR DE L’INA Paris-Grignon

Spécialité : Chimie Analytique et Ecotoxicologie

Soutenue publiquement le 26 janvier 2006 par : Aline GHANEM

Soutenue devant le jury composé de :

Mme C. CHENU Professeur - INA P-G Présidente

Mme S. HOUOT Directrice de Recherche - INRA Rapporteur M. P.-L. DESBENE Professeur - Université de Rouen Rapporteur

M. A. BISPO Ingénieur - ADEME Examinateur

M. J. EINHORN Directeur de Recherche - INRA Examinateur M. C. MOUGIN Directeur de Recherche - INRA Examinateur

Les pesticides dans les boues valorisées en agriculture : développements analytiques et

évaluation des impacts écotoxicologiques

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THESE

Présentée pour l’obtention du titre de : DOCTEUR DE L’INA Paris-Grignon

Spécialité : Chimie Analytique et Ecotoxicologie

Soutenue publiquement le 26 janvier 2006 par : Aline GHANEM

Soutenue devant le jury composé de :

Mme C. CHENU Professeur - INA P-G Présidente

Mme S. HOUOT Directrice de Recherche - INRA Rapporteur M. P.-L. DESBENE Professeur - Université de Rouen Rapporteur

M. A. BISPO Ingénieur - ADEME Examinateur

M. J. EINHORN Directeur de Recherche - INRA Examinateur M. C. MOUGIN Directeur de Recherche - INRA Examinateur

Les pesticides dans les boues valorisées en agriculture : développements analytiques et

évaluation des impacts écotoxicologiques

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A mes parents au Liban pour leur amour, pour avoir cru en moi et m’avoir permis d’arriver jusqu’ici.

A mes deux frères pour leur soutien et leur affection.

A Houssam, pour avoir su me réconforter et adoucir les moments

difficiles, pour son amour et tout ce que nous partageons.

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Cette thèse a été effectuée au sein de l’Institut National de la Recherche Agronomique (INRA), Unité de Phytopharmacie, avec le partenariat de l’ADEME (Agence de l’environnement et de la maîtrise de l’énergie).

Je tiens à exprimer ma profonde gratitude à M. Jacques Einhorn, directeur de l’équipe de spectrométrie de masse & chimie analytique, pour avoir dirigé avec soin mes travaux en recherche analytique. Je le remercie pour ses enseignements et ses conseils scientifiques qui m’ont beaucoup appris durant les trois années de thèse.

Je suis également très reconnaissante à M. Christian Mougin, directeur de l’équipe de xénobiotiques & environnement, pour avoir dirigé les études écotoxicologiques que j’ai menées.

Je le remercie pour son aide scientifique et son soutien durant cette thèse.

Je remercie vivement Mme Sabine Houot, Directrice de Recherche à l’INRA de Versailles- Grignon, et M. Paul-Louis Desbène, Professeur à l’Université de Rouen, d’avoir accepté d’examiner ce mémoire et de m’avoir fait l’honneur d’en être les rapporteurs.

Mes remerciements s’adressent également à Mme Claire Chenu, Professeur à l’Institut National Agronomique Paris-Grignon, et à M. Antonio Bispo, Ingénieur à l’ADEME, pour avoir bien voulu faire partie des membres du jury de cette thèse.

Je voudrais associer à ces remerciements Mme Jacqueline Dubroca pour sa gentillesse, ses conseils et l’aide qu’elle m’a apportés concernant les manipulations des produits radioactifs.

Un grand merci à M. Philippe Bados et à Melle Aurélie Barnoud pour le renfort dans la réalisation des expériences et pour leur sympathie.

Je souhaite remercier également M. Lucien Kerhoas pour ses précieux conseils, sa contribution par la spectrométrie de masse, à ce travail, sans oublier sa bonne humeur qui rend le travail avec lui très agréable.

Je tiens à remercier particulièrement Melle Sylvie Nélieu et M. François Perreau, avec qui j’ai pu

partager des discussions scientifiques et des moments agréables tout le long de ces trois années

de thèse.

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Mes remerciements vont également au Professeur Joseph Tarradelas, Directeur du groupe de recherche CECOTOX à l’Ecole Polytechnique Fédérale de Lausanne, pour m’avoir reçue quelque temps dans son laboratoire. Que les membres du laboratoire soient également remerciés pour leur chaleureux accueil, avec un clin d’œil à Mme Cécile Plagellat avec qui il m’a été agréable de travailler.

J’adresse mes remerciements à M. Luiz Felippe de Alencastro, Mme Kristin Becker Van Slooten pour leurs conseils scientifiques et leur collaboration. Merci à Carine Staempfli pour avoir réalisé les tests sur collemboles et les discussions scientifiques qu’on a pu avoir.

Je remercie également Melle Marie-Paul Charnay, Maître de Conférence à l’INAP-G, pour avoir participé au comité de pilotage de ma thèse et apporté ses conseils.

Les tests MELN ont été réalisés au sein du laboratoire Santé Publique et Environnement de l’Université Paris-Sud, dirigé par M. Yves Levi que je tiens à remercier. Je remercie également Mme Viviane Huteau qui a réalisé ces tests.

Mes sincères remerciements à M. Romaric Gervier et M. Rachid Ben Abdallah qui, à l’occasion de leurs stages, ont contribué à l’avancement de mon travail de thèse.

Je remercie également M. Frédéric Dappozze et M. Christian Malosse pour leur contribution dans les analyses des PLFA.

Je tiens à remercier tous les membres des deux laboratoires SM&CA et Xéno&Env ainsi que les stagiaires (Shankar, Nadine, Dénia, Annabelle) pour leur sympathie qui a rendu mon séjour parmi eux très agréable.

Je remercie M. Pierre Leroux, Directeur de l’Unité de Phytopharmacie de Versailles, pour m’avoir accueillie dans son unité de recherche.

Je ne peux terminer mon propos sans remercier l’ensemble du personnel de l’INRA, centre de

Versailles, qui contribue à la bonne ambiance qui règne dans les laboratoires.

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Sommaire

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Introduction générale

13

Chapitre I. Synthèse bibliographique

A. Les boues d’épuration : De leur production en station à leur valorisation agricole

I. L’origine des boues 17

II. Les modes de traitement des boues 18

III. Les filières d’élimination/valorisation des boues 19

IV. Les formes de boues valorisées en agriculture ²¹

V. La composition des boues 21

V.1. Les éléments traces métalliques « ETM » 22

V.2. Les composés traces organiques « CTO » 23

V.2.1. Les polluants organiques persistants « POP » 23

V.2.2. Les composés organiques moins persistants 24

V.2.3. Les produits phytosanitaires 25

VI. La problématique liée à l’épandage des boues 25

VI.1. L’épandage agricole des boues : ses apports et ses impacts ₂₆

VI.2. La réglementation des pratiques d’épandage ²⁷

B. Les polluants organiques et leur présence dans l’environnement

I. Généralités 29

II. Classification ³⁰

III. Caractéristiques physico-chimiques 31

III.1. Solubilité 31

III.2. Tension de vapeur et volatilité 31

III.3. Coefficient de partage dans l'octanol et l'eau (Kow) 31

III.4. Coefficient de partage entre le carbone organique et l'eau (Koc) 32

III.5. Demi-vie dans le sol (T1/2) 32

III.6. Indice de mobilité de Gustafson (GUS) 32

IV. Devenir dans l’environnement 32

IV.1. Phénomènes de rétention 33

IV.1.1. Adsorption 34

IV.1.2. Séquestration physique 34

IV.1.3. Résidus liés 35

IV.2. Transferts 35

IV.3. Phénomènes de transformations 36

IV.3.1. Transformations biologiques 36

IV.3.2. Transformations non biologiques 38

V. Toxicité et Ecotoxicité 39

C. Les composés étudiés : leurs caractéristiques et leurs interactions avec l’environnement

I. Structures chimiques 42

II. Caractéristiques ⁴²

III. Utilisation et mode d’action 44

IV. Comportement des composés étudiés dans le sol ⁴⁷

IV.1. Rétention 47

IV.2. Dégradation 49

IV.2.1. Dégradation biologique 49

IV.2.2. Dégradation abiotique 50

V. Impacts toxicologiques et écotoxicologiques 53

D. Méthodes analytiques disponibles concernant les quatre composés de notre étude

I. Glyphosate et métabolites ⁵⁵

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I.1. Méthodes d’analyse dans l’eau 55

