Les usines de traitement des eaux usées ne sont souvent pas assez efficaces pour éliminer les xénobiotiques des eaux usées, ce qui fait que les xénobiotiques pénètrent dans les égouts publics et dans la chaîne alimentaire, affectant directement les humains contribuant à la pollution des plans d’eau avec des micropolluants. Bien que les communautés de bactéries et d’autres micro-organismes se soient avérées efficaces pour dégrader les xénobiotiques individuels, les boues activées ne sont souvent pas assez spécifiques pour cette tâche. Les collectivités devraient s’adapter aux conditions d’exploitation et aux xénobiotiques dans les eaux usées, qui sont économiquement non viables dans les usines conventionnelles. Les processus biologiques ou physicochimiques qui sont plus efficaces pour éliminer les xénobiotiques de l’eau font l’objet de recherches et d’améliorations approfondies, qui seront discutées plus tard. L’efficacité d’élimination de certains xénobiotiques, tels que les produits pharmaceutiques et de soins personnels (PPSP), s’est avérée fortement dépendante de la technologie, et les processus de traitement secondaire se sont avérés variables (et pas totalement efficaces) pour éliminer les contaminants pharmaceutiques. Pour prévenir ou minimiser les effets négatifs des xénobiotiques, et lister les polluants prioritaires, de nombreuses organisations européennes et mondiales, telles que l’Agence européenne pour l’environnement (AEE), l’Agence américaine pour la protection de l’environnement (US EPA), et l’Agence européenne du médicament ( EMA) ont mené des recherches sur leurs impacts sur l’environnement, les humains, les animaux, les concentrations de contaminants présents dans l’environnement et les méthodes de détection des composés nocifs. L’US EPA définit les xénobiotiques comme nouveaux, ayant des effets sur l’environnement et la santé, et comme étant mal compris en termes de dommages. Diverses directives et réglementations visent à améliorer la qualité de l’environnement en surveillant régulièrement une liste de composés dangereux. Par exemple,https://eur-lex.europa.eu/homepage.html , consulté le 5 juin 2021). Cela montre qu’il convient en priorité d’identifier les causes de pollution et de traiter les émissions polluantes à la source, de la manière la plus efficace économiquement et écologiquement. Directive 2000/60/CE a établi la première liste de 33 substances ou groupes de substances prioritaires dans le domaine de la politique de l’eau, et la directive 2008/105/CE établit des normes de qualité environnementale (NQE) pour ces substances prioritaires. La liste des substances prioritaires est constamment mise à jour en fonction de données de surveillance de haute qualité et de données sur les effets écotoxicologiques et toxicologiques. La directive 2013/60/CE contient une liste de 45 substances prioritaires dans le domaine de la politique de l’eau. Les NQE pour ces substances contiennent les dernières informations scientifiques et techniques disponibles. L’un des rapports sur les modes d’action et les effets des substances prioritaires et d’autres substances de la liste de surveillance de la DCE se trouve dans les « Modes d’action de la liste actuelle des substances prioritaires dans le cadre du cadre sur l’eau ». Directive et autres substances d’intérêt.“ Dans ce rapport, des informations sur l’analyse de ces substances par des méthodes basées sur les effets (biomarqueurs et essais biologiques), en mettant l’accent sur les mélanges de substances et leurs interactions potentielles dans l’environnement aquatique, sont données. Deuxièmement, ils regroupent les substances prioritaires en 17 groupes et les substances de la liste de surveillance en 8 groupes. L’Agence européenne des médicaments propose des lignes directrices scientifiques sur la manière la plus appropriée de remplir les obligations légales applicables aux médicaments dans l’Union européenne (https://www.ema.europa.eu/fr. La surveillance de 156 contaminants organiques polaires émergents dans 90 effluents de stations d’épuration au niveau de l’Union européenne a été menée. De plus, 80 % des composés cibles (125 substances) ont été retrouvés à différentes concentrations (du nanogramme au milligramme par litre).
L’Ifremer traque les POP, ces nouveaux polluants organiques
Il existe à ce jour plus de 160 millions de substances chimiques répertoriées au niveau mondial, parmi lesquelles 100 000 entrent dans la directive REACH (Enregistrement, évaluation et autorisation des produits chimiques) au niveau européen. 100 nouveaux composés chimiques sous surveillance Parmi la multitude de nouveaux produits chimiques, l’Ifremer mène une veille depuis dix ans sur plus de 100 composés non réglementés, qui sont persistants, qui ont tendance à s’accumuler dans les organismes vivants et dont les propriétés toxiques sont connues ou suspectées.
Les progrès technologiques du XXe siècle ont conduit au développement de nombreux composés utilisés pour améliorer la vie quotidienne qui ne sont pas nécessairement présents naturellement dans l’environnement ou dont les concentrations naturelles sont significativement différentes. de celles causées par l’activité anthropique. Le principal problème réside dans leurs structures physicochimiques, telles que leur petite taille moléculaire, leur ionisabilité, leur solubilité dans l’eau, leur lipophilie, leur polarité et leur volatilité, qui les rendent difficiles à identifier, quantifier et éliminer. Les xénobiotiques sont définis comme « des produits chimiques trouvés mais non produits dans les organismes ou l’environnement. Certains produits chimiques naturels (endobiotiques) deviennent des xénobiotiques lorsqu’ils sont présents dans l’environnement à des concentrations excessives ». Ils se trouvent dans l’air, le sol, l’eau, les plantes, les animaux et les humains, et sont classés comme pesticides, composés pharmaceutiques, produits de soins personnels, drogues illicites, produits industriels et déchets nucléaires, selon Kumar et Chopra. Ils sont ensuite subdivi. Selon la DCE, les substances prioritaires sont réparties en 17 groupes (herbicides, hydrocarbures polyaromatiques, insecticides organophosphorés et organochlorés, solvants chlorés, composés organochlorés aromatiques, dioxines, PBB, BDE, métaux, phtalate, biocide antisalissure, alkylphénols, insecticides pyréthroïdes, perfluorés tensioactif, benzène, fongicide quinoléine, chloroalcanes et hexabromocyclododécane), les substances de la liste de surveillance en 8 groupes (hormones, produits pharmaceutiques, antibiotiques, insecticides néonicotinoïdes, herbicides, insecticides carbamates, antioxydant et agent de protection solaire) et les substances candidates, telles que les insecticides pyréthrinoïdes, herbicide sulfonylurée, insecticides organophosphorés et métaux et oligo-éléments non métalliques sont présents. Les pesticides sont appliqués directement sur le sol et transportés par la pluie dans les rivières, les eaux souterraines, etc. Les PPCP sont consommés par l’homme et pénètrent indirectement dans l’environnement, car ils ne peuvent pas être complètement métabolisés, mais sont seulement convertis en divers métabolites, dont certains sont plus toxiques. que la molécule mère. Après excrétion, ils se retrouvent dans les stations d’épuration des eaux usées et éventuellement dans les rivières, les lacs, les océans, le sol, les eaux souterraines, etc. Les pesticides et les PPCP sont absorbés par les plantes et les organismes aquatiques et entrent dans la chaîne alimentaire. La classification des substances et des sources xénobiotiques peut être faite.
