Mémoire de thèse présenté pour l’obtention du titre de DOCTEUR DE L’ECOLE PRATIQUE DES HAUTES ETUDES Spécialité : Systèmes Intégrés, Environnement et Biodiversité Discipline : Hydrologie, hydrogéologie, géostatistique et géochimie des eaux Contamination des eaux de surface du bassin versant de l’Orge par les pesticides : étude de la contribution des rejets urbains et des apports agricoles par Fabrizio BOTTA Thèse préparée en partenariat avec l’Université Pierre et Marie Curie – UMR SISYPHE 7619 (Ecole doctorale 398 Géosciences et Ressources naturelles) Soutenue publiquement le 8 décembre 2009 Devant le jury composé de : Jean-Marie MOUCHEL Professeur Université Pierre et Marie Curie (France) Président Marc CHEVREUIL Directeur d’études EPHE (France) Directeur de thèse Enrique BARRIUSO Directeur de recherche INRA Grignon (France) Rapporteur Marco TRÉVISAN Professeur Université Catholique du Sacré Coeur (Italie) Rapporteur Hélène BLANCHOUD Maitre de Conférences EPHE (France) Examinateur Nils FAUCHON Ingénieur Veolia Eau (France) Examinateur
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Bassin versant de l’Orge - sisyphe.upmc.fr · Mémoire de thèse présenté pour l’obtention du titre de ... Hydrologie, hydrogéologie ... précédemment accepté de participer
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Mémoire de thèse présenté pour l’obtention du titre de
DOCTEUR DE L’ECOLE PRATIQUE DES HAUTES ETUDES
Spécialité : Systèmes Intégrés, Environnement et Biodiversité
Discipline : Hydrologie, hydrogéologie, géostatistique et géochimie des eaux
Contamination des eaux de surface du bassin versant de l’Orge par les pesticides : étude de la contribution
des rejets urbains et des apports agricoles
par
Fabrizio BOTTA
Thèse préparée en partenariat avec l’Université Pierre et Marie Curie – UMR SISYPHE 7619 (Ecole doctorale 398 Géosciences et Ressources naturelles)
Soutenue publiquement le 8 décembre 2009
Devant le jury composé de :
Jean-Marie MOUCHEL Professeur Université Pierre et Marie Curie (France) Président Marc CHEVREUIL Directeur d’études EPHE (France) Directeur de thèse Enrique BARRIUSO Directeur de recherche INRA Grignon (France) Rapporteur Marco TRÉVISAN Professeur Université Catholique du Sacré Coeur (Italie) Rapporteur Hélène BLANCHOUD Maitre de Conférences EPHE (France) Examinateur Nils FAUCHON Ingénieur Veolia Eau (France) Examinateur
Thesis manuscript submitted in fulfillment of the requirements for the degree of
ECOLE PRATIQUE DES HAUTES ETUDES PhD
Special field: Integrated systems, environment and biodiversity
Contamination of the Orge River watershed by pesticides: study of urban outfalls and agricultural
inputs
by
Fabrizio BOTTA
Thesis in collaboration with the University Pierre and Marie Curie of Paris (French Doctoral School 398 Geosciences and Natural resources)
In front of the jury composed by:
Jean-Marie MOUCHEL Professor University Pierre and Marie Curie (France) President Marc CHEVREUIL Academic dean EPHE (France) PhD advisor Hélène BLANCHOUD Assistant Professor EPHE (France) PhD co-advisor Enrique BARRIUSO Director of research INRA Grignon (France) Reviewer Marco TREVISAN Professor University of Cattolica Piacenza (Italy) Reviewer Nils FAUCHON Engineer Veolia Eau (France) Supervisor
Mio padre diceva che è brutto essere poveri, perché non si può studiare,
e senza studiare non si può fare strada.
(Enrico Mattei, 1960)
The water you touch in a river is the last of that which has passed, and the first of that which is
coming. Thus it is with time present
(Leonardo da Vinci « Le plus grand»)
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AVANT-PROPOS
Ce travail de recherche, initié en novembre 2006, a été réalisé au Laboratoire Hydrologie et
Environnement de l’Ecole Pratique des Hautes Etudes, au sein de l’UMR 7619 Sisyphe. Il s’est
intégré dans la phase 5 du programme PIREN-Seine (Programme Interdisciplinaire de Recherche sur
l'Environnement de la Seine). Je tiens ici à remercier toutes les personnes qui ont participé,
directement ou indirectement, à la réalisation de ce travail.
J’adresse en premier lieu mes remerciements aux membres de mon jury de thèse : tout
d’abord à Jean Marie-Mouchel, Professeur à l’UPMC, pour avoir accepté de présider le jury de ma
thèse et aussi à Enrique Barriuso, Directeur de recherche à l’Inra et à Marco Trevisan, Professeur à
l’Université catholique du Sacré Cœur de Piacenza, pour avoir accepté d’être rapporteurs de mon
travail. Mes remerciements s’adressent également à Nils Fauchon pour avoir accepté de juger ce
travail. Je suis reconnaissant à adressé à Michel Couderchet et à François Baudin, qui ont
précédemment accepté de participer à mon jury de soutenance à mi-parcours, ce qui fut pour moi
très utile pour l’orientation et la poursuite de mes travaux.
Cette thèse a été réalisée sous la direction de Marc Chevreuil. Je tiens aujourd’hui à lui
témoigner toute ma gratitude. Il a su se rendre disponible pour répondre à la moindre de mes
sollicitations et a enseigné, au «petit» géologue de formation que je suis, l’univers des
micropolluants. Mes remerciements s’adressent également à Hélène Blanchoud, co-encadrant de ce
travail. Cette thèse n’aurait pu voir le jour sans son enthousiasme et sa confiance. Au-delà de tous
ses conseils scientifiques, techniques, diplomatiques, et de sa complicité, je n’oublierai pas son
sens inné pour mettre en valeur le travail des étudiants et surtout pour sa capacité à me faire
observer les résultats avec un regard très critique.
La collaboration et l’aide prodiguée par Gwenaëlle Lavison et son équipe d’EAU de Paris ont
été pour moi, très bénéfiques. Sans leur aide et leurs précieux conseils, beaucoup de travaux
n’auraient pu aboutir. J’adresse un grand merci à Bénédicte Guery, à Nils Fauchon et à l’ensemble
du groupe de travail du programme Phyt’Eaux Cités pour m’avoir permis d’utiliser leur données et
de valoriser au maximum mon travail. L’étude des voies d’introduction des micropolluants dans le
réseau d’assainissement a été possible notamment, grâce à l’aide technique et à la grande
générosité de Philippe Moncaut et de Nelly Aveline du SIVOA. Je tiens à remercier Céline Schott
(INRA Mirecourt) pour son travail d’enquête sur le bassin de l’Orge et pour la base de données
qu’elle a construite concernant les pratiques phytosanitaires dans ce bassin. Je souhaite aussi
associer à ces remerciements, Samia Hidalgo qui par son travail assidu, a aussi contribué à la
réussite de ce projet. Merci également à monsieur Gall de la mairie de Sainte-Geneviève-des-Bois.
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Je tiens à remercier Elodie Moreau-Guigon, Pierre Labadie et Fabrice Alliot que je considère
comme des grands frères, qui ont su m’encourager et me supporter dans le travail comme dans les
autres activités collectives.
Au sein du laboratoire je n’oublie pas les personnes toujours présentes pour m’aider, me
conseiller : Joëlle Eurin, Marie-Jeanne Teil, Martine Blanchard (merci pour les corrections de
français), Tuc Dinh, Fatima Tamtam, Cendrine Dargnat et Khawla Tlili. Je souhaite remercier aussi
Annie Desportes et Catherine Bourges pour leur aide quotidienne ainsi que Karen Larcher-Tiphagne.
Merci à mes collègues de bureau et tous les autres doctorants. J’ai passé trois agréables
années au sein de l’UMR Sisyphe, des Ecoles doctorales SIEB et Géosciences ED 398 où règne
toujours une bonne ambiance, dans un environnement cosmopolite et convivial.
Merci à mon père Quinto, à nonna Rita et à mes tantes, pour m’avoir toujours encouragé de
loin, dans la voie que j’avais choisie et pour leur soutien humain et financier lors de mes 22 ans
d’études qui se concrétisent par ce travail. Merci également, à ma famille parisienne, Robert et
Jacqueline, qui m’ont ouvert les portes de leur maison et de leur cœur comme si j’étais leur
enfant.
Merci enfin à mes amis… Malheureusement l’espace à disposition pour les citer tous n’est
pas suffisant... Dans ce générique, je citerai quand même les plus proches, surtout au cours de ces
dernières années, en particulier les amis de la cité universitaire : Jordi, Jérôme, Luis, Vincenzo,
Jimy, José Luis, le groupe des calédoniens, Pavel, Philippe, David, Cristina, Tina, Donat, Csilla,
Bruno, Hugo, Elisa et les autres brésiliennes, Maria Grecu, Ilaria et Pascual. Un grand merci aussi
aux amis de toujours, même loin, voire très loin, qui ont été présents avec un petit mot ou un SMS
pour me conforter : Fianda, Nello, Carlez, Bilk, Ozzy, Picca, Taner, Emilio, i Babic, Saijd, Countaz,
Ghina, Jacques et Chiara et aux autres que j’oublie.
Un remerciement fraternel va en particulier, aux amis plus proches, à Alessia, Stan, Alex
Damiano, Carlo et Tommaso que je ressens comme partie intégrante de ce doctorat. Il en est de
même pour mon tuteur scientifique de licence et master à l’Université de Turin, le professeur
Domenico A. De Luca et sa collègue Manuela Lasagna.
Enfin, mes plus grand remerciements vont à ma mère, pour avoir su me transmette ses
valeurs et surtout la joie de vivre. Cette thèse lui est entièrement dédiée.
Fabrizio
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RESUME L’utilisation de pesticides sur le bassin versant de l’Orge (Essonne, France) est à l’origine d’une
détérioration de la qualité des eaux superficielles qui a pour conséquence économique, un risque
d’augmentation du coût de traitement par les organismes de production d’eau potable. Son bassin
versant est occupé à l’amont, par des activités agricoles et à l’aval, par une zone urbaine qui fait
également l’objet d’emploi de pesticides par les activités non-agricoles. Dans le cadre de cette thèse, les
analyses ont été focalisées sur des molécules essentiellement utilisées en milieu urbain, comme le
glyphosate, son métabolite l’AMPA (acide aminométhylphosphonique), l’aminotriazole et le diuron ainsi
que des produits appliqués en milieu agricole, comme le chlortoluron et l’isoproturon. En 2007, deux
programmes ont démarré sur le bassin versant de l’Orge, le programme Phyt’Eaux Cités et le programme
PIREN-Seine (Programme interdisciplinaire de recherche sur l’environnement de la Seine). Le premier
vise à obtenir une réduction générale des apports urbains en pesticides, tandis que les objectifs
scientifiques du PIREN-Seine sont de caractériser les différentes voies de transfert superficiel des
pesticides vers les eaux de surface et les mécanismes impliqués. Les résultats de ce travail ont permis de
caractériser l’impact des emplois urbains sur le niveau général de contamination de l’Orge. Pour le
glyphosate, l’aminotriazole et le diuron, les flux calculés à l’exutoire (zone urbaine) sont de 30 à 100 fois
plus importants que ceux de la partie amont (agricole). Les phénylurées étant surtout appliquées en tête
de bassin, leurs concentrations diminuent progressivement vers l’aval. Une importante variabilité
spatiale et temporelle a été mise en évidence avec une importante dépendance vis-à-vis des paramètres
météorologiques (pluie, température) et hydrologiques (débit). Sur deux sites ateliers, l’un urbain (le Ru
de Fleury) et l’autre agricole (le bassin de la Renarde), nous avons étudié la dynamique et les
mécanismes de transfert vers les eaux de surface. En milieu urbain, il s’avère que les collecteurs d’eaux
pluviales constituent la principale voie de transfert des pesticides vers le cours d’eau. Pendant les
épisodes d’orage, les concentrations en glyphosate atteignent des valeurs maximales de 75 à 90 µg.L-1.
L’AMPA est à la fois décelé dans les collecteurs d’eaux usées et dans les collecteurs d’eaux pluviales : en
milieu urbain l’AMPA est en partie apporté par les rejets domestiques. Les quantités de glyphosate
transférées via les by-pass entre les réseaux semblent beaucoup plus élevées que celles déterminées dans
les eaux usées, vraisemblablement en raison d’une forte adsorption sur les matières organiques présentes
dans les eaux usées. Par contre, les apports provenant du site agricole ne semblent constituer qu’une
source négligeable de la pollution pour l’Orge. La contamination de la Renarde, un affluent de la zone
amont, est très faible, en comparaison de celle des autres affluents de l’Orge. L’ensemble des résultats
montrent des apports élevés par les eaux pluviales et les eaux usées aux cours d’eau en milieu urbain et
un stockage relativement important des micropolluants dans les sols agricoles. Un bilan des apports vers
l’Orge des différents compartiments (zone agricole, zone urbaine et stations d’épuration) a été réalisé
pour le glyphosate et l’AMPA avec l’intégration des données expérimentales sur les sites ateliers. Des
coefficients d’exportation annuels ont été également estimés à l’échelle de l’Orge pour le glyphosate
(11%), le diuron (16%) et l’aminotriazole (15%). Malgré l’évolution interannuelle des conditions hydriques,
l’action Phyt’Eaux Cités semble être à l’origine en 2008 de l’amélioration générale de la qualité de l’eau
de l’Orge à son exutoire, notamment pour le glyphosate dont le flux en 2008 a été réduit de 50 % par
rapport à celui de 2007.
Mots clés : glyphosate, phénylurées, ruissellement, transfert, Orge, collecteurs
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ABSTRACT The general use of pesticides in the Orge Basin (France) is damaging surface water quality,
particularly concerning sanitary aspects and also ecosystems. Consequently, an increase in the water
supply costs is registered by the water supply agency. This study area is mainly located in the southern
part of the Paris suburbs (Ile-de-France region). This basin is generally divided in two separated areas, an
agricultural one in the upstream part and an urban one in the downstream part. In both areas, high
pesticide uses are registered for cereals (upstream part) and for roadway weed control (downstream
part). Analyses focused on molecules applied in urban sectors, such as glyphosate (associated with its
metabolite AMPA), amitrole and diuron; molecules frequently used upon agricultural fields were also
investigated, such as chlortoluron and isoproturon. In 2007, two programmes started in the Orge basin:
the Phyt’Eaux Cités programme and the PIREN-Seine (Programme Interdisciplinaire de Recherche sur
l’Environnement de la Seine). The target of the first one is the overall reduction of urban pesticides, with
inquiries and surface water monitoring at four stations, whereas the PIREN-Seine objectives is the
characterization of pesticides pathways towards surface waters, in particular the comprehension of
pesticide runoff mechanisms in urban catchments.
The results showed the impact of pesticide urban uses upon the Orge River contamination.
Some herbicides, such as glyphosate, amitrole and diuron displayed loads from 30 to 100 times higher
downstream (urban zone) than upstream (agricultural zone). Phenylurea, applied essentially upstream on
crops, showed a decreasing gradient from the upstream part to downstream. Principal component
analyses were performed and allowed to confirm the urban origin of the Orge River pesticide
contamination. An important spatial and temporal variability was found, related particularly to rainfall
events and hydrological conditions. Dynamics of pesticide transfer processes and loads from an
agricultural and from an urban zone to surface waters, were studied also at small scale. In the urban
site, storm sewer is the main way for pesticide transfer from paved areas to surface waters. Glyphosate
concentrations were recorded at 75-90 µg.L-1 in storm waters during rainfall events. AMPA was always
detected in the storm sewer and in the wastewater sewer: in urban areas, its origin is partly related to
domestic wastewaters. Glyphosate amount transferred via the overflows between sewers seemed far
higher than those measured in wastewater, likely related to strong sorption upon organic matter
occurring in wastewaters. Contamination arising from the agricultural catchment studied seemed to be a
negligible contribution to the Orge River global pollution. These investigations showed the high impact of
storm waters and wastewaters upon the Orge River contamination, whereas in the agricultural zone, only
a limited transfer was observed. A coupling between pesticide inputs and exported amounts of
glyphosate and AMPA, was carried out. A balance of inputs from different origins (agricultural zones,
urban areas and wastewater treatment plants) was estimated for glyphosate and for AMPA from the data
obtained at the workshop sites. Annual transfer coefficients were also estimated at the Orge scale for the
year 2007, for glyphosate (11%), diuron (16%) and amitrole (15%). The Phyt’Eaux Cités action seems to
have a significant influence on the Orge River water quality in 2008, particularly for glyphosate that
displayed a 50 % load reduction as compared to that of year 2007.
Keywords: glyphosate, phenylurea, runoff, transfer, Orge, sewage system
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RIASSUNTO
L’utilizzo generale di pesticidi nel bacino idrografico dell’Orge é all’origine della
degradazione della qualità delle acque superficiali, sia per quanto riguarda l’aspetto sanitario sia
per quanto riguarda la contaminazione degli ecosistemi, ed avendo inoltre come conseguenza un
aumento dei costi di potabilizzazione da parte delle società che operano nel settore. La zona di
studio é il bacino idrografico dell’Orge (Francia), situato nella regione Ile-de-France nel
dipartimento dell’Essonne (91), nella periferia meridionale di Parigi. Questo corso d’acqua é
importante perché costituisce uno degli affluenti maggiori della Senna. Su gran parte dell’area di
studio sono presenti attività agricole, in particolare cerealicole sui plateaux nella parte centrale del
bacino idrografico, con un uso elevato di pesticidi. Non trascurabile é ugualmente l’utilizzo di
pesticidi nella parte a valle del bacino idrografico, in particolare da parte dei comuni e dagli enti
pubblici. Le molecule sulle quali é stato focalizzato lo studio sono, per quanto riguarda il settore
agricolo, i pesticidi appartenenti alla famiglia dei fenil-ureici ; per quanto riguarda gli utilizzi in
ambito urbano, il nostro studio si é orientato essenzialmente verso il glifosate e il suo prodotto di
degradazione l’AMPA. Questo erbicida é non solamente il piu’ utilizzato nelle aree urbane, ma é
anche la molecula piu’ frequentemente riscontrata nelle acque superficiali della regione dell’Ile de
France. Due programmi hanno preso corpo a partire dal 2007, il programma Phyt’Eaux Cités e il
programma PIREN-Seine. L’obiettivo del primo é di limitare l’utilizzo di pesticidi in ambito urbano,
associando a delle inchieste presso gli utilizzatori pubblici un monitoraggio bi-mensile
dell’inquinamento del fiume Orge in quattro punti. Gli obiettivi del programma scientifico PIREN-
Seine sono inveci di caratterizzare le diverse vie di trasferimento dei pesticidi verso le acque
superficiali e di determinare l’impatto degli eventi piovosi sul trasferimento dei pesticidi per
ruscellamento.
I risultati di questo studio dimostrano che la contaminazione del fiume Orge é dovuta
essenzialmente agli utilizzi urbani di pesticidi. I flussi in glifosate nella parte a valle (urbana) sono
100 volte maggiori dei flussi nelle aree agricole (a monte). La contaminazione proveniente dai
prodotti fenil ureici é essentialmente agricola e in particolare riguarda la parte a monte. Il
principale affluente dell’Orge, l’Yvette, é all’origine della contaminazione di queste molecole.
L’impatto degli eventi piovosi sull’inquinamento in glifosate é ugualmente descritto e provato. In
ambito urbano, i collettori di acque piovane e di acque usate sono stati identificati come la via
principale di trasferimento di pesticidi verso le acque superficiali. Les concentrazioni in glifosate
sono massime durante gli episodi piovosi. Invece per l’AMPA notiamo un effetto di diluzione, e
concentrazioni maggiori nell acque usate. L’origine dell’AMPA é essentialmente domestica in periodi
di non applicazione in prodotti fitosanitari, dovuta alla degradazione dei detergenti domestici.