I.1.1. Réactions de dérivation pour l’HPLC 55

I.1.1.1. Dérivation en pré-colonne avec le 9-fluorénylméthylchloroformate « FMOC » et le problème de l’élimination de l’excès du réactif

57 I.1.1.2. Dérivation en post-colonne avec l’aldéhyde orthophtalique « OPA » après

oxydation du glyphosate en glycine

59

I.1.2. Réactions de dérivation pour la GC 61

I.2. Méthodes d’analyse dans les matrices solides de l’environnement : sols, sédiments 62

II. Atrazine et métabolites ⁶³

II.1. Méthodes d’analyse dans l’eau 63

II.2. Méthodes d’analyse dans les matrices solides de l’environnement 64

III. Diuron et métabolites ⁶⁵

III.1. Méthodes d’analyse dans l’eau 65

III.2. Méthodes d’analyse dans les matrices solides de l’environnement 66

IV. 4-n-nonylphénol ⁶⁷

IV.1. Méthodes d’analyse dans l’eau 67

IV.2. Méthodes d’analyse dans les matrices solides de l’environnement 68 E. L’extraction sur phase solide « SPE »

I. Généralités ⁶⁹

II. Principe de déroulement d’une SPE ⁷⁰

III. Utilisation des courbes de fuite pour prédire les conditions SPE ⁷¹ F. Contribution de la spectrométrie de masse pour l’analyse des pesticides dans les

matrices environnementales et en particulier le couplage « HPLC-MS »

La spectrométrie de masse ⁷³

I.1. Principe de base 73

I.2. L’analyseur quadripolaire : tandem MS-MS 74

I.3. Procédés d’ionisation à pression atmosphérique par l’intermédiaire d’un spray 76

I.4. Mode de fonctionnement tandem (MS/MS) 77

Chapitre II. Analyse du glyphosate et de l’AMPA dans les boues

I. Introduction 79

II. Méthodologie et stratégies envisagées ⁸⁰

II.1. Stratégie I 80

II.2. Stratégie II 81

II.3. Stratégie III 82

II.4. Stratégie IV 83

III. Développement de la procédure analytique 86

III.1. Mise au point de l’extraction 86

III.1.1. Choix de la modalité d’extraction 86

III.1.2. Influence de l’âge de dopage 87

III.1.3. Applicabilité aux boues finales 88

III.2. Purification sur phase échangeuse d’anions 89

III.2.1. Conversion de la résine en forme moins sélective 90

III.2.2. Fixation et élution du glyphosate de la résine 91

III.2.3.Influence de la matrice sur les interactions analytes/résine 93

III.3. Dérivation avec le FMOCCl sur résine 95

III.3.1. Etudes préliminaires sur les dérivés-FMOC : interactions avec la résine échangeuse

d’anions 96

III.3.2. Stabilité des dérivés sur résine échangeuse d’anion forte (OH^-, HCO3- et Cl^-) 98 III.3.3. Développement de la réaction de dérivation sur la phase solide 100 III.3.3.1. Influence du pH de percolation de l’échantillon 100 III.3.3.2. Influence du tampon borate : pH et force ionique 101

III.3.3.3. Influence du rapport molaire réactif/analyte 103

III.3.3.4. Influence du temps de réaction 104

III.3.3.5. Influence du volume du milieu réactionnel 106

(16)

III.3.3.6. Influence du nombre de dérivations 107

III.3.4. Elimination du réactif résiduel 108

III.4. Concentration des dérivés par SPE en phase inverse 109

III.4.1. Phases testées 110

III.4.2. Détermination des Vb des dérivés-FMOC 110

III.4.3. Evaluation des Vb en conditions réelles d’échantillon 113

III.5. Analyse par HPLC-ESI-MS/MS (MRM) 114

III.5.1. Optimisations des conditions en source 114

III.5.1.1. Influence de la composition de la phase mobile 114

III.5.1.2. Influence du potentiel du cône 115

III.5.2. Etudes des spectres MS 116

III.5.3. Optimisation des conditions MS/MS 116

III.5.3.1. En mode positif 116

III.5.3.1.1. Glyphosate-FMOC 116

III.5.3.1.2. AMPA-FMOC 117

III.5.3.2. En mode négatif 117

III.5.3.2.1. Glyphosate-FMOC 117

III.5.3.2.2. AMPA-FMOC 118

III.5.4. Performances analytiques en MRM 122

III.5.4.1. Choix des transitions 122

III.5.4.2. Choix du mode d’ionisation 123

III.6. Intégration de l’HPLC-ESI-MS/MS (MRM) à la méthode globale 124

III.6.1. Evaluation de l’effet matrice 124

III.6.2. Introduction des étalons internes 125

IV. Evaluation de la méthode d’analyse 128

IV.1. Rendements 128

IV.2. Limites et répétabilité 129

V. Conclusion ¹³²

Chapitre III. Analyse multi-résidus de l’atrazine, du diuron et de leurs métabolites majeurs dans les boues

I. Introduction 133

II. Stratégies d’analyse 133

II.1. Stratégies I et II 133

II.1.1. Première évaluation 134

II.1.2. Evaluation des niveaux de pertes du diuron par suivi du ¹⁴C 135

II.2. Stratégie III 138

III. Mise au point de la méthode multi-résidus 138

III.1. Extraction 139

III.2. Purification 140

III.2.1. Nouvelle évaluation des étapes de purification 140

III.2.2. Extension d’élution sur Florisil 141

III.3. Mise au point de l’analyse par HPLC-ESI-MS/MS (MRM) 142

III.3.1. Conditions en source 142

III.3.2. Conditions MS/MS 143

III.3.2.1. Atrazine 143

III.3.2.2. Déséthylatrazine 143

III.3.2.3. Désisopropylatrazine 143

III.3.2.4. Diuron 145

III.3.2.5. Dichlorophénylméthylurée 145

III.3.3. Conditions MRM 145

III.4. Introduction des étalons internes 146

IV. Evaluation de la procédure ¹⁴⁶

IV.1. Limites de détection et de quantification 146

IV.2. Rendements de la méthode 147

V. Application à l’analyse des boues 148

VI. Conclusion 151

(17)

Chapitre IV. Devenir de trois composés organiques (glyphosate, diuron et 4-n- nonylphénol) contenus dans les boues épandues sur les sols agricoles