Les xénobiotiques sont difficiles à dégrader en raison de leurs structures complexes ; ainsi, ils peuvent s’accumuler dans les organismes vivants. Leur dégradation partielle peut entraîner des menaces encore plus graves. Pour minimiser la concentration de xénobiotiques dans l’environnement, il est crucial de savoir d’où proviennent ces composés. Les polluants peuvent être rejetés directement dans l’environnement ou via des sources indirectes, telles que les sorties d’hôpital. De plus, les xénobiotiques peuvent être libérés au cours d’un processus ou en tant que produit final. Ils peuvent affecter l’environnement délibérément ou accidentellement. Il existe de nombreuses directives et réglementations pour la libération de xénobiotiques dans l’environnement, comme mentionné précédemment, afin que les sources puissent être réglementées ; cependant, les xénobiotiques provenant des ménages sont difficiles à réglementer, il est donc important d’éduquer les gens sur la façon dont les xénobiotiques affectent l’environnement, à court et à long terme. Le devenir environnemental possible d’un xénobiotique ; après toutes les étapes, ils peuvent être déposés/volatilisés/bioamplifiés ou minéralisés. Les polluants environnementaux causent plus de 13 millions de décès dans le monde chaque année. Leur effet sur l’écosystème aquatique pose également de nombreux problèmes. Les eaux usées municipales, avec les eaux usées des hôpitaux et de fabrication, sont la plus grande source de produits pharmaceutiques. Les médicaments vétérinaires pénètrent dans le milieu aquatique par application en surface, par ruissellement ou par application directe. La communauté du biofilm est perturbée par certains produits pharmaceutiques et cela affecte tout l’écosystème. Les effets des xénobiotiques sur les animaux sont très probablement observés sur leur reproduction et leurs fonctions immunitaires. Avec l’influence croissante des plantes médicinales dans le monde, les plantes aux propriétés pharmacologiques doivent être manipulées avec précaution, afin de ne pas contaminer les cultures, les légumes et les eaux de surface. De nombreux pesticides, tels que les herbicides, les fongicides et les rodenticides, sont nocifs pour les animaux et les humains, provoquant des cancers, des irritations pulmonaires ou des troubles neurologiques. La meilleure façon de protéger l’environnement et de continuer à utiliser les pesticides pour leurs effets bénéfiques sur l’agriculture est de les éliminer correctement. Les mécanismes par lesquels les facteurs environnementaux modifient les processus biologiques de base pour déclencher des maladies auto-immunes continuent d’être étudiés, mais sont encore largement inconnus.
Selon Caroline GARDIA-PAREGE université Bordeaux : La surveillance de l’environnement se réfère classiquement aux réglementations qui sont établies lors de l’évaluation du risque. Les conventions se focalisent sur un nombre défini de molécules. La DCE, par exemple, préconise la surveillance de 53 molécules (Directive 2013/39/UE, 2013), 220 en 2023. Or en mai 2014, la société américaine de chimie référençait plus de 88 millions de molécules (Chemical Abstract Service, CAS, www.cas.org), 203 millions en 2023. La présélection de composés ne représente donc qu’une infime partie des contaminants pouvant se retrouver dans l’environnement et peut même être qualifiée de dérisoire face aux nombre de molécules synthétisées. De plus, une fois introduits dans le milieu, ces composés subissent de nombreux processus biotiques et abiotiques ( phototransformation, biotransformation) qui peuvent générer des sous-produits pouvant être plus dangereux que les molécules parents. Ce constat est décrit, entre autre, par Sinclair et Boxall, (2009) qui ont regroupé des données de toxicité d’un lot de pesticides et de leurs produits de transformation sur Daphnia pulex. Sur 157 comparaisons, 16,7 % des produits de transformation se sont révélés plus toxiques que les composés initiaux. Fenner et al, (2009) ont montré que la prise en considération des produits de transformation liés à la dégradation microbienne d’un herbicide, le diuron, augmentait de 70 % le danger encouru. Si l’on considère ce composé, actuellement dans le cadre de la DCE, seule la forme mère soit le diuron est suivie mais rien n’est stipulé quant à ses produits de dégradation comme le dichlorophénylméthyl-urée et le dichlorophényl-urée (Directive 2013/39/UE, 2013). Dans les réglementations européennes, une recommandation de surveillance des produits de transformation existe dans le suivi de certains pesticides mais rien ne transparait clairement pour les autres classes de contaminants tels que les composés pharmaceutiques. En plus de ces produits de transformation, il peut exister des effets complexes de mélanges entre les molécules. Ces effets mélange sont difficiles à mettre en évidence et représentent un point laissé de côté dans l’évaluation du risque. La sous-estimation du danger est d’autant plus importante que la détection de composés présents n’est pas toujours réalisable. En effet, la préparation des échantillons en elle-même peut entraîner une perte non négligeable de composés. Il est difficile voir quasiment impossible d’être exhaustif lors du traitement d’un échantillon. Du prélèvement à l’analyse, des molécules sont exclues à cause leurs diverses propriétés physico-chimiques. Á ce constat s’ajoute le fait que certains composés peuvent entraîner une réponse biologique à des concentrations extrêmement basses. A titre d’exemple, dans la DCE, plusieurs composés possèdent des NQE moyennes annuelles de l’ordre de la dizaine de pg/L. Un insecticide, la cyperméthrine, en est une illustration avec une NQE moyenne annuelle dans les eaux de surface intérieures de 80 pg/L. L’insecticide organochloré, l’heptachlore et son produit de dégradation l’époxyde d’heptachlore possèdent les NQE les plus basses (0,2 pg/L, NQE moyenne annuelle dans les eaux de surfaces) (Directive 2013/39/UE, 2013). Bien que performante, les techniques analytiques actuellement disponibles ne permettent pas la détection de ces molécules à ces niveaux de concentrations. Les tests biologiques utilisés pour rechercher les possibles effets sont souvent plus sensibles que les analyses chimiques. Cependant dans un échantillon environnemental, ils ne peuvent que constater l’effet biologique du mélange non caractérisé sans pouvoir remonter à la cause de la réponse. Toutes ces limites amènent à la difficulté d’établir un lien correct entre molécules présentes et effets biologiques observés. Afin d’essayer de palier les limites actuelles pouvant être rencontrées dans l’évaluation du risque, de récentes approches couplant les disciplines de la chimie et de la biologie ont été développées. Ces méthodes intégratives sont qualifiées d’approches bioanalytiques et permettent d’établir un lien direct entre un effet biologique observé et les composés chimiques rencontrés. Ces démarches sont basées sur l’utilisation de bioessais et allient la sensibilité des tests biologiques aux techniques analytiques performantes de détection et d’identification moléculaires. Une des approches communément utilisée consiste à corréler les réponses biologiques mesurées durant une exposition aux concentrations en composés retrouvés dans l’échantillon donné. Cette méthode est appelée l’équilibre des masses (Mass Balance Analysis, MBA). Elle permet de calculer la contribution de chaque molécule détectée à l’effet biologique total observé. Il apparaît dans de nombreuses études que les concentrations mesurées pour les molécules détectées chimiquement n’expliquent que partiellement la réponse biologique obtenue. L’étude de Schriks et al. (2010) sur des effluents hospitaliers a montré qu’à 40 % l’activité glucocorticoïde mesurée ne pouvait pas être expliquée par les composés dosés. Plus récemment, Hong et al., (2012) ont observé que sur trois classes de molécules recherchées (HAP, PCB et dioxines) dans des sédiments moins de 20 % de l’effet biologique mesuré était attribué aux composés détectés. Giesy et al., (2002) proposent plusieurs éléments pour expliquer ces résultats. Le premier provient des données disponibles pour le calcul des contributions qui ne sont pas forcément adaptables aux tests utilisés lors des études. Des variations de réponses interspécifiques sont observables et une transposition des valeurs obtenues lors d’essais indépendants n’est pas systématique. Un autre élément est l’absence de prise en compte des réactions complexes pouvant exister entre les molécules. En effet, le MBA se base sur les effets d’additivité entre les composés ignorant les phénomènes de synergie et d’antagonisme pouvant exister dans des mélanges complexes. Néanmoins, le principal élément permettant d’expliquer l’absence de concordance totale entre les mesures chimiques et biologiques est la présence de molécules ayant des effets mais qui ne sont pas identifiées.