Paole chiave : pesticidi, fiume Orge, ruscellamento, glifosate, acque reflue
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TABLE DES MATIERES
INTRODUCTION - PROBLEMATIQUE GENERALE ET OBJECTIFS
Chapitre I – ETAT DES CONNAISSANCES SUR LES UTILISATIONS DES PESTICIDES ET LES PROBLEMES ENVIRONMENTAUX
1.1 Les pesticides 27
1.1.1 Définition et classification des pesticides 27
1.1.2 Définition historique des usages des pesticides 28
1.1.3 Ventes et chiffres d’affaires au XXI siècle 30
1.1.4 Utilisation en milieu agricole 32
1.1.5 Utilisation en milieu urbain 33
1.1.6 Réglementation 35
1.2 Comportement et transfert des pesticides dans l’environnement 36
1.2.1 Dégradation 36
1.2.2 Adsorption et désorption 40
1.2.3 Volatilisation et transport atmosphérique 41
1.2.4 Lixiviation et lessivage 43
1.2.5 Ruissellement 45
1.2.5.1 Milieu agricole 45 1.2.5.2 Milieu urbain 47 1.2.6 Contamination des ressources en eaux par les pesticides 49
Chapitre II - CONTEXTE ET SITE D’ETUDE
2.1 Contexte des travaux de thèse 55
2.1.1 La contamination de l’Orge par les pesticides 55
2.1.2 Le programme Phyt’Eaux Cités 56
2.2 Description du bassin versant de l’Orge 58
2.2.1 Géographie, morphologie du bassin versant et hydrologie 58
2.2.2 Contexte géologique et pédologique 60
2.2.3 Occupation du sol 62
2.3 Approche méthodologique 64
Chapitre III – MATERIELS ET METHODES
3.1 Appareillages et méthodes de mesure 69
10
3.2 Méthode analytique pour les phénylurées 70 3.2.1 Caractéristiques physico-chimiques 70
3.2.2 Méthode d’analyse 71
3.2.2.1 Réactifs 71 3.2.2.2 Filtration et extraction 71 3.2.2.3 Analyse chromatographique 73 3.2.2.4 Validation des performances de la méthode analytique 75 3.3 Méthode analytique pour le glyphosate et l’AMPA 77
3.3.1 Caractéristiques 77
3.3.2 Méthode d’analyse 77
3.3.2.1 Réactifs 77 3.3.2.2 Principe de la dérivation 78 3.3.2.3 Protocole analytique 79 3.4 Molécules recherchées et méthodes d’analyse dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités 81 3.5 Analyse de l’azote ammoniacal (ammonium) 83 3.6 Analyse des ions majeurs 83
Chapitre IV - TRANSFERT DES PESTICIDES A L’ECHELLE DU BASSIN VERSANT DE
L’ORGE
4.1 Présentation du protocole d’échantillonnage à l’échelle du bassin versant de l’Orge et du protocole des enquêtes 87 4.1.1 Localisation des sites de prélèvement 87
4.1.2 Appareillage et méthodes de mesures 88
4.1.2.1 Prélèvements des échantillons en rivière 88 4.1.2.2 Mesures de débit 88
4.1.3 Types de questionnaire 89
4.1.3.1 Enquêtes Phyt’Eaux Cités 89 4.1.3.2 Questionnaire PIREN-Seine 89 4.2 Application en pesticides sur le bassin versant de l’Orge 90 4.2.1 Enquête usagers Orge dans le périmètre de Phyt’Eaux Cités 90
4.2.2 Enquête auprès des communes en dehors de l’action Phyt’Eaux Cités effectuées dans le cadre du programme PIREN-Seine 91 4.3 Récapitulatif des campagnes effectuées sur le bassin versant de l’Orge dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités 92
11
4.4 Contamination du bassin versant de l’Orge par les pesticides pour les années 2007 et 2008 à partir des données de Phyt’Eaux Cités 93 4.5 Evolution de la contamination au cours de l’année 102 4.5.1 Evolution saisonnière 102
4.5.2 Comportement du glyphosate et de l’AMPA 103
4.5.3 Autres molécules 106
4.6 Evolution longitudinale des concentrations en pesticides 107 4.7 Estimation des flux annuels exportés en 2007 110 4.8 Comparaison des flux en pesticides 2007-2008 113 4.9 Impact des événements pluvieux sur la variation des concentrations en pesticide observé à partir des données de Phyt’Eaux Cités (Veolia Eau) 116 4.10 Comparaison des flux des pesticides majeurs par temps de pluie et par temps sec à l’exutoire de l’Orge 122 4.11 Détermination de l’origine des pesticides en fonction de l’influence du débit et de la température par analyse en composantes principales (ACP) 124 4.12 Conclusions générales à l’échelle de l’Orge 128
Chapitre V - TRANSFERT DE GLYPHOSATE, AMPA ET PHENYLUREES DANS UN
BASSIN VERSANT EXPERIMENTAL URBAIN : CAS DE RU DE FLEURY
5.1 Equipement et présentation du bassin versant expérimental urbain 131 5.1.1 Choix du bassin versant et des points de mesure 131
5.1.2 Description du site du Ru de Fleury 131
5.1.3 Enquête des usagers dans le bassin versant du Ru de Fleury 132
5.1.4 Appareillage et méthodes de mesures 133
5.2 Récapitulatif des campagnes effectuées sur le Ru de Fleury 135 5.3 Identification des sources de pollution urbaine 136 5.4 Etude préliminaire du fonctionnement du réseau d’assainissement séparatif 138 5.5 Dynamique de transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales 142
5.5.1 Glyphosate et AMPA 142
5.5.2 Les phenylurées 148
5.6 Dynamique de transfert dans le collecteur d’eaux usées 149 5.7 Estimation des flux en glyphosate et AMPA dans les deux collecteurs 151 5.8 Bilan des quantités exportées dans le collecteur d’eaux pluviales 155
12
5.9 Position relative des pics de concentration et de débit 157 5.10 By-pass des eaux pluviales dans le collecteur d’eaux usées pendant un événement pluvieux 158 5.11 Conclusions générales à l’échelle d’un bassin versant urbain 161 Chapitre VI - TRANSFERT DE GLYPHOSATE, DE L’AMPA ET DES PHENYLUREES
DANS UN BASSIN VERSANT EXPERIMENTAL AGRICOLE : CAS DE LA RENARDE
6.1 Présentation et équipement du bassin versant expérimental agricole : le bassin versant de la Renarde 165 6.1.1 Choix du bassin versant et des points de mesure 165
6.1.2 Description du bassin versant de la Renarde 165
6.1.2.1 Principaux types d’occupation du sol 166 6.1.2.2 Les systèmes de culture sur le bassin de la Renarde à l’échelle 167 communale 6.1.2.3 L’assolement moyen du bassin de la Renarde 168
6.1.3 Appareillage et méthodes de mesures 171
6.1.3.1 Mesures du débit 171 6.1.3.2 Prélèvement des échantillons 172 6.2 Récapitulatif des campagnes effectuées sur le bassin versant de la Renarde 173 6.3 Etude hydrologique du bassin versant de la Renarde 174 6.4 Etat de la contamination de la Renarde par les pesticides 176 6.5 Caractérisation de la contamination de la Renarde en fonction des conditions hydrologiques 179 6.5.1 Campagne du 9 février 2009 180
6.5.2 Campagne du 11 mai 2009 182
6.6 Genèse du ruissellement sur le bassin versant de la Renarde 184 6.7 Comparaison de la contamination en pesticides entre bassins versants agricoles 185 6.8 Facteurs de différentiation entre la Renarde et l’Orge amont 186
6.8.1 Facteurs hydrologiques 186
6.8.2 Evolution des flux sur l’Orge sur les trois dernières années et en relation avec le type d’assolement 188 6.8.3 Facteurs morphologiques 189
6.8.4 Facteurs géologiques et d’occupation des sols 189
6.9 Conclusions générales à l’échelle d’un bassin versant agricole 191
13
Chapitre VII – ORIGINE ET BILAN DES TRANSFERTS DES PESTICIDES A L’ECHELLE
DU BASSIN VERSANT DE L’ORGE
7.1 La contamination du bassin versant de l’Orge : impact des traitements en milieu urbain
195
7.2 Bilan des apports en pesticides dans l’Orge 196
7.3 Contribution de différentes sources d’apport à la contamination de l’Orge 197
7.4 Relations entre la Seine et l’Orge 202
7.5 Confirmation de l’origine domestique de l’AMPA dans le bassin versant de l’Orge 204
CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES 209
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 219
ANNEXES 233
14
LISTE DES FIGURES Figure 1 : Répartition mondiale des utilisations de pesticides (source figure : UIPP, 2008) 30 Figure 2 : Evolution du chiffre d’affaires des ventes des pesticides en France 2006-2007 (source figure : UIPP, 2008) 31 Figure 3 : Voies de dégradation du glyphosate dans les sols (source figure : Al Rajab, 2007) 38 Figure 4 : Structure chimique des phosphonates susceptibles de produire de l’AMPA (source figure : Lesueur et al., 2005) 39 Figure 5 : Voies de dégradation des phénylurées (source figure : Sorensen, 2003) 40 Figure 6 : Principales voies du transfert des pesticides vers les eaux superficielles (source figure : Gerecke et al., 2002) 50 Figure 7 : Périmètre d’action du programme Phyt’Eaux Cités (source figure : Hamelet, 2007) 56 Figure 8 : Positionnement de l’Orge dans le bassin versant de la Seine et vue aérienne de la partie aval urbanisée du bassin versant de l’Orge (source figure : Géoportail, IGN) 58 Figure 9 : Carte hydrologique du bassin versant de l’Orge (source données cartographiques : IGN) 59 Figure 10 : Carte d’occupation des sols dans le bassin versant de l’Orge (Source données : CORINE Land Cover 2000) 62 Figure 11 : Problématique d’étude et approche méthodologique (source données cartographiques : IGN) 64 Figure 12 : Schéma récapitulatif des mesures et prélèvements réalisés sur le bassin versant de l’Orge (source données cartographiques : IGN) 69 Figure 13 : Exemple de la structure chimique des phénylurées (SOURCE : Sorensen et al., 2003) 70 Figure 14 : Description des étapes d’extraction et d’analyse en phase solide validées 72 Figure 15 : Chromatogramme d’un mélange étalon constitué de quatre phénylurées : chlorotoluron, isoproturon, diuron et linuron 74 Figure 16 : Spectre UV d’un standard en chlorotoluron (rouge) et d’un échantillon dopé avec du chlorotoluron standard (bleu) 75 Figure 17 : Linéarité du signal en fonction de la concentration en diuron pour une gamme de concentration de 50 µg.L-1 à 1000 µg.L-1 76 Figure 18 : Formule et structure chimique du glyphosate et de l’AMPA avant et après dérivation 78 Figure 19 : Schéma de l’évolution du gradient pendant l’analyse du glyphosate, du glufosinate et de l’AMPA 80 Figure 20 : Chromatogramme d’une eau Ultra-pure dopée à 0.5 µg.L-1 80 Figure 21 : Station d’échantillonnage du programme Phyt’Eaux Cités dans le bassin versant de l’Orge (Source données cartographiques : IGN) 87 Figure 22 : Communes à l’intérieur du BV de l’Orge qui ont répondu à l’audit Phyt’Eaux Cités (Source données cartographiques IGN) 91 Figure 23 : Communes à l’intérieur du bassin versant de l’Orge ayant répondu au questionnaire (source données cartographiques : IGN) 92 Figure 24 : Evolution saisonnière des concentrations en 6 pesticides les plus quantifiés à la station d’Athis-Mons (Exutoire de l’Orge) 102 Figure 25 : Evolution des concentrations en glyphosate à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007 104 Figure 26 : Evolution des concentrations en AMPA à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007 104 Figure 27 : Concentration en glyphosate et AMPA dans les stations d’Epinay-sur-Orge (Yvette) et Athis-Mons (Orge) pendant un temps sec et un temps de pluie 105 Figure 28 : Evolution des concentrations en aminotriazole à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007 106 Figure 29 : Evolution des concentrations en diuron à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007 106
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Figure 30 : Evolution des concentrations en MCPA à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007 107 Figure 31 : Evolution spatiale des concentrations en glyphosate et AMPA à différentes périodes de l’année sur 10 stations dans le bassin versant de l’Orge 108 Figure 32 : Evolution spatiale des concentrations en phénylurées sur le bassin versant de l’Orge pour la campagne du 10/12/2007 109 Figure 33 : Flux annuel estimés à la station Amont (Sermaise) et à l’exutoire du bassin versant de l’Orge (Athis-Mons) pour l’année 2007 111 Figure 34 : Flux annuels estimé dans la station à l’exutoire du bassin versant du bassin versant de l’Orge (Athis-Mons) et à l’exutoire du bassin versant de l’Yvette (Epinay-sur-Orge) pour l’année 2007 112 Figure 35 : Contribution de chaque molécule au flux total pour les pesticides majeurs à l’exutoire du bassin versant de l’Orge pour les années 2007 et 2008 (Athis-Mons) 115 Figure 36 : Evolution des concentrations et du débit pendant les campagnes par temps de pluie en 2007 à Athis-Mons 116 Figure 37 : Evolution des concentrations et du débit pendant les campagnes par temps de pluie en 2008 à Athis-Mons 117 Figure 38 : Projection de l’ACP des variables, des individus et contributions des variables en pourcentage à la station d’Athis-Mons (a) et à la station de Sermaise (b) 125 Figure 39 : Projection de l’ACP des individus à la station d’Athis-Mons (a) et à la station de Sermaise (b) 126 Figure 40 : Site atelier du Ru de Fleury ; zone de drainage des eaux pluviales (rouge), tracé des collecteurs (en bleu) et zone d’application en pesticides (verte) (source données cartographiques : IGN et SIVOA) 132 Figure 41 : Préleveurs automatiques dans les deux réseaux 134 Figure 42 : Installation du débitmètre dans le collecteur d’eaux pluviales 134 Figure 43 : Concentrations du glyphosate et de l’AMPA dans la Boële 136 Figure 44 : Evolution du débit des eaux usées entre 2003 et 2006 (source données : SIVOA) 138 Figure 45 : Schéma explicatif du fonctionnement des échanges d’eau entre les collecteurs 139 Figure 46 : Evolution journalière du débit des eaux usées pendant le mois d’avril 2006 (Traits pleins jours de la semaine, traits pointillés aux week end) (Source données : SIVOA) 139 Figure 47 : Evolution du débit dans le collecteur d’eaux pluviales lors de l’événement pluvieux du 19 juin 2007 à l’exutoire de Ru de Fleury (source figure : Moncaut, 2006) 140 Figure 48 : Evolution des débits dans les collecteurs d’eaux pluviales et usées pendant une pluie (14/05/08 – 40 mm pluie) 141 Figure 49 : Transfert des pesticides dans les eaux pluviales (15/06/2008 – 0 mm pluie) 143 Figure 50 : Transfert des pesticides dans les eaux pluviales (14/05/2008 - 40mm pluie) 144 Figure 51 : Transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales 12/06/2008 (1.6 mm pluie) 145 Figure 52 : Transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales 19/06/2008 (4.4 mm pluie) 145 Figure 53 : Processus de ruissellement du glyphosate en milieu urbain (source figure : Beltman et al., 2006) 147 Figure 54 : Dynamique de transfert du glyphosate et de l’AMPA dans le collecteur d’eaux pluviales par temps sec pendant la période d’épandage (campagnes du 24/06/2008) 147 Figure 55 : Dynamique de transfert du diuron dans le collecteur d’eaux pluviales par temps sec (a) et par temps de pluie (b) 148 Figure 56 : Dynamique de transfert du glyphosate et de l’AMPA dans le collecteur d’eaux usées pour quatre événements pluvieux 150 Figure 57 : Relation entre le flux de glyphosate et le volume d’eau écoulé dans le collecteur d’eaux pluviales 155 Figure 58 : Evolution des quantités de glyphosate suite à l’application par la mairie de Sainte-Geneviève-des-Bois 156
16
Figure 59 : Graphiques des hystérésis pour les campagnes du 14/05/2008, 12/06/2008 et 19/06/2008 157 Figure 60 : Localisation du bassin versant de la Renarde dans l’Orge et des stations de prélèvements ponctuelles (rouge) et avec un préleveur automatique (jaune) (source données : Corine Land Cover 2000 et Géoportail) 166 Figure 61 : Occupation du sol sur le bassin versant de la Renarde (Source données : Corine Land Cover 2000) 167 Figure 62 : Typologie des communes de l’Orge selon leur assolement de 1970 à 2000 et localisation du bassin de la Renarde (source données : Agreste - RGA 1970, 1979, 1988 et 2000) (Botta et al., 2008) 168 Figure 63 : Assolement du bassin de la Renarde en 2007 à l’échelle des îlots de cultures (source donnée: DDAF Essonne)(Botta et al., 2008) 170 Figure 64 : Mesures du débit à l’aide d’un appareil micro-moulinet (gauche) et positionnement du capteur de pression à l’exutoire de la Renarde (droite) 172 Figure 65 : Installation du préleveur dans la Renarde (gauche) et type de flacon utilisé (droite) 173 Figure 66 : Relation entre les hauteurs d'eau et les débits mesurés à la station hydrométrique située à l’exutoire de la Renarde 175 Figure 67 : Débit et événements pluvieux enregistré à l’exutoire du bassin versant de la Renarde pendant toute la période d’étude 176 Figure 68 : Dynamique de transfert des ions majeurs à l’exutoire de la Renarde pendant la campagne du 09/02/2009 180 Figure 69 : Dynamique de transfert du chlortoluron et de la conductivité pendant la campagne du 09/02/2009 181 Figure 70 : Dynamique de transfert du glyphosate, de l’AMPA et de la conductivité pendant la campagne du 11/05/2009 182 Figure 71 : Corrélation entre les débits de la Renarde et les concentrations 183 Figure 72 : Dynamique de transfert des ions majeurs à l’exutoire de la Renarde pendant la campagne du 03/03/2009 184 Figure 73 : Dynamique de transfert des ions majeurs à l’exutoire de la Renarde pendant la campagne du 24/03/2009 184 Figure 74 : Concentrations en glyphosate. AMPA et chlorotoluron dans 10 bassins versants agricoles pendant la campagne du 20/02/2009 185 Figure 75 : Comparaison des débits entre les rivières Renarde, Orge et Rémarde 187 Figure 76 : Comparaison des débits de l’Orge pendant la période janvier – mai pour les années 2007, 2008 et 2009 187 Figure 77 : Variation des flux en pesticides majeurs pendant les derniers trois ans (période janvier-mai) à la station de Sermaise (Orge) (source données : Phyt’Eaux Cités) 188 Figure 78 : Type de facies cartographié sur le bassin versant de la Renarde (contourné en bleu) et sur le bassin versant de l’Orge Amont (contourné en rouge) (source données : IGN) 190 Figure 79 : Coefficients de transfert estimés sur l’Orge pour le glyphosate, le diuron et l’aminotriazole 196 Figure 80 : Schéma récapitulatif de la contribution annuelle des sources agricoles et urbaines 199 Figure 81 : Profil longitudinal des concentrations en glyphosate et AMPA sur la rivière Prédecelle (24/09/2007) 202 Figure 82 : Rapport entre les concentrations du glyphosate et de l’AMPA à l’exutoire de la Renarde (campagne du 11/05/2009), à l’exutoire de Ru de Fleury (campagne du 24/06/2008 temps sec) et à l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons, campagnes Phyt’Eaux Cités année 2008) 205
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LISTE DES TABLEAUX Tableau 1 : Vitesse de dégradation des pesticides appartenant à quelques familles chimique (d’après Calvet et al., 2005) 37 Tableau 2 : Caractéristiques physico-chimiques déterminant l’aptitude à la volatilisation des molécules (source données : FOOTPRINT, 2009) 42 Tableau 3 : Appareillage et conditions analytiques chromatographique des phénylurées 73 Tableau 4 : Temps de rétention moyens des quatre molécules recherchées 74 Tableau 5 : Paramètres de validation des performances de la méthode 76 Tableau 6 : Appareillage et conditions d’analyse chromatographique pour le glyphosate et l’AMPA 79 Tableau 7 : Méthodes analytiques utilisées par le laboratoire Chemisches, Allemagne 82 Tableau 8 : Type de molécule et nombre de citations (source données: Phyt’Eaux Cités - ASCONIT) 90 Tableau 9 : Concentrations de 34 pesticides les plus fréquemment quantifiés à la station d’Athis-Mons (exutoire de l’Orge) pendant l’année 2007 99 Tableau 10 : Concentrations de 34 pesticides les plus fréquemment quantifiés à la station d’Athis-Mons (exutoire de l’Orge) pendant l’année 2008 100 Tableau 11 : Comparaison des flux annuels estimés à la station à l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons) et à l’exutoire du bassin versant de l’Yvette (Epinay-sur-Orge) 113 Tableau 12 : Analyse des facteurs à l’origine de la diminution des flux 115 Tableau 13 : Représentativité de chaque pluie échantillonnée sur l’ensemble de la période d’analyse 118 Tableau 14 : Concentrations de 10 pesticides par temps de pluie à la station d’Athis-Mons en 2007 et 2008 121 Tableau 15 : Flux en pesticides estimés pendant les prélèvements par temps de pluie à la station d’Athis-Mons 122 Tableau 16 : Différence des flux journaliers moyens estimés pendant les temps de pluie et sur l’année 123 Tableau 17 : Contributions des différentes variables (%) pour les analyses ACP 124 Tableau 18 : Récapitulatif des campagnes effectuées sur le Ru de Fleury 135 Tableau 19 : Contamination des collecteurs des eaux pluviales et des eaux de surface 137 Tableau 20 : Flux en glyphosate et AMPA estimé dans les deux collecteurs 152 Tableau 21 : Répartition glyphosate/AMPA dans les deux collecteurs 153 Tableau 22 : Volume d’eau et quantités de glyphosate/AMPA présentes dans les eaux pluviales (EP) transférés vers les eaux usées (EU) pendant une crue 159 Tableau 23 : Principales occupations du sol sur le bassin versant de la Renarde et ses bassins versants élémentaires (source données : Corine Land Cover, 2000) 166 Tableau 24 : Principales molécules utilisées en milieu agricole dans le bassin versant de la Renarde 171 Tableau 25 : Récapitulatif des campagnes effectuées à l’exutoire de la Renarde avec le préleveur automatique ISCO 3700 174 Tableau 26 : Hauteur d’eau et débit de la Renarde mesurés entre le 20/01/2009 et le 13/05/2009 175 Tableau 27 : Concentrations en pesticides dans la Renarde et dans l’Orge entre Novembre 2008 et Avril 2009 177 Tableau 28 : Type de molécules quantifiées dans les différentes campagnes à l’exutoire du bassin versant de la Renarde 179 Tableau 29 : Description des méthodes de calcul utilisées pour le bilan des apports à l’échelle du bassin versant de l’Orge 197 Tableau 30 : Flux journaliers en glyphosate et en AMPA estimés sur l’Orge et sur la Seine 203
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SIGLES ET ABRÉVIATIONS ACP : analyse en composantes principales
AESN : Agence de l’eau Seine-Normandie
AFNOR : Association française de normalisation
AMPA : acide aminomethyl phosphonique
CG78 : Conseil général des Yvelines
CG91 : Conseil général de l’Essonne
COD : Carbone organique dissout
CRIF : Conseil Régional d’Ile de France
DEA : Diéthyl-atrazine
DIREN : Directions régionales de l’environnement
EDP : Eau de Paris
EP : Eaux pluviales
EQ/HAB : Équivalent-habitant (unité mesure), permet d'évaluer la capacité d'une station d'épuration
EU : Eaux usées
FEREDEC : Fédération régionale de défense contre les organismes nuisibles de Bretagne
FMOC-Cl : 9-fluorenylmethylchloroformate
IFEN : Institut français de l'environnement
IGN : Institut géographique national
INRA : Institut national de la recherche agronomique
HPLC : High Performance Liquid Chromatography
Koc : Coefficient de partage carbone organique/eau, donne une indication de l’aptitude de la
molécule a être adsorbée ou désorbée de la matière organique.
Kow : Coefficient de partage octanol/eau, mesure l’hydrophobie d’une molécule
LD : Limite de détection
LHE : Laboratoire d’Hydrologie et Environnement de l’EPHE
LQ : Limite de quantification
PIREN-Seine : Programme Interdisciplinaire de Recherche sur l'Environnement de la Seine
PRA : Petite région agricole
RGA : Recensement général de l'agriculture
SAU : Surface agricole utile
SEDIF : Syndicat des Eaux de l’Ile de France
SIVOA : Syndicat mixte de la Vallée de l'Orge Aval
SIVSO : Syndicat Intercommunal de la Vallée Supérieure de l'Orge
SIAHVY : Syndicat Intercommunal pour l’aménagement hydraulique de la Vallée de l'Yvette
SNCF : Société nationale des chemins de fer français
SPE : Solid Phase Extraction, Extraction sur phase solide
STEP : Station d'épuration des eaux usées
UIPP : Union des industries de la protection des plantes
WWI : World Watch Institute
INTRODUCTION
PROBLEMATIQUE GENERALE ET
OBJECTIFS
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La directive cadre européenne (DCE) a fixé des objectifs de reconquête du bon état général
des eaux de surface et des eaux souterraines avant 2015. Il est important de souligner que cette
échéance est en définitive très proche, au regard notamment du temps de réponse des différents
compartiments de l’environnement. Les études effectuées dans les dernières années mettent en
évidence une contamination généralisée de la qualité des eaux superficielles par les pesticides.
Cette contamination dépend de plusieurs variables : la diversité des sources et des molécules
employées, la complexité des phénomènes de transport des pesticides dans le bassin versant,
l’existence de différents mécanismes de stockage dans les différents compartiments de
l'hydrosystème et la variabilité des conditions hydrologiques.
En région Ile-de-France, la grande utilisation des pesticides, non seulement en milieu
agricole mais aussi en milieu urbain, préoccupe les services de production d'eau potable, puisque
ceux-ci voient augmenter leur coût pour rendre potable les eaux prélevées dans la Seine, l’Oise et
la Marne. Le Syndicat des Eaux de l’Ile-de-France (SEDIF) est fortement engagé dans cette
« bataille » et consacre des moyens importants à la connaissance de la qualité de ses ressources en
eau. Il a donc lancé l’action « Phyt’Eaux Cités » destiné non seulement à déterminer l'origine de la
contamination par les pesticides et leur devenir dans les cours d'eau, mais aussi à mobiliser les
utilisateurs urbains afin de limiter l’emploi des pesticides.
La thématique concernant l’utilisation des pesticides a acquis une ampleur médiatique
pendant la période de déroulement de cette thèse grâce au Grenelle de l’environnement au niveau
français et aux nouvelles directives européennes. Le but de ces débats était de prendre des
décisions à long terme en matière d'environnement et de développement durable. L’engagement
des agriculteurs français, soucieux pour eux mêmes et conscients de leur rôle social, à réduire
l’usage des pesticides a été également signalé. Ces démarches ont abouti en 2008 à la création du
plan ECOPHYTO 2018, ayant comme objectifs la réduction de moitié des usages des pesticides avant
2018 pour des mesures de retrait échelonné de la fin de l’année 2008 à la fin de l’année 2010 et de
réduction d’usage, pour les préparations contenant les 53 molécules les plus dangereuses.
Parallèlement, au niveau Européen, on a assisté à l’adoption le 24 septembre 2009 par le Conseil de
l’Union Européen de la directive sur l'utilisation durable des pesticides, qui propose des mesures
destinées à réduire l'impact de ces substances sur la santé humaine et sur l'environnement, tout en
assurant la protection nécessaire des cultures.
Le bassin de la Seine, 12% du territoire national, supporte le quart de la population de la
France, un tiers de sa production agricole et industrielle, et plus de la moitié de son trafic fluvial.
Un programme pluridisciplinaire d’envergure est en place depuis 1989 : le programme PIREN-Seine
(Programme Interdisciplinaire de Recherche sur l'Environnement de la Seine). Le PIREN-Seine est un
programme scientifique à caractère appliqué réunissant plus des 20 équipes de scientifiques dans
des disciplines très diverses (biologie, géologie, chimie, écologie, écotoxicologie, paysages, etc.) :
l'objectif est de développer, à partir de mesures de terrain et de modélisations, une vision
METHOMYL, DIURON, OXYDEMETON- METHYL, CARBENDAZIME, MOLINATE, DINOCAP (Ministère de
l’Agriculture, 2008).
S’agissant des stocks, les préparations n’ont plus été autorisées à la distribution à compter
du 30 avril 2008 et à l’utilisation par les agriculteurs à compter du 31 décembre 2008, à l’exception
des préparations à base de carbendazime, de molinate et de dinocap. La distribution des
préparations contenant ces trois substances est maintenue jusqu’au 31 décembre 2008 et leur
utilisation est maintenue jusqu’au 31/12/2009.
1.2 Comportement et transfert des pesticides dans l’environnement
La contamination des eaux de surface, des eaux souterraines et de l’air par les pesticides
est due à l’exportation par différents processus d’une infinie proportion des doses appliquées sur les
cultures. Le transport vers les cours d’eau et vers les aquifères s’effectue, au niveau du sol, en
phase liquide et en très faible proportion en phase solide (minéraux, matières organiques) (Gouy,
1996). Le transfert des matières actives vers l’atmosphère s’effectue principalement en phase
gazeuse par volatilisation indirecte (post volatilisation) à partir des cultures.
1.2.1 Dégradation
Les molécules appliquées sur les cultures sont essentiellement dégradées et transformées en
métabolites. La succession des différentes transformations peut aboutir jusqu’à une dégradation
totale du produit (ou minéralisation). La dégradation peut être abiotique (hydrolyse acide ou
basique dans la solution du sol) ou biologique (destruction d’une substance organique en produits
minéraux simples).
Dans les dernières années, les organismes de contrôle de la qualité de l’eau ont observé que
dans les eaux de surface, les produits de dégradation de certaines molécules étaient souvent
détectés et cela à des concentrations parfois supérieures à celles des molécules mères.
La partie la plus grande des transformations abiotiques semble typique des zones arides
(très fortement irriguées) ou des milieux qui bloquent les activités des populations microbiennes
(présence de polluants toxiques) (Wolfe et al., 1990 ; Barriuso et al., 1996). Dans le tableau 1 on a
un résumé des principaux phénomènes et vitesses de dégradation des molécules.
37
Tableau 1. Vitesse de dégradation des pesticides appartenant à quelques familles chimiques (d’après Calvet et al., 2005)
Famille
chimiques Molécules Dégradation (phénomène et vitesse)
Triazoles Aminotriazole (C2 H4 N4)
Hydrolyse (très stable) Disparition dans le sol très rapide
Urées substituées
Diuron (C9 H10 Cl2 N2 O)
Isoproturon (C12 H18 N2 O)
Chlortoluron (C10 H13 Cl N2 O)
Photodégradation (petite vitesse 55 < DT50 < 108 j) Hydrolyse (de moyenne vitesse a très petite vitesse) Disparition au laboratoire (de grande à petite vitesse) N-déméthymation et démethoxylation avec hydroxylation
Les communes de plus grande taille utilisent surtout la lutte biologique. En 2006, quatre
collectivités sur cinq n’utilisaient pas des techniques chimiques, mais des paillages et du couvre sol.
Dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités, plusieurs actions de mobilisation sont également
réalisées afin d’informer les particuliers sur les « bonnes pratiques» de désherbage.