I. Introduction 153

II. Matériel et méthodes 154

II.1. Produits chimiques 154

II.2. Le sol utilisé 154

II.3. Les boues d’épuration étudiées 154

II.4. Etude en cosmes 155

II.4.1. Mise en place des cosmes 156

II.4.2. Incubation 157

II.4.3. Suivi chimique 159

II.4.3.1. Minéralisation 159

II.4.3.2. Biodisponibilité et stabilisation 159

II.4.3.3. Mobilité vers les eaux 160

II.4.3.4. Transfert vers les plantes 160

II.5. Mesures radioactives 161

II.6. Caractérisation des métabolites 161

III. Résultats 162

III.1. Distribution de la radioactivité dans les systèmes sol/boue séchée 162

III.1.1. Fraction minéralisée 162

III.1.2. Fraction extractible en milieu organique 164

III.1.3. Fraction extractible en milieu alcalin 166

III.1.4. Fraction non extractible 167

III.1.5. Bilan global de distribution de la radioactivité 168

III.2. Distribution de la radioactivité dans le système sol/boue compostée 170

III.3. Distribution des ¹⁴C-composés dans le système sol/boue chaulée 176

III.4. Mobilité des résidus 183

III.4.1. Migration des résidus dans le sol des systèmes sol/boue séchée 184

III.4.2. Transfert de la radioactivité vers les eaux 184

III.4.3. Transfert de la radioactivité vers les plantes 188

IV. Discussion 192

Chapitre V. Evaluation des impacts écotoxicologiques des boues contaminées par un mélange de composés organiques, le glyphosate, le diuron et le 4-n-nonylphénol

I. Introduction 195

II. Matériel et méthodes ¹⁹⁶

II.1. Etude en cosmes 196

II.1.1. Mise en place des cosmes 197

II.1.2. Incubation 197

II.1.3. Mesure des impacts écotoxicologique en cosmes 198

II.1.3.1. Effets sur les décomposeurs 198

II.1.3.1.1. Test d’activité biologique du sol : le « litter-bag » 198 II.1.3.1.2. Evolution des communautés fongiques et bactériennes : dosage

des « PLFA » 199

II.1.3.2. Effets sur les producteurs de biomasse 200

II.1.3.3. Effets sur les consommateurs 200

II.1.3.4. Tests d’estrogénicité des lixiviats 201

II.2. Méthode d’interprétation des résultats 201

III. Résultats

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III.1. Activité biologique du sol par la méthode du litter-bag 203

III.2. Evolution de la diversité structurale : dosage des PLFA 204

III.3. Effets sur les végétaux, producteurs de biomasse 205

III.3.1. Effet sur le taux de germination 205

III.3.2. Effet sur le délai de germination 205

III.3.3. Effet sur la production de biomasse 206

III.4. Effets sur les collemboles 211

III.4.1. Validation du test de reproduction de Folsomia candida avec le sol de Versailles 211 III.4.2. Comparaison des réponses de Folsomia candida et de Folsomia fimetaria 211 III.4.3. Effet des boues et des pesticides sur la reproduction de Folsomia candida 212

III.5. Estrogénicité des lixiviats 216

IV. Discussion 219

Conclusion générale et Perspectives

²²¹

Annexes

²²³

Références bibiographiques

257

Liste des figures et tableaux

275

(19)

(20)

ABREVIATIONS

Techniques d’analyse

ECD : détecteur à capture d’électrons.

MS et MS/MS : spectrométrie de masse et spectrométrie de masse en tandem.

SPE ou ELS : extraction sur phase solide ou extraction liquide-solide.

ESI : ionisation par électrospray.

GC : chromatographie en phase gazeuse.

HPLC ou LC : chromatographie liquide haute performance ou chromatographie liquide.

UV (DAD) : détecteur UV-visible à barrette de diodes.

Composés chimiques et supports d’extraction

C18 : silice greffée octadécyle.

PS-DVB : polystyrène-divinylbenzène.

PS-DVB-NVP : polystyrène-divinylbenzène-N-vinylpyrrolidone.

PLFA : acides gras phospholipidiques.

Pesticides et sous-produits

AMPA : acide aminophosphonique DIU : diuron.

DCPMU : 3-(3,4-dichlorophényl)-1-méthylurée.

ATZ : atrazine.

DEA : déséthylatrazine.

DIA : déisopropylatrazine.

4-NP : 4-nonylphénol.

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(22)

Introduction générale

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Introduction générale

La production des boues est une pratique en pleine croissance du fait de l’augmentation du nombre de stations d’épuration. Elle est estimée à 1 100 000 tonnes de matières sèches pour l’année 2005, qui sont produites par les 13 000 stations d’épurations françaises (Environnement Magazine, 2000). Plus de 60 % de ces boues sont valorisées par l’agriculture, en raison de l’interdiction de mise en décharge et du coût élevé de l’incinération. Cependant, outre des fertilisants et de la matière organique bénéfique au sol, les boues renferment de nombreux polluants à des teneurs parfois importantes. Or, un développement durable exige que la valorisation agricole des boues respecte des critères de qualité et d'innocuité pour l’environnement et la santé humaine.

Les mesures réglementaires prises à cet effet sont de plus en plus contraignantes. Elles concernent des composés persistants pour lesquels beaucoup de données sont disponibles sur leur présence dans les boues et leurs effets toxiques. Des teneurs limites admises sont fixées pour les métaux lourds et certains composés organiques persistants dont les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), certains biphényles polychlorés (PCB). Cependant, très peu de données sont disponibles sur la présence éventuelle de composés comme les pesticides dans les boues et leurs impacts sur le sol après épandage.

L’utilisation intensive des pesticides en milieu agricole mais aussi urbain conduit à la contamination de l’environnement par ces composés. Ils sont souvent dosés, en particulier dans les eaux, à des teneurs qui dépassent les limites admises pour une sécurité sanitaire et environnementale. Ceci nous mène à suspecter leur présence dans les boues par transfert lors du traitement des eaux usées. La contamination des boues peut conduire à la contamination indirecte des sols cultivés. Ainsi, leur épandage serait une menace pour le fonctionnement du sol et peut- être aussi pour la santé humaine par le biais des chaînes trophiques ou la contamination de la ressource en eau.

Dans ce contexte, l’objectif de ma thèse qui est une partie importante d’une convention de

recherche passée entre l’ADEME et l’INRA, porte sur l’évaluation de l’impact écotoxicologique

des pesticides qui seraient contenus dans les boues. Cette évaluation passe en premier lieu par la

connaissance des degrés de contamination des boues par ces composés. Pour ce faire, il est

nécessaire de disposer des méthodes d’analyses adaptées. Mais la présence des polluants dans un

milieu n’est pas une preuve de sa toxicité. Les résultats d’analyse chimique doivent être complétés

par des données sur le devenir de ces composés et leurs impacts écotoxicologiques dans

(25)

l’écosystème sol.

Dans ce travail, nous avons choisi les pesticides à étudier selon sur plusieurs critères : notamment les quantités utilisées et leurs propriétés physico-chimiques, qui rendent pertinent leur dosage dans les boues et permettent de développer des méthodes d’analyse. Comme la biodégradation des pesticides conduit à des intermédiaires parfois doués d’activité biologique qui peuvent à leur tour s’accumuler dans le milieu, nous avons intégré dans notre étude les métabolites majeurs des composés étudiés. En conséquence, les composés recherchés sont les suivants :

l’atrazine qui est un herbicide largement utilisé dans le passé et interdit en 2001, mais dont les stocks dans l’environnement restent importants.

le diuron qui est largement utilisé pour le désherbage urbain et agricole. Sa contamination diffuse dans l’environnement a conduit à l’interdiction de son usage non agricole en 2002 et à la limitation de ses applications agricoles.

le glyphosate qui est un herbicide non sélectif et très utilisé. Ce composé possède la spécificité d’être amphotère et très polaire, ce qui rend son analyse très problématique.