La future directive 2015 sur la qualité des eaux de baignades et de zones conchylicoles sera plus stricte à certains niveaux.
Selon un rapport AFSSET du 10/2007(Agence Française de Sécurité Sanitaire de l’environnement et du Travail) Classement de la qualité des eaux de baignade à l’échelon national par la méthode de la nouvelle directive européenne 2006/7/CE. Une évaluation des risques liés aux résultats d’un échantillon a été effectuée à partir de l’approche développée par Kay et Al en 2004, approche sur laquelle s’est appuyée l’union européenne pour la rédaction de la nouvelle directive 2006/7/CE concernant la qualité des eaux de baignade. Cette évaluation repose en particulier sur :
1. des relations « dose-réponses » exprimant l’excès de risque de gastro-entérite (GE) en fonction des indicateurs de contamination fécale que sont les entérocoques intestinaux (IE) et les Escherichia coli (EC), relations issues d’études épidémiologiques ;
2. une hypothèse sur la distribution de la contamination du site à partir du résultat d’un échantillon et en particulier sur la variabilité de cette contamination.
Définir un seuil de gestion pour le résultat du dénombrement d’un échantillon unique à partir du choix d’un niveau de risque « acceptable » apparaît comme une démarche hasardeuse, du fait :
1. d’une grande variabilité des résultats observée dans l’évaluation des risques suivant les hypothèses et les relations « dose-réponses » considérées ;
2. d’un phénomène de saturation de l’excès de risque individuel lorsque la concentration en indicateurs fécaux augmente, lié au fait que les niveaux d’exposition constatés dans les études épidémiologiques dépassent rarement les valeurs de 200 IE/100 mL ou de 1000 EC/100 mL. Néanmoins, à ces niveaux d’exposition les excès de risque individuel de GE sont, selon les différentes études épidémiologiques considérées, compris entre 3,5 et 39 %.
Ont alors été recherchées les valeurs seuils pour un échantillon correspondant aux mêmes niveaux de risque, que ceux acceptés implicitement de manière globale sur une saison de baignade pour la classe de qualité suffisante de la directive européenne. Cette manière de procéder apporte un niveau de protection supérieur à l’approche par classement de la directive puisqu’il est imposé, pour chaque échantillon, le même niveau de risque que celui accepté de manière globale sur une saison de baignade. Elle conduit à des valeurs seuils faibles, peu crédibles en terme de gestion, et d’autant plus faibles que les hypothèses considérées sont conservatrices.
La démarche d’évaluation de risque menée apparaît peu pertinente pour établir des valeurs seuils de gestion face aux résultats d’un échantillon unique. La question est alors de savoir si une procédure de gestion doit être déclenchée lorsque les seuils sont dépassés sur les deux indicateurs simultanément ou si le dépassement de seuils sur l’un des indicateurs seulement est suffisant.
Une étude de la corrélation entre les résultats de dénombrement des indicateurs EC et IE a été menée d’une part au regard de la bibliographie et d’autre part sur les données de surveillance des eaux de baignade françaises respectivement des années 1999 à 2003 et 2003 à 2006, en eaux douces comme en eaux de mer. Il ressort de cette analyse que :
– la corrélation entre les résultats de dénombrement des indicateurs EC et IE apparaît relativement élevée (0,8) lorsqu’il s’agit de prélèvements effectués simultanément en différents points d’un site de baignade ;
– la corrélation entre les résultats de dénombrement des indicateurs EC et IE estimée sur les prélèvements effectués sur chaque site dans le cadre de la surveillance des eaux de baignade françaises apparaît très variable d’un site à l’autre et en moyenne faible (0,5).
Autrement dit, les mesures des concentrations en EC et IE peuvent être spatialement corrélées à un instant donné dans une eau de baignade ; mais cette corrélation est très certainement différente d’un site à l’autre et d’un jour à l’autre sur un même site.
Cette corrélation ou non corrélation entre indicateurs au niveau des prélèvements a-t-elle une signification vis-à-vis de l’origine de la contamination et par extension vis-à-vis du risque de gastro-entérite ? L’un des indicateurs est-il plus pertinent au regard du risque de GE ?
Par ailleurs, avec la méthode NPP (Nombre le Plus Probable), le temps standard pour obtenir le résultat d’une analyse microbiologique est de 36h après le début de l’incubation. Il s’écoule donc au minimum 48h entre le prélèvement et la connaissance du dénombrement, ce qui n’est pas sans conséquence pour la mise en place d’une procédure « d’alerte précoce » telle qu’elle est préconisée par la directive européenne dans le cas des pollutions à court terme.
De plus, les résultats d’une campagne de mesures microbiologiques réalisée par l’USEPA dans cinq eaux de baignade (une rivière, un lac, deux eaux de mer et un estuaire) sur les indicateurs EC et IE publiés en 2005 montrent :
1. qu’un facteur 2 ou plus apparaît dans 50 % des cas entre le niveau de contamination d’un jour et celui du lendemain ou inversement ;
2. qu’il n’y a plus de corrélation significative entre les résultats d’un jour j et ceux des jours j+3 ou j+4 quel que soit le site de baignade considéré, parmi les cinq de la campagne de mesures.