La première étape a été d’établir un plan de désherbage si la lutte non-chimique n’est pas
possible ; cette étape consiste à différencier les zones à entretenir selon le risque de ruissellement
et de pollution des eaux. Il faut donc d’abord, évaluer la dimension des surfaces à désherber pour
calculer la quantité de produit nécessaire et ensuite, déterminer quelles zones peuvent être
sensibles au ruissellement (zones imperméables, proches d’un point d’eau, abords directs de la voie
d’eau). Deux aspects se croisent donc : un intérêt économique et un intérêt environnemental. Un
aspect supplémentaire sur lequel les mobilisateurs appuient leur motivation concerne est celui de la
santé.
58
La deuxième étape dans le processus de conseil des bonnes pratiques de désherbage est le
choix et la vérification du bon état de fonctionnement du matériel. Le stockage des pesticides doit
garantir la sécurité des utilisateurs, du public et de l’environnement. Il doit également permettre
une bonne conservation des produits pour qu’ils gardent toute leur intégrité et leur efficacité. Une
autre approche concerne les conditions d’application, soit climatiques soit de protection de
l’applicateur, ainsi que la phase terminale du traitement, avec le rinçage du matériel qui doit être
fait avec minutie.
2.2 Description du bassin versant de l’Orge 2.2.1 Géographie, morphologie du bassin versant et hydrologie
L’Orge est un affluent rive gauche de la Seine, d’une longueur de 50.1 km, dont le cours
traverse les deux départements des Yvelines et de l’Essonne. Cette rivière qui prend sa source à
Saint-Martin-de-Béthencourt, se jette dans la Seine à Athis-Mons. Le bassin versant (surface 951.9
km2) peut être divisé en trois secteurs selon l’utilisation des sols et selon la morphologie : une zone
centrale agricole (grandes cultures) et la forêt en tête du bassin versant ; une zone aval fortement
urbanisée est représentée en figure 8 (370 000 habitants).
Figure 8 : Positionnement de l’Orge dans le bassin versant de la Seine et vue aérienne de la partie aval urbanisée du bassin versant de l’Orge (source : Géoportail, IGN)
L’Orge et ses principaux affluents ont été étudiés (fig.9) ; la Rémarde, au Sud-ouest du
bassin versant est un affluent de l’Orge en rive gauche, elle draine les plateaux de la forêt de
Rambouillet. Elle est alimentée par la Prédecelle qui draine le plateau de Limours, en partie
urbanisé. En remontant le cours de l’Orge vers l’amont, elle rejoint la Renarde, petit affluent en
rive droite, drainant les versants sablonneux des plateaux du Sud de l’Essonne principalement en
milieu agricole. La Salmouille et le Mort Ru sont des affluents en rive gauche drainant l’extension
des plateaux de Limours au centre du bassin de l’Orge. L’Yvette est le principal affluent de l’Orge
59
en superficie de bassin versant et en débit. Elle rejoint l’Orge dans sa partie aval en rive gauche.
Les affluents de l’Yvette drainent les forêts de Rambouillet et de la Vallée de Chevreuse. A mi-
parcours, à partir de Gif-sur-Yvette, l’Yvette draine une zone complètement urbanisée.
Figure 9 : Carte hydrologique du bassin versant de l’Orge (source données cartographiques : IGN)
Pour ce qui concerne la morphologie, le bassin versant de l’Orge se présente sous la forme
d’une table structurale, entaillée par les vallées des cours d’eau, principalement orientées Ouest-
Est :
• l’amont du bassin versant : il comprend la haute vallée de l’Yvette (jusqu’à Chevreuse), la
haute vallée de la Rémarde (jusqu’à Val-Saint-Germain), la haute vallée de l’Orge (jusqu’à
Breux-Jouy). Les vallées sont relativement encaissées et les plateaux s’élèvent à près de
180 m. Ces plateaux limoneux sont principalement couverts par des forêts ou des champs.
Au Sud de ce territoire débute le plateau agricole de la Beauce. La zone avec les pentes
plus abruptes est localisée entre la vallée de l’Yvette et l’haute vallée de la Rémarde. Ici
les plateaux sont fortement entaillés. Ces versants sont en général boisés et la forêt est
installée sur des sols sableux et humides ainsi que le montrent la vallée du Ru des Vaux ou
bien les vallées de la Rabette et de l’Aulne. Grâce à une morphologie plus douce et des
pentes moins importantes dans la vallée de l’Orge et de ses principaux affluents (Yvette,
Rémarde et Renarde), les pâturages et les cultures sont surtout situées en fond de vallée ;
• le centre du bassin versant : cette partie est constituée essentiellement par l’amont de la
vallée de la Salmouille et la vallée de la Prédecelle qui entaillent le Plateau de Limours et
l’aval de la Rémarde (du Val-Saint-Germain à Bruyère-le-Châtel). Le plateau de Limours,
60
situé au centre de ce secteur, est la prolongation du plateau de Cernay-la-Ville. L’altitude
moyenne de cette zone est inférieure à celle de la partie amont du bassin versant. Les
terres agricoles sont surtout localisées à l’amont du plateau de Limours et sur le fond de la
vallée de la Prédecelle ;
• l’aval du bassin versant : ce secteur est caractérisé par des plateaux avec des reliefs très
faibles et des vallées très larges qui ont favorisé l’expansion de la zone urbanisée. Dans la
vallée de l’Orge, cette zone commence à la hauteur d’Arpajon et se termine à l’exutoire de
l’Orge à Athis-Mons. Le secteur urbain du bassin versant de l’Orge intègre également les
cours de l’Yvette à partir de Gif-sur-Yvette / Orsay jusqu’à la confluence avec l’Orge à
Epinay-sur-Orge et la Salmouille depuis Montlhéry.
2.2.2 Contexte géologique et pédologique Les principales formations géologiques rencontrées dans la vallée de l’Orge sont les suivantes (Hure,
2004) ;
• Quaternaire : alluvions anciennes constituées de graves et de sables et alluvions modernes
limoneuses et argileuses (épaisseur de 2 à 10 mètres). Sous le limon des plateaux d’environ
1 mètre d’épaisseur, se trouvent les formations argileuses à meulières sur environ 10 m de
puissance au nord du bassin. Au sud de la vallée de la Rémarde, les argiles à meulières sont
relayées par une série calcaire qui va structurer au sud de la région, le plateau de Beauce.
Il s’agit d’une formation peu perméable, à l’origine de l’installation des nappes dites
« perchées » dans des formations sableuses peu épaisses et discontinues (sables du
Burdigalien). Ces petits aquifères superficiels ne présentent pas des ressources en eau très
importantes, mais leur fonctionnement influe de façon certaine sur le fonctionnement
hydraulique des plateaux : alimentation des mares, influence sur le drainage et par
conséquence sur le transfert des pesticides vers les réseaux hydrographique. En termes de
sols, la forêt est principalement située sur les sols sableux ou argiles à meulières (sur les
versants au bord des cours d’eau) (Schott et al., 2007). Les sols du bassin versant de la
Renarde sont des sols battants pour lesquels les capacités d'infiltration sont contrôlées par
les états de surface.
• Oligocène Supérieur : en dessous des formations structurant les plateaux s’entendent les
sables de Fontainebleau (épaisseur de 40 à 80 mètres). Ces formations constituent les
plateaux et les versants de la vallée de l’Orge. Ces sables recouvrent des séries argilo-
marneuses et calcaires moins épaisses comprenant le calcaire de Brie. Cette première série
aquifère dite de l’Oligocène repose ensuite sur la couche imperméable des argiles vertes,
très importante pour la protection des aquifères sous–jacents par des pollutions éventuelles.
61
• Oligocène Inférieur : il est formé par les calcaires de Brie et son épaisseur est fortement
réduite localement.
• Eocène : cette couche est constituée de marnes supragypseuses du Ludien, Calcaires de
Champigny, Calcaires de Saint-Ouen, Calcaire Lutétien, Sables et Argiles du Sparnacien.
Sous les marnes vertes, une série calcaire composée du calcaire de Champigny et des
Calcaires de Saint-Ouen forme une seconde série aquifère. Celle-ci repose sur une couche
imperméable marno-calcaire qui constitue une discontinuité qui sépare cette série de la
série aquifère sous-jacente. Cette dernière est notamment constituée par les sables et
marnes de l’Yprésien (« arkose de Breuillet »). Elle repose sur une couche imperméable
formée par des argiles plastiques.
• Crétacé (Sénonien) : la craie blanche a silex, épaisse 300 mètres, constitue le substratum
d’extension régionale formant le socle structural de l’Ile-de-France. Il s’agit également
d’une grande réserve aquifère pour toute la région. Au niveau de notre étude, il est
important de souligner que cette formation affleure dans les vallées de l’Orge supérieures
et de la Rémarde (« dôme de la Renarde »).
Les cours d’eau du bassin versant de l’Orge Yvette coulent majoritairement sur trois
substratums distincts :
• Sur les zones amont de l’Orge, de l’Yvette et de la Rémarde ainsi que sur la partie amont de
la plupart des affluents secondaires, les rivières sont au contact des sables et grès de
Fontainebleau. Cette formation sableuse imperméabilisée à sa base par des marnes et
argiles vertes, constitue un des aquifères principaux de la région. La relation nappe-rivière
y est forte, avec un soutien d’étiage en été et la réalimentation de la nappe en hiver ;
• Sur l’Orge, de Sermaise jusqu'à la confluence avec la Rémarde, ainsi que sur toute la
Rémarde, excepté la zone amont, la craie blanche à silex apparait sous le lit des rivières
(« dôme de la Rémarde »). Cette couche géologique réserve un aquifère stratégique pour
toute la région, qui se trouve vulnérabilisée à cet endroit et donne lieu a des échanges
entre la nappe et la rivière. Les sables et grès de Breuillet (arkose) réalisent la transition
entre les sables de Fontainebleau (à l’amont) et la craie. L’arkose de Breuillet, dont le mur
est imperméabilisé par de l’argile grise, forme le toit de la craie blanche à silex ;
• A l’aval du bassin, depuis la confluence avec la Rémarde pour l’Orge et de Saint-Rémy-lès-
Chevreuse pour l’Yvette, la formation sous-jacente (marnes supragypseuses, glaises à
corbules, argiles vertes) est plastique et imperméable. Les alluvions, plus épais qu’à
l’amont du bassin, offrent un support plus biogène que les marnes et argiles vertes.
62
2.2.3 Occupation du sol
D’après la base des données CORINE LandCover, constituée en 2000, le bassin versant de
l’Orge peut être divisé en trois grands types d’occupation du sol (fig.10) :
• les surfaces agricoles (45 % du territoire) ; • les zones urbanisées qui représentent 23.5 % du territoire ;
• les forêts et autres zones non cultivées à couvert végétal (31 % du territoire).
Figure 10 : Carte d’occupation des sols dans le bassin versant de l’Orge
(Source données : CORINE Land Cover 2000)
1- L’agriculture intensive est l’activité la plus importante en superficie, en recouvrant 45%
du territoire et avec une demande en eau très importante. Les activités agricoles se trouvent
surtout dans la partie centrale des plateaux et se différencient en quatre secteurs, décrits avec la
nomenclature CORINE LandCover :
• les terres arables ou labourables occupent 41 % de la surface totale : céréales,
légumineuses de plein champ, cultures fourragères ; plantes sarclées et jachères, cultures
florales, forestières (pépinières) et légumières (maraîchage) de plein champ, sous serre et
sous plastique, ainsi que les plantes médicinales, aromatiques et condimentaires ;
63
• les vergers, monospécifiques ou mixtes, sont localisés dans la zone de Chevreuse, sur le
plateau de Limours et entre Palaiseau et Savigny-sur-Orge ; • les prairies permanentes couvrent 2.6 % du bassin versant de l’Orge ; • les « zones agricoles hétérogènes » : cette dernière catégorie regroupe les systèmes
parcellaires et culturaux complexes tels que petites parcelles de cultures annuelles
diversifiées, de prairies et/ou cultures permanentes. Quand aucune de ces trois catégories
ne répond au seuil de 25 hectares et ses terres arables, prairies ou vergers occupent chacun
moins de 75 % de la superficie totale de l’unité paysagère.
2- La zone urbaine constitue « seulement » 23 % du territoire de l’Orge, mais ce
pourcentage traduit mal la réalité. La densité de population pour l’ensemble de l’Orge atteint 776
hab.km-2 bien qu’elle soit hétérogène. Ainsi le tissu urbain est discontinu en amont de la confluence
avec l’Yvette, alors qu’il est continu à partir de Savigny-sur-Orge, avec des valeurs beaucoup plus
importantes (entre 3000 et 6000 hab.km-2). Ce territoire comprend une zone pavillonnaire très
étendue, avec des conséquences directes sur la qualité de l’eau, par la plus forte proportion de
surfaces végétales (jardins, parcs, etc.). Dans cette partie urbaine, la morphologie et les zone
imperméables jouent un rôle important sur la vitesse de transfert des contaminants (infiltration
plus importante qu’en tissu urbain continu), en termes d’utilisation de pesticides (particuliers et
collectivités) ; il en est même au niveau des voies ferrées bien que les applications par la SNCF
soient parfois importantes. Il ne faut pas oublier que si les espaces verts ne représentent que 1.4 %,
ils constituent un milieu d’usage intensif de pesticides (désherbage).
Concernant la composition du tissu urbain, l’inventaire CORINE permet d’être plus précis en
montrant que 23.5 % de surfaces urbanisées ont les composantes suivantes :
• Tissu urbain continu : 0.1 %
• Tissu urbain discontinu : 17.2 %
• Zones industrielles et commerciales : 2.5 %
• Réseau routier et ferroviaire : 0.7 %
• Aéroports : 0.4 %
• Extraction de matériaux (sablières, carrières, mines à ciel ouvert) : 0.2 %
Chorméquat, Chlorure de choline, Diquat, Mépiquat, Paraquat
Solide - Liquide
GC-MS
0.1 µg L-1
EPA 549.1
Aminotriazole
Solide - Liquide
GC-MS
0.05 µg L-1
Méth. Interne
*Molécules avec un suivi spécifique (42 substances)(Sous-chapitre 4.3)
83
3.5 Analyse de l'azote ammoniacal (ammonium)
Pendant l’étude de la contamination des eaux pluviales et des eaux usées par les pesticides,
des mesures de la concentration en ammonium ont été effectuées en parallèle. Le dosage a été
effectué suivant la méthode de la Norme T90-015 (AFNOR, 1979) par spectrométrie au bleu
d’indophénol dans notre laboratoire. La présence d'ammonium en quantité importante indique la
contamination par des rejets d'origine domestique (urines humaines ou animales). Ce paramètre a
été utilisé comme traceur des eaux usées domestiques.
3.6 Analyse des ions majeurs
Pour l’étude de la contamination des eaux de surface en milieu agricole, la détermination
des concentrations des ions majeurs a été effectuée en parallèle, au laboratoire UMR SISYPHE 7619.
Le but de ce dosage et notamment celui du calcium, a été de pouvoir obtenir des informations
complémentaires sur l’établissement du processus de ruissellement superficiel. En effet la Renarde
présente une charge particulièrement élevée en calcium provenant de la dissolution de la calcite
des sols argileux et des calcaires (de la Beauce).
Un chromatographe ionique de type DX 100 (DIONEX Corporation, Sunnyvale, CA USA)
couplée à un passeur AS 3500 a été utilisée pour le dosage des cations. Cette technique analytique
permettant de séparer, par élution, différents ions présents dans une solution (après filtration).
Cette technique est fondée sur les différences d’affinité des ions pour deux phases : une phase
stationnaire (résine échangeuse d’ions) et une phase mobile (phase liquide). Les ions migrent
d’autant plus lentement qu’ils ont une forte affinité pour la phase stationnaire, qui est fonction de
la charge et de la taille des ions. Le classement, par ordre de vitesse de sortie croissante, est le
suivant :
Na+ > K+ > Mg2+ > Ca2+
L’échantillon d’eau à analyser est injecté en tête de colonne au moyen d’une vanne
d’injection reliée à un passeur automatique. La pré-colonne joue le rôle de filtre et permet
d’allonger la durée de vie de la colonne. La migration des espèces est assurée par l’éluant (acide
pour le dosage des cations et basique pour le dosage des anions) injecté par la pompe à un débit qui
varie en fonction des caractéristiques de la colonne. Lors du passage de l’échantillon dans la
colonne contenant une résine échangeuse d’ions, les ions sont séparés selon leur affinité pour la
phase stationnaire. En sortie de colonne, un suppresseur permet d’éliminer les ions constitutifs de
l’éluant. Les éléments séparés par la colonne sont ensuite détectés par un conductimètre et les pics
de conductivité sont intégrés par l’ordinateur. Au préalable, des échantillons de concentrations
84
connues sont injectés dans l’appareil de manière à déterminer le temps de rétention et à tracer la
courbe de calibration des différents éléments.
Pour l’analyse des cations, une colonne ionpac CS12A (4*250 mm) a été utilisée. L’éluant est
une solution à 20 mM.L-1 de MSA (acide méthane sulfonique : CH3SO3H). Le débit est 1 ml.min-1.
Deux gammes étalon différentes sont utilisées avec des précisions de mesure différentes pour éviter
de trop nombreuses dilutions et gagner en précision au niveau des faibles concentrations. La
première gamme étalon s’étend de 0.5 à 14 mg.L-1 et la seconde, de 5 à 60 mg.L-1. Dans le cas où
des dilutions s’avèrent nécessaires, elles sont réalisées en modifiant le volume de l’échantillon
injecté dans l’appareil.
Chapitre IV. TRANSFERT DES PESTICIDES A
L’ECHELLE DU BASSIN VERSANT DE L’ORGE
Dans ce chapitre on a caractérisé les facteurs régissant le transfert des pesticides à
l’échelle du bassin versant de l’Orge afin de localiser et de hiérarchiser l’importance relative des
différentes zones d’apport et in fine, d’estimer un coefficient de transfert des molécules à l’échelle
du bassin versant de l’Orge, sur la base du couplage entre apports et flux pour les molécules les plus
utilisées. Une comparaison des données des années 2007 et 2008 a par ailleurs permis de
comprendre quel étaient les facteurs (hydrologique, réglementaire et d’usage) pouvant influencer
une variation des quantités exportées dans l’Orge. Une analyse bi-annuelle d’une vingtaine
d’événements pluvieux, a également été effectuée pour comprendre le comportement des
molécules en fonction des variations du débit et de l’importance relative du ruissellement.
Photographie de l’Orge à Athis-Mons
87
4.1 Présentation du protocole d’échantillonnage à l’échelle du bassin versant de l’Orge et du protocole des enquêtes 4.1.1 Localisation des sites de prélèvement
Une grande partie des données utilisées pour l’étude de la contamination à l’échelle de
l’Orge proviennent du programme Phyt’eaux Cités. Les échantillonnages ont été effectués à quatre
stations de mesure des eaux superficielles : Sermaise, Athis-Mons, Chevreuse et Epinay-sur-Orge
(fig.21, détail en ANNEXE II).
Figure 21 : Stations d’échantillonnage du programme Phyt’Eaux Cités dans le bassin versant de
l’Orge (source données cartographiques : IGN)
Deux stations sont situées sur l’Yvette et deux sur l’Orge. Les stations de Chevreuse et
Sermaise ont été choisies car elles se trouvent en tête du bassin et en milieu plus agricole. Les
stations d’Epinay-sur-Orge et d’Athis-Mons par contre, sont localisées à l’exutoire des deux
principales rivières situées en milieu urbain.
Des campagnes complémentaires à l’échelle du bassin versant de l’Orge ont également été
réalisées par notre laboratoire. L’objectif de ces campagnes était de compléter les informations
obtenus avec les données du programme Phyt’Eaux Cités. Des profils longitudinaux ont été
effectués et les échantillons ont été prélevés à dix stations : sur l’Orge (Sainte-Mesme, Saint-
Chéron, Villiers-sur-Orge, Savigny-sur-Orge, Juvisy, Athis-Mons), sur l’Yvette (Chevreuse, Villebon-
sur-Yvette et Epinay-sur-Orge) et sur la Rémarde (Saint-Cyr-sous-Dourdan).
88
4.1.2 Appareillage et méthodes de mesures
4.1.2.1 Prélèvements des échantillons en rivière
Les échantillons collectés pour le programme Phyt’Eaux Cités ont été prélevés à l’aide d’un
préleveur en inox rincé trois fois avant le prélèvement. A chaque station et à chaque campagne, 2
flacons en verre de 1 L et 1 flacon en verre de 2 L ont été collectés. Le transport des échantillons
jusqu’au Chemisches Untersuchungslabor (ASPECT Service Environnement) a été réalisé dans le
respect des conditions de conservation (glacières avec pains de glace, à une température de 4°C).
Les échantillons étaient acheminés le plus rapidement possible, au plus tard le lendemain du jour
de prélèvement. Les échantillons étaient extraits des leur arrivée au laboratoire et ensuite
conservés à une température de 4°C. Le récapitulatif des méthodes analytiques utilisées pour les
différentes molécules est décrit dans le chapitre III matériel et méthodes (sous-chapitre 3.4).
Les échantillons des profils longitudinaux de contamination sur le bassin versant de l’Orge
ont été prélevés manuellement de façon identique. A chaque station et à chaque campagne, nous
avons utilisé des flacons en aluminium (1 L) pour les échantillons concernant l’analyse des
phénylurées (analyses effectuées au sein de notre laboratoire). La méthode analytique est décrite
dans le chapitre III, sous-chapitre 3.2. Pour les échantillons destinés à l’analyse du glyphosate et de
l’AMPA, nous avons utilisé des pots en polyéthylène (180 mL). Les échantillons étaient acheminés le
plus rapidement possible (quelque heure après le prélèvement), filtrés et extraits dès leur arrivée
au laboratoire, puis conservés à une température de 4°C. Les échantillons analysés au laboratoire
d’Eau de Paris ont parfois été congelés durant 15 jours avant d’être extraits. La méthode analytique
a été décrite en détail au chapitre III (sous-chapitre 3.3).
4.1.2.2 Mesures de débit
Pour établir les flux annuels en pesticides sur l’ensemble du bassin versant de l’Orge et de
l’Yvette, nous avons utilisé les données des débits aux stations de référence (BANQUE-HYDRO,
2009).
• Pour l’Orge Amont : débit mesuré à la station de Saint-Chéron
• Pour l’Orge Aval : débit mesuré à la station de Morsang-sur-Orge
• Pour l’Yvette : débit mesuré à la station de Villebon-sur-Yvette
89
4.1.3 Types de questionnaire
4.1.3.1 Enquêtes Phyt’Eaux Cités
Pour estimer un bilan de transfert sur l’ensemble du bassin versant de l’Orge, plusieurs
enquêtes ont été effectuées. A l’échelle du bassin versant de l’Orge, la quantité et la diversité de
matières actives apportées dépendent à la fois des pratiques phytosanitaires (ou programmes de
traitement) sur des espaces en milieu urbain ou sur des parcelles agricoles. Les principaux
utilisateurs sur le secteur urbain de l’Orge sont les collectivités, SNCF, RATP, les golfs, les
autoroutes, les Conseils Généraux et Aéroport de Paris.
Les questionnaires d’enquête ont été envoyés le 16 février 2007 aux communes avec un
courrier adressé aux Maires et aux Présidents des communautés d’agglomération avec une copie
pour les responsables des services techniques (Hamelet, 2007). De la même façon, les courriers ont
été adressés aux autres utilisateurs. La récupération des questionnaires d’enquête auprès des
différents interlocuteurs a débuté le 15 mars 2007 et s’est terminée le 1er juin 2007 (délai
nécessaire pour la relance et pour l’obtention d’un rendez-vous dans chaque commune). L’enquête
a permis de recenser, avant le commencement de l’action, quels étaient les types et quantités des
produits achetés, les outils nécessaires pour le traitement, le mode de gestion de l’application et
les méthodes de traitement, et surtout d’estimer les utilisateurs contribuant le plus à la pollution
par les pesticides (Hamelet, 2007).
4.1.3.2 Questionnaires PIREN-Seine
Afin de pouvoir compléter les enquêtes conduites par le bureau d’ASCONIT dans le cadre de
l’action Phyt’Eaux Cités, des enquêtes ont démarré en décembre 2008 auprès des 74 communes
situées hors territoire de Phyt’Eaux Cités mais dans celui du bassin versant de l’Orge. Les communes
à l’intérieur du bassin versant de Phyt’Eaux Cités ne correspondaient pas à l’ensemble des
communes situées sur l’Orge et dans le périmètre de Phyt’Eaux Cités il y avait également des
communes en aval de la confluence avec la Seine (aval d’Athis-Mons). Avec cette enquête, on a
tenté d’obtenir des informations pour 74 communes situées dans la partie amont de l’Orge et
d’avoir une vision complète des applications urbaines à l’échelle de l’Orge (total de 125
communes).
Les questionnaires étaient adressés par courrier électronique sous forme d’enquête online
après avoir contacté les responsables des espaces verts. Avec une application de GOOGLETM Doc, on
a pu soumettre des sondages aux communes et récolter les résultats dans une feuille de calcul
EXCEL (Microsoft®
, USA) et suivre en direct sa réalisation. Un exemple du questionnaire avec les
informations demandées aux communes et leur réponse est présenté en ANNEXE III.
90
4.2 Application en pesticides sur le bassin versant de l’Orge 4.2.1 Enquête usagers Orge dans le périmètre de Phyt’Eaux Cités
La première enquête a débuté le 15 mars 2007 et s’est terminée le 1er Juin 2007. 75 % de
l’ensemble des collectivités et 82 % des autres utilisateurs ont répondu à l’enquête (Hamelet D.,
2007). L’analyse des réponses montre que l’entretien des espaces est prioritairement réalisé
chimiquement. Les traitements ont lieu selon différents critères. Les raisons du déclenchement des
traitements sont dans l’ordre : la présence de mauvaises herbes, un calendrier de traitement
prédéfini et la demande des riverains. Le choix du jour de traitement est effectué essentiellement
en fonction de la météorologie et en partie selon la disponibilité des employés. Les collectivités
consomment 66 % de la quantité totale de substances actives phytosanitaires utilisées. Avec la SNCF
et Aéroports de Paris, elles constituent les trois principaux contributeurs à la pollution (93 % des
utilisations). Ainsi, prés de 4.4 tonnes de substances actives, essentiellement des herbicides,
composées de 94 molécules différentes, sont utilisées sur le territoire. Les principales sont le
glyphosate, le diuron, l’aminotriazole et le 2,4 MCPA (Hamelet D., 2007) (tab.8).