Outre ces pesticides, un alkylphénol, le 4-n-nonylphénol, a été inclus dans notre étude. Ce composé est un tensioactif largement relargué par les activités humaines dans l’environnement où il s’accumule. Il est connu pour ses effets perturbateurs endocriniens (xénoestrogène), et a déjà fait l’objet de nombreuses études dans les boues. Il a été retenu comme composé de comparaison dans nos études.

Les stratégies et études mises en œuvre pour évaluer l’impact sur le sol des boues contaminées ont impliqué deux axes de recherche complémentaires.

Le premier (sous la conduite du Dr. J. EINHORN) a porté sur le développement de méthodes d’analyse des pesticides et de leurs métabolites retenus. Ce développement a pour but de fournir des méthodes dont l’application en routine permettra de connaître et de contrôler la contamination des boues en ces composés.

Les propriétés physico-chimiques différentes des molécules nous ont conduits à envisager deux approches analytiques :

Une approche mono-résidu spécifique pour le glyphosate et son métabolite majeur,

l’acide aminométhylphosphonique (AMPA). Ce composé est un défi analytique de par ses

(26)

concernant cet herbicide dans les boues.

Une approche multi-résidus regroupant les autres pesticides relativement apolaires : l’atrazine, le diuron et leurs produits majeurs de dégradation (déséthylatrazine, déisopropylatrazine et dichlorophénylméthylurée). Leur analyse dans les boues a fait déjà objet d’études. Cependant, les méthodes disponibles ne permettent pas leur analyse simultanée et n’intègrent pas leurs métabolites.

Bien que le 4-n-nonylphénol puisse être intégré dans la méthode multi-résidus en raison de ses propriétés physicochimiques proches de celles de l’atrazine et du diuron, ses fortes teneurs dans les boues peuvent être une contrainte pour l’analyse des traces de pesticides. Il a été de ce fait considéré dans une méthode d’analyse spécifique qui a été développée par l’équipe CECOTOX à Lausanne.

Le second axe développé en dernière année de thèse (sous la direction du Dr. C. MOUGIN) a consisté à étudier le devenir et les impacts de trois de ces composés (glyphosate, diuron et 4-n- nonylphénol) dans l’écosystème sol après application de boues ayant été ou non surcontaminées.

Cette étude inclut les trois formes principales de boues classiquement épandues, à savoir les formes séchée, compostée et chaulée. Afin de simuler les pratiques agricoles, nous avons mis en jeu deux doses d’incorporation : la dose classique de 6 t.ha

^-1

et la dose maximale admissible sur 10 ans, soit 30 t.ha

^-1

. L’étude du devenir de ces composés apportés par les boues implique d’aborder leur stabilisation dans la matrice, leur dégradation, leur mobilité vers le sol et les eaux ainsi que leur transfert dans les plantes. Par ailleurs, l’évaluation des impacts écotoxicologiques prend en considération les effets des boues et de ces trois contaminants sur la microflore et la mésofaune du sol, sur les végétaux ainsi que les effets des lixiviats, au moyen de cultures cellulaires humaines par exemple. Ces études ont été réalisées dans deux types de cosmes qui intègrent un ensemble de systèmes biologiques (sol, plante, microorganismes). D’une part, des systèmes clos et de petite taille ont servi au suivi du devenir des composés utilisés avec un radiomarquage

¹⁴

C. D’autre part, des cosmes plus grands (système ouvert) ont permis de réaliser une large batterie de tests écotoxicologiques sur les différents niveaux trophiques du sol.

La finalité de ces études est de fournir des méthodes qui, après normalisation, pourraient être

utilisées pour le contrôle de la qualité des boues à la sortie des stations, afin de s’assurer de leur

innocuité avant épandage. En outre, les connaissances acquises quant au devenir et à l’impact des

boues après application aux sols, fourniront des éléments à intégrer dans des études plus larges

d’évaluation des risques en vue de faciliter une prise de décision plus objective sur cette pratique

de valorisation de déchets.

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(28)

CHAPITRE I

Synthèse bibiographique

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A. Les boues d’épuration : De leur production en station à leur valorisation agricole

I. L’origine des boues

Les boues d’épuration sont des sous-produits organiques issus du processus de traitement des eaux usées, d’origine urbaine et/ou industrielle. Plusieurs opérations sont mises en œuvre dans les stations d'épuration (STEP) en vue d’épurer les eaux usées avant de les rejeter dans le milieu naturel. En contrepartie, des boues sont générées qui sont riches en particules solides, en composés inorganiques et organiques non dégradés et en microorganismes.

Dans la STEP, les eaux usées subissent en premier, des prétraitements consistant à extraire les éléments grossiers qui se trouvent dans l’affluent. Des procédés physiques ou mécaniques sont mis en place en station à cette fin. Ensuite, divers traitements sont appliqués successivement, on en distingue trois principaux :

Le traitement primaire qui consiste à éliminer les matières en suspension des eaux usées grâce à une technique physique de séparation par décantation gravitaire. Ce traitement génère des boues primaires dites « fraîches » qui sont les dépôts récupérés par simple décantation des eaux usées. Elles sont à la fois riches en matières minérales (microsables, terre, etc.) et contiennent des matières organiques susceptibles d'évolution. Ces boues sont souvent mélangées aux boues secondaires avant de subir un traitement commun.

Le traitement physicochimique qui permet d’éliminer les colloïdes et les matières finement dispersées responsables de la turbidité et de la coloration de l’eau. Ces matières sont agglutinées et décantées après ajout de réactifs coagulants tels que les électrolytes minéraux (sels de fer ou d'aluminium) ou floculants tels que les polymères organiques de synthèse.

Les boues physico-chimiques, variante des boues primaires, sont les agrégats formés après ce traitement.

Le traitement secondaire ou biologique qui met en jeu les capacités de dégradation des

bactéries hétérotrophes vis-à-vis des matières organiques oxydables. Cette épuration

biologique peut s’effectuer par voie anaérobie, mais la voie aérobie reste la plus universelle

pour sa rapidité et son efficacité. A la différence des deux types de boues précédentes qui

sont des matières brutes décantées, les boues biologiques sont essentiellement formées par

les résidus de bactéries “cultivées” dans les ouvrages d’épuration et des matières organiques

digérées provenant des eaux usées. L’excès de cette biomasse est régulièrement soutiré des

bassins biologiques, entretenant ainsi la dynamique de reproduction bactérienne et

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maintenant un bon niveau d’activité biologique dans les bassins. Ces formes de boues sont majoritairement produites en France (ADEME, 2001).

D’autres traitements peuvent aussi être appliqués en station comme la déphosphatation chimique réalisée au moyen de réactifs tels que les sels de fer et d’aluminium, la chaux qui donnent des précipités ou complexes insolubles séparés de l’eau par des techniques de séparations de phase solide/liquide. Ce traitement peut être effectué en amont du décanteur primaire ou à la sortie de la décantation secondaire et on parle alors de traitement tertiaire.