La contamination du site au moment de l’obtention du résultat du dénombrement est donc très vraisemblablement différente de celle correspondant au jour du prélèvement. Il apparaît difficile de fonder la mise en place d’une procédure d’alerte précoce sur un résultat de dénombrement d’un échantillon si celui-ci n’est connu que 48h après le prélèvement.
(Selon V.DEROLEZ de l’Ecole Nationale de la Santé Publique, 2003)
La profession conchylicole s’interroge sur la pertinence de cet éventuel durcissement de la réglementation. D’une part, l’efficacité de telles mesures n’est pas réellement démontrée et leur application représenterait un coût socio-économique élevé. D’autre part, le pourcentage de TIAC dû aux coquillages (3,2%) est très faible au niveau européen (Burkhardt, 2002).
En absence de technique de routine pour la recherche de virus et de normes spécifique, le contrôle sanitaire microbiologique se fonde uniquement sur les bactéries fécales. Or, dans la majorité des cas, les coquillages incriminés dans les épidémies de gastro-entérites en France respectent la norme en E.coli. Ils proviennent, pour certain cas, des zones salubres (classé A) et peuvent être mis sur le marché sans traitement ultérieur de purification. Ce résultat démontre le peu de fiabilité des indicateurs fécaux vis-à-vis du risque viral. En effet, de nombreux travaux montrent qu’il n’existe pas de relation entre les indicateurs classiques et la présence de pathogènes (Miossec et al, 2001). De plus, ce fait souligne que les techniques actuelles de purification sont encore insuffisantes pour assurer la décontamination virale du produit.
(Selon : Office International de l’Eau, AgroParisTech – ENGREF 01/2008 Montpellier) La présence des substances dangereuses dans les milieux aquatiques a été reconnue comme un grave problème compte tenu des risques potentiels et avérés qu’elles présentent pour la santé publique. La mise en œuvre de la directive cadre sur l’eau avec l’objectif de «bon état » en 2015 exige et stimule une meilleure connaissance et gestion des substances dangereuses. D’un côté, les gouvernements, pour atteindre l’objectif de la réduction des émissions, doivent connaître l’évolution de la présence de ces substances dans l’eau. Du coté de l’administration, le recours au registre des polluants est une tendance mondiale pour améliorer la gestion des substances dangereuses. Mais par rapport à quelques pays de l’OCDE comme l’Australie, le Canada et les Pays-Bas, le travail réalisé en France sur le registre des émissions polluantes est encore peu avancé. Enfin, les actions contre les pollutions par les substances dangereuses en France sont encore au point de départ. Les acteurs autour de cette problématique c’est à dire les autorités, les exploitants de l’eau, les chercheurs, les industries et les particuliers, doivent avoir une véritable prise en conscience des grands enjeux du problème, pour mieux adapter leur action et décision stratégique, en vue de répondre aux exigences de la protection de l’environnement et de la santé publique.
Cultivabilité bactérienne
Selon l’école doctorale de l’Université Claude Bernard Lyon et de L’INSA-Lyon
Après un stress tel que la carence nutritionnelle, des bactéries, telles que Escherichia coli, perdent leur capacité à former des colonies sur milieu gélosé. Malgré leur perte de cultivabilité, ces bactéries ont conservé leur intégrité membranaire ainsi qu’une certaine activité physiologique, d’où leur appellation de bactéries « viable mais non cultivable ». Le terme de « viable mais non cultivable » est dès lors communément utilisé en laboratoire pour parler de ces bactéries qui suite à un stress deviennent incapables de se diviser, mais ayant toute fois maintenu leur intégrité membranaire et une certaine activité métabolique souvent différente de celle observée en phase de croissance rapide. Mais une grande controverse apparaît alors pour savoir si ces bactéries sont finalement vivantes (état VBNC réversible, i.e. un « état » physiologique de quiescence qui permet à certaines bactéries de résister aux agressions du milieu) ou mortes (état VBNC irréversible, c’est à dire une forme transitoire vers la mort cellulaire). Dans le cas où il s’agirait effectivement d’un état transitoire réversible, les conséquences dans le domaine du contrôle qualité bactériologique seraient importantes, puisque certains échantillons pourraient être des faux négatifs.
Toutefois, la diversité bactérienne est encore peu accessible en culture puisqu’il est généralement admis que la fraction non cultivée représente plus de 95% des espèces, notamment dans l’environnement.
L’état des réseaux d’assainissements par période de pluie
Le développement continu de l’urbanisation a engendré une dégradation importante des milieux naturels qui se trouvaient en aval des sites de rejet de ces réseaux. La nécessité d’assainir les eaux pluviales des villes avant leur restitution au milieu a donc fini par s’imposer. S’il est relativement facile de prévoir et de contrôler les volumes d’eaux usées domestiques, il en va différemment des eaux pluviales.
Les réseaux unitaires évacuent dans les mêmes canalisations les eaux usées domestiques et les eaux pluviales. Ils cumulent les avantages de l’économie (un seul réseau à construire et à gérer) et de la simplicité, mais nécessitent de tenir compte des brutales variations de débit des eaux pluviales dans la conception et le dimensionnement des collecteurs et des ouvrages de traitement. Le fonctionnement de stations d’épuration sont mis en difficulté en cas de fort épisode pluvieux ça dilue les effluents à traiter.
Les réseaux séparatifs collectent les eaux domestiques et les eaux pluviales dans des réseaux différents et séparés. Ce système permet d’éviter le risque de débordement d’eaux usées dans le milieu naturel lorsqu’il pleut. Il permet aussi de mieux maîtriser le flux et sa concentration en pollution et en conséquence, de mieux adapter la capacité des stations d’épuration.
Or j’ai participé à la vérification de raccordement chez Veolia eau à Bruz (35) et la capacité à mettre en place des travaux chez les particuliers est limité pour les vielles habitations, heureusement concernant les plus ressentent la vérification est systématique. Il est indispensable de traiter les eaux pluviales car elles contiennent des métaux lourds et des HAPs avec des bassins de rétention contenant des plantes.
Selon Caroline GARDIA-PAREGE UMR 5805 CNRS, Le traitement des eaux usées en France produit chaque année plusieurs millions de tonnes de boues. En 2010, 1,5 million de tonnes de matières sèches provenant des boues de stations d’épuration ont été produits (www.statistiques.developpement-durable.gouv.fr). Pour les détruire, l’incinération est pratiquée dans une minorité de cas. Mais cette méthode vise à être réduite (Art-46 du Grenelle 1 paru le 23Juillet 2009). Une seconde pratique vise à valoriser les boues. Riche en éléments nutritifs, ces déchets organiques sont le plus souvent utilisés comme amendements sur les sols agricoles. Cependant, le phosphore, l’azote et le potassium ne sont pas les seuls éléments présents ; des métaux et micropolluants variés sont également détectés. Après épandage, ces polluants peuvent migrer vers le milieu aquatique (i.e. rivières, eaux souterraines…) par lessivage des sols ou lixiviation. L’une des préoccupations environnementales majeures est l’étude des perturbateurs endocriniens présents dans les boues. Différentes études ont pu montrer que ces déchets organiques induisent des effets biologiques qui sont imputables aux perturbateurs endocriniens. En plus des molécules connues, d’autres composés non recherchés ou issus de processus de transformation biotiques et abiotiques peuvent être présents et représenter un danger environnemental.