Tableau 8. Type de molécule et nombre de citations (source données: Phyt’Eaux Cités - ASCONIT)
Suite à l’enquête, l’action Phyt’Eaux Cités a proposé aux communes des audits des
pratiques, des formations des agents et un plan de gestion des espaces. La définition d’un plan
d’actions à destination des autres usagers devrait permettre l’amélioration de la qualité de la
ressource en eau. Au début 2009, 19 communes présentes dans le bassin versant de l’Orge ont
répondu à l’audit de Phyt’Eaux Cités (fig.22).
Figure 22 : Communes à l’intérieur du BV de l’Orge qui ont répondu à l’audit Phyt’Eaux Cités
(Source données cartographiques : IGN)
Pour l’ensemble de ces communes à l’intérieur du programme Phyt’Eaux Cités, on
enregistre principalement des utilisations d’herbicides, en particulier du glyphosate, de
l’aminotriazole, du diuron et du flazasulfuron (Guery et al., 2008). En 2009, 20 nouvelles communes
ont bénéficié à leur tour des prestations offertes dans le cadre de Phyt’Eaux Cités.
L’accompagnement des 34 communes engagées en 2007 et 2008 se poursuit, avec notamment la
réalisation des plans de gestion. Le suivi annuel, amorcé 6 mois après la restitution de l’audit, vise
à suivre les changements de pratiques de la commune et à l’accompagner dans une démarche
progressive.
4.2.2 Enquête auprès des communes en dehors de l’action Phyt’Eaux Cités effectuées dans le cadre du programme PIREN-Seine
La récupération des réponses données au questionnaire sur les applications est effectuée
avec le logiciel ACCESS (Microsoft®
, USA). A l’heure actuelle, douze communes ont répondu au
92
questionnaire, en nous fournissant les données concernant le type des surfaces traitées et les
quantités des produits appliqués (fig.23).
Figure 23 : Communes à l’intérieur du BV de l’Orge ayant répondu au questionnaire (source
données cartographiques : IGN)
Les données recensées confirment que le glyphosate reste le produit le plus répandu (7
citations sur 12). D’après les résultats du questionnaire, ces quantités en pesticides appliquées ont
été ajoutées à celles enregistrées par ASCONIT dans le cadre de l’enquête Phyt’Eaux Cités.
4.3 Récapitulatif des campagnes effectuées sur le bassin versant de l’Orge dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités Les campagnes ont donc été toutes conduites entre janvier 2007 et décembre 2008. Le
protocole d’échantillonnage a été le suivant :
• un inventaire large (début de mois) a été réalisé mensuellement pour les deux années aux
quatre stations (total de 24 échantillons). Le programme de prélèvements, établi à l'avance,
était systématique et ne prenait pas en compte les conditions hydrologiques ou les
pratiques phytosanitaires sur les bassins. Les prélèvements ont été effectués par la société
ASPECT ;
93
• un suivi spécifique complémentaire a été conduit mensuellement (fin de mois), portant sur
un ensemble de 42 substances incluant les principaux contaminants (Glyphosate, AMPA,
Diuron, Aminotriazole, etc…) (total de 24 échantillons). Les prélèvements ont été effectués
par la société ASPECT ;
• un suivi ponctuel par temps de pluie a été également mis en œuvre pour ces mêmes
dernières substances en 2007 et 2008 (total de 24 échantillons). Les prélèvements
bimensuels ont été effectués par la société Veolia Eau.
Trois campagnes complémentaires sur l’évolution longitudinale ont été conduites par notre
laboratoire sur dix stations le 22 octobre 2007, le 10 décembre 2007 et le 03 avril 2008.
4.4 Contamination du bassin versant de l’Orge par les pesticides pour les années 2007 et 2008 à partir des données de Phyt’Eaux Cités
Les premiers résultats obtenus sur l’ensemble des années 2007-2008 nous ont permis
d’établir quelles étaient les molécules les plus présentes dans l’Orge. Pour chaque molécule on a
donc calculé la valeur de concentration maximale annuelle, la médiane, la moyenne et l’écart type.
La distribution des valeurs de concentration des pesticides étant souvent asymétrique, la médiane
constitue un meilleur indicateur de la tendance générale des résultats, plutôt que la moyenne.
La quantité de pesticides détectés dans les cours d’eau semble beaucoup plus importante
par rapport aux données de la littérature disponibles. Une étude concernant la détermination de
résidus de pesticides dans les eaux de surface au Canada a montré une contamination en 22
pesticides pendant l’année 2004, avec une fréquence de détection plus élevée de 50% pour
l’atrazine, le bentazone, le dicamba et le 2,4 MCPA (Giroux et al., 2006). La différence d’utilisation
des sols, plutôt agricole par rapport à notre bassin versant peut expliquer la différence de
contaminants retrouvés dans ces rivières canadiennes.
• Le glyphosate (usages agricoles et non agricoles) est toujours détecté aux stations aval des
bassins de l'Orge et de l'Yvette. Il s'agit en effet de l'herbicide le plus utilisé par les
communes (cité 51 fois) et par les autres acteurs (cité 6 fois) à l’intérieur du périmètre de
l’enquête Phyt’Eaux Cités (Hamelet, 2007). Aux stations amont, il n'apparaît qu'à partir du
mois de mars une augmentation des concentrations jusqu’aux mois estivaux. Plusieurs pics
de concentration ont été enregistrés au cours de l’année aux stations aval (Epinay-sur-Orge
et Athis-Mons). A l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons) on a enregistré une fréquence de
quantification de 100 % en 2007 et de 87.5 % en 2008 (tableaux 9 et 10). La valeur médiane
94
sur les deux années baisse, en passant de 0.61 à 0.43 µg.L-1. Aux Etats-Unis, le glyphosate
est également détecté tout au long de l’année à des concentrations supérieures à 0.1 μg.L-1
dans les Etats du centre-ouest (Battaglin et al., 2005). La détection du glyphosate a été
fréquemment reportée dans certaines des rivières au Canada (84.6 % des échantillons
collectés) à partir de 2004, avec une limite de détection a été abaissé à 0.04 µg.L-1 (Giroux
et al., 2006). L’impact des utilisations urbaines en glyphosate sur la qualité de l’Orge est
visible, avec une augmentation des concentrations qui dépassent toujours 0.5 µg.L-1 à partir
du mois de mai. Des études dans les cours d’eau américains avaient montré une
contribution des applications urbaines à la contamination des eaux de surface en glyphosate
(Kolpin et al., 2006). Une variation saisonnière des concentrations est également détectée
sur l’Orge, avec des fortes concentrations surtout au mois de Juin en cohérence avec des
applications urbaines (Skark et al., 1998).
• L'AMPA est également présent à toutes les stations sur la totalité de la période
d'échantillonnage, sauf en amont de l'Orge (Sermaise), où il n'apparaît qu'a partir de mars
2007. Les concentrations sont souvent supérieures à celles de sa molécule-mère. A
l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons), l’AMPA est quantifié avec une fréquence de 100 % en 2007
et aussi en 2008. La concentration médiane, comme pour le glyphosate, diminue entre 2007
et 2008, en passant de 1.25 à 1 μg.L-1. La concentration maximale d’AMPA en 2007 est de
5.1 μg.L-1, et légèrement plus élevée par rapport à celle de 3.6 μg.L-1 enregistrées aux Etats
Unis (Battaglin et al., 2005). Selon les données de l’IFEN, on a enregistré 250 analyses
déclassantes pour l’AMPA en 2003-2004, avec une concentration médiane de 3.0 μg.L-1 et un
pic maximal de 48.1 μg.L-1 dans les eaux se surface. Pour l’année 2005, la situation est
légèrement meilleure, avec 79 analyses déclassantes et une concentration médiane de 2.8
μg.L-1 (IFEN, 2005 ; IFEN, 2007). L’AMPA est fréquemment quantifié sur l’Orge en 2007 et
2008 à des concentrations plus élevées par rapport à celles du glyphosate. Egalement dans
d’autres pays l’AMPA est détecté à des concentrations plus fortes par rapport au
glyphosate : en Autriche (Popp et al., 2008), Allemagne (Grunewald et al., 2001), aux
U.S.A. (Kolpin et al., 2006). L’AMPA était parfois détectée dans toutes les échantillons alors
que le glyphosate ne l’est jamais, comme dans le Lower Mississipi River entre 2001 et 2003
(Scribner et al., 2007).
• Le diuron a toujours été détecté dans l'Orge et l'Yvette, en amont comme en aval des
bassins. Cet herbicide est largement utilisé par les communes du périmètre de Phyt’Eaux
Cités (cité 24 fois) et par les autres acteurs (cité 3 fois) (Hamelet, 2007). Si on regarde les
stations à l’amont, les concentrations sont de l’ordre de 0.1 µg.L-1 entre janvier et avril, et
à partir de septembre jusqu’à décembre. Entre mai et août, les concentrations varient
entre 0.5 et 1 µg.L-1. A la station d’Athis-Mons, l’évolution annuelle des concentrations en
diuron est similaire à celle de la station amont (Sermaise), mais avec des concentrations 10
fois plus importantes. Dans les cours d’eaux régionaux comme la Thève ou l’Ecole, les
95
concentrations en diuron sont plus élevées par rapport à celles dans l’Orge et comprises
entre 2 et 3 µg.L-1 en juillet 2007 (DIREN IDF, 2008). En France, les concentrations médianes
entre les années 2003-2004 et 2005 demeurent proches (3.8 et 3.9 µg.L-1) (IFEN, 2005 ;
IFEN, 2006). Par contre à l’exutoire de l’Orge, les concentrations moyennes, contrairement
aux concentrations médianes, n’ont augmenté que de 0.23 à 0.36 µg.L-1. Cette
augmentation, visible surtout pendant les mois de juin-juillet peut être expliquée par une
augmentation des applications pendant l’année 2008 afin d’épuiser les stocks avant le 31
décembre 2008 (interdiction totale d’application en diuron). Des concentrations élevées en
diuron sont rapportées dans la littérature : 8.7 µg.L-1 dans le Clader river en Angleterre
(House et al., 1997), Le diuron est aussi une des molécules les plus utilisées par la SNCF
(Boulet, 2005 ; Hamelet, 2007) et l’impact de ces applications sur la contamination des
eaux de surface proche des voies ferrées (concentration de 0.7 µg.L-1) a déjà été montré en
Allemagne (Schweinsberg et al., 1999).
• Les deux produits de dégradation du diuron ont été détectés à la station d’Athis-Mons. Le
déméthyldiuron, souvent détecté aux stations sur l'Orge et à la station aval sur l'Yvette ; le
didéméthyldiuron, moins souvent détecté (faibles concentrations) dans les eaux de surface.
Dans la littérature, le déméthyldiuron a été retrouvé dans les eaux de surface avec des
échantillons contenant au moins 3 µg.L-1 de diuron (Field et al., 2003).
• L’aminotriazole (amitrole) est très utilisé par les communes du périmètre de Phyt'Eaux Cités
(mentionné 19 fois) et par les autres acteurs du bassin (Hamelet, 2007). Cette molécule est
présente pendant toute la période d’échantillonnage aux stations aval de l'Orge (Athis-Mons)
et de l'Yvette (Epinay-sur-Orge) ; par contre aux stations amont, il n’est détecté qu’à partir
du mois de mars ; il n'est que rarement présent aux stations amont des deux bassins
versants en janvier et février 2007. Sur l’Orge, les concentrations maximales sont
enregistrées pendant les mois de mars 2007 (0.87 µg.L-1) et en avril 2008 (0.55 µg.L-1). Les
concentrations médianes sur l’Orge, variables en 0.17 et 0.26 µg.L-1 sur les deux ans, sont
donc beaucoup plus faibles. En Ile-de-France, l’aminotriazole est retrouvé dans les eaux
superficielles avec une fréquence de quantification supérieure à 15 % et parfois avec des
pics de 31 µg.L-1 comme en juillet 2006 sur le Morbras à Pontault-Combault (DIREN IDF,
2008). Au niveau national, sur les données des années 2003-2004, la concentration médiane
est de 7.9 µg.L-1 avec un pic maximal de 190.0 µg.L-1 (IFEN, 2005). Les données pour l’année
2005 montrent une amélioration avec une concentration médiane de 2.8 µg.L-1 et un pic
maximal de 3.8 µg.L-1 (IFEN, 2007). Le cas de l’aminotriazole n’est pas bien documenté au
niveau mondial par rapport aux autres molécules. Il s’agit d’un herbicide systémique, le
produit doit être appliqué sur le feuillage des plantes émergées. Il est efficace surtout pour
lutter contre les plantes hélophytes et il est donc très utilisé en France par la SNCF. En
2004, il était le pesticide le plus employé avec une dose moyenne de 2700 g.ha-1 (SNCF,
2005). Les deux pics maximaux de concentration pour 2007-2008 sur l’Orge, en mars et
96
avril, sont donc cohérents avec la période d’application de celui-ci sur les voies ferrées
décrite par Boulet (2005).
• L’atrazine (interdite en 2003) et la DEA (principal métabolite) sont toujours présents à de
très faibles concentrations à toutes les stations du bassin de l'Orge depuis l’interdiction de
l’atrazine. Il s'agit d'une contamination résiduelle, due à une pollution historique des sols et
des aquifères superficiels drainés par les cours d'eau. Les concentrations moyennes et
médianes sont identiques et ne varient pas sur les deux années (0.03-0.04 µg L-1).
• L’ethidimuron (également interdit depuis 2003) est fréquemment présent à de faibles
concentrations dans l'Orge et dans l'Yvette à l’aval (Epinay-sur-Orge) (0.02-0.05 µg.L-1) ; il
s'agit probablement d'une contamination résiduelle due aux pratiques agricoles antérieures.
• Le MCPP (mécoprop) est utilisé en milieu agricole et non-agricole. Les communes du bassin
versant de l’Orge utilisent rarement cette molécule (mentionné 9 fois) ; par contre il est
souvent utilisé sur les céréales d'hiver et de printemps (Hamelet, 2007). Le mécoprop est
présent pendant presque toute la période d'échantillonnage aux stations aval de l'Orge (95 %
de détection en 2007) et de l'Yvette, et n'apparaît en amont des bassins qu'à partir du mois
de mars, avec des concentrations plus élevées à la station de Sermaise entre avril et juillet.
A la station d’Athis-Mons des pics de concentrations élevées ont été enregistrées en mai
2007 (2 µg.L-1) et en août 2007 (4 µg.L-1). Les concentrations maximales enregistrées sur la
totalité de 2007 et 2008, sont de l’ordre 0.5 µg L-1 et inférieures d’un facteur 5 par rapport
à celle déterminées au Canada entre 1998 et 2002 (Struger and Fletcher, 2007) où en Haute-
Normandie en 2002-2003 (DIREN Haute-Normandie, 2004). Le fort impact du MCPP appliqué
en milieu urbain sur la contamination des eaux de surface a déjà été montré par exemple
dans l’Etat de Washington, avec une fréquence de détection de 100 % (USGS, 1999).
• Le chlorprophame est présent aux deux stations de l’Orge et à la station aval de l’Yvette en
2007. A l’exutoire, il a était quantifié avec une fréquence assez élevée en 2007 (68 %) mais
jamais lors des échantillonnages de 2008. Il s’agit de concentrations faibles qui à l’exutoire,
n’ont jamais dépassé jamais 0.9 µg.L-1 (campagne de mars 2007). Sa présence ponctuelle à
des concentrations élevées aux stations amont et aval de l'Yvette (1.5 µg.L-1 à Chevreuse et
à Epinay-sur-Orge en décembre 2007), ne peut donc pas, a priori, être rapprochée de
pratiques connues (Fauchon et Lecomte, 2008). Les applications de chlorprophame sont
effectuées pour l’inhibition de la germination des pommes de terre. L’usage en milieu
agricole est donc en général assez limité sur le bassin versant de l’Orge et aucun usage non
agricole n’est signalé. Une tendance à la diminution des surfaces cultivées en pommes de
terre est d’ailleurs enregistrée sur le bassin versant de l’Orge depuis 1970 (10% de la SAU)
jusqu’en 2000 (6.5%) (Schott et al., 2007). Dans les rivières en Ile-de-France, la
concentration médiane est similaire à celle de l’Orge, mais une contamination ponctuelle
97
très forte s’élevant à 139.6 µg.L-1 a été déterminée en novembre 2006 à Courtenain (DIREN
IDF, 2008).
• Le flazasulfuron a été détecté dans 8.3 % des cas en 2007 et en 2008. Bien qu’elle soit une
des molécules les plus citées par les communes en 2007 (22 citations) (Hamelet, 2007), son
faible pourcentage de détection peut être lié à sa faible dose d’application (50 g.ha-1) et à
sa faible demi-vie (10-20 jours dans le sol et 2.6 jours dans l’eau à pH 5) (FOOTPRINT,
2009). Son faible pourcentage de transfert par ruissellement a été montré pendant une
étude sur le transfert de pesticides en milieu urbain, où les concentrations étaient 10 fois
plus faibles par rapport au glyphosate et à l’aminotriazole (Le Godec et al., 2000). Cette
proportion est confirmée sur notre site d’étude : à l’exutoire de l’Orge, la valeur médiane
des concentrations ont été de 0.43 μg.L-1 pour le glyphosate et de 0.05 μg.L-1 pour le
flazasulfuron en 2008.
• La fréquence de détection du quinmerac a augmenté entre 2007 et 2008 de presque 70 %.
Les concentrations demeurent très faibles (maximum de concentration 0.09 μg.L-1 en 2008).
Selon le rapport de la DIREN Ile-de-France (2008) sur la contamination des eaux de surface
entre 2006 et 2007, des fortes concentrations en quinmerac (20.2 μg.L-1 en mai sur la
Visandre à Voinsles) sont liées à des applications ponctuelles sur les zones cultivées en
betteraves. Sur le bassin de l’Orge, la surface cultivée en betteraves varie de 2 à 3 % de la
SAU et se situe surtout dans la zone de la Beauce.
• La contamination en 2,4 D et en 2,4 DP peut être rapprochée des usages agricoles mais
également non agricoles, puisque la matière active est utilisée fréquemment par les
communes (cité 9 fois) et les autres usagers (cité 2 fois). Le 2.4-D apparaît dès le mois de
mars aux stations amont et aval de l’Orge et de l’Yvette à des concentrations modérées,
dépassant rarement 0.05 μg L-1. Les concentrations en 2,4-D dans l'Yvette atteignent 0.19
µg.L-1 à Chevreuse en mars 2008, 0.12 µg.L-1 à Epinay-sur-Orge en mai 2008) (Fauchon et
Lecomte, 2008). Les pics de contamination à l’exutoire de l’Orge, en juin pour l’année 2007
et en juillet pour l’année 2008 semblent indiquer un impact lié à son utilisation fréquente
par les communes (cité 13 fois), plutôt qu’à son utilisation agricole (céréales d'hiver)
(Hamelet, 2007). La fréquence de détection diminue de moitié en 2008 (33.3 %) par rapport
à l’année 2007 (64.5 %). Sur les années 2007-2008 le 2,4-DP (ou dichlorprop) montre la
même concentration médiane (0.01 µg.L-1), avec un pic maximal au mois de mai 2007 de
0.25 µg.L-1.
• Le 2,4 MCPA est la deuxième molécule majoritairement citée par les communes, avec 37
citations (Hamelet, 2007). Sa fréquence de détection est inférieure à celles des autres
molécules utilisées en milieu urbain, avec de faibles concentrations médianes de 0.01 à 0.02
µg.L-1. Le pic de concentration le plus élevé est de 0.66 µg.L-1. En Ile-de-France, en
98
2006/2007, il a été quantifié dans 8 % des cas, avec des concentrations supérieures à 1 µg.L-
1 et un pic maximal de 1.1 µg.L-1 en septembre 2006 sur le Morbras (DIREN-IDF, 2008). Cette
molécule semblerait donc moins préoccupante sur l’Orge que sur d’autres rivières
franciliennes. Il s’agit d’un désherbant sélectif, utilisé en post-émergence sur des pelouses
et des terrains de football, donc sur des surfaces moins sensibles au ruissellement,
exception faite des événements orageux significatifs après traitement (Gicquel, 2004). La
faible concentration médiane est aussi liée à sa demi-vie dans l’eau d’environ 1 heure entre
pH 5 et pH 9 à 25 °C (FOOTPRINT, 2009).
• D’autres molécules ont été détectées à la station aval de l’Orge pendant l’année 2007 et
n’ont pas été retrouvées en 2008. Il s’agit notamment du chlorpyriphos-éthyl, terbutylazine,
prosulfocarbe et du bromacile. Si on exclut les autres, rarement quantifiées en 2007,
seulement le chlorpyriphos-éthyl montre une diminution significative des fréquences de
quantification comme pour le chlorprophame. Il s’agit de deux molécules utilisées en milieu
agricole. Certaines molécules, fréquemment détectées à des faibles concentrations, ont par
contre montré des contaminations ponctuelles assez élevées : c’est le cas par exemple du
triclopyr (0.49 µg.L-1 le 20/08/2007), utilisé essentiellement en milieu urbain et cité 15 fois
par les communes (Hamelet, 2007). Le lenacile sur les deux années ne présente jamais des
concentrations élevées (0.04 - 0.05 µg.L-1). Par contre, cette molécule a été décelée par le
suivi Phyt’Eaux Propres à des concentrations maximales de 8.3 µg.L-1 et également l’une des
molécules les plus fréquemment décelées (DIREN IDF, 2008). Elle est appliquée surtout sur
betteraves, un type de culture peu développée sur l’Orge.
• La concentration médiane du chlortoluron est la seule qui augmente entre 2007 et 2008, en
passant de 0.02 à 0.07 μg.L-1. Les concentrations plus élevées en chlorotoluron sont
enregistrées pendant les mois de décembre 2007 et janvier 2008 dans les stations amont
(valeur de l’ordre de 1.5 µg.L-1, sauf pour Sermaise le 17 décembre 2007). Pour
l’isoproturon la valeur la plus importante a été enregistrée à Sermaise lors de la campagne
du 17 décembre 2007, avec une concentration de 1.2 µg.L-1. Pendant les autres mois de
l’année, les concentrations ont varié entre 0.5 et 0.8 µg.L-1.
99
Tableau 9. Concentrations de 34 pesticides les plus fréquemment quantifiés à la station d’Athis-Mons (exutoire de l’Orge) pendant l’année 2007
Molécule n.
LQ µg.L-1
Fréquence Q en %
Moy µg.L-1
Méd µg.L-1
Ecart type
Conc. Max µg.L-1
Période de contamination
maximale
Milieu d’utilisation
Nombre de citation par communes
Aminotriazole 24 0.05 100.0% 1.35 1.25 0.27 0.87 Mars Mixte 19 AMPA 24 0.1 100.0% 1.35 1.25 0.93 5.1 Juin Produit dégradation Demethyldiuron 24 0.01 100.0% 0.06 0.04 0.05 0.2 Mai Produit dégradation Diuron 24 0.01 100.0% 0.23 0.20 0.16 0.58 Mai Urbaine 24 Glyphosate 24 0.1 100.0% 1.24 0.62 1.49 6.6 Juin Mixte 58 Atrazine 12 0.01 100.0% 0.03 0.03 0.01 0.04 Février et Septembre Interdite Atrazine déséthyl 12 0.01 83.3% 0.05 0.05 0.01 0.06 Janvier et Février Produit dégradation MCPP (Mecoprop) 24 0.01 95.8% 0.10 0.08 0.09 0.41 Aout Urbain 9 Oxadiazon 12 0.01 75.0% 0.02 0.02 0.01 0.05 Juillet Urbain 5 2.4-MCPA 24 0.01 70.8% 0.05 0.02 0.07 0.31 Mai Urbain 37 Chlorpropham 12 0.05 8.3% 0.05 0.05 0.00 0.05 Mars Agricole - Diflufenican 12 0.01 66.7% 0.04 0.02 0.06 0.18 Mars Mixte 18 2.4-D 24 0.01 62.5% 0.04 0.02 0.04 0.15 Juin Mixte 13 2.4-DP (Dichlorprop) 24 0.01 54.2% 0.03 0.01 0.25 0.25 Mai Mixte 4 Isoproturon 24 0.01 50.0% 0.03 0.01 0.05 0.25 Décembre Agricole - Chlortoluron 24 0.01 70.8% 0.07 0.02 0.16 0.7 Décembre Agricole - Monuron 24 0.01 41.7% 0.01 0.01 0.01 0.02 Juillet et Aout Interdite Triclopyr 24 0.01 41.7% 0.05 0.01 0.11 0.49 Aout Urbain 15 Ethidimuron 24 0.01 33.3% 0.01 0.01 0.01 0.02 Mai-septembre Interdite Dichlobenil 12 0.01 25.0% 0.02 0.01 0.02 0.07 Décembre Urbain 16 Lenacile 12 0.01 25.0% 0.01 0.01 0.01 0.04 Mai Agricole - Terbutylazine déséthyl 12 0.01 25.0% 0.01 0.01 0.01 0.05 Juin Produit dégradation Terbutryne 12 0.01 25.0% 0.02 0.01 0.03 0.09 Décembre Interdite Bromacile 12 0.01 16.7% 0.02 0.01 0.03 0.12 Septembre Interdite Métazachlor 12 0.01 16.7% 0.01 0.01 0.02 0.07 Décembre Agricole - Procymidone 12 0.01 16.7% 0.01 0.01 0.01 0.02 Juillet Agricole - Bentazone 24 0.01 12.5% 0.01 0.01 0.01 0.03 Avril Agricole - Quinmérac 24 0.01 8.3% 0.01 0.01 0.03 0.13 Décembre Agricole - Flazasulfuron 12 0.10 8.3% 0.05 0.05 0.01 0.10 Décembre Urbain 22 Imidaclopride 12 0.01 8.3% 0.01 0.01 0.01 0.03 Décembre Mixte 4 Prosulfocarb 12 0.01 8.3% 0.01 0.01 0.01 0.05 Décembre Agricole Simazine 12 0.01 8.3% 0.01 0.01 0.00 0.02 Septembre Interdite Terbutylazine 12 0.01 8.3% 0.01 0.01 0.01 0.05 Mai Interdite
100
Tableau 10. Concentrations de 34 pesticides les plus fréquemment quantifiés à la station d’Athis-Mons (exutoire de l’Orge) pendant l’année 2008
Figure 24 : Evolution saisonnière des concentrations en 6 pesticides les plus fréquemment
quantifiés à la station d’Athis-Mons (Exutoire de l’Orge).