II. Les modes de traitement des boues

Avant leur élimination ou leur valorisation, les boues doivent subir en station une succession de procédés destinés d’une part, à limiter leurs nuisances olfactives et les risques sanitaires, et d’autre part de faciliter leur stockage. Pour rendre les boues compatibles avec leurs destinations finales, des traitements se succèdent généralement :

Des traitements qui vont contribuer à augmenter leur siccité (pourcentage massique de matière sèche exprimé en grammes de matière par kg de boue), et donc à réduire leur volume et leur teneur en eau. Ils sont par ordre croissant de performance : l’épaississement par décantation, flottation ou par filtre-presse, qui rend les boues à une siccité de 2 à 10% ; ensuite, la déshydratation qui peut être opérée par drainage, par filtration ou par centrifugation et permet d’obtenir une siccité au mieux de 35% ; enfin, le séchage partiel ou quasi total à la suite duquel la siccité de la boue peut atteindre 95%. A la suite de ces traitements, la boue est plus sèche et donc plus facilement transportable et valorisable.

Des traitements de stabilisation en vue de réduire à la fois la fermentescibilité des boues, source d’odeurs, leur volume et d’éliminer les germes bactériens avant leur valorisation. Ces traitements peuvent être biologiques par des digestions en voie aérobie ou anaérobie (fermentation méthanique). Cette dernière est appliquée selon l’aptitude des boues à la méthanisation (leur âge et leur charge organique). Les boues issues d’une aération « forte charge » par exemple, sont plus aptes à la digestion anaérobie que des boues « faible charge

». Le compostage constitue un procédé particulier de stabilisation des boues par voie

biologique aérobie. Cette technique consiste à mélanger des boues pâteuses avec un

coproduit ligno-cellulosique afin de conférer au mélange ainsi constitué une siccité et un

degré de vide suffisants pour permettre une décomposition des matières organiques par

aération naturelle ou forcée sur une durée de plusieurs semaines. Le compost obtenu est

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léger (densité voisine de 500 kg/m

³

), stabilisé (absence d'odeurs) et facile à manutentionner.

Un traitement chimique peut être aussi appliqué pour la stabilisation comme le chaulage qui consiste à malaxer la boue avec la chaux vive souvent à 30% m/m et augmente ainsi son pH aux alentours de 12, bloquant l’activité biologique. Le séchage thermique est aussi pratiqué dans certaines stations comme procédé à la fois de stabilisation et de réduction du volume de stockage. Il revêt un effet temporaire de stabilisation (par absence d’eau), persistant aussi longtemps que les boues ne sont pas réhumidifiées.

On produit ainsi toute une gamme de boues aux propriétés diverses : boues épaissies, déshydratées, séchées, digérées, chaulées, compostées, etc.

III. Les filières d’élimination/valorisation des boues

Les boues, déchet ou produit final des STEP, sont éliminées/valorisées de différentes manières selon leur caractéristiques et en fonction des besoins. La mise en décharge a concerné 25% des boues produites en 2000. Elle a été progressivement réduite pour être totalement interdite depuis le 1

^er

juillet 2002 (arrêté du 9 septembre 1997).

Il existe actuellement en France deux filières principales d’élimination/valorisation des boues (Figure I.1.) :

L’épandage agricole, représentant 60% des boues produites en 2000, consiste à les recycler en valorisant leurs matières fertilisantes et organiques pour amender les sols agricoles. Il est régi par le décret 97-1133 du 8 décembre 1997 qui impose une surveillance de la qualité des boues et de leur épandage afin de minimiser les impacts sur l’écosystème terrestre, les animaux et l’homme.

L’incinération dans des fours spécifiquement conçus pour les boues ou dans des usines d’incinération dédiées à la fois aux ordures ménagères et aux boues. Elle produit des fumées et des résidus éliminés en centres d’enfouissement technique suivant leur nature.

En 2000, 15% des boues produites ont été concernées par cette filière.

D’autres voies d’élimination des boues sont en cours de développement pour une meilleure gestion de ce sous-produit, mais restent mineures. On citera par exemple l’oxydation par voie humide (OVH), l’incinération en cimentière, la revégétalisation, la gazéification.

L’application au champ des boues est l’une des voies majeures de valorisation de ce produit et elle est prévue de croître comme les autres voies sont plus coûteuses (incinération 6 fois plus chère) ou lourdement réglementées (http://www.ademe.fr/).

Des procédés de réduction de la quantité de boues produite lors de l’épuration restent nécessaires

en raison du coût et de la lourdeur de leur élimination et sont aussi en cours de développement.

(33)

Figure I.1. Les voies d’élimination et de valorisation des boues de station d’épuration (André Aubry, Degrémont) sewage sludge + Soil

Epaississement

Conditionnement Déshydratation mécanique

Stabilisation

AGRICULTURE

Chaulage Compostage Séchage

DECHARGE INCINERATION

(avec ou sans ordures ménagères)

Cendres

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IV. Les formes de boues valorisées en agriculture

En France, seulement 15 % des tonnages de matières sèches (MS) de boues recyclées en agriculture sont des boues liquides. Elles sont obtenues dans le cas des petites stations en zones rurales ou périurbaines. Elles se stockent et se manipulent à la façon des lisiers de porcs ou de bovins. Dans les stations de taille moyenne, les boues obtenues sont pâteuses. Elles représentent environ 35 % des tonnages MS. Afin de faciliter leur manipulation et leur stockage et réduire leurs odeurs, un traitement complémentaire leur est alors appliqué tel que le chaulage, le compostage ou même le séchage. Les principales formes de boues épandues sur le sol agricole sont alors les suivantes :

Les boues chaulées : produites dans les stations de moyenne ou de grande taille. Selon le procédé utilisé et la dose de chaux incorporée, ces boues sont de consistance pâteuse ou solide. Ce type de boues est fréquent en France (environ 30 % des tonnages MS de boues sont chaulées)

Les boues compostées : produites dans les stations de taille moyenne en général. Elles ont un aspect de « terreau » et présentent une structure solide ; elles sont stables. Cette filière de boues est encore peu développée en France (2 % des tonnages MS de boues), car coûteuse, mais devrait prendre de l’essor.

Les boues séchées : qui sont très peu fréquentes en France actuellement, mais pourraient représenter une filière d’avenir pour les grandes stations d’épuration. Les coûts élevés en investissement, énergie et maintenance, sont compétitifs si les tonnages traités sont eux- mêmes importants. Certains procédés particuliers peuvent donner des boues solides non chaulées (filtre-presse, conditionnement thermique). Ils concernent des stations peu nombreuses mais de grande taille (15 % de la production nationale MS).

V. La composition des boues

Les boues d’épuration sont très riches en matière organique (50 à 70 % de la matière sèche) et

sont ainsi utilisées pour amender les sols agricoles. Cette voie économique et importante

d’application des boues apporte des bénéfices dans le recyclage de l’azote, du phosphore et du

carbone organique aux sols et de là améliore les rendements de culture (Annexe I). Grâce à

l’activité des microorganismes du sol, une partie de la matière organique apportée par les boues

est digérée et transformée en éléments minéraux disponibles pour la plante. Une autre partie est

incorporée au sol et contribue à l’entretien d’une structure favorable au développement des

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racines.

Par ailleurs, les boues contiennent d’autres composés chimiques d’origine anthropogénique qui sont principalement apportés par voies d’adsorption ou de transfert des eaux usées lors de leur traitement. Le spectre de ces contaminants dans les boues est extrêmement large et variable selon l’origine des eaux usées, la saison et le mode de traitement appliqué en station d’épuration

« STEP ». Les boues peuvent ainsi contenir des composés à effets indésirables, soit pour la conservation des sols, soit pour la chaîne alimentaire, donc in fine pour la santé de l’homme et des animaux. Ces composés, au-dessus d’un certain seuil, peuvent rendre certaines boues impropres à l’épandage agricole.