L’épandage de lisiers porcins est une pratique courante pour la fertilisation des sols agricoles. Cette pratique entraîne la dissémination dans l’environnement de nombreux composés dont des perturbateurs endocriniens. En effet, des études préliminaires ont montré la présence d’activités œstrogéniques et dioxine-like importantes dans divers échantillons de lisiers. Toutefois, les réponses biologiques mesurées n’ont pu être expliquées par les composés détectés (hormones, composés aromatiques polycycliques, nonylphénols et produits pharmaceutiques), suggérant ainsi la présence de perturbateurs endocriniens non identifiés. L’objectif de cette étude est de déterminer la nature chimique des molécules responsables des activités mesurées. L’analyse dirigée par l’effet (EDA, Effect-directed analysis) a été mise en œuvre afin de répondre à cette question. Un extrait de lisier type a subi un fractionnement séquentiel qui a permis d’isoler un certain nombre de fractions actives. Des analyses chimiques ciblées réalisées sur ces fractions ont permis d’identifier différentes familles de composés dont la présence de perturbateurs endocriniens (17β-œstradiol, œstriol). Néanmoins, les molécules détectées n’expliquent pas les réponses endocrines observées. Les fractions les plus actives ont été analysées par le couplage chromatographie en phase liquide/spectrométrie de masse haute résolution (LC-QTOF). De nombreux composés ont été mis en évidence mais leur identification n’a pu être définitivement confirmée.
Riche en azote, en phosphore et en potassium, le lisier (mélange, sous forme liquide, des excréments et des urines de bétails, avec peu ou pas de litière) est épandu sous forme de fertilisant sur les sols agricoles. La France est le troisième producteur de viande porcine en Europe (Ministère de l’agriculture, de l’agroalimentaire et de la forêt, 2013) et génère chaque année environ 77 millions de m3 de lisier porcin. Ce chiffre est estimé sur la base de 3 469m3 de lisier produit annuellement pour un élevage moyen (élevage de naisseur-engraisseur de 180 truies), la France comptant 22 286 exploitations. En plus d’être une cause de l’eutrophisation de plusieurs plans d’eau, l’application de ces déchets d’élevage sur les sols agricoles est une source avérée de perturbateurs endocriniens dans les écosystèmes aquatiques. En addition aux hormones naturellement produites par les animaux, de nombreux composés pharmaceutiques sont utilisés pour soigner ou éviter les maladies mais aussi pour améliorer la croissance et se retrouvent dans les déjections animales. Les animaux sont également exposés à diverses familles de polluants (HAP, dioxines et furanes, phtalates, nonylphénols…) via les activités agricoles. Par infiltration et lessivage des sols fertilisés, ces molécules et leurs produits de dégradation sont susceptibles de se retrouver dans l’environnement aquatique et peuvent altérer le développement et/ou la reproduction de nombreux organismes aquatiques. De plus, une fois introduits dans l’environnement, ces composés peuvent subir de nombreux processus abiotiques et biotiques (phototransformation, biotransformation) qui peuvent générer des sous-produits pouvant être plus dangereux que les composés parents. Combalbert à mené une étude sur le transfert de perturbateurs endocriniens par l’épandage de lisier porcin. Les tests in vitro basés sur l’expression de gènes rapporteurs [les récepteurs des œstrogènes (ER), des androgènes (AR), de la dioxine (AhR), et des prégnanes (PxR) et le récepteur activé par les proliférateurs de peroxysomes γ (PPARγ)] ont été utilisés comme modèles biologiques sur trois sites d’étude. Seul de fortes activités ER et AhR ont été mises en évidence sur les échantillons de lisier. Sur deux sites étudiés, l’activité œstrogénique du lisier n’était expliquée qu’à hauteur de 15 à 51% par les œstrogènes classiquement analysés (œstriol, 17β-œstradiol, 17α-œstradiol, œstrone). L’activité dioxine-like a pu être expliquée à seulement 0,1% par la présence d’hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Ces résultats ont mis en évidence la présence de perturbateurs endocriniens non identifiés.
Selon Laboratoire des Sciences de l’Environnement Ecole Nationale des Travaux Publics de l’Etat, Vaulx-en-Velin : Les mâchefers d’incinération des ordures ménagères (MIOM) sont les résidus ultimes du processus d’incinération des ordures ménagères. Ils représentent près de 3 millions de tonnes de MIOM par an en France (ADEME, 2002). Outre des métaux lourds, dont les teneurs peuvent atteindre plusieurs milliers de ppm, les MIOM contiennent des imbrûlés représentant une teneur en carbone organique (2 à 4% en masse) constituée en majeure partie de cellulose et de lignine mais également de polluants organiques tels que HAPs (45 à 850 ng/g), PCB (10 ng/g), phtalates (6 µg/g), dioxines et furanes (4 à 20.6 ng I-TEQ/Kg). Les MIOM étaient jusqu’en 1992 principalement éliminés en centre d’enfouissement technique. Le changement de politique de gestion, impulsé par la loi du 13 juillet 1992 (MATE, 1992) qui introduit la notion de déchet ultime et impose de valoriser les déchets, a conduit à la mise en place de dispositions favorisant la valorisation des MIOM, notamment, en technique routière, dans un cadre réglementaire précis défini par la circulaire ministérielle u 9 mai 1994. Ces dispositions ont mis fin à l’utilisation non contrôlée des MIOM en technique routière et sont conformes aux recommandations de la Directive Européenne du 4 décembre 2000 relative à l’incinération des déchets, transposée en droit français par l’arrêté ministériel du 20 septembre 2002. La circulaire ministérielle du 9 mai précise les conditions de stockage et de valorisation des mâchefers d’incinération d’ordures ménagères, en France. La classification de ces résidus est établie par détermination de leur potentiel polluant. La procédure de lixiviation NF X 31-210 (AFNOR, 1992) est appliquée à un échantillon représentatif de plomb et sulfates. Le tableau 40 présente les valeurs seuils de d MIOM. Sont analysés sur les lixiviats obtenus : le taux d’imbrûlés, le pourcentage de la fraction soluble, la fraction de carbone organique total, les teneurs en arsenic, cadmium, chrome hexavalent, mercure, ces différents paramètres physico-chimiques choisis pour classifier les résidus. Cette classification des MIOM est cependant établie sans tenir compte de la sensibilité des milieux récepteurs potentiels. Le comportement des résidus en interaction avec ces milieux et les impacts sur ceux-ci ne sont pas évalués.