En 2008, les concentrations élevées du printemps se maintiennent jusqu’au début de l’été
puis commencent à diminuer régulièrement à partir du mois de juillet, après la fin des applications.
Cette diminution progressive est la conséquence d’un épuisement progressif du stock en pesticides.
Hiver Printemps Eté Automne
103
Une forte diminution apparait à partir de l’automne (concentrations totales d’environ 2 µg.L-1),
avec quelques pics épisodiques de contamination.
Ainsi, une forte contamination en pesticides est enregistrée en octobre 2007, avec des
concentrations proches de celles détectées pendant les mois estivaux. Les débits enregistrés les
jours des prélèvements, ont été les mêmes (2.0 m3.s-1).
A l’échelle du bassin versant de la Seine, les mois de septembre et d’octobre 2007 ont
montré un déficit de 40 % et ont été très secs et de fortes précipitations ont été enregistrées
seulement à partir du 28 octobre 2007. Les pics de glyphosate et d'AMPA n’évoquent pas un usage
agricole du glyphosate pour le déchaumage avant le semis d'une nouvelle culture, car les
concentrations à Sermaise sont de l’ordre de 0.2 µg.L-1.
Compte tenu des faibles précipitations du mois de septembre 2007 et des derniers
traitements effectués pendant le mois de septembre 2007 par les communes, il pourrait s’agir d’une
contamination non liée aux emplois de pesticides proprement dits. Pendant l’année 2007, le
glyphosate et son métabolite l’AMPA représentent en moyenne da 50 à 65 % des concentrations
cumulées de chaque campagne.
Les concentrations élevées pendant le mois de décembre 2007 sont facilement explicables
pour le chlortoluron et l’isoproturon. Par contre, les concentrations en glyphosate, en
l’aminotriazole ou en diuron semblent atypiques (Fauchon et Lecomte, 2008). Le chlortoluron et
l’isoproturon sont détectés à la station d’Athis-Mons seulement pendant l’hiver et l’automne.
4.5.2 Comportement du glyphosate et de l’AMPA
Les données obtenues par le programme Phyt’Eaux Cités ont été utiles pour étudier
l’évolution des concentrations sur un cycle annuel (12 mois), avec la possibilité de caractériser les
relations existant entre les concentrations dans la rivière et les périodes d’application.
Le couplage entre concentrations en pesticides, débit et hauteur des précipitations nous a
permis d’établir une première évaluation de l’impact des événements pluvieux et de comparer les
niveaux de contamination entre l’amont et l’aval, pour préciser l’impact des apports urbains.
A la station de Sermaise, les concentrations atteignent 1 µg.L-1 à partir du mois de mai
jusqu'à fin août, où la valeur de contamination revient à un niveau inferieur à 0.1 µg.L-1. Le pic
maximal a été atteint pendant le mois de juin, avec une valeur d’environ 1 µg.L-1 qui semble plutôt
dû à une application ponctuelle. A la station de Sermaise, il est détecté seulement pendant
quelques mois. La figure 25 représente l’évolution des concentrations en glyphosate à la station de
Sermaise et à la station d’Athis-Mons, pendant l’année 2007.
104
Sermaise Athis-Mons
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Jan-07
Feb-07
Mar-07Apr-0
7
May-07Ju
n-07Ju
l-07
Aug-07
Sep-07Oct-
07
Nov-07
Dec-07D
ébit
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40
Plui
e m
m
mm pluie Q. Saint Cheron Glyphosate
0
10
20
30
40
50
60
70
Jan-07
Feb-07
Mar-07Apr-0
7
May-07Ju
n-07Ju
l-07
Aug-07
Sep-07Oct-
07
Nov-07
Dec-07
Dis
ch m
3 s-1- C
once
ntra
tion
µg L
-1
0
10
20
30
40
Plui
e m
m
pluie mm Q Morsang sur Orge Glyphosate Conc x 10
Figure 25 : Evolution des concentrations en glyphosate à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007
En aval de l’Orge, à la station d’Athis-Mons, les concentrations de glyphosate semblent
augmenter indépendamment des conditions hydrologiques. Les concentrations étaient en général
beaucoup plus fortes à la station d’Athis-Mons (aval). Une tendance saisonnière, amplifiée par les
événements pluvieux et les phénomènes de ruissellement, peut être identifiée entre mai et octobre
2007. Les pics de concentration les plus élevés ont toutefois été enregistrés pendant les crues
survenant durant les mois d’application dans des cours d’eau américains (Phillips et Bode, 2004).
Pendant toute l’année, l’AMPA est le contaminant dont les concentrations sont toujours les
plus élevées. Les concentrations à la station de Sermaise sont inférieures à la limite de
quantification en janvier et février 2007. Au cours de l’année 2007, on observe à partir du mois
d’avril (date du début des applications en pesticides) et jusqu’à fin juin une augmentation régulière
des concentrations en AMPA à la station d’Athis-Mons, phénomène que se répète entre les mois de
septembre et octobre (fig.26).
Sermaise Athis-Mons
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Jan-07
Feb-07
Mar-07Apr-0
7
May-07Ju
n-07Ju
l-07
Aug-07
Sep-07Oct-
07
Nov-07
Dec-07D
ébit
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40
Plui
e m
m
mm pluie Q. Saint Cheron AMPA
0
10
20
30
40
50
60
70
Jan-07
Feb-07
Mar-07Apr-0
7
May-07Ju
n-07Ju
l-07
Aug-07
Sep-07Oct-
07
Nov-07
Dec-07
Dis
ch m
3 s-1- C
once
ntra
tion
µg L
-1
0
10
20
30
40
Plui
e m
m
pluie mm Q Morsang sur Orge AMPA Conc x 10
Figure 26 : Evolution des concentrations en AMPA à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007
105
Les pics ne sont jamais très élevés contrairement au glyphosate. A la station amont de
l’Orge (Sermaise), l’AMPA était détecté à partir du mois de mars 2007 jusqu’au mois de novembre
2007. Par contre, à la station aval, l’AMPA est détecté toute l’année. Les évolutions des
concentrations en glyphosate et en AMPA dans la partie en amont de l’Orge sont similaires. Par
contre, cette tendance n’est pas enregistrée à la station aval (Athis-Mons), où les concentrations en
AMPA varient régulièrement. L’AMPA détecté à la station d’Athis-Mons (milieu urbain), pourrait
également avoir pour origine, la dégradation de phosphonates (Skark et al., 1998 ; Jaworska et al.,
2002 ; Kolpin et al., 2006). L’étude spécifique en milieu urbain a permis de valider leur hypothèse.
A priori, cette tendance évolutive du glyphosate est due au stock d’herbicide non mobilisé
pendant la première pluie, avec une dégradation suivi par une remobilisation sous forme d’AMPA. A
la station d’Athis-Mons, le glyphosate présente une évolution sur l’année différente de celle de
l’AMPA : il présente des pics de contamination irréguliers (concentrations de l’ordre de 4 à 5 µg.L-1)
dépendant des conditions hydrologiques et d’événements pluvieux qui déclenchent le processus de
ruissellement. Pour le glyphosate, à la différence de l’AMPA, le transfert vers la rivière est
consécutif aux applications. Les résultats concernant le glyphosate et l’AMPA observés à la station
aval de l’Orge (Athis-Mons) semblent montrer que les concentrations peuvent augmenter suivant les
conditions météorologiques.
Afin de comprendre la dynamique de transfert du glyphosate et de son produit de
dégradation par temps sec et par temps de pluie, deux campagnes spécifiques ont été réalisées à
l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons) et à celui de l’Yvette (Epinay-sur-Orge). Les prélèvements on été
effectués le 25 septembre 2007 (temps pluie) et le 22 octobre 2007 (temps sec) (fig.27).
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
25/09/2007Pluie
22/10/2007 Temps Sec
25/09/2007Pluie
22/10/2007 Temps Sec
Epinay sur Orge Epinay sur Orge Athis Mons Athis Mons
Con
cent
ratio
n µg
L-1
Glyphosate AMPA
Figure 27 : Concentrations en glyphosate et AMPA aux stations d’Epinay-sur-Orge (Yvette) et Athis-
Mons (Orge) par temps sec et par temps de pluie
Ces deux prélèvements réalisés par temps sec et par temps de pluie en milieu urbain
montrent que l’amplitude de variation de l’AMPA (0.36 à 1.65 µg.L-1) est moins dépendante du
ruissellement que celle de la molécule mère (< limite de détection LD et 2.6 µg.L-1).
106
4.5.3 Autres molécules
Pour l’aminotriazole la différence de comportement sur la période janvier – décembre 2007
entre la station amont (Sermaise) et la station aval de l’Orge (Athis-Mons) est importante. A
Sermaise, la première détection en aminotriazole est effectuée seulement au mois de mai. Il s’agit
d’un pic de concentration de 0.53 µg.L-1 correspondant à une augmentation du débit (fig.28).
Sermaise Athis-Mons
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Jan-0
7
Feb-07
Mar-07
Apr-07
May-07
Jun-0
7Ju
l-07
Aug-07
Sep-07
Oct-07
Nov-07
Dec-07D
isch
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40R
ain
mm
mm pluie Q. Saint Cheron Aminotriazole
0
3
6
9
12
15
18
21
24
Jan-0
7
Feb-07
Mar-07
Apr-07
May-07
Jun-0
7Ju
l-07
Aug-07
Sep-07
Oct-07
Nov-07
Dec-07D
isch
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40
Rai
n m
m
pluie mm Q Morsang sur Orge Aminotriazole Conc x 10
Figure 28 : Evolution des concentrations en aminotriazole à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007
D’autres pics moins élevés sont enregistrés au mois d’août (max. 0.37 µg.L-1), toujours
pendant des augmentations du débit. Par contre, à la station aval de l’Orge (Athis-Mons), on
enregistre les pics les plus élevés de le mois de mars 2007 (0.87 µg.L-1) et jusqu’aux mois de mai et
juin. A la pollution diffuse issue du secteur amont, se superposent en aval des pics de pollution liés
aux usages urbains.
Le diuron ne présente pas une grande différence de concentrations entre la station amont
et la station aval. A la différence du glyphosate, de l’AMPA et de l’aminotriazole, qui présentent
des concentrations en aval à Athis-Mons (aval) de 3 à 10 fois plus élevées qu’à Sermaise (amont), les
différences entre l’amont et l’aval de l’Orge sont généralement moins marquées (fig.29).
Sermaise Athis-Mons
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Jan-0
7
Feb-07
Mar-07
Apr-07
May-07
Jun-0
7Ju
l-07
Aug-07
Sep-07
Oct-07
Nov-07
Dec-07D
isch
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40
Rai
n m
m
mm pluie Q. Saint Cheron Diuron
0
3
6
9
12
15
18
21
24
Jan-0
7
Feb-07
Mar-07
Apr-07
May-07
Jun-0
7Ju
l-07
Aug-07
Sep-07
Oct-07
Nov-07
Dec-07D
isch
m3 s-1
- Con
cent
ratio
n µg
L-1 0
10
20
30
40
Rai
n m
m
pluie mm Q Morsang sur Orge Diuron Conc X 10
Figure 29 : Evolution des concentrations en diuron à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007
107
La seule exception à l’évolution entre l’amont et l’aval à l’échelle annuelle, concerne la
campagne d’échantillonnage du 20 août 2007. En effet, les concentrations à Sermaise (0.4 µg.L-1)
étaient alors plus fortes que celles d’Athis-Mons (0.3 µg.L-1). Cette différence est probablement liée
à un événement pluvieux très ponctuel (orage) qui a eu lieu le jour précédent, à Sermaise (18 mm)
et qui aurait déclenché localement un ruissellement important mais qui n’a pas eu lieu à Athis-Mons
(0 mm). Le diuron a fréquemment été détecté pendant l’année 2007 à des concentrations
supérieures à 0.1 µg.L-1, ce qui n’a pas été décrit en Seine, où le diuron n'est apparu généralement
qu'au printemps et en été (Fauchon et Lecomte, 2008).
Pour d’autres molécules comme le 2,4 MCPA, le 2,4 D et le mécropop, les pics de
concentration sont rarement très élevés dans le bassin versant de l’Orge au cours de l’année 2007.
En observant la figure suivante (fig.30), on remarque un seul pic à la station d’Athis-Mons,
concernant le MCPA au début mai, après une longue période de sécheresse.
0
10
20
30
40
50
60
Jan-0
7
Feb-07
Mar-07
Apr-07
May-07
Jun-0
7Ju
l-07
Aug-07
Sep-07
Oct-07
Nov-07
Dec-07
Dis
ch (m
3 s-1)-
Con
cent
ratio
n (µ
g L-1
)
0
10
20
30
40R
ain
(mm
)
Rain mm Q Morsang sur Orge 2,4 MCPA conc x 10
Figure 30 : Evolution des concentrations en MCPA à la station de Sermaise (Orge amont) et à Athis-Mons (Orge aval) pendant les prélèvements effectués en 2007
Ce résultat, similaire a ceux obtenus sur l‘Yvette, montre que certaines molécules sont
seulement appliquées pendant une courte période de l’année et sont généralement moins utilisées
en fin de printemps. L’absence des pics de concentration élevés pour le 2,4 D, le 2,4 MCPA et le
dichlorprop est liée à la nature des surfaces d’application essentiellement constituées par des sols
agricoles perméables. Les pics de concentration en phénylurées dans l’Orge ont été enregistrés aux
stations de l’amont pendant les mois de janvier et de décembre 2007, en concordance avec les
périodes d’application.
4.6 Evolution longitudinale des concentrations en pesticides
Afin de pouvoir identifier les zones d’apports potentiels de pesticides, dix prélèvements sur
l’axe longitudinal du bassin versant de l’Orge ont été effectués (fig.31) aux dates suivantes :
108
Figure 31 : Evolution spatiale des concentrations en glyphosate et en AMPA à différentes périodes
de l’année sur 10 stations dans le bassin versant de l’Orge
le 22 octobre 2007, le 10 décembre 2007 et le 3 avril 2008. Pendant la première campagne
(22 octobre 2007) le glyphosate et l’AMPA n’ont pas été détectés à la station la plus amont du
bassin versant de l’Orge (Sainte-Mesme), située en zone agricole. Le glyphosate et l’AMPA sont
présents à Saint-Chéron avec des valeurs de l’ordre de 0.2 µg.L-1. A partir de la station de Villiers-
sur-Orge, les concentrations en AMPA se stabilisent entre 0,5 et 0.8 µg.L-1 pour toutes les stations
de l’Orge aval (avant et après le confluent avec l’Yvette). L’augmentation des concentrations est
régulière de l’amont à l’aval de l’Orge.
Aucune tendance évolutive n’a été constatée au niveau de l’Yvette. La campagne du 10
décembre 2007 a été conduite hors période de traitement par le glyphosate. Le glyphosate n’a été
détecté qu’à la station d’Athis-Mons, avec une concentration de 0.2 µg.L-1. Le glyphosate a
seulement été détecté à une station sur dix. Le point de prélèvement d’Athis-Mons était situé entre
le confluent avec la Seine et le rejet du collecteur d’eaux pluviales de l’aéroport d’Orly. Les rejets
des eaux pluviales pendant des événements pluvieux sont probablement une des origines de la
contamination urbaine de l’Orge par le glyphosate.
Les flux annuels à la station aval (Athis-Mons) sont de 10 à 100 fois plus élevés que ceux
déterminés à la station amont de l’Orge (Sermaise) : 100 fois pour le glyphosate et l’AMPA, 30 pour
le diuron et l’aminotriazole, 10 fois pour l’isoproturon et le chlortoluron (fig.33). A noter que les
flux en glyphosate et en AMPA à l’exutoire du bassin versant sont 100 fois plus importantes bien que
la différence de débit ne soit que d’un rapport 10.
0
30
60
90
120
150
180
Diuron
Glypho
sate
Aminotria
zole
AMPA
Isopr
oturon
Chlorto
luron
Kg
an-1
Orge Amont Orge Aval Figure 33 : Flux annuels estimés à la station Amont (Sermaise) et à l’exutoire du bassin versant de
l’Orge (Athis-Mons) pour l’année 2007
Pour l’isoproturon et le chlortoluron, les flux en aval ont également augmenté d’environ un
facteur 10. Si on regarde la contribution des deux molécules en termes de flux, celle du
chlortoluron est la plus importante. Le chlortoluron semble avoir largement dépassé l’isoproturon
en termes d’usage. Cette information sur les épandages est confirmé par la littérature : les flux
d’isoproturon ont toujours été supérieurs aux flux de chlortoluron, au niveau européen à l’exemple
des sous-bassins versant de la Ruhr (Allemagne) entre 1994 et 1996 (Skark et al., 2004).
Le flux en glyphosate estimé à l’exutoire de l’Orge a été d’environ 180 kg.an-1. Dans la
littérature, on retrouve des flux de glyphosate de 8 t.an-1 dans le Rhône, fleuve qui présente un
débit moyen de 1000 m3.s-1 (Comoretto et al., 2007).
Le flux en aminotriazole estimé pour l’Orge a été de 36.4 kg.an-1 sur une surface totale de
956 km2. Il s’agit d’un flux deux fois plus élevé par rapport à celui enregistré dans un autre sous-
bassin versant de la Seine, la Marne (180.4 kg.an-1 pour une surface de 12 762 km2).
Le flux de diuron avait été estimé sur la Marne à 8 t.an-1 dont 50 % était lié à des
applications non-agricoles (Blanchoud et al., 2004). Si on compare les données de la Marne avec
celles de l’Orge comme précédemment pour l’aminotriazole, on observe que le flux de l’Orge
représente seulement 4 % du flux estimé sur la Marne. Selon les études de Skark et al. (2004), le
112
flux de diuron dans la Ruhr et dans ses affluents était entre un tiers et deux tiers du flux total en
pesticides. Chevre (2003) a montré qu’au moins 50 % du flux en diuron observé dans un cours d’eau
de taille moyenne provenait des effluents de STEP.
La comparaison entre les flux estimés dans la Marne et dans l’Orge doit être rapportée à la
période d’échantillonnage. Les travaux conduits sur la Marne en 1998, alors que le diuron était
l’herbicide le plus utilisé en milieu urbain. A partir de l’année 2000, une augmentation des ventes
de glyphosate a été enregistrée et les communes l’ont souvent préféré au diuron. Pour
l’aminotriazole, les applications plus importantes sur l’Orge sont liées à une augmentation des
utilisations dans les dernières années sur les surfaces des voiries (0.73 % de la surface totale sur
l’Orge, 0.08 % sur la Marne). Cela justifie la différence de flux entre les deux bassins versants.
Les principaux flux des pesticides dans l’Orge pour l’année 2007 ont été comparés à ceux de
l’Yvette pour évaluer l’impact de cet affluent sur la contamination à l’exutoire de l’Orge (fig.34).
0
30
60
90
120
150
180
Diuron
Glypho
sate
Aminotria
zole
AMPA
Isopro
turon
Chlorto
luron
Kg
an-1
Orge Aval Yvette Aval
Figure 34 : Flux annuels estimés à l’exutoire du bassin versant du bassin versant de l’Orge (Athis-
Mons) et à l’exutoire du bassin versant de l’Yvette (Epinay-sur-Orge) pour l’année 2007
Le flux en glyphosate estimé dans l’Yvette est de 9.39 kg.an-1 et celui de l’AMPA 53.9 kg.an-
1. Les valeurs des autres flux estimés sont : 26.48 kg.an-1 pour l’aminotriazole, 16.33 kg.an-1 pour le
diuron, le chlortoluron 13.03 kg.an-1 et 3.48 kg.an-1 pour l’isoproturon. Les flux en pesticides en
provenance de l’Yvette représentent, pour l’année 2007, 50 % du flux total de glyphosate sur l’Orge
et 30 % de celui de l’AMPA.
Pour le chlortoluron le flux de l’Yvette est supérieur au flux de l’Orge. Il faut rappeler la
forte vocation urbaine de l’Yvette comparée à l’ensemble de l’Orge. La surface de l’Yvette (279.01
km2) est très inférieure à la surface totale de l’Orge (936.50 km2), la surface des zones urbanisées
113
est beaucoup plus importante (23.50 % pour l’Orge contre 32.46 % pour l’Yvette) et avec une
densité de population plus importante d’un tiers. Ces données justifient cette évolution spatiale de
la contamination en glyphosate et en AMPA, en relation avec la densité du milieu urbain. Par
contre, les importants apports de chlortoluron par l’Yvette sont difficiles à expliquer par la seule
occupation du sol. Il faudrait également tenir compte des caractéristiques morphologiques
particulières de l’Yvette en comparaison à celles de l’Orge : sur l’Yvette, notamment dans la partie
centrale de son bassin versant, toutes les surfaces agricoles cultivées en blé d’hiver (avec des
traitements en chlortoluron) sont localisées sur des pentes beaucoup plus abruptes que pour l’Orge.
4.8 Comparaison des flux en pesticides 2007-2008
Une comparaison des flux des principales molécules a été réalisée sur les années 2007-2008
pour évaluer l’influence respective des conditions hydrologiques et de la sensibilisation des usagers
(Phyt’Eaux Cités) (tab.11).
Tableau 11. Comparaison des flux annuels estimés à la station à l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons) et à l’exutoire du bassin versant de l’Yvette (Epinay-sur-Orge)
Pluie totale jours prélèvement (mm) 116 93 Pluie totale période avril-aout (mm) 361 224 Représentativité 32.1 % 41.5 % Nombre d’événements pluvieux jours prélèvements 9 6 Nombre d’événements pluvieux sur la période avril-aout 49 37 Représentativité 18.3 % 16.2 %
119
En 2007, on a observé un total de 116 mm de pluie lors de nos prélèvements sur 361 mm de
pluie tombée entre le mois d’avril et le mois d’aout. En 2008, par contre ces deux valeurs sont
inferieures, avec 93 mm de pluie tombées pendant les campagnes de prélèvement (2 prélèvements
en moins qu’en 2007) sur un total de 224 mm. On observe donc que en termes de hauteur de
précipitations totales, les campagnes 2008 semblent plus représentatives que celles de 2007 (41.52
% de la pluie tombe pendant la période d’échantillonnage en 2008).
Par temps de pluie, en période de crue hivernale, de novembre à mars, hors périodes
d'application des matières actives (hormis les herbicides sur les céréales d'hiver), les concentrations
restent inchangées dans les cours d'eau.
En comparant les campagnes par temps de pluie des années 2007 et 2008 :
- les pics de concentration ont diminué lors des campagnes par temps de pluie. La seule
campagne de 2008 qui a présenté des concentrations plus élevées par rapport à la même
période 2007, est celle du 3 juillet 2008. Les plus fortes concentrations ont concerné encore
le glyphosate ;
- pour les campagnes de juillet et d’août 2008, les concentrations sont restées faibles en
comparaison de celles de la même période en 2007 mais correspondent par ailleurs, à de
faibles variations du débit lors des événements pluvieux en 2008 ;
- les deux pics des concentrations les plus élevés de glyphosate sont enregistrés pendant la
première campagne (avril/mai) et ensuite pendant la première campagne de juillet. Ce
résultat montre l’impact des applications urbaines sur la qualité de l’Orge car la majorité
des applications des communes dans ce secteur ont été effectués pendant la même période.
La quantité de précipitations peut fortement impacter la quantité du glyphosate transféré
vers les eaux de surface (Luijendijk et al., 2003 ; Phillips et Bode, 2004). Par contre, dans
un bassin versant agricole, les concentrations peuvent varier de 0.10 à 0.70 mg.L-1 (Peruzzo
et al., 2008). Les concentrations moyennes et médianes pour les évènements pluvieux de
2007 sont plus fortes que celles de 2008. Par contre, la concentration maximale en 2008 a
été de 17.1 µg.L-1 contre 15 µg.L-1 en 2007 ;
- le diuron était présent à des concentrations beaucoup plus élevées au cours de l’année 2007
par rapport à l’année 2008. Les concentrations les plus fortes ont été enregistrées pendant
les campagnes d’avril à juin et ensuite sont descendues à de plus faibles niveaux. Une telle
contamination n’a pas lieu en Seine (Fauchon et Lecomte, 2008) ;
- l’importante crue d'hiver observée début décembre 2007 semble avoir eu un impact
important sur différentes substances, notamment le glyphosate (2 μg.L-1 le 3 décembre
120
2007, Athis-Mons), l'AMPA (1.2 μg.L-1 à Athis-Mons et à Epinay-sur-Orge), l'aminotriazole
(0.27 μg.L-1 à Athis-Mons et Epinay-sur-Orge), l'isoproturon (0.87 μg.L-1 à Chevreuse), le
chlortoluron (0.47 μg.L-1 à Athis-Mons), le diuron (0.42 μg.L-1 à Athis-Mons et Epinay-sur-
Orge). Les fortes valeurs en isoproturon et chlortoluron correspondent à la période
d’application, notamment aux stations amont ;
- Pour toutes les molécules précédemment citées, on a enregistré pour 2008 une forte
diminution des écarts types des mesures par rapport à 2007, exception faites du glyphosate.