Deux classes de composés chimiques se trouvent dans les boues : les éléments traces métalliques

« ETM » et les composés traces organiques « CTO ».

En outre, de nombreux germes pathogènes ou des parasites peuvent aussi contaminer les boues menant par la suite à une contamination des sols, des cultures, et sont préjudiciables à la santé humaine et animale. Leur toxicité peut s’exprimer soit par de nombreuses maladies parasitaires telles que les douves chez les animaux, etc. ou par la production de toxines par les bactéries pathogènes.

V.1. Les éléments traces métalliques « ETM »

Souvent essentiels en petites quantités pour les végétaux et les animaux en tant qu’« oligo- éléments », ils peuvent nuire à leur santé s'ils sont présents en concentrations élevées. Ce sont des substances persistantes dans le sol dont les effets négatifs sont durables, ce qui nécessite la limitation de leurs concentrations dans ce milieu.

Les éléments traces métalliques les plus nocifs sont les métaux lourds, soit l'arsenic, le cadmium, le chrome, le cobalt, le cuivre, le plomb, le mercure, le molybdène, le nickel, le sélénium et le zinc. Ils représentent, en moyenne, moins de 0,15 % de la matière sèche des boues. Bien que l’épandage des boues d'épuration accroisse les concentrations de métaux dans le sol, il est loin d’être la principale source d’enrichissement des sols en éléments traces métalliques (Courrier de l’environnement de l’INRA n°41, octobre 2000). Il faut prendre en compte le fond biogéochimique local. Toutefois, on peut craindre, à long terme, des accumulations de métaux dans le sol, incompatibles avec la qualité des cultures. De nombreuses données existent sur le sort et les effets de ces éléments dans le sol et ont permis d’établir des critères pour protéger la qualité du sol en limitant leurs concentrations tant dans les boues que dans le sol.

La politique de contrôle de la qualité des boues en terme d’« ETM » est très rigoureuse afin de

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préserver les teneurs naturelles du sol. La réglementation évolue avec l’efficacité croissante de la gestion des déchets et les avancées techniques de leur traitement. La concentration maximale autorisée tend ainsi à diminuer au fil des années.

V.2. Les composés traces organiques « CTO »

Comme les boues sont le concentrat des polluants provenant des eaux usées, plusieurs composés y sont retrouvés, notamment des composés organiques (ADEME, 1995 ; Brandli et al., 2003) dont des hydrocarbures (Helaleh et al, 2005), des produits pharmaceutiques (Ternes et al, 2005), des surfactants (Petrovic et Barceló, 2000 ; Dubroca et al., 2005), des muscs (Llompart et al., 2003), etc. Leur présence dans les boues peut être à des teneurs parfois importantes. Cependant, au même titre que les « ETM », les composés organiques peuvent devenir toxiques à haute dose pour les microorganismes du sol indispensables à sa fertilité et par lesquels ces composés peuvent être plus ou moins dégradés. Ceci implique la connaissance de leur devenir dans la nature et leur impact sur la santé et l’environnement, or malgré leur large présence, peu de données sont disponibles sur ce sujet, contrairement aux métaux lourds qui sont très étudiés depuis longtemps.

Parmi les composés organiques se trouvant dans les boues, on en distingue : des polluants organiques persistants, d’autres moins persistants et des produits phytosanitaires.

V.2.1. Les polluants organiques persistants « POP »

Ce sont des composés organiques persistants dans l’environnement avec des temps de demi-vies

longs dans les eaux, les sols, les sédiments et l’air. La réglementation française en a retenu certains

comme indicateurs des composés résistants à la biodégradation, en particulier les hydrocarbures

polycycliques aromatiques « HAP » et les polychlorobiphényles « PCB ». Ils sont détectés dans les

boues à l’état de traces (quelques ppm MS) et reflètent la contamination diffuse et chronique de

l’environnement. Les flux de ces composés par hectare liés aux épandages sont de l’ordre du

gramme ou de la centaine de grammes. Ils peuvent alors affecter les écosystèmes en causant des

effets toxiques de par leur potentiel de bioaccumulation. Compte tenu du risque pour la santé

humaine associé à ces produits, la réglementation est très stricte à leur égard. Cependant, du fait

de leurs propriétés physico-chimiques, le risque de transfert des « POP » vers les végétaux est

réduit, mais ils s’accumulent néanmoins dans les sols. On peut également citer dans ce groupe les

pesticides organochlorés, en particulier les insecticides, dont la majorité est interdite d’usage

depuis des décennies, mais qui restent présents dans les boues. Ce sont les « POPs» qui sont

(37)

actuellement retenus par la réglementation française comme indicateurs de contamination des boues.

V.2.2. Les composés organiques moins persistants

Les boues contiennent aussi d’autres composés organiques moins persistants et plus biodégradables tels que les surfactants et les phtalates. Ces composés sont réputés biodégradables mais s’accumulent dans les boues. Actuellement, ils ne sont pas pris en compte par la réglementation. Cependant, la communauté européenne a développé un projet de directive (Bruxelles, 2000), pour réglementer l’utilisation des boues en agriculture et garantir la santé humaine, animale et végétale, la qualité des eaux souterraines et de surface, la qualité des sols à long terme et la biodiversité des microorganismes qui y sont présents. La réglementation prendra en compte des composés organiques moins persistants que les « POPs » et non inclus dans la réglementation actuelle tels que les alkylbenzènesulfonates à chaîne linéaire « ALS », les nonylphénols polyéthoxylates de courte chaîne et les phthalates.

Les alkylphénols polyéthoxylates sont des surfactants non ioniques utilisés dans les détergents.

Sous des conditions aérobies et anaérobies, ils se dégradent en nonylphénols « NP » et en nonylphénols polyéthoxylates de courte chaîne « NPE » qui ont tendance à s’adsorber aux boues.

Les « NP » sont très toxiques, et sont notamment des perturbateurs endocriniens. Ils sont souvent retrouvés dans les effluents des STEP et dans les boues à des gammes de concentrations de l’ordre respectivement du µg/L et du mg au g/kg. Leur présence dans les boues est principalement due à leur stabilisation par la matière organique qui réduit leur biodisponibilité et ainsi leur dégradation dans les boues.

Les alkylbenzènesulfonates à chaîne linéaire « ALS » sont les plus largement utilisés parmi les surfactants anioniques dans les nettoyants et les détergents (Langenkamp et al., 2001). Ils sont facilement dégradés sous les conditions aérobies, mais pas en anérobie. Leur forte adsorption aux boues empêche leur dégradation dans les bassins d’aération en station utilisés dans les processus régulier de traitement. Cependant, les « ALS » sont rapidement dégradés dans les sols en conditions aérobies (temps de demi-vie < 10 jours) (Litz et al., 1987; Madsen et al., 1997). Ceci est considéré comme le mécanisme majeur d’élimination de ces composés apportés à l’environnement terrestre via l’amendement de boues.

Les phtalates sont incorporés aux matières plastiques comme plastifiants tout comme ils sont utilisés comme adoucissants dans le plastique et additifs dans les peintures, colles, encres, etc.

Plusieurs d’entre eux sont dégradés au cours du processus de traitement mais la sorption aux

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particules réduit considérablement le taux de dégradation. En outre, ces composés ont un potentiel de transfert dans les plantes et sont toxiques aux organismes du sol (Madsen et al., 1997). Ils sont connus au même titre que les alkylphénols comme des perturbateurs endocriniens.