(Flores-Rodriguez Julio Les Métaux Toxiques dans les Eaux Pluviales en Milieu Urbaine)
Les premières analyses effectuées montrent toutefois que les concentrations et les flux en divers polluants dans les eaux pluviales sont relativement élevés : l’impact de leurs rejets sur le milieu récepteur compromet l’alimentation en eau potable et divers usages tels que la baignade, la pêche et autres loisirs. Le comportement des métaux dans l’environnement aqueux dépend de leurs caractéristiques physico-chimiques et des conditions physico-chimiques du milieu. Les métaux dissous ont été largement étudiés, ils se trouvent, à pH neutre sous la forme de complexes. La biodisponibilité et la toxicité des complexes métalliques dépendent de plusieurs facteurs : leur taille, leur solubilité, leur charge et leur stabilité. Par contre très peu de recherches ont été effectuées sur le comportement des métaux particulaires. De nombreuses recherches sont donc actuellement en cours dans le but de mieux comprendre la biodisponibilité et la toxicité des sédiments pollués par les métaux toxiques. En milieu urbain, très peu de recherches ont été menées pour comprendre les mécanismes de transports des métaux depuis la chute de la pluie jusqu’aux rejets urbains par temps de pluie en milieu naturel. Pendant leur transport, les métaux toxiques sont distribués sous formes dissoutes et particulaires. La répartition des métaux entre ces deux phases dépend de plusieurs facteurs : la concentration en métaux, la concentration en solides, le pH, les concentrations de cations majeurs inorganiques et de matière organique, et le potentiel redox du milieu.
Les concentrations moyennes au cours d’un événement des M.E.S dans les eaux de ruissellement atteignent des valeurs comprises entre 40 et 2 000 mg/1. Ces valeurs sont bien supérieures aux valeurs limites fixées par les objectifs de qualité français pour une eau de rivière (1A, 1B et 2: moins de 30 mg/1; ou 3: de 30 à 70 mg/1) et par les directives européennes (eaux brutes pour la fabrication d’eau potable moins de 30 mg/1, eaux cyprinicoles moins de 25 mg/1).
* La pollution apportée par les eaux pluviales ressemble aux pollutions accidentelles. Elle provoque des effets de choc, parfois très dommageables, qui se manifestent par des mortalités piscicoles (jusqu’à 200 t ont été relevées après une pluie en Juin 1982). La diminution de l’oxygène dissous peut être une des causes de la mort des poissons. Pour cet événement le Service de la Navigation de la Seine a mesuré des concentrations de moins de 1 mg/1 d’oxygène.
Ces matières en suspension produisent des colmatages du fond et des berges du milieu récepteur et des irritations des branchies des poissons. Cependant leur effet le plus négatif pour le milieu aquatique est probablement leur transport de grandes quantités de polluants toxiques comme les métaux lourds et les polychlorobiphényles (PCB). Ainsi les impacts des rejets pluviaux urbains se sont manifestés par une augmentation des métaux dans les sédiments. Horowitz et al. (1990) dans une étude sur le transport de sédiments et de métaux lourds par les rivières, après un fort orage, ont observé: * une augmentation de la fraction des particules fines dans les MES, * une augmentation de la concentration, doublée pour le cuivre et le zinc et plus que décuplée pour le plomb, dans les MES. Ellis et al (1990) ont montré que la bioaccumulation du zinc et du cuivre est très importante pour les organismes aquatiques exposés à des rejets de réseaux séparatifs. Il est important de signaler qu’en France malgré les fortes concentrations observées en métaux lourds, surtout en cadmium, dans les eaux de pluie et dans les eaux de ruissellement urbain, il n’existe pas encore d’évaluation véritable des impacts de ces rejets pluviaux urbains sur les rivières.
L’affinité des métaux lourds pour la matière organique et pour les produits de sa dégradation est de grande importance dans le comportement des métaux toxiques en milieu aqueux. Par exemple, la matière organique dissoute est capable de : complexer les métaux et augmenter leur solubilité,
* modifier la distribution des métaux entre les formes oxydées et réduites,
* diminuer la toxicité des métaux lourds et modifier leur biodisponibilité pour les organismes aquatiques,
* modifier la capacité d’adsorption des métaux sur la matière en suspension ou sur les sédiments. La matière organique en milieu aqueux est constituée par des produits biologiques et par des substances synthétiques. Welte (1969) a classé les substances organiques, selon leur comportement vis à vis de l’extraction avec différents solvants, en:
* substances extractibles avec des solvants organiques comme le benzène, l’éther ou chloroforme: ces substances sont appelées bitume;
* matière organique insoluble en solvants organiques libre de bitume ou kérogène
* substances extractibles avec des solutions aqueuses légèrement alcalines ou acides humiques;
* substances qui restent après les extractions décrites ci-dessus ou matière organique résiduelle
* substances synthétiques utilisées dans l’industrie ou dans l’agriculture, exemple, l’acide nitrilacétique utilisé dans les détergents. Les acides humiques sont les produits les plus importants de la matière organique naturelle. Ils se trouvent dans les sols et dans les sédiments, ont trouvé 40 à 70% d’acides humiques dans la matière organique des sédiments marins. Reuter et Perdue (1977) ont observé que 60 à 80% du COD (carbone organique dissous) et COP (carbone organique particulaire) sont formés par les acides humiques. Les acides humiques sont des polymères de masse moléculaire comprise entre 700 et 2.000.000 Daltons, ces substances sont constituées par des noyaux aromatiques complexes et des groupes polysaccharides, protéiques et phénoliques. Les acides humiques sont classés, selon leur masse moléculaire, en :
* humines, substances de grande masse moléculaire, fortement polymérisés et très insolubles en solution aqueuse, acides humiques, substances avec masse moléculaire moyenne, très polymérisés mais solubles dans l’eau en milieu basique, * acides fulviques, substances humiques les moins polymérisés, avec une grande quantité de groupes fonctionnels, ils jouent un important rôle dans le transport des métaux lourds, car ils sont solubles dans l’eau,
* acides organiques jaunes, substances avec la plus basse masse moléculaire, ils sont les derniers produits de la dégradation des matières humiques et se trouvent dans l’eau interstitielle des sédiments. La fixation des métaux lourds par la matière organique est généralement décrite comme une adsorption, un échange d’ions ou une complexation. Rashid et King (1971) ont estimé qu’un tiers des métaux lourds est fixé par les acides humiques par le mécanisme d’échange d’ions et deux tiers par le mécanisme de complexation; les mêmes auteurs ont trouvé que les acides fulviques de masse moléculaire de 700 Daltons complexent deux à six fois plus de métaux que les acides fulviques de masse moléculaire supérieure, et que les acides humiques adsorbent trois ou quatre fois plus de métaux monovalents que de métaux trivalents. Rashid (1974) a démontré que le cuivre est adsorbé préférentiellement par la matière organique suivi par le zinc, nickel, cobalt et manganèse. Les mêmes auteurs, en faisant des essais de relargage, ont trouvé que le cuivre est le métal le plus fortement lié à la matière organique. Saxby (1973) a suggéré deux processus principaux pour l’incorporation de métaux lourds ou de complexes métaux-matière organique aux sédiments: a) Réaction entre l’ion métallique ou l’ion métallique hydraté avec des ligands organiques accompagnée de la formation de substances pouvant précipiter directement ou bien être adsorbées par les constituants du sédiment comme les argiles ou les hydroxydes de fer et oxydes du manganèse; b) Incorporation aux sédiments de tout ou partie des organismes morts contenant des composés de coordination métal-produits biologiques.