Dans le tableau 14 on observe la différence des concentrations par temps de pluie entre la
station amont et la station aval de l’Orge sur 2007 et 2008. On a choisi les dix molécules les plus
retrouvées par temps de pluie. On observe que sur l’ensemble de l’échantillonnage, seule le
diuron et l’aminotriazole ont été quantifiés avec une fréquence de 100 % sur les deux stations.
Il est intéressant de remarquer pour ces deux molécules des concentrations médianes et
moyennes proches, aux deux stations amont et aval de l’Orge ; cependant les concentrations
maximales plus fortes d’environ 1 µg.L-1 ont été enregistrées à Sermaise. L’augmentation du
débit après des événements pluvieux pourrait donc provoquer une dilution de ces molécules à la
station d’Athis-Mons. De plus, pendent ces campagnes d’échantillonnage, des événements
pluvieux plus intenses ont été enregistrés dans la partie amont de l’Orge, avec parfois une
dizaine de millimètres de pluie supplémentaires à Sermaise (Orge amont).
121
Tableau 14. Concentrations de 10 pesticides par temps de pluie à la station d’Athis-Mons en 2007 et 2008
4.10 Comparaison des flux des pesticides majeurs par temps de pluie et par temps sec, à l’exutoire de l’Orge
La comparaison des flux estimés par temps de pluie et par temps sec a permis d’estimer
l’impact du ruissellement en milieu urbain sur la contamination des eaux de surface en comparaison
du niveau de contamination de base à l’échelle journalière (tab.15).
Tableau 15. Flux en pesticides estimés pendant les prélèvements par temps de pluie à la station d’Athis-Mons deux prélèvements pendant la même journée, un le matin* et l’autre l’après-midi**
Figure 46 : Evolution journalière du débit des eaux usées pendant le mois d’avril 2006 (Traits pleins : jours de la semaine, traits pointillés : week-end) (source données : SIVOA)
Les données de débits journaliers pour le mois d’avril 2006 montrent 3 pics qui dépassent la
moyenne en raison d’un événement pluvieux. Si on regarde l’évolution journalière de débits, on
140
observe une courbe régulière avec une première augmentation du débit entre 6 et 8 heures et
ensuite vers 20 heures. Les évolutions sont cohérentes avec les habitudes de consommation d’eau.
Afin d’estimer correctement le flux en pesticides, il faut tenir compte à la fois de l’heure du
prélèvement (débits non uniformes pendant la journée) et des facteurs de dilution dus aux passages
d’eaux pluviales dans le collecteur des eaux usées pendant les événements pluvieux. Pour
comprendre les échanges entre les deux collecteurs, on a décidé d’effectuer pendant nos
campagnes d’échantillonnage, un dosage de l’ammonium (traceur des eaux usées domestiques) dans
l’ensemble des réseaux, permettant d’identifier les épisodes de déversement et les eaux parasites.
Pour les eaux pluviales, le collecteur est constitué de l’ancien bras du ru de Fleury qui se
jette dans la Boële, avec un débit de base d’environ 5-10 L.s-1, hors événement pluvieux. La surface
de drainage des eaux qui se jettent dans ce collecteur, est d’environ 4.4 km2. Lors de l’événement
pluvieux du 19 juin 2007, un épisode de surverse relativement important (9188.9 m3) a été observé
et suivi par le SIVOA. Le rejet se termina à 8h38 le lendemain. Pendant le premier épisode pluvieux,
1568.8 m3 d’eaux pluviales ont été rejetées dans le milieu naturel de 21h12 à 22h50 (98 minutes)
avec un débit maximum de 2240.8 m3 h-1 à 21h20 (fig.47).
Evolution du débit selon les heures le 19 Juin 2007 au D.O 14 : Antenne du Ru de Fleury St Michel/Orge
Volume total déversé : 9188,9 m3
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
21:1
0:00
21:5
0:00
22:3
0:00
23:1
0:00
23:5
0:00
0:30
:00
1:10
:00
1:50
:00
2:30
:00
3:10
:00
3:50
:00
4:30
:00
5:10
:00
5:50
:00
6:30
:00
7:10
:00
7:50
:00
8:30
:00
heures
m3/
h
Figure 47 : Evolution du débit dans le collecteur d’eaux pluviales, lors de l’événement pluvieux du
19 juin 2007, à l’exutoire de Ru de Fleury (source figure : Moncaut, 2006)
La deuxième pluie correspond au rejet de 2229 m3 de 22h50 à 00h12 (82 minutes) avec un
débit maximal de 4623.1 m3 h-1observé à 23h12. La fin du déversement d’effluents est caractérisé
par un volume rejeté de 5390.9 m3 ayant survenant de 00h12 à 8h38 (506 minutes) dont le débit
maximal est mesuré à 00h34 (1694.9 m3.h-1). Le suivi de cette pluie montre que le réseau d’eaux
pluviales est caractérisé par un écoulement de base hors événements pluvieux, avec un débit
constant d’environ 10-20 L.s-1. Par contre, pendant un événement pluvieux, le débit augmente
rapidement en quelques minutes à des valeurs de 2000-3000 L.s-1 (Moncaut, 2006).
141
Dans le cadre de cette thèse, une étude supplémentaire a été menée pour chercher
d’approfondir la compréhension du mode de fonctionnement du réseau séparatif et confirmer les
données fournies par le SIVOA. Pendant les périodes de temps sec, le collecteur d’eaux pluviales du
Ru de Fleury enregistre un débit de l’ordre 10 L.s-1. Afin de pouvoir comprendre si ce débit est
seulement lié au débit de l’ancien Ru de Fleury ou s’il y a des mauvais raccordements, des mesures
de l’ammonium ont été effectuées. Les concentrations élevées en ammonium ont confirmé la
présence d’anciennes antennes d’eaux usées directement branchées sur ce collecteur. Les
concentrations mesurées pour l’ammonium varient entre 0.5 mg.L-1 et 6.0 mg.L-1 pendant la
journée. Une augmentation des valeurs en ammonium est identifiée le soir et le matin, en
concordance avec l’augmentation des rejets domestiques.
Parallèlement au collecteur d’eaux pluviales on a suivi le collecteur d’eaux usées. Celui-ci a
un diamètre inférieur au collecteur des eaux pluviales et présentes des débits de base compris
entre 30 L.s-1 et 60 L.s-1. Ainsi que pour le collecteur d’eaux pluviales, le débit varie en fonction des
usages domestiques. Cette évolution du débit dans un collecteur d’eaux usées par rapport aux
utilisations domestiques a été déjà montré par Ashley (1993), avec des diminutions des
concentrations en ammonium et du débit la nuit et en milieu de journée.
Pendant la campagne du 14 mai 2008 une étude a été menée afin de pouvoir confirmer les
échanges entre les deux collecteurs (fig.48). Pendant un événement pluvieux, un pic de débit a été
enregistré (1750 L.s-1) dans le collecteur d’eaux pluviales. Au même moment, on a observé une
augmentation du débit dans le collecteur d’eaux usées (200 L.s-1).
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
15:3017:3
019:3
021:3
023:3
01:30 3:30 5:30 7:30 9:30
11:3013:3
015:3
0
Déb
it (l
/s)
02468101214161820
Rai
n (m
m)
Eaux Usées Eaux Pluviales Série3
Pluie
Figure 48 : Evolution des débits dans les collecteurs d’eaux pluviales et usées pendant une pluie
(14/05/08 – 40 mm pluie)
Une deuxième augmentation du débit dans les deux collecteurs a été enregistrée entre 22h
et 5h. Par contre, la dernière augmentation du débit enregistrée à 8h n’était pas liée à la pluie mais
à l’augmentation usuelle à ce moment de la journée.
142
Cette étude préliminaire du réseau nous donne donc deux informations importantes pour
étudier ensuite les processus de transfert des pesticides dans le bassin versant du Ru de Fleury: par
temps sec il y a un rejet des eaux usées en continu dans le collecteur d’eaux pluviales, par contre,
par temps de pluie il y a un surverse des eaux pluviales vers les eaux usées (Lee and Bang, 2000).
Cette étude préliminaire nous a été très utile pour déterminer notre protocole
d’échantillonnage :
• l’analyse de l’évolution du débit, avec une réponse assez rapide du débit des eaux pluviales
par rapport aux épisodes pluvieux, nous a amenés à programmer le prélèvement
automatique au pas de temps horaire et non par rapport au volume. Un échantillonnage
trop serré par rapport au volume écoulé ou au pas de temps journalier n’aurait pas permis
de suivre correctement la dynamique de transfert des pesticides par temps de pluie ;
• la présence de by-pass a été observée et ce résultat nous a convaincu de suivre également
la contamination des eaux usées pouvant être une source de pollution même en présence
d’un réseau d’assainissement séparatif ;
• la présence de l’ammonium dans les eaux pluviales a montré la présence d’eaux parasites
dans le collecteur d’eaux pluviales de Ru de Fleury, liées à la présence d’antennes d’eaux
usées connectées au collecteur d’eaux pluviales. L’ammonium semble donc être un bon
traceur pour déterminer l’origine des eaux.
5.5 Dynamique de transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales
5.5.1 Glyphosate et AMPA
La première campagne de prélèvement a eu lieu le 15 avril 2008 par temps sec et avant le
début des applications par la commune de Sainte-Geneviève-des-Bois. La première campagne,
étalée sur une journée entière, a démarré à 16h le 15 avril 2008 et s’est terminée à 16h le 16 avril
2008. Un échantillon a été prélevé toutes les heures et avant l’analyse, les échantillons ont été
intégrés par couples (total de 12 échantillons). Le débit était très faible avec une fluctuant de 2 à
12 L.s-1. La présence d’un débit faible mais permanent dans le collecteur du Ru de Fleury confirme
la présence d’eaux parasites se rejetant dans le Ru de Fleury.
Sur l’ensemble des échantillons prélevés, le glyphosate n’a jamais étais quantifié. Par
contre, l’AMPA et l’ammonium ont toujours été présents (fig.49).
143
02
46
810
1214
16:0018:0
020:0
022:0
00:00 2:00 4:00 6:00 8:00
10:0012:0
014:0
016:0
0
Déb
it L
s-1
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Con
cent
ratio
n µg
L-1
Débit Collecteur Eaux Pluviales Ammonium AMPA
Figure 49 : Transfert des pesticides dans les eaux pluviales (15/04/2008 – 0 mm pluie)
Les concentrations de l’AMPA ont varié au cours de la campagne d’échantillonnage, avec
deux augmentations (21h-0h et 6h–8h), donc en correspondance avec une augmentation journalière
des rejets domestiques, déjà observée dans le sous-chapitre 5.4, dans les collecteurs des eaux
usées. Une corrélation significative avec les concentrations en ammonium (r = 0.92 pour n = 12 avec
p < 0.001) suggère que les deux molécules proviennent de la même source : les eaux domestiques.
Dans ce cas, l’AMPA retrouvée dans les cours d’eau urbains par temps sec et hors période de
traitement, pourrait provenir essentiellement de la dégradation des détergents.
Une seconde campagne de prélèvement a eu lieu le 23 avril 2008 par temps sec et toujours
avant le début des applications par la commune de Sainte-Geneviève-des-Bois. Cette campagne a
démarré à 11h le 23 avril 2008 et s’est terminée à 23h le 23 avril 2008. Un échantillon a été prélevé
toutes les 30 minutes et avant l’analyse, les échantillons ont été intégrés par couples (total de 12
échantillons). Le débit était très faible avec une variation de 2 à 14 L.s-1. Le glyphosate a été
détecté 3 fois sur 12, à des concentrations variant de 0.06 à 0.07 µg.L-1. Par contre, l’AMPA a été
détecté 10 fois sur 12, avec une concentration maximale de 0.58 µg.L-1 entre 15h et 15h30 (pas de
détection du glyphosate dans les mêmes échantillons).
La première campagne de prélèvement par temps de pluie a eu lieu le 14 mai 2008 lors de
deux événements pluvieux. La campagne a démarré à 16h le 14 mai 2008 et s’est terminée à 15h30
le 15 mai 2008. L’événement pluvieux du 14 mai 2008 a été le plus important sur l’ensemble de
l’étude, avec un cumul de 40 mm. Suite à la première pluie, un pic de crue élevé a été enregistré
dans le collecteur d’eaux pluviales : le débit est monté de 2.62 L.s-1 à 1708 L.s-1 en 14 minutes. Par
contre, le pic de concentration le plus élevé en glyphosate a été enregistré à 22h30, donc 4 heures
après le pic du débit (fig.50).
144
Figure 50 : Transfert des pesticides dans les eaux pluviales (14/05/2008 – 40 mm pluie)
Tout d’abord, les quantités exportées lors du premier événement sont beaucoup plus
élevées que celles des évènements suivants. Nous remarquons que les variations des concentrations
pour ce premier événement sont extrêmement fortes : jusqu’à un facteur 450. Les concentrations
ont atteint des valeurs de 70 à 95 µg.L-1, après un premier pic de débit du collecteur des eaux
pluviales. Les concentrations en AMPA n’ont pas varié de la même façon que les concentrations en
glyphosate. Des concentrations plus faibles (entre 0,8 µg.L-1 et 3,5 µg.L-1) avec une moindre relation
au débit ont été observées. Suite à la deuxième pluie, le débit augmente à nouveau, mais cette fois
plus régulièrement et sans pics très élevés. Cette augmentation du débit, importante en termes de
volume d’eau écoulé, n’est pas très significative pour ce qui concerne les niveaux des
concentrations. Les concentrations de glyphosate restent toutefois, de l’ordre de 10 à 30 µg.L-1. Par
contre, le débit semble avoir une incidence plus grande sur les flux exportés. Cette différence des
concentrations entre les deux événements pluvieux montre que la partie plus grande du glyphosate
a été entrainée par lessivage pendant la première pluie, sur des surfaces assez sèches. En fin de
campagne, à partir de 7h30 et jusqu'à la fin du prélèvement, l’évolution des concentrations en
glyphosate suit l’évolution décroissante du débit. Pour l’AMPA, il est intéressant de voir que
l’échantillon qui présente la concentration la plus élevée pendant cette campagne, est celui de
22h30 (3,54 µg.L-1), ou l’on pourrait retrouver une partie de l’AMPA originaire des détergents. Dans
des études effectuées sur le ruissellement en milieu viticole, les concentrations de l’AMPA étaient
de plus en plus importantes (augmentation du stock) et l’AMPA semblait plus sensible au
ruissellement que le glyphosate (Domange, 2005). Par contre, on a observé ici un phénomène
opposé, car l’AMPA n’a pas eu le temps de se former. Avec la diminution du débit à la fin du
deuxième événement pluvieux, moins de molécules de glyphosate étaient disponibles pour passer
dans le ruissellement et on a enregistré une forte décroissance de ses concentrations ; en revanche,
l’AMPA est moins dilué et ses concentrations sont restées stables après le deuxième pic de crue
(fluctuation entre 1.25 et 2.07 µg L.-1 dans les derniers dix échantillons).
145
La quatrième campagne de prélèvement (12 juin 2008) s’est déroulée pendant un
événement pluvieux faible (fig.51).
Figure 51 : Transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales 12/06/2008 (1.6 mm pluie)
Pour l’événement pluvieux du 12 juin 2008, la quantité des précipitations a été assez faible
par rapport à la pluie survenue lors de la campagne précédente (14 mai 2008). Les concentrations
en glyphosate ont augmenté fortement jusqu'à 49 µg.L-1, après le pic de débit. A partir de 16h, les
concentrations diminuent régulièrement en fonction de la baisse du débit. Par contre le pic
maximum de concentration en glyphosate (60 µg.L-1) a été enregistré quatre heures après le pic du
débit. L’AMPA n’a jamais montré des pics très élevés. Par contre, en termes d’évolution temporelle
des concentrations, les deux molécules suivent un profil similaire excepté sauf pour les deux
derniers échantillons.
La cinquième campagne a eu lieu le 19 juin 2008, L’événement pluvieux qui s’est produit
était très court (2 heures) et 4.4 mm de pluie sont tombé sur le bassin versant de le Ru de Fleury.
Cette campagne a eu lieu 39 jours après le début des applications par la commune de Sainte-
Geneviève-des-Bois. Dans la figure 52 on observe l’évolution des concentrations du glyphosate et de
l’AMPA pour cet événement pluvieux.
Figure 52 : Transfert des pesticides dans le collecteur d’eaux pluviales 19/06/2008 (4.4 mm pluie)
146
Dans les premiers échantillons, la concentration en glyphosate est supérieure à celle de
l’AMPA. Après 14h, des concentrations plus élevées en AMPA ont été enregistrées à partir de
l’augmentation du débit suite au déclenchement de la pluie. Les concentrations maximales en AMPA
présentes dans les échantillons collectés entre 14h30 et 16h30, dans des conditions d’écoulement
normal du Ru de Fleury, confirment l’hypothèse d’une origine domestique. Les concentrations
d’ammonium dans les mêmes échantillons étaient très élevées (9 mg.L-1) et ont chuté avec
l’augmentation du débit (0.5 mg.L-1).
Pour le glyphosate, les concentrations dans les eaux pluviales sont maximales suite au
premier pic d’écoulement dans le collecteur. L’observation de ces résultats montre qu’une forte
pluie joue un rôle plus important en termes de quantités exportées par rapport aux concentrations.
Si on compare la pluie du 14 mai 2008 et celle du 12 juin 2008, on observe une différence majeure
en termes de hauteur de pluie, mais plus faible en termes de concentrations de glyphosate. Si on
compare les volumes d’eau écoulés, on constate qu’un facteur de dilution important peut être à
l’origine de cette différence.
Un phénomène de décroissance des concentrations en glyphosate a été observé après le pic
de crue. Ce phénomène a déjà été décrit lors d’événements pluvieux sur des sols agricoles, soit
pour une seule pluie soit pour des pluies successives (Louchart et al., 2001; Southwick et al., 2003).
Cette décroissance en milieu agricole semble liée à la diminution des concentrations en pesticides
dans les premiers centimètres du sol (pertes par infiltration, limitant ainsi la disponibilité des
molécules à la surface). En milieu urbain et pour le glyphosate, Beltman et al. (2001) ont démontré
que l’infiltration du glyphosate entre les pavés pouvait être à l’origine d’une diminution de la
quantité disponible pour le ruissellement.
La comparaison des campagnes du 12 juin 2008 et du 19 juin 2008 fournit une indication
importante. Bien que pour l’événement pluvieux du 19 juin 2008, la pluviométrie soit 3 fois plus
élevée par rapport à la campagne précédente, les concentrations en glyphosate enregistrées après
le pic de crue sont deux fois plus faibles (28 µg.L-1 au lieu de 49 µg.L-1). Ce résultat montre que les
pics de concentration en glyphosate sont davantage liés au stock disponible pour le ruissellement
qu’aux événements pluvieux. Il y aurait donc une décroissance des concentrations mesurables dans
les eaux de ruissellement. Des expériences de ruissellement sur parcelles expérimentales et sous
simulateurs de pluie, ont montré une décroissance de type exponentiel des concentrations en
atrazine dans les eaux de ruissellement (Botta, 2006).
Par contre, les pics des concentrations en glyphosate enregistrés dans les trois campagnes
entre 3 à 4 heures après le pic du débit dans le collecteur d’eaux pluviales pourraient être
expliqués par une désorption du glyphosate stocké entre les pavés, comme schématisé par Beltman
et al. (2006) (fig.53).
147
Figure 53 : Processus de ruissellement du glyphosate en milieu urbain (source figure : Beltman et al., 2006)
Une autre hypothèse pourrait être que l’eau drainant les surfaces dans la partie amont du
bassin versant, met un certain temps pour arriver à l’exutoire. En conséquence, lors de l’événement
pluvieux du 12 juin 2008, les débits sont plus faibles par rapport aux débits enregistrés pendant la
campagne précédente. Les vitesses de la lame d’eau sont aussi moins élevées. Cela pourrait donc
expliquer pourquoi dans la campagne du 12 juin 2008, le deuxième pic de concentration en
glyphosate est enregistré plus tard que celui enregistré pendant la campagne du 19 juin 2008.
Les évolutions des concentrations en glyphosate et en AMPA ont été également étudiées par
temps sec pendant la période de traitement. Pendant la campagne du 24 juin 2008, douze
échantillons ont été analysés. Le glyphosate et l’AMPA ont été détectés dans chaque échantillon
(fig.54).
012
3456
78
18:0019:0
020:0
021:0
022:0
023:0
00:00 1:00 2:00 3:00 4:00 5:00 6:00
Déb
it L
s-1
00,20,40,60,811,21,41,61,8
Con
cent
ratio
n µg
L-1
Débit Collecteur Eaux Pluviales Glyphosate AMPA
Figure 54 : Dynamique de transfert du glyphosate et de l’AMPA dans le collecteur d’eaux pluviales par temps sec, pendant la période d’épandage (campagnes du 24/06/2008)
148
La moitié des échantillons présente des concentrations plus élevées en glyphosate par
rapport à l’AMPA. Le glyphosate, à partir de minuit, diminue régulièrement en passant de 1.3 µg.L-1
à 0.45 µg.L-1. Par contre l’AMPA montre une évolution beaucoup plus irrégulière, avec à nouveau,
deux pics de concentrations plus importants le soir (22h) et le matin (5h). L’évolution de glyphosate
semble donc plutôt liée à un rejet ponctuel tandis que l’AMPA correspond au bruit de fond observé.
5.5.2 Les phénylurées
En ce qui concerne l’analyse des phenylurées, l’isoproturon, le chlortoluron et le linuron
n’ont jamais été détectés, ce qui confirme une fois plus, les caractéristiques totalement urbaines
de ce site. Par contre, le diuron a été détecté pendant deux campagnes, celle du 15 avril 2008 et
celle du 14 mai 2008 (fig.55).
a) Temps sec 15/04/2008 b) Temps pluie 14/05/2008
02468
101214
16:0018:0
020:0
022:0
00:00 2:00 4:00 6:00 8:00
10:0012:0
014:0
016:0
0
Déb
it L
s-1
0
1
2
3
4
5
6
Con
cent
ratio
n µg
L-1
Débit Collecteur Eaux Pluviales Diuron
0200400600800
10001200140016001800
15:3017:3
019:3
021:3
023:3
01:30 3:30 5:30 7:30 9:30
11:3013:3
015:3
0
Déb
it L
s-1
0
2
4
6
8
10
12
Con
cent
ratio
n µg
L-1
Débit Collecteur Eaux Pluviales Diuron
Figure 55 : Dynamique de transfert du diuron dans le collecteur d’eaux pluviales par temps sec (a) et par temps de pluie (b)
Dans la première campagne (fig.55a), l’évolution des concentrations ne semble pas être liée
à l’évolution du débit mais plutôt à une application dans la zone de la source du Ru de Fleury. La
concentration maximale atteint 4.70 µg.L-1, pour diminuer ensuite régulièrement jusqu'à des
concentrations inférieures à la limite de détection. Il est important de remarquer que pendant la
deuxième augmentation le débit, le diuron n’est plus détecté que dans 4 échantillons. Un effet de
dilution peut être à l’origine de ce comportement. La deuxième campagne (fig.55b) a été effectuée
lors de l’événement pluvieux du 14 mai 2008. Le diuron a été détecté dans 6 échantillons sur 12. La
concentration du diuron semble être en étroite relation avec l’évolution du débit. Le pic le plus fort
de concentration (10.3 µg.L-1) a été enregistré en même temps que le pic du débit. Dans les autres
échantillons où le diuron a été détecté, la décroissance des concentrations est linéaire avec la
décroissance du débit. La rapidité et l’intensité du pic semblent montrer un transfert rapide par
ruissellement. La présence du diuron dans les eaux pluviales, alors que son utilisation n’a pas été
recensée montre les limites de notre approche. En effet, tous les usagers n’ont pas été enquêtés :
les particuliers peuvent représenter une source de pesticides non négligeable. Il est également
149
possible que des usages par les communes ne soient pas répertoriés. Parfois, la séparation des
services responsables de l’entretien dans les communes rend difficile le recensement des usages :
service de voirie, des espaces verts et des équipements sportifs, peuvent être indépendants. Le
passage à une démarche « zerophytos » de la commune de Saint-Michel-sur-Orge, a pu avoir pour
conséquence l’usage résiduel par l’un des services de la commune, du stock de diuron (interdit fin
2008) ou vraisemblablement, l’entretien des trottoirs laissés enherbées par la commune, par des
particuliers.
5.6 Dynamique de transfert dans le collecteur d’eaux usées
Les campagnes précédemment décrite ont également concerné le collecteur d’eaux usées,
essentiellement pour trois raisons :
• établir quelle était la contamination des eaux usées en pesticides ; • identifier quelles pouvaient être les différentes origines de l’AMPA ; • confirmer l’hypothèse que les pesticides pouvaient être également apportés aux eaux de
surface, par les stations d’épuration.