V.2.3. Les produits phytosanitaires

D’autres composés traces organiques peuvent aussi être présents dans les boues, mais n’ont pas été recherchés et par voie de conséquence non identifiés à ce jour. C’est le cas notamment des pesticides utilisés en milieu urbain. Les tonnages utilisés pour cet usage sont en augmentation et représentent actuellement en France selon les régions de 1 à 7 % du tonnage total de pesticides commercialisés (Environnement Magazine, 2001 a et b). A ces usages, il faut également ajouter les pesticides contenus dans les eaux de pluie et ceux résultant de l’usage agricole (les herbicides tels que les triazines, les phénylurées, les aminotriazoles, les amino-phosphonates glycines, les fongicides et les insecticides), pouvant provenir de déversements accidentels ou non dans le système de collecte des eaux (Arboriculture, 2001). Ces mêmes composés utilisés en milieu urbain sont aussi susceptibles de se retrouver dans les boues à l’issue du traitement des eaux pluviales et/ou résiduaires. A quantité égale, ils polluent plus que le désherbage agricole. Ceci s’explique par le fait que les surfaces souvent imperméabilisées sur lesquelles ils sont appliqués (trottoirs, etc.) accentuent le ruissellement, et les matières actives n’ont pas le temps de se dégrader avant d’arriver à la STEP.

Une étude récente a montré la présence de certains pesticides tels que le diuron, la carbendazime, l’irgarol et la perméthrine dans les boues à des teneurs de l’ordre du ppb (Plagellat, 2004).

VI. La problématique liée à l’épandage des boues

La production de boues d'épuration ne cesse d’augmenter alors que les débouchés de valorisation et d'élimination des boues s'amenuisent. Fin 2000, la France a produit 850 000 tonnes de matières sèches (t MS) de boues municipales, soit environ 9 millions de tonnes brutes (tous types de boues confondus). Cette production est en augmentation (1 100 000 t MS prévues à l’horizon 2005) avec la politique d’augmentation de la capacité des systèmes de collecte, de la capacité des stations d’épuration et par conséquent du taux de dépollution.

Pour des raisons socio-économiques, l'épandage demeure le principal débouché des boues, aux

dépens de l'incinération. C’est la solution la moins coûteuse, jugée jusqu’à présent comme la plus

intéressante au niveau environnemental puisqu'elle permet la restitution de la matière organique

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dans des sols qui en manquent. Les boues restent néanmoins un déchet qui peut être polluant par son contenu en composés capable de perturber l’équilibre du sol. Pour cela, les boues destinées à l’épandage doivent respecter des critères de qualité et d'innocuité de plus en plus contraignants.

Ceci inquiète les agriculteurs qui subissent des pressions pour ne plus les épandre. Ils souhaitent la création d'un fonds de garantie pour les prémunir contre une éventuelle crise si l'on mettait en évidence un risque lié aux boues non connu actuellement. Ceci a suscité un durcissement de la réglementation concernant la qualité des boues épandues, pour que celles-ci respectent les normes en matière de polluants.

En vue d’éviter les risques liés à l’épandage agricole, il est alors nécessaire de réduire les contaminations des eaux usées qui se retrouvent ensuite dans les boues d'épuration. En outre, des traitements de plus en plus poussés sont mis en œuvre dans les stations d’épuration pour réduire la nocivité des boues avant leur application aux champs. Pourtant, ceci demeure restreint et non suffisant pour un épandage de boues sain et sans risque. Une bonne pratique agricole nécessite aussi une amélioration des connaissances de la qualité des sols et une prise en compte des autres apports tels que les produits phytosanitaires, les engrais, les lisiers et la pollution atmosphérique.

VI.1. L’épandage agricole des boues : ses apports et ses impacts

Les boues agissent non seulement en tant que source de nutriments et de matière organique, mais aussi peuvent accroître la taille, la biodiversité et l’activité de la population microbienne du sol, influençant sa structure, le transport des nutriments et beaucoup d’autres paramètres physiques, chimiques et biologiques. L’effet de l’application des amendements organiques sur les propriétés biologiques du sol est ainsi devenu un intéressant sujet d’étude, non seulement à cause de leur importance dans le fonctionnement et la structure du sol, mais aussi pour la modification de l’activité biologique qui peut être utilisée comme indicateur de pollution du sol (Tyler, 1982 ; Fliessbach et al, 1994). L’application des boues augmente les teneurs du sol en matière organique, agents fertilisants (N, P, K, etc.) et en acides humiques nécessaires à la stabilité structurale du sol et importants pour l’échange des nutriments. En revanche, les polluants introduits au sol suite à cette application peuvent contrebalancer les effets positifs des boues.

L’application annuelle des quantités de boues entraîne une augmentation significative de l’activité

enzymatique du sol. Etant donné la grande sensibilité des enzymes aux quantités de substrats, les

produits finaux de réaction, aux cofacteurs, et aux inhibiteurs, la composition chimique de la

boue est la source la plus importante de cette modification (Albiach et al, 2000). La diversité de la

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mener à des résultats non comparables. En 1993, Brendecke et al. ont mentionné que l’application à long terme des boues n’affecte pas défavorablement la population microbienne ou son activité, malgré l’observation d’une augmentation significative de l’activité de déshydrogénase. L’activité microbienne est alors utilisée comme indice de prédiction de la fertilité du sol. Fliessbach et al. (1994) ont observé une diminution de la biomasse microbienne et une augmentation de la respiration spécifique après 10 ans d’application de 5 et 15 tonnes/hectare/an de boues contaminées par des métaux. Des taux élevés de 50 à 100 tonnes/hectare/an de boues urbaines et industrielles ont été aussi utilisés par Sastre et al. (1996) dans un incubateur expérimental, montrant une augmentation des activités des uréases, des phosphomonoestérases et des glucosidases dans le sol, qui étaient fortement corrélées au nombre de microorganismes et aux teneurs en acides humiques. Les boues d’épuration augmentent significativement les teneurs du sol en différentes activités enzymatiques (phosphomonoestérase alcaline, phosphodiestérase, uréase et déshydrogénase) au moins dans une des deux années d’études (Albiach et al., 2000).

Cependant, les boues appliquées au sol agricole peuvent avoir des effets fongitoxiques et causer la détérioration de ses performances métaboliques et par conséquent, augmenter la persistance des polluants.

Par ailleurs, l’amendement des sols avec des boues affecte la rétention de beaucoup de composés organiques modifiant ainsi leur transport et leur distribution ultime dans le profil du sol. Il a été souvent démontré que l’apport de carbone au sol via les boues ou les composts augmente la sorption des composés (Guo et al, 1991 et 1993 ; Barriuso et al, 1997 ; Sluszny et al, 1999) et donc aussi la persistance des composés dans les sols.

VI.2. La réglementation des pratiques d’épandage

Une valorisation biologique des déchets n’est possible et durable que si elle ne présente pas de risques sur la santé et l’environnement. Les boues d’épuration sont des déchets, ce qui implique la traçabilité, la responsabilité du producteur jusqu'à la phase d'élimination et une obligation d'information. L’épandage agricole a donc suscité des programmes de recherche qui intègrent les préoccupations des différents acteurs concernés. Il est défini par une législation spécifique pour éviter de polluer les sols, obtenir des produits alimentaires de qualité et avoir un risque nul pour la santé humaine.