Les eaux pluviales sont un moyen de transport des métaux toxiques du cycle hydrologique. Pendant un événement pluvial, les eaux véhiculent les métaux et autres pollutions atmosphériques, lors du ruissellement sur les surfaces imperméabilisées elles continuent à se charger en métaux, et dans les réseaux d’assainissement, ces eaux remettent en suspension les solides déposés dans les collecteurs, et finalement elles se rejettent dans le milieu naturel (lacs ou rivières). Dans le milieu récepteur les solides continuent leurs trajets vers les estuaires et les océans. Les eaux météoriques en milieu urbains se caractérisent par leur l’acidité, le pH de ces eaux variant entre 3 et 4. La concentration en métaux est relativement faible, mais, pour certains métaux comme le cuivre et le cadmium, dans les eaux de ruissellement, ils proviennent essentiellement de ces eaux météoriques. Lors de leur ruissellement sur les surfaces imperméabilisées, les eaux continuent à se charger de métaux. Le ruissellement sur les trottoirs, rues, chaussées sont les principales sources des matières en suspension et des métaux, spécifiquement le plomb, le zinc Le ruissellement sur les toits métalliques sont une source très importante de métaux. L’acidité de la pluie favorise la dissolution des surfaces libérant des métaux et augmentant les charges métalliques. Les bassins de retenue (en eau ou sec) sont des ouvrages qui forment partie du système d’assainissement. Ils ont été construits pour écrêter le débit de pointe lors de la surcharge du réseau par les eaux pluviales et éviter les inondations. Ces bassins servent à stocker l’eau de pluie pendant un certain temps, et après la crue ils se vident à débit contrôlé vers le réseau. Pendant le stockage une grande partie des solides contenus dans l’eau décantent en polluant les sédiments des bassins en eau. Très peu de renseignements existent sur le devenir des métaux dans les sédiments de ces ouvrages. Dans les avaloirs les eaux de ruissellement se mélangent avec les eaux stagnantes, les solides déposés dans ces ouvrages et avec les dépôts des collecteurs des réseaux d’assainissement. On ne trouve que très peu d’informations sur les teneurs en métaux de ces dépôts, et sur leur influence et dynamique quant à la qualité de l’eau en réseau. Les impacts des eaux pluviales ne sont pas bien connus. Lors de gros orages, on a observé des mortalités importantes de poissons. Les fabricants d’eau potable constatent la dégradation de la qualité de l’eau de rivière, et les rares mesures de biotest ont démontré la bioaccumulation de métaux, notamment de zinc. Les métaux particulaires s’associent aux solides à travers différents types de mécanismes : adsorption, attraction électrostatique et réaction de complexation. La biodisponibilité et toxicité des métaux dissous dépendent principalement des formes chimiques sur lesquelles se trouvent les métaux toxiques. Très peu d’informations existent sur la bioaccumulation et la toxicité des métaux associés aux sédiments. La mobilité des métaux dépend de la force de liaison avec les solides. Lors des modifications des conditions physico-chimiques du milieu aquatique, les métaux particulaires peuvent être libérés, se solubiliser et devenir toxiques. Les mesures de métaux totaux donnent donc une idée du degré de pollution mais elles ne donnent aucun renseignement sur la toxicité et la mobilité des métaux. La méthode de spéciation chimique fournit des informations concernant la biodisponibilité, la toxicité des métaux dissous et permet d’évaluer l’évolution de la mobilité pendant le transport des métaux toxiques particulaires depuis la pluie jusqu’àu milieu naturel. Plusieurs schémas de spéciation des métaux dissous et particulaires ont été décrits dans la bibliographie. Ces schémas ont été utilisés dans les recherches de métaux lourds dans les eaux, les sédiments de rivières, d’estuaires mais peu utilisés dans les eaux pluviales. La plupart des schémas de métaux dissous utilisent comme base le dosage par polarographie à redissolution anodique et la fixation sur résines. La plupart des méthodes de spéciation de métaux particulaires utilisent des méthodes séquentielles. Ces méthodes utilisent entre 4 et 6 fractions. Le schéma adopté pour notre étude comporte trois fractions pour les métaux dissous et cinq fractions pour les métaux particulaires.
Les normes, de toute façon…
DIRECTIVE (UE) 2020/2184 DU PARLEMENT EUROPÉEN ET DU CONSEIL du 16 décembre 2020
relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine
Les États membres considèrent le non-respect des exigences minimales pour les valeurs paramétriques énumérées à
l’annexe I, parties A et B, comme un danger potentiel pour la santé humaine, sauf si l’autorité compétente estime que le non-respect de la valeur paramétrique est sans gravité. Que les valeurs paramétriques aient été respectées ou non, les États membres veillent à ce que tout
approvisionnement en eaux destinées à la consommation humaine constituant un danger potentiel pour la santé humaine soit interdit ou à ce que l’utilisation de ces eaux soit restreinte, et à ce que toute autre mesure corrective nécessaire pour protéger la santé humaine soit prise. Dans les cas décrits aux paragraphes 2 et 3, dès lors que le non-respect des valeurs paramétriques est considéré
comme un danger potentiel pour la santé humaine, les États membres prennent dès que possible toutes les mesures
suivantes:
a) notifier à tous les consommateurs concernés le danger potentiel pour la santé humaine et sa cause, le dépassement d’une
valeur paramétrique et les mesures correctives qui ont été prises, notamment l’interdiction, la restriction d’utilisation ou
d’autres mesures;
b) communiquer aux consommateurs les conseils nécessaires sur les conditions de consommation et d’utilisation des eaux, en tenant particulièrement compte des groupes de population pour lesquels les risques sanitaires liés à l’eau sont plus élevés, et mettre ces conseils à jour régulièrement; et
c) informer les consommateurs une fois qu’il a été établi que tout danger potentiel pour la santé humaine a été écarté et les informer du fait que le service est revenu à la normale
Dans des circonstances dûment justifiées, les États membres peuvent prévoir des dérogations aux valeurs
paramétriques fixées à l’annexe I, partie B, ou fixées conformément à l’article 5, paragraphe 3, jusqu’à concurrence d’une valeur maximale qu’ils fixent, pourvu que ces dérogations ne constituent pas un danger potentiel pour la santé humaine et qu’il n’existe pas d’autre moyen raisonnable de maintenir la distribution des eaux destinées à la consommation humaine dans le secteur concerné. Les dérogations visées au premier alinéa sont limitées à une période aussi brève que possible et ne dépassent pas une durée de trois ans. À l’issue de la période de dérogation, les États membres dressent un bilan afin de déterminer si des progrès suffisants ont été accomplis.