Dans la littérature, certains pesticides étaient recherchés dans les eaux usées mais leur
concentration est souvent inférieure à la limite de détection (0.005 µg.L-1): cas de l’atrazine, la
simazine, le chlorpyriphos, le chlorfenvinphos, la trifluraline, le diuron, l’isoproturon, l’endosulfan
et le lindane (Rule et al., 2006). Pour chaque campagne, l’azote ammoniacal a été suivi en tant que
traceur des eaux usées domestiques. L’analyse des eaux usées a été délicate en raison d’une forte
quantité de matière organique. Les problèmes ont concerné surtout la filtration. Plusieurs filtres de
porosités croissantes par rapport aux filtres habituels GF/F (0.47 µm) ont été testés ainsi qu’une
étape de centrifugation, sans pour autant amener a des résultats significatifs. Voici le résultat des
trois campagnes conduites par temps de pluie et d’une campagne conduite par temps sec (fig.56).
a) Temps pluie 14/05/2008 b) Temps pluie 12/06/2008
0
50
100
150
200
15:3017:30
19:3021:30
23:301:30
3:305:30
7:309:30
11:3013:30
15:30
Déb
it L
s-1
01234567
Con
cent
ratio
n µ
g L-1
Débit Collecteur Eaux Usées AMPA Glyphosate
0
10
20
30
40
50
60
11:0012:00
13:0014:00
15:0016:00
17:0018:00
19:0020:00
21:0022:00
23:00
Déb
it L
s-1
02468101214
Con
cent
ratio
n µ
g L-1
Débit Collecteur Eaux Usées AMPA Glyphosate
150
c) Temps pluie 19/06/2008 d) Temps sec 24/06/2008
01020304050607080
11:0012:00
13:0014:00
15:0016:00
17:0018:00
19:0020:00
21:0022:00
23:00
Déb
it L
s-1
0
1
2
3
4
5
6
Con
cent
ratio
n µ
g L-1
Débit Collecteur Eaux Usées AMPA Glyphosate
0
10
20
30
40
50
60
18:0019:00
20:0021:00
22:0023:00
0:001:00
2:003:00
4:005:00
6:00
Déb
it L
s-1
0
0,4
0,8
1,2
1,6
2
Con
cent
ratio
n µ
g L-1
Débit Collecteur Eaux Usées AMPA Glyphosate
Figure 56 : Dynamique de transfert du glyphosate et de l’AMPA dans le collecteur d’eaux usées
pour quatre événements pluvieux
Dans la figure 56a on observe que dans le cas d’une pluie importante (40 mm), des
débordements d’eaux pluviales sont survenus dans les eaux usées. Dans ce cas, le débit a augmenté
deux fois jusqu'à 150 L.s-1 et suite à ces augmentations, on a enregistré des pics de concentration de
glyphosate de l’ordre de 4 à 6 µg.L-1. Par contre, l’AMPA avant et après la pluie, a été mesuré à des
concentrations plus importantes. Ces concentrations chutent suite à l’augmentation du débit pour
augmenter à nouveau à la fin de l’événement pluvieux, quand dans le collecteur retrouve un débit
normal.
Pendant la campagne du 12 juin 2008 (fig.56b), l’événement pluvieux n’a pas été assez
important pour provoquer le débordement d’eaux pluviales dans le collecteur d’eaux usées. Dans
ces conditions, l’AMPA est toujours détecté à des concentrations plus élevées. La concentration
maximale a été atteinte vers 15h, suite aux utilisations des détergents domestiques à midi.
La figure 56c montre le résultat de la campagne par temps de pluie du 19 juin 2008, qui a
entrainé une augmentation du débit vers 18h. Suite au pic de débit, le glyphosate a été enregistré à
des concentrations beaucoup plus fortes. Si on exclut la période pendant laquelle il y a un apport
d’eaux pluviales, l’AMPA présente toujours des concentrations plus élevées que le glyphosate. Une
augmentation supplémentaire a été enregistrée le soir, en relation avec des utilisations des
détergents domestiques.
Pendant la campagne par temps sec (fig.56d), l’AMPA présente 8 fois sur 12, des
concentrations plus élevées que le glyphosate. Il est important de remarquer l’évolution de l’AMPA,
qui a augmenté régulièrement entre 6h et 24h, pour ensuite décroitre régulièrement jusqu'à 5
heures de matin. Par contre, pour le glyphosate, on a observé un pic atteignant 1.4 µg.L-1 à 24h,
avec par la suite, des fluctuations irrégulières jusqu'à 5h du matin.
151
Le premier résultat important a été la détection constante de l’AMPA dans tous les
échantillons récoltés et pendant toutes les campagnes, par temps sec et par temps de pluie,
pendant la période d’application. Le glyphosate a été détecté pendant toute la période
d’application, mais par contre, les phenylurées n’ont pas pu être détectées en raison du nombre
élevé d’interférents dans ce type de matrice.
Si on considère les périodes avec de débit régulier dans le collecteur d’eaux usées et qu’on
exclut les périodes avec des débits «anormaux» (passage des volumes d’eaux pluviales vers les eaux
usées), l’AMPA est toujours présent à des concentrations plus importantes que le glyphosate. Les
pics de concentrations maximales ont été enregistrés l’après-midi (15h) et souvent le soir, après 21-
22h. On a également enregistré des augmentations le matin.
Ces résultats peuvent être expliqués par des origines autres que la seule dégradation du
glyphosate, tel que la dégradation des phosphonates contenus dans les détergents (Nowack, 1997 ;
Jaworska et al., 2002). En conclusion, on peut affirmer que le glyphosate et l’AMPA présents dans le
collecteur d’eaux usées peuvent n’avoir pas la même origine. Cette considération est liée au fait
que l’AMPA est constamment détecté, tandis que le glyphosate ne l’est pas. De plus, des
augmentations de la concentration en AMPA sont enregistrées dans toutes les campagnes en
concordance avec des activités domestiques (matin, début après-midi et soirée). Les mesures en
ammonium confirment ces résultats et étayent nos hypothèses. D’un coté, les diminutions en
ammonium enregistrées dans le collecteur d’eaux usées apparaissent en concomitance avec le
déversement des eaux pluviales. De plus, l’évolution des concentrations en ammonium dans les
eaux usées est proche du comportement de l’AMPA, confirmant la même origine domestique.
5.7 Estimation des flux de glyphosate et d’AMPA dans les deux collecteurs
Une estimation des flux a été effectuée sur la période d’échantillonnage pour chaque
campagne. Dans le cas de données sur les concentrations dans les eaux pluviales et les eaux usées,
il peut exister une incertitude importante de la concentration initiale finalement mesurée pour le
glyphosate. En effet, on ne prend pas en compte la phase particulaire, susceptible de contenir
beaucoup de glyphosate adsorbé. Les seules erreurs prises en compte pour les concentrations
dissoutes seront donc les erreurs d’analyse. L’incertitude liée au facteur de biais global est très
forte (l’incertitude d’analyse s’ajoutant pour chaque étape de la chaîne d’acquisition). Nous allons
donc travailler sur les valeurs brutes de concentrations en conservant seulement, l’incertitude
d’analyse. Notre objectif était d’être le plus précis possible du point de vue des quantités totales
transférées pendant un événement pluvieux. Or, l’échantillonnage à pas de volume fixe majore le
nombre des prélèvements lors de pic du débit dans le collecteur d’eaux pluviales et augmente
l’incertitude dans le calcul du flux par rapport à un échantillonnage à pas de temps fixe. Un
152
échantillonnage à pas de temps fixe nous permet de suivre le début et la fin d’une crue.
Cependant, il existe pour le calcul des flux dans les collecteurs, des incertitudes liées au manque de
mesure de concentrations couvrant tout l’événement et au fait que les valeurs inférieures à la
limite de détection sont considérés comme égales à zéro. A cela s’ajoutent des incertitudes
analytiques et des incertitudes de mesure du débit. L’incertitude globale est difficilement
quantifiable : il serait nécessaire de pouvoir comparer cette méthode de calcul de flux
(échantillonnage à pas de volume constant et méthode de calcul de flux précédente) à un flux réel.
Ces calculs ont fourni des valeurs concernant les quantités exportées vers le cours d’eau
pendant chaque événement pluvieux (tab.20).
Tableau 20. Flux en glyphosate et AMPA estimé dans les deux collecteurs *période hors traitement
Pendant la campagne du 14 mai 2009 (40 mm de pluie cumulé), 52 % du volume d’eau
écoulé dans le collecteur d’eaux usées provenait des eaux pluviales. Par contre, ce pourcentage a
diminué fortement pour les autres campagnes où la pluie était beaucoup moins importante (valeur
situés entre 4,2 % et 13 % d’eaux pluviales transférées vers les eaux usées par des pluies égales ou
inferieures à 4 mm).
Concernant le glyphosate, on a observé des quantités transférées avec les eaux de
débordement beaucoup plus importantes par rapport à celles que l’on retrouve effectivement dans
les eaux usées. Pour les campagnes journalières et pour les campagnes sur douze heures, les valeurs
sont de l’ordre de 400 à 600 % de plus que ce qu’on a effectivement mesuré. Le glyphosate pourrait
donc être fortement adsorbé et masqué dans les eaux filtrées. La forte présence de matière et
160
déchets organiques pourrait être à l’origine de l’adsorption du glyphosate et cette sous-estimation.
En effet, des travaux antérieurs ont montré que l’on pouvait retrouver des fortes concentrations en
glyphosate dans des boues de STEP (Ghanem et al., 2007).
Par contre, si l’on considère les valeurs concernant le produit de dégradation du glyphosate
(AMPA), on remarque que même en cas de débordements importants, la quantité d’AMPA provenant
des eaux pluviales, n’a jamais dépassé 80 % du flux d’eaux usées. Ce résultat peut être expliqué
avec une présence constante d’AMPA originaire de la dégradation des détergents.
161
5.11 Conclusions générales à l’échelle d’un bassin versant urbain
Dans un premier temps, un site urbain a été choisi comme site atelier pour représenter le
transfert des pesticides à petite échelle urbaine. Sur le site de Ru de Fleury, 7 campagnes ont été
conduites avant et pendant la période de traitement par les communes. Les échantillonnages ont
été effectués dans un collecteur d’eaux pluviales et dans un collecteur d’eaux usées. Six molécules
étaient recherchées (glyphosate, AMPA, diuron, isoproturon, chlortoluron et linuron).
Les concentrations maximales dans le collecteur d’eaux pluviales ont été détectées pour le
glyphosate (valeurs maximales de 75-90 µg.L-1). Le glyphosate n’était pas détecté pendant les
campagnes conduites avant le traitement effectué par la mairie de Sainte-Geneviève-des-Bois.
L’AMPA également a été fortement détectés lors des différentes campagnes et en particulier cette
molécule était détectée dans tous les échantillons même en période d’hors-traitement (valeurs
maximales de quelques µg.L-1). Le diuron a également été détecté pendant deux campagnes, avec
des valeurs de concentrations entre 5-10 µg.L-1. Le chlortoluron, l’isoproturon et le linuron n’ont
jamais été détectés à des concentrations supérieures à la limite de quantification.
Les concentrations plus fortes dans le collecteur d’eaux usées ont été détectées pour
l’AMPA (valeurs maximales de 75-90 µg.L-1). Le glyphosate été également détecté a des
concentrations élevées pendant des événements pluvieux très importants, avec un débordement des
eaux pluviales vers le collecteur d’eaux usées. Aucun renseignement n’a pu être apporté sur la
présence des phenylurées dans le collecteur d’eaux usées à cause de la grande difficulté rencontrée
lors de l’analyse, due à la forte présence d’interférants.
Le ruissellement sur les surfaces imperméables en milieu urbain a été identifié comme la
principale voie de transfert du glyphosate. Les concentrations en glyphosate sont extrêmement
variables d’un événement à l’autre et des phénomènes complexes interagissent dans ce transfert.
Les analyses montrent aussi une meilleure disponibilité du glyphosate à être transféré par le
ruissellement par rapport à son produit de dégradation l’AMPA.
Les collecteurs d’eaux pluviales ont été identifiés comme la source principale de
contamination par le glyphosate de la Boële et de l’Orge dans la partie urbaine. Le glyphosate est
donc transféré dans les eaux de surface principalement par les eaux pluviales. Par contre, le
comportement de l’AMPA est assez irrégulier ; ceci peut être lié au fait que pendant la période de
traitement, cette molécule peut avoir une double origine. Une évolution régulière des
concentrations et une variation cohérente avec les apports domestiques et avec les concentrations
en ammonium nous montre une origine domestique de l’AMPA hors période de traitement.
Les flux en glyphosate et AMPA exportés par les deux collecteurs ont été établies pour
toutes les campagnes effectuées par temps sec et par temps de pluie. Les plus fortes valeurs sont
162
en relations avec les pluies plus fortes, ce qui nous explique le fort impact du ruissellement en
milieu urbain sur le transfert en pesticides. L’estimation des flux journaliers a été faite à partir
d’analyses sur eaux filtrées et n’incluent donc pas la fraction particulaire, ce qui entraine
probablement une sous estimation des quantités transférées, surtout pour le glyphosate qui
présente un très forte coefficient d’absorption.
Une fonction linéaire peut être établie entre les quantités de glyphosate transférées dans le
collecteur d’eaux pluviales et les volumes d’eaux écoulés. Pour ce qui concerne le site de Ru de
Fleury, dans les cas des crues de mai et juin, les pics de pollution apparaissent après les pics de
débit, ce qui implique une contamination en glyphosate successive au début du ruissellement et
provenant essentiellement de l’érosion du bassin.
Les concentrations en glyphosate et AMPA sont extrêmement variables d’un événement à
l’autre et les phénomènes mis en cause sont extrêmement complexes. Le glyphosate, pour
conclure, est transféré dans les deux collecteurs à des concentrations assez élevées pendant la
période de traitement. Les quantités transférées des eaux pluviales vers les eaux usées semblent
beaucoup plus élevées de celles qu’on retrouve effectivement dans les eaux usées (500 % en plus).
Cela pourrait être expliqué avec une forte adsorption de la part des matières organiques présentes
dans les eaux usées. Compte tenu du fait que pour des raisons analytiques on travaille
essentiellement en phase dissoute, dans ce cas on sous-estimera fortement les apports en
glyphosate des collecteurs urbains. L’origine de l’AMPA n’a pas pu être complètement démontrée,
mais les résultats obtenus en cours de l’année 2008 montrent qu’en milieu urbain le produit a une
autre origine que la dégradation du glyphosate et peut être plus lié à la dégradation des détergents.
Chapitre VI.
TRANSFERT DE GLYPHOSATE, DE L’AMPA
ET DES PHENYLUREES DANS UN BASSIN
VERSANT EXPERIMENTAL AGRICOLE : CAS
DE LA RENARDE
Dans ce chapitre nous avons étudié le transfert des pesticides dans un bassin versant
agricole. Dans un premier temps, nous avons recherché le niveau de contamination de la Renarde,
choisie comme site atelier car essentiellement agricole à l’intérieur du bassin versant de l’Orge.
Ensuite, nous avons estimé l’impact du ruissellement sur la qualité des eaux de surface pendant un
événement pluvieux. Les résultats ont permis de définir un ordre de grandeur de la contribution de
l’utilisation agricole de pesticides à la contamination de l’Orge. Cette étude a également permis
d’avoir des informations supplémentaires concernant l’origine de l’AMPA.
Vue de la source de la Renarde en amont de Villeconin
165
6.1 Présentation et équipement du bassin versant expérimental agricole : le bassin versant de la Renarde 6.1.1 Choix du bassin versant et des points de mesure
Le bassin expérimental de la Renarde a été choisi en fonction des critères suivants :
• il devait être exclusivement agricole, ce qui signifie qu’il ne devait pas être le siège d’activités
autres et devait être peu soumis à toute application urbaine en pesticides ;
• le bassin versant devait être bien délimité et son exutoire, unique ;
• il devait présenter des caractéristiques connues et disposer des équipements nécessaires
(échelle limnimétrique pour le suivi du débit, mode d’occupation des sols, quantités de
pesticides appliquées…).
Ces diverses conditions nous ont amenés au choix du bassin versant de la Renarde, sous-
bassin versant de l’Orge, situé dans la partie amont. En plus que des particularités précitées, ce
bassin versant se trouve dans la petite région agricole (PRA) de la Beauce et donc caractérisé par
une culture de blé majoritaire (Schott et al., 2007). C’est sur ce type de culture que l’on répertorie
la plupart des usages des phenylurées. Par contre, la connaissance de son fonctionnement
hydrologique est peu documentée (problème commun à une grande partie des bassins versants
agricoles de cette région).
6.1.2 Description du bassin versant de la Renarde
La Renarde a un écoulement orienté Sud-ouest / Nord-est et draine la partie la plus
méridionale du bassin de l’Orge, située à l’intersection entre le plateau de Limours et le plateau de
Beauce. Le bassin versant de la Renarde couvre environ 92 km2 (9225 ha) et comprend trois bassins
versants élémentaires : la Misère, la Renarde amont et la Renarde aval. Entièrement située dans le
département de l'Essonne, la Renarde traverse les six communes suivantes (de l'amont vers l'aval) :
Villeconin (source), Souzy-la-Briche, Saint-Sulpice-de-Favières, Breux-Jouy, Saint-Yon et Breuillet
(embouchure).
Dans la figure 60 on observe son positionnement par rapport au réseau hydrographique de
l’Orge et la localisation des stations de prélèvements.
Figure 60 : Localisation du bassin versant de la Renarde dans l’Orge et des stations de
prélèvement ponctuel (rouge) et avec un préleveur automatique (jaune) (source données : Corine Land Cover 2000 et Géoportail)
6.1.2.1 Principaux types d’occupation du sol
L’occupation du sol sur le bassin versant de la Renarde est très majoritairement agricole
(75 % de la surface), avec principalement des terres labourables. La proportion de forêts, localisées
essentiellement en aval du bassin est de 22 %. L’urbanisation reste peu développée sur cette partie
du bassin de l’Orge, puisqu’elle ne dépasse pas 3 % de la surface totale. Ces caractéristiques
contrastent avec celles du bassin de l’Orge dans son ensemble qui montre une répartition plus
équilibrée entre les surfaces forestières (31 %), urbaines (24 %) et agricoles (45 %), d’après les
données issues de Corine Land Cover 2000 (tab.23).
Tableau 23. Principales occupations du sol sur le bassin versant de la Renarde et ses bassins versants élémentaires (source données : Corine Land Cover, 2000)
En % de surface Misère Renarde amont Renarde aval Total
Tissus urbain 1.6 2.5 4.3 2.7
Surface agricole 80.8 82.3 55.5 75.5
Forêt 17.6 15.3 40.2 21.8
167
La carte d’occupation du sol sur le bassin versant de la Renarde (fig.61) montre que les
forêts sont essentiellement localisées sur les versants de la Misère et de la Renarde, alors que les
fonds de vallées sont principalement consacrés à l’agriculture ou à l’urbanisation.
Figure 61 : Occupation du sol sur le bassin versant de la Renarde
(source données : Corine Land Cover 2000)
La partie la plus grande des terres labourables est donc située sur les plateaux situés en rive
gauche ou droite de la Renarde, dans la partie amont.
6.1.2.2 Les systèmes de culture sur le bassin de la Renarde à l’échelle communale
Le contour du bassin versant recoupe les limites communales de 24 communes. Seules les
communes de Souzy-la-Briche, Boissy-le-Sec, la Forêt-le-Roi, Villeconin, Richardville et Saint-
Sulpice-de-Favière, présentent plus de 80 % de leur surface dans ce bassin versant. Les autres y sont
incluses de manière plus marginale, voire quasiment insignifiante (Etrechy, Dourdan, Breuillet)
(Botta et al., 2008).
L’intégration des systèmes de culture au contour du bassin versant de l’Orge a été réalisée à
partir d’une ACP sur les principales occupations du sol recensées dans les recensements agricoles de
168
1970, 1979, 1988 et 2000. Cette typologie classe les communes du bassin de l’Orge en 5 systèmes de
culture dominants (Botta et al., 2008) (fig.62).
Figure 62 : Typologie des communes de l’Orge selon leur assolement de 1970 à 2000 et localisation
du bassin de la Renarde (source données : Agreste - RGA 1970, 1979, 1988 et 2000) (Botta et al., 2008)
Les communes situées sur le bassin de la Renarde se situent à la frontière à la fois i) de la
limite entre la PRA de l’Hurepoix au nord et de la Beauce au sud ; ii) de la limite entre les systèmes
de culture orientés « céréales et oléoprotéagineux » sur la rive gauche et des systèmes de culture
orientés « cultures à forte valeur ajoutée » sur la rive droite. Il semble donc que ce bassin versant
soit situé à la limite entre deux zones agricoles caractéristiques : les plateaux de Beauce sur la rive
droite, caractérisés par une production agricole céréalière importante (blé, blé dur, orge de
printemps), à laquelle s’ajoute la betterave aux oléoprotéagineux dans l’assolement, tandis que la
rive gauche, plus réduite en surface, semble plus caractéristique des systèmes de culture dominants
sur les plateaux de l’Hurepoix, avec des potentiels de rendement moins élevés et une production
centrée sur les cultures primées par la PAC (« céréales et oléoprotéagineux ») (Schott et al., 2007 ;
Botta et al., 2008).
6.1.2.3 L’assolement moyen du bassin de la Renarde
Pour connaître les systèmes de culture et l’assolement du bassin de la Renarde stricto sensu
et non uniquement celui des communes qui le composent, nous avons fait une demande auprès de la
169
direction Départementale de l’Agriculture et de la Forêt (DDAF) de l’Essonne, pour accéder aux
données du Registre Parcellaire Graphique (RPG).
Pour avoir une meilleure vision de l’évolution annuelle de l’occupation du sol avant 2005,
nous avons donc mobilisé d’autres sources d’information disponibles, à savoir les données du RA
(Recensement agricole) 2000 à l’échelle communale. A partir de ces données, nous avons calculé
l’assolement moyen du bassin de la Renarde en 2000 à partir de celui des communes
majoritairement incluses dans ce bassin (Souzy-la-Briche, Boissy-le-Sec, la Forêt-le-Roi, Villeconin,
Richardville, Saint-Sulpice-de-Favière, Breux-Jouy et Authon-la-Plaine) (Schott et al., 2007, Botta et
al., 2008).
Le paragraphe ci-dessous indique les principales tendances, caractérisant le système de
culture du bassin de la Renarde :
• le blé est la principale culture puisqu’elle représente à elle seule environ de 50 % de la
SAU ; le colza, la seconde culture du bassin, en augmentation continue depuis 2002, a
atteint 20 % de la SAU en 2007 (selon les années, 7 à 30 % du colza est cultivé sur les terres
en « gel industriel » pour la production de biocarburant) ; le pois protéagineux est une
culture notable de cette zone, fluctuant entre 6 % et 10 % de la SAU ;
• l’orge, également compris entre 6 % et 10 %, semble se développer depuis 2005, suite à une
baisse continue. Il s’agit à 70 % environ d’orge de printemps, dont la Beauce est une des
principales régions de production (orge de brasserie). La jachère (hors gel industriel) fluctue
assez peu, puisqu’elle est fixée de manière réglementaire par rapport aux surfaces en
céréales et en oléoprotéagineux ;
• la betterave, contrairement à ce que montrent les données figurant ici, est stable autour de
4-5 % de la SAU puisqu’il s’agit d’une culture sous quotas. Le maïs semble, quant à lui, en
baisse (> 3 % à 1 % de la SAU) ; enfin, le blé dur, bien que très peu présent (environ 1 % de
la SAU) est l’une des cultures caractéristiques de la Beauce et semble en légère
progression ;
• enfin, il faut mentionner les surfaces cultivées en légumineuses, en autres céréales ou en
prairies permanentes ou temporaires, toutes inférieures à 1 % de la SAU et globalement en
déclin.
Après avoir décrit les principales cultures présentes sur le bassin de la Renarde entre 2000
et 2007 et leur évolution générale, nous allons, à partir de la représentation cartographique des
données issues du RPG, caractériser leur localisation au sein du bassin. Celui-ci permet en effet une
170
localisation fine des cultures au niveau de l’îlot, même si cette unité spatiale présente
l’inconvénient de gommer certaines limites parcellaires.
Nous avons présenté ici uniquement la carte correspondant à l’année 2007 (fig.63), qui
correspond à des données récentes parmi les plus complètes.
Figure 63 : Assolement du bassin de la Renarde en 2007 à l’échelle des îlots de cultures
(source figure : Botta et al., 2008)
La carte précédente montre que les surfaces en prairies temporaires ou permanentes sont
toutes situées en fond de vallée à l’aval du bassin, entre Saint-Yon et Souzy-la-Briche. Plus en
amont, les fonds de vallée sont surtout occupés par des parcelles minuscules laissées en jachère, ou
cultivées en blé ou en colza (ainsi qu’en « autres céréales » en 2005). Concernant les terres de
plateaux, on remarque deux caractéristiques majeures apparaissent : les parcelles ou les îlots
cultivés, sont de taille bien plus grande que dans la vallée et les parcelles emblavées en betterave
sont toutes situées sur la rive droite de la Renarde, précisément caractérisée par des systèmes de
cultures à forte valeur ajoutée sur la typologie précédente. En revanche, toutes les autres cultures
semblent relativement ubiquistes et peuvent indifféremment se retrouver en rive droite ou en rive
gauche (Schott et al., 2007, Botta et al., 2008).
Compte tenu du fait que plus de 50 % des terres arables à l’intérieur du bassin versant de la
Renarde sont cultivées avec du blé et de l’orge d’hiver, cela a justifié le choix des molécules à
suivre (phénylurées et glyphosate) et par conséquent la période de suivi a été de novembre à mai.
Le tableau 24 présente la liste des matières actives susceptibles d’être utilisées sur le bassin
versant de la Renarde, selon les indications du négociant Soufflet pour l’année 2007 (Botta et al.,
2008).
171
Tableau 24. Principales molécules utilisées en milieu agricole dans le bassin versant de la Renarde
Figure 66 : Relation entre les hauteurs d'eau et les débits mesurés à la station hydrométrique
située à l’exutoire de la Renarde
Sur la période d’analyse, les variations en hauteur d’eau ont été de l’ordre de quelques
centimètres. La valeur du débit moyen sur les quatre premiers mois de l’année 2009 était de 0.194
m3.s-1 (tab.26), avec des pics qui ont rarement dépassé 0.3 m3.s-1 et sont restés dans la gamme de la
courbe d’étalonnage.
Tableau 26. Hauteur d’eau et débit de la Renarde mesurés entre le 20/01/2009 et le 13/05/2009 Hauteur d’eau Débit m m3 s-1 Moyenne 54.97 0.19 Médiane 54.97 0.18 Min 54.96 0.16 Max 55.12 1.16 Ecart type
0.009
0.035
176
Par contre, le 15 avril 2009 un pic supérieur à 1.16 m3.s-1 a été enregistré qui ne semble pas
être lié à un fort événement pluvieux mais pourrait être un artefact de mesure. En effet, il est peu
probable qu’un événement orageux localisé se soit produit sur le bassin versant de la Renarde ce
jour là. Pendant le premier trimestre 2009, peu d’événements pluvieux ont été enregistré et il n’y a
pas eu d’augmentation significative du débit de la Renarde (fig.67).
Figures 67 : Débit et événements pluvieux enregistré à l’exutoire du bassin versant de la Renarde
pendant toute la période d’étude
On a observé des augmentations du débit plus élevées pendant le mois de mai 2009, lors des
premiers événements orageux. Dans ces cas, on a une augmentation du débit de 3 fois le débit
normal, avec des pics supérieurs à 0.5 m3.s-1. Les mesures du débit montrent donc une faible
réponse de la Renarde au ruissellement pour toute la période d’échantillonnage, exception faite
pour la campagne du 11 mai 2009. Les précipitations de janvier et de février 2009 ont été
déficitaires par rapport à la normale saisonnière (-20 %), voire très déficitaires au mois de mars
2009 par rapport à la normale saisonnière de la région (-38 %). Au cours du mois d’avril 2009, les
débits mensuels des petites rivières dans le secteur en amont de Paris ont baissé. Par contre,
pendant le mois de mai on a enregistré, à l’échelle de l’Ile-de-France, une légère hausse des débits
mensuels des petits cours d’eau (DIREN IDF, 2009). On peut donc conclure que pendant la période
de suivi de la contamination de la Renarde, la situation hydrologique était inhabituelle, avec très
peu de précipitations et par conséquent, avec de rares épisodes de ruissellement. 6.4 Etat de la contamination de la Renarde par les pesticides
L’objectif de la première étape de l’étude a été de caractériser le niveau général de
contamination des eaux de la Renarde, de la source jusqu’en aval. Le point de référence à été
choisi à la source de la Renarde, dans une zone entièrement agricole et avec essentiellement une
alimentation de la nappe. Un deuxième point à été choisi en aval de Villeconin, pour établir quels
177
étaient les apports urbains et un troisième point plus en aval, à Souzy-la-Briche en aval d’une zone
agricole (fig.60). Pendant les huit campagnes de prélèvements effectuées à la source de la Renarde,
le glyphosate, l’AMPA et les phenylurées n’ont jamais été détectés. L’analyse des prélèvements a
mis en évidence une très faible contamination de toutes les stations de prélèvement sur la Renarde.
On n’observe aucune contribution de la partie agricole en amont, à la contamination de la Renarde
pour ces molécules pendant la période d’analyse (tab.27).
Tableau 27. Concentrations en pesticides dans la Renarde et dans l’Orge entre Novembre 2008 et Avril 2009
Orge Saint cheron Remarde Saint Cyr Renarde Saint Yon
Figure 75 : Comparaison des débits entre les rivières Renarde, Orge et Rémarde
Si on compare les débits spécifiques des trois rivières sur la période de suivi, entre le 20
janvier 2009 et le 13 mai 2009, on observe que la Rémarde a un débit spécifique de 3.65 L.s-1 km-2,
beaucoup plus élevés par rapport à celui de l’Orge à Saint-Chéron (2.60 L.s-1 km-2) et presque double
du débit spécifique de la Renarde (1.98 L.s-1 km-2). Les contrastes alors observés peuvent témoigner
de comportements hydrologiques distincts ou de certaines caractéristiques des bassins versants.
Compte tenu que ces trois bassins versants sont assez proches géographiquement, les facteurs
climatiques ne semblent pas varier et donc ne peuvent pas être un facteur de distinction. Afin de
comprendre si la situation hydrologique pendant laquelle on a travaillé sur la Renarde (hiver 2009)
était représentative de la tendance générale des dernières années, on a comparé les flux sur les
trois dernières années à la station de jaugeage de Saint-Chéron, qui ne montrait pas des différences
nettes entre l’Orge et la Renarde entre janvier et mai 2009. Par rapport à l’année précédente, on a
observé une forte diminution des débits entre le 20 janvier et le 15 février (fig.76).
0
2
4
6
8
10
20/127/1 3/2
10/217/2
24/2 3/310/3
17/324/3
31/3 7/414/4
21/428/4 5/5
Déb
it sp
écifi
que
L/s/
km2
2007 2008 2009
Figure 76 : Comparaison des débits de l’Orge à la station de Saint-Chéron pendant la période janvier – mai pour les années 2007, 2008 et 2009
188
L’évolution du débit spécifique sur les trois dernières années a montré que l’année 2008 a
été caractérisée par des débits spécifiques journaliers beaucoup plus élevés par rapport aux années
2007 et 2009. Le débit moyen spécifique pour les premiers mois de l’année 2008 était de
3.19 L.s-1.km-2 et plus élevé que les débits moyens enregistrés pendant l’année 2007
(2.38 L.s-1.km-2) et l’année 2009 (2.60 L.s-1.km-2). Cette différence est à relier à la climatologie
particulière des différentes années, en particulier à l’évapotranspiration et aux précipitations.
Il semble donc que pendant la période d’étude sur le bassin versant de la Renarde on était
plutôt dans le cadre d’un hiver sec avec peu de précipitations.
6.8.2 Evolution des flux sur l’Orge sur les trois dernières années et en relation avec le type d’assolement
Afin de rechercher si cette différence était liée à une diminution des applications sur le
bassin versant agricole de la Renarde pendant l’hiver et le printemps 2009, les flux estimés à la
station de Sermaise entre janvier et mai 2007. 2008 et 2009 ont été comparés. On observe que le
flux en glyphosate a diminué régulièrement à partir de l’année 2007 (fig.77).
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
Glyphosate AMPA Diuron Chlortoluron Isoproturon
Kg
an-1
2007 2008 2009
Figure 77 : Variation des flux en pesticides pendant les trois dernières années (période janvier-mai) à la station de Sermaise (Orge) (source données : Phyt’Eaux Cités)
Par contre le flux en AMPA ne semble pas changer beaucoup pendant les trois années, il
pourrait s’agir d’une contamination des eaux de surface par les eaux usées domestiques. Le diuron
diminue entre 2007 et 2008 comme le glyphosate, mais en 2009 une chute importante du flux a été
enregistrée suite à l’interdiction à l’application pour l’année 2008. L'isoproturon est principalement
utilisé en désherbage d'automne. Il se peut que pour l'année 2009 et 2007, on ait été dans des
situations où les blés de betterave ou les blés de maïs étaient plus importants que pour 2008
(Nicola, 2009). Pour ces deux cas précédents, les semis de blé ont eu lieu relativement tard, le
189
traitement herbicide d'automne est donc beaucoup plus rare que pour des blés de protéagineux, de
colza ou d'orge. L’alternance des matières actives pour contourner les résistances, peut aussi
expliquer que pour les années 2007 et 2009, d'autres molécules aient remplacé l’isoproturon.
L'augmentation de l'utilisation du chlortoluron est cohérente avec la faible utilisation
d'isoproturon en 2009. L'apparition des variétés de blé résistantes aux chlortoluron qui provoquait
jusque là une phytotoxicité sur le blé est aussi à l'origine de cette augmentation. Pour le diuron, les
flux estimés sont similaires pour 2007 et 2008, mais diminuent fortement pendant l’hiver et le
printemps 2009, suite à l’interdiction de toutes les applications en France du fait de l’entrée en
vigueur du plan EcoPhyto2018.
Il semble donc que l’application en chlortoluron en 2009 ait augmenté. En plus, la surface
agricole drainée par l’Orge à Sermaise étant inférieure à celle drainée par la Renarde à Saint-Yon
(60.4 km2 contre 81.4 km2), on devrait retrouver des flux de chlortoluron égaux voir supérieurs à
ceux enregistrés à Sermaise (Orge amont). Or, toutes les campagnes ont montré des concentrations
inférieures à la limite de détection (sauf pour le suivi de la pluie le 9 février 2009).
6.8.3 Facteurs morphologiques
Afin d’établir l’importance de la pente dans le transfert des pesticides sur les deux bassins
versants, un calcul de la pente moyenne des deux bassins a été effectué pour chaque sous bassin
versant de l’Orge Amont et de la Renarde. La partie amont de la Renarde est située dans le plateau
de Beauce et est assez plate, avec une plus forte tendance à l’infiltration des eaux de pluie. Par
contre, une pente moyenne plus importante est enregistrée en aval de Villeconin, entre ce village
et l’exutoire (5.6 %). Si on compare la Renarde à l’Orge (amont de Sermaise), on observe une pente
moyenne peu supérieure pour l’Orge amont (3.88 %) par rapport à la pente moyenne de la Renarde
(3.79 %). La pente n’est donc pas un facteur de différentiation entre les deux bassins versants.
6.8.4 Facteurs géologiques et d’occupation des sols
La différence de faciès dans les deux bassins versant pourrait être à l’origine des différents
comportements en termes de transfert de pesticides. Les faciès à faible perméabilité et donc plus
susceptibles au ruissellement, sont beaucoup plus répandues sur le bassin versant de l’Orge amont
par rapport au bassin versant de la Renarde. Les zones plus sensibles au ruissellement, dont les
zones avec des sables et du grès, sont localisées sous des terrains présentent différents utilisations
du sol. Sur l’Orge amont (zone de Dourdan), on retrouve souvent des champs localisés sur des
terrains de sables et de grès. Par contre, dans le bassin versant de la Renarde sur des affleurements
de sables et de grès, on retrouve essentiellement des zones forestières.
190
Au niveau de la géologie structurale, dans cette zone, le toit de la craie est affecté par un
anticlinal Est-Ouest (l’anticlinal de la Rémarde), qui vient mourir dans la Vallée de la Seine à
Corbeil ; l’anticlinal est responsable de l’affleurement de la craie Sénonienne à Sermaise et de son
enfoncement à plus de 20 mètres de profondeur à Saint-Chéron (Huré, 2004). Il pourrait donc y
avoir un échange entre la nappe et la rivière au niveau de Sermaise (Orge) que l’on ne retrouve pas
sur la Renarde (le lit à l’exutoire repose sur des marnes) (fig.78).
Figure 78 : Types de faciès cartographiés sur le bassin versant de la Renarde (contourné en bleu) et sur le bassin versant de l’Orge Amont (contourné en rouge) (source données : IGN)
Dans la littérature, peu de travaux ont identifié la nappe comme source de transfert
possible pour expliquer la contamination des eaux superficielles et l’importance des
caractéristiques hydrologiques (Jaynes et al., 1999 ; Moorman et al., 1999). En particulier, il a été
montré que dans des bassins versants sur socle et sur des portions basses des versants, la nappe
constitue une voie de transfert des herbicides (Gascuel-Odoux et Molénat, 2001). Cette
interprétation est une hypothèse vraisemblable pour l’Orge entre Dourdan et Sermaise, où la nappe
de craie semble effectivement alimenter l’Orge en été comme en hiver. Un apport en pesticides par
la nappe de la craie pourrait donc être à l’origine de la contamination de l’Orge amont par rapport
à la Renarde associé à une différente localisation des champs par rapport au réseau hydrographique.
191
6.9 Conclusions générales à l’échelle d’un bassin versant agricole
Dans un premier temps, un site agricole a été choisi comme site atelier pour représenter le
transfert des pesticides à petite échelle agricole. Sur le site de la Renarde, 7 campagnes ont été
conduites pendant la période de traitement en phenylurées sur les cultures d’hiver. Les
échantillonnages ont été effectués à l’exutoire de la Renarde.
Les ions majeurs ont été utilisés pour obtenir des informations concernant le ruissellement
et l’origine des eaux. Le calcium et le magnésium ne semblent pas être transportés dans les eaux de
ruissellement, mais semblent plutôt provenir de la nappe de Beauce, témoignant d’un apport
important de celle-ci au débit de la Renarde. Par contre, le potassium et le sodium, évoluent au
cours des événements pluvieux.
Les flux en glyphosate et en AMPA ont également été estimés par temps de pluie. Pour une
pluie de 20 mm et un échantillonnage sur 24 heures, un flux de 5.41 grammes de chlortoluron a été
estimé. Le flux estimé pendant la campagne du 11 mai 2009, d’une durée de 15 heures, a été de
9.92 grammes pour le glyphosate et de 4.19 grammes pour l’AMPA. Le ratio AMPA / glyphosate nous
montre aussi que sur la Renarde et dans un bassin versant entièrement agricole, l’AMPA semble
provenir uniquement de la dégradation du glyphosate.
L’analyse des concentrations enregistrées sur l’Orge à Sermaise montre une augmentation
des concentrations en chlortoluron sur les trois dernières trois ans. Le chlortoluron est toujours
détecté sur l’Orge mais jamais sur la Renarde, exception faite de l’événement pluvieux du 9 février
2009. Une différence au niveau géologique semble être l’hypothèse plus plausible, avec une plus
grande infiltration des pesticides car les parcelles agricoles sont situées sur des calcaires et sur des
terrains en faible pente, essentiellement dans la partie amont de la Renarde. Dans la partie aval,
les pentes sont plus fortes de 3-4 % mais les versants sont occupés par des forêts, donc le potentiel
d’apport en pesticides n’est pas significatif.
En conclusion, la Renarde ne semble pas contribuer de manière importante à la
contamination de l’Orge et surtout son bassin versant agricole n’est semble pas représentatif de la
zone agricole de l’Orge. Par contre la partie amont de l’Orge (amont de Sermaise) parait contribuer
fortement à la contamination de l’Orge pour le chlortoluron. La disposition du lit de l’Orge dans
cette partie en amont de Sermaise, suggère des apports en pesticides par la nappe.
192
Chapitre VII – ORIGINE ET BILAN DE
TRANSFERT DES PESTICIDES A L’ECHELLE
DU BASSIN VERSANT DE L’ORGE
L’ensemble de cette étude a consisté a mieux approfondir la connaissance des apports et
des transferts des pesticides à différentes échelles en milieu urbain et agricole. A l’aide des
données acquises, on a tenté d’effectuer une extrapolation à l’échelle du bassin versant de l’Orge
des coefficients d’exportation, sur la base d’une détermination de la contribution des différentes
sources d’apports sur l’Orge. La dernière étape a concerné l’impact de l’Orge sur la contamination
de la Seine et la recherche des facteurs de différentiation entre les mécanismes de contamination
de la Seine et de l’un de ses affluents.
195
7.1 La contamination du bassin versant de l’Orge : impact des traitements en milieu urbain
La forte variation de la contamination des cours d’eau entre les stations amont (zones peu
urbanisées/zones agricoles) et aval (zones très urbanisées) couplée aux enquêtes sur les usages en
milieu urbain, a permis d’évaluer l’impact relatif des usages urbains et agricoles sur la qualité des
eaux de surface. Les flux annuels ont précédemment été calculés pour déterminer l’origine de la
contamination en glyphosate, en AMPA, en diuron et en aminotriazole, à l’échelle du bassin versant
de l’Orge ainsi que l’impact de l’Yvette sur la contamination générale de l’Orge.
Par ailleurs, les études effectuées sous différentes conditions météorologiques, ont montré
l’impact des événements pluvieux sur l’augmentation des concentrations en pesticides dans les
rivières pour les principales molécules : glyphosate, isoproturon et chlortoluron. Le désherbage et le
ruissellement constituent les principales sources de glyphosate en milieu urbain. L’origine de
l’AMPA a été recherchée : dégradation des produits détergents ou du glyphosate.
7.2 Bilan des apports en pesticides dans l’Orge
A l’échelle du bassin versant de l’Orge, un bilan de transfert a été effectué à partir des
données des applications en milieu urbain et des flux. L’estimation des apports en pesticides repose
sur les données fournies par ASCONIT relatives à l’enquête conduite en 2007 (Hamelet, 2007) et par
les enquêtes complémentaires réalisées sur les autres communes du bassin versant de l’Orge (sous-
chapitre 4.2). Pour établir les quantités appliquées sur l’ensemble du bassin versant de l’Orge, on a
calculé les quantités appliquées sur les communes à l’intérieur du périmètre de Phyt’Eaux Cités.
Cette somme des quantités a été ensuite normalisée en la divisant par la superficie pour obtenir des
kg.km-2 de communes.
Quantité pesticides (commune)
Σ −−−−−−−−−−−−−−−−− x Surface urbaine BV Orge Surface urbaine (commune) Ce chiffre a ensuite été rapporté à l’ensemble de la surface urbaine sur l’Orge. Pour ce qui
concerne les données sur l’application des pesticides par la SNCF et la RATP (voies ferrées), par
l’Aéroport de Paris et aussi les applications sur les routes, on a utilisé les informations fournies par
les utilisateurs à l’échelle du périmètre de l’action Phyt’Eaux Cités. Le glyphosate a été le plus
abondamment appliqué sur le bassin versant de l’Orge, avec un total de 1658 kg.an-1, dont plus de
75 % par les communes. Le pourcentage estimé de glyphosate exporté atteint 11 %. (fig. 79).
196
Figure 79 : Coefficients de transfert estimés sur l’Orge pour le glyphosate, le diuron et l’aminotriazole
Pour ce qui concerne les données sur l’application des pesticides par la SNCF et la RATP
(voies ferrées), par l’Aéroport de Paris et aussi les applications sur les routes, on a utilisé les
informations fournies par les utilisateurs à l’échelle du périmètre de l’action Phyt’Eaux Cités. Le
glyphosate a été le plus abondamment appliqué sur le bassin versant de l’Orge, avec un total de
1658 kg.an-1, dont plus de 75 % par les communes. Le pourcentage estimé de glyphosate exporté
atteint 11 %. Pour ce qui concerne l’aminotriazole et le diuron, les applications ont été beaucoup
moins importantes. Par contre, le pourcentage de quantités exportées pour ces molécules est
légèrement plus élevé que celui du glyphosate (de l’ordre de 15 à 16 %). Dans la littérature, la
quantité de diuron exportée était de 0.6 à 1.2 % de la quantité appliquée (Skark et al., 2004). Il est
peu probable que les transferts soient surestimés par le non prise en compte des usages des
particuliers sur des surfaces situées à l’écart des axes de circulation et des réseaux
d’assainissement ou par l’utilisation de stocks. Cependant, si l’on considère ces pratiques, à raison
de 10 à 13 g.hab-1.an-1 (Antea 1996, Blanchoud et al., 2004), l’apport en pesticides des particuliers
serait d’environ 7325 kg.an-1 et les coefficients de transfert seraient seulement de l’ordre de
2.3 % pour le glyphosate et de 3.5 % pour le diuron et l’aminotriazole. Par contre, si on estime que
les apports des particuliers représentent le 86% des apports totaux en milieu urbain (Boulet, 2006),
on obtiendra des coefficients de transfert entre 1.4 et 2.1 % pour ces trois molécules car les apports
seront beaucoup plus grands par rapport aux autres deux scenarios.
197
On peut donc en conclure que les coefficients d’exportation se situent dans une fourchette
de valeurs : entre 11 et 1.4 % pour le glyphosate, entre 16 et 2.1 % pour le diuron et entre 15 et 2 %
pour l’aminotriazole.
Le moindre transfert du glyphosate s’explique à la fois par sa demi-vie et son Koc plus élevé
que ceux des deux autres molécules (Koc du glyphosate, 21699 mL.g-1 contre 111 mL.g-1, pour
l’aminotriazole et 1067 mL.g-1, pour le diuron). L'aminotriazole semble pourtant plus mobile, ainsi
que cela a été observé pour les eaux de ruissellement (Le Godec et al., 2000). Une hiérarchisation
des paramètres physico-chimiques (solubilité, Koc, DT50) couplée à l’analyse de l’affinité des
molécules selon les surfaces (Spanoghe et al., 2005) pourrait permettre d’expliquer les différences
entre les coefficients d’exportation du glyphosate, du diuron et de l’aminotriazole.
7.3 Contribution des différentes sources d’apport à la contamination de l’Orge
En complément du premier bilan d’exportation (en % des produits appliqués), un deuxième
bilan quantitatif a été réalisé par secteur d’activité. Ainsi, on a utilisé les données concernant
l’occupation du sol fournies par Corin Land Cover et on a extrapolé les apports de différents
compartiments à l’échelle du bassin versant de l’Orge. Un changement d’échelle « upscalling »
entre le Ru de Fleury et l’ensemble du tissu urbain, a été effectué afin de pouvoir estimer les
quantités transférées sur le même type de surface, à l’échelle de l’Orge.
Le tableau 29 résume en détail les calculs effectués pour obtenir les estimations de la
contribution de différentes sources. Si l’on prend en considération les différentes sources de
contamination dans l’Orge, on identifie trois secteurs contributeurs : la zone agricole en amont, les
stations d’épuration que l’on retrouve dans la partie amont de l’Orge et les rejets d’eaux pluviales.
Tableau 29. Description des méthodes de calcul utilisées pour le bilan des apports à l’échelle du bassin versant de l’Orge 1- Apport Zone Agricole
Le premier calcul a permis d’estimer les apports annuels de glyphosate et d’AMPA dans la partie agricole en amont de l’Orge : flux estimés à Sermaise avec les concentrations mesurées par le réseau Phyt’Eaux Cité et le débit à Saint-Chéron (2008). Flux glyphosate/AMPA (Sermaise)
Σ −−−−−−−−−−−−−−−−− x Surface SAU BV Orge Surface SAU (Sermaise)
2 - STEP partie Amont de l’Orge
Afin d’estimer les apports en glyphosate et en AMPA par les STEP situées en amont de l’Orge (non connectés à la station de Valenton), on a effectué le calcul suivant. Pour l’extrapolation, on a utilisé un paramètre connu dans les deux STEP, soit le nombre d’équivalents habitants (EQ/HAB) qui est une unité de mesure utilisée pour
198
établir la capacité d'une station d'épuration. Les données concernant les EQ/HAB ont été obtenues à partir des données AESN (Agence de l’Eau Seine Normandie). Cette unité de mesure se base sur la quantité de pollution émise par personne et par jour. La directive européenne du 21 mai 1991 définit l'équivalent-habitant comme la charge organique biodégradable ayant une demande biochimique d'oxygène en cinq jours (DBO5) de 60 grammes d'oxygène par jour. Flux estimé de l’effluent de la STEP de Briis-sous-Forges, le 25/09/2007, extrapolé pour les 4 mois d’application (120 jours) + Flux estimé dans l’effluent de la STEP de Briis-sous-Forges le 20/02/2009, extrapolé pour les 8 mois de non application (245 j). Débit de la STEP estimé par Tamtam (2008). Extrapolation : Flux glyphosate/AMPA (STEP Briis-sous-Forges)
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−− x EQ/HAB (STEPs BV Orge) EQ/HAB (STEP Briis-sous-Forges)
3 - Réseau d’eaux pluviales
Flux par temps sec Un troisième calcul a permis d’estimer les apports des collecteurs des eaux pluviales, des collecteurs des eaux usées et des quantités transférées via les by-pass lors d’un événement pluvieux. Fts = [(Flux 24h du 15/04/2008) gly/AMPA * (365 jours non-application)] Flux par temps de pluie Au flux annuel par temps sec a été ajouté celui de temps de pluie estimé pour la période d’application en glyphosate (mai-aout 2008). Afin d’estimer les flux par temps de pluie, une équation (y= ax + b) a été obtenue avec le rapport entre mm/pluie et flux exportés pour les campagnes Ru de Fleury. En connaissant la quantité de pluie de chaque événement, l’équation nous a donné une quantité théorique des flux exportés pendant chaque événement pluvieux sur la période mai-août 2008. Ftp = [(Σ Flux 24h temps de pluie gly/AMPA période application mai-aout 2008)] Flux total Les flux de la période de non application et de la période d’application ont été sommés et extrapolés pour passer de la surface urbaine du bassin versant du ru de Fleury (4.4 km2) à la surface urbaine de l’Orge (220 km2). Fts (période de non application) + Ftp (période d’application)
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−− x Surf Urbaine Orge (Km2) Surface BV Ru de Fleury (Km2)
4- By-pass
Afin d’estimer les flux des surverses par temps de pluie, du collecteur d’eaux pluviales vers le collecteur d’eaux usées, une équation (y= ax + b) a été obtenue à partir du rapport entre mm/pluie et flux « by-passé ». La quantité de pluie par événement, a permis de calculer le flux sur la période de mai à août 2008, à partir de la formule suivante : Ftp (période d’application)
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−− x Surf Urbaine Orge (Km2) Surface BV Ru de Fleury (Km2)
199
5- Réseau d’eaux usées
Les flux par temps sec et par temps de pluie ont été calculés de la même façon que pour les eaux pluviales. Par contre, la somme des deux a été rapportée aux habitants (et non à la surface). Fts (période de non application) + Ftp (période d’application)
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−− x Habitant Orge Habitant Ru de Fleury
6- STEP Valenton
Ce calcul effectué permet d’estimer les quantités de glyphosate et d’AMPA apportées théoriquement en Seine par la STEP de Valenton. Même méthode de calcul des flux pour estimer les flux annuels en sortie des STEP en amont de l’Orge (en haut) que celui précédemment effectué. Extrapolation : Flux glyphosate/AMPA (STEP Briis-sous-Forges)
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−− x EQ/HAB (STEP Valenton) EQ/HAB (STEP Briis-sous-Forges)
La figure suivante récapitule les valeurs de la contribution de chaque compartiment à la
contamination de l’Orge (fig.80). Pour chaque compartiment, on retrouve la quantité annuelle
exportée en kilogrammes