Bien qu’il soit la solution privilégiée dans la logique de la politique européenne de gestion des

déchets, donnant la priorité au recyclage des matières, l’épandage des boues est lourdement

réglementé. La directive européenne 91/271/CEE relative au traitement des eaux urbaines

résiduaires est particulièrement stricte et conduira à augmenter le volume de ces boues utilisées

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très souvent comme engrais agricole. En France, l’épandage des boues d’épuration est régi par le décret n° 97-1133 du 8 décembre 1997 qui vise la directive 86/278/CEE du 12 juin 1986. Au niveau communautaire, la réglementation met en avant le recyclage des déchets, l'épandage est donc conseillé surtout après l’interdiction de la mise en décharge des boues depuis le 1

^er

juillet 2002 (arrêté du 9 septembre 1997). L’arrêté du 8 janvier 1998 réglemente la qualité et l'innocuité des boues épandues (teneurs limites en éléments traces métalliques, composés traces organiques, microorganismes, prescriptions techniques). L'épandage des boues est aussi contrôlé par l'Etat.

Les boues ou produits à base de boues qui, au titre de la loi du 13 juillet 1979, sont homologués ou conformes à la norme NFU 44095 ne nécessitent pas d'autorisation ou de déclaration préfectorale pour une utilisation agricole. Ils suivent en effet des règles très contraignantes concernant leur innocuité et leur valeur agronomique, ce qui leur permet d'entrer dans la logique produit.

Aujourd’hui, l’épandage ne peut être pratiqué qu’après avoir mis en place une planification globale, des outils d’analyse et de prévision, des moyens de contrôle du respect des bonnes pratiques et des résultats agronomiques. Les quantités de boues à épandre sont calculées en tenant compte des besoins agronomiques énoncés par l’agriculteur en fonction de sa culture, du type de sol, de l’état agronomique de sa parcelle (sol, précédent cultural, etc.), et de la teneur de la boue en éléments fertilisants (d’après l’analyse qui lui est fournie par le producteur). Il doit aussi respecter des délais entre plusieurs épandages successifs sur la même parcelle, des interdictions en fonction de la saison, des conditions météorologiques, des cultures pratiquées, etc. Des dispositions concernent aussi les valeurs limites de concentration pour les métaux lourds et certains composés organiques (Annexe II). En France, la réglementation reste restreinte quant aux composés organiques à surveiller dans les boues et ne porte que sur les plus rémanents qui sont les « PCB » et sur certains « HAP ».

La réglementation ne cesse d’évoluer à cet égard. En 2001, le 6

^ème

programme d'action pour

l'environnement fixe pour objectif la préservation des sols ; Par ailleurs, la réglementation

européenne prévoit progressivement un durcissement des exigences en matière d'innocuité des

boues épandues.

(42)

B. Les polluants organiques et leur présence dans l’environnement

Notre société moderne produit de grandes quantités de produits chimiques qui sont des polluants potentiels de l'environnement. Certains peuvent générer des risques graves non seulement pour les écosystèmes, mais aussi pour la santé humaine. Comme le sol est le support de la vie des êtres vivants : animale, végétale et humaine, il reçoit des polluants générés par de nombreuses activités agricoles, industrielles, domestiques et ludiques. La pollution des sols peut entraîner une contamination des eaux souterraines et superficielles. Elle constitue une source potentielle de contamination des chaînes alimentaires. Il est donc capital de connaître les caractéristiques de ces polluants ainsi que leur devenir dans l’environnement, pour une meilleure évaluation de leur impact.

Nous ne traiterons dans cette partie bibliographique que des pesticides et des alkylphénols, qui représentent les quatre composés retenus dans notre étude.

I. Généralités

Les pesticides, appelés aussi produits phytosanitaires ou phytopharmaceutiques, sont des substances chimiques utilisées aussi bien en agriculture pour la lutte contre les ravageurs des récoltes, qu’en médecine et en industrie contre certaines maladies de l'homme et du bétail. Ils constituent un des facteurs de l’augmentation de la productivité agricole pour répondre aux besoins alimentaires croissants des consommateurs. Dans le domaine de l’industrie, les pesticides permettent la protection de denrées ou de produits manufacturés tels que le bois. En santé humaine par exemple, ils ont permis de faire diminuer les taux de mortalité associés à certaines maladies telles que le paludisme. Cependant, l'utilité des pesticides est contrebalancée par leur nocivité vis-à-vis de l'environnement. Seule une faible partie des pesticides appliqués atteint sa cible cellulaire et le reste se disperse dans l’environnement, menaçant ainsi l’équilibre des écosystèmes. A terme, les pesticides peuvent être toxiques pour les êtres vivants.

Les alkylphénols « AP » sont des substances chimiques non halogénés, caractérisés par leurs

propriétés amphiphiles. Ils sont fabriqués presque exclusivement pour produire des éthoxylates

d’alkylphénol « APE » une famille de surfactants non ioniques. Les « APE » les plus largement

utilisés sont les éthoxylates de nonylphénol « NPE ». Dans l’environnement, les « APE » se

dégradent en alkylphénols « AP », lesquels sont persistants, bioaccumulables. Ils ont été largement

utilisés pendant plus de 40 ans comme surfactants, additifs des matières plastiques, et rentrent

dans la formulation d’un grand nombre de pesticides. Leur présence dans l’environnement résulte

majoritairement de l’activité anthropique. Utilisés en quantités très importantes dans notre société

(43)

et rejetés in fine dans le milieu environnemental, ces composés peuvent présenter de sérieux risques sur la santé humaine et l’environnement car outre leurs effets biocides directs, ils peuvent posséder des propriétés de perturbateurs endocriniens. Les AP, de par leur structure chimique, sont des agents capables d’induire des effets défavorables sur la santé des organismes, du fait d’une interaction avec les systèmes de régulation endocriniens (fixation, par compétition avec l’oestrogène, sur les récepteurs oestrogéniques).

II. Classification

Les pesticides regroupent un grand nombre de produits formulés en fonction de leur spectre d’action. Ces produits formulés contiennent la matière active responsable de l’activité du produit accompagné des adjuvants (tensioactifs, mouillants, huiles, etc.) qui optimisent l’activité biocide de la matière active. On distingue ainsi (Cluzeau et al., 2000) :

Les herbicides destinés à la destruction des "mauvaises herbes", c’est-à-dire des plantes indésirables dans une culture.

Les insecticides, utilisés pour la lutte contre les insectes.

Les fongicides employés pour lutter contre les champignons.

Les mollusicides qui détruisent les escargots et les limaces.

Les rotenticides utilisés pour se débarrasser des différents rongeurs.

Les trois groupes de produits phytosanitaires les plus utilisés sont les herbicides, les insecticides et les fongicides.

D’un point de vue chimique, les pesticides sont issus de différentes familles. Au sein d’une même famille, on retrouve, pour les différents composés, des groupes fonctionnels identiques, des similitudes de structure, etc. On peut citer comme exemple de familles, les acides phénoxyalcanoïques (2,4-D, MCPA, MCPP…), les phénylurées (diuron, isoproturon…), les triazines (atrazine, simazine…), les organophosphorés (malathion, parathion-méthyl…), les carbamates (carbofuran, carbendazime…), les pyrethrinoïdes (deltamethrine…), les amino- phosphonates glycines (glyphosate, glufosinate…) ou encore les triazoles (hexaconazole...). Les organochlorés (DDT, lindane..) très utilisés auparavant sont en très forte régression dans les pays industrialisés, en raison de nombreuses interdictions d’utilisation. La majorité de ces produits ont été développés tout au long du XX

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