Le bilan très médiocre des actions de protection de la ressource
Les réglementations relatives à la protection des eaux et les actions de prévention des pollutions diffuses ont, au mieux, un bilan médiocre. Lorsqu’un contrôle fait apparaître que 10 % seulement des prélèvements d’eau sont régulièrement déclarés ou autorisés, lorsque l’on constate que guère plus d’un tiers des captages fait l’objet de périmètres de protection, alors qu’il s’agit, pour certains captages, d’une obligation légale vieille de près de 40 ans, lorsque la police de l’eau, handicapée par une organisation anarchique, est absente ou inefficace, lorsque les sanctions ne sont que théoriques, lorsque la loi est régulièrement bafouée et n’est pas appliquée parce qu’elle est inapplicable, alors tout confirme que la protection des eaux, souvent présentée comme une priorité, n’en est pas une.
Les propositions doivent s’inspirer de quelques idées simples. D’une part, il paraît inutile de poursuivre dans des voies qui ont montré leurs limites. Quand une loi n’est pas appliquée pendant 10 à 30 ans, il y a peu de chance qu’elle le devienne sans modification substantielle. La principale modification attendue par tous – par ceux qui gèrent l’eau et par ceux qui la contrôlent-, est la simplification. Aucune réforme ne sera efficace si elle ne parvient pas à simplifier cet enchevêtrement inextricable de dispositions inapplicables. D’autre part, il n’y a pas d’application efficace qui ne soit soutenue par une volonté politique forte. Il peut être observé que les règles de protection de la ressource sont à peu près les mêmes pour les trois secteurs impliqués dans la qualité de l’eau : l’industrie, les collectivités locales et l’agriculture. Mais l’efficacité repose sur trois piliers : l’image que souhaite donner une profession, la réglementation et les subventions, ou, en d’autres termes, le désir, la contrainte et l’argent. Quand l’un manque, le succès tarde. Quand les trois sont coordonnés, les résultats apparaissent. Le succès de l’industrie est sur ce point incontestable. La volonté de changer d’image, d’éviter d’être en position d’accusé, la réglementation des installations classées et les subventions des agences de l’eau ont permis des améliorations très sensibles des rejets industriels. Il en va de même pour les collectivités locales qui ont massivement investi dans l’assainissement des eaux usées, longtemps responsables d’une part importante des pollutions des cours d’eau. Même si des accidents restent possibles, même si des efforts restent à conduire, les avancées dans ces deux secteurs sont significatives.
Elu local depuis trente ans, agriculteur de formation, c’est avec regret que je voyais l’agriculture au banc des accusés, alors qu’elle avait atteint les objectifs que la collectivité lui avait fixés il y a quarante ans. L’agriculture n’est pas seule en cause. La ressource en eau est dégradée parce que l’environnement est dégradé ; il existe aussi de multiples sources de pollutions ponctuelles, individuelles, qui sont dédaignées. L’origine des pollutions est multiple et les responsabilités sont partagées mais il ne faut non plus nier l’évidence : l’agriculture est bien à l’origine de la plupart des pollutions en cause aujourd’hui. La prise de conscience fait son chemin. Le temps de l’action est venu. La reconquête de la qualité de l’eau se fera avec les agriculteurs et grâce à eux, ou ne se fera pas.
C’est au tour maintenant de l’agriculture de faire sa révolution environnementale.
L’inadaptation du cadre communal
La gestion de l’eau dans la France d’aujourd’hui est articulée autour de deux structures : une compétence locale au niveau des communes, et une réflexion et une planification régionale au niveau du bassin versant. La première a deux siècles et vient de la révolution française. La seconde est issue de la première grande loi sur l’eau de 1964. Ces deux niveaux sont aujourd’hui intouchables.
Et pourtant… Il est délicat et même audacieux de revenir sur cette situation, aujourd’hui solidement appuyée sur des milliers de syndicats intercommunaux des eaux, c’est-à-dire aussi des milliers de présidents de syndicats, des milliers de secrétaires, des milliers de parts de pouvoir constituant autant de réticences aux changements et d’occasions de blocage. Une situation d’autant plus embarrassante que ces structures constituées au coup par coup s’enchevêtrent (syndicats de pompage des eaux, de barrage, de distribution, d’assainissement) sans rapport avec les autres structures intercommunales plus ambitieuses que sont les communautés de communes par exemple. C’est même avec appréhension et peine que votre rapporteur, élu local depuis trente ans, ose avancer quelques propositions contre ses propres amis et tout ce qui fit sa vie, mais il ne semble pas que l’échelon communal soit aujourd’hui l’échelon le mieux adapté à la gestion des eaux.
Comment avoir des attentes du XXIème siècle avec des technologies du XXème et des mentalités du XIXème siècle ? Comment ne pas voir que l’action de préservation de la ressource exige des moyens qu’une commune, qu’un petit groupement de communes, ne peut avoir ? Comment ne pas admettre que les traitements des eaux exigent des techniques sophistiquées et surtout un entretien qui ne sont plus accessibles à la plupart des communes. ? Comment ne pas craindre que les communes rurales en particulier, ne soient les plus vulnérables parce que les plus fragiles aux pollutions bactériologiques et les moins contrôlées ? La France ne gagnera pas la bataille de l’eau si elle ne parvient pas à réduire le nombre d’acteurs. En matière d’environnement et dans le domaine de l’eau en particulier, il faut reconnaître que la commune est probablement un maillon faible dans l’organisation. Votre rapporteur considère qu’entre les communes et le bassin versant, il y a place pour une structure intermédiaire : le département. Le département, sur ce sujet, a deux atouts : c’est à la fois une structure de proximité qui a les moyens de conduire une véritable stratégie territoriale de préservation de la ressource. La planification doit rester au niveau du bassin versant et les agences de l’eau sont aujourd’hui des outils irremplaçables dans l’élaboration de stratégies globales mais le département est probablement l’un des meilleurs niveaux opérationnels. Cette action du département doit aller bien au-delà des schémas d’aménagement des eaux (SAGE), simple déclinaison des Schémas directeur d’aménagement des eaux (SDAGE). Elle doit aller bien au-delà des services d’assistance mis en œuvre pour aider les communes à élaborer leurs schémas d’assainissement (SATESE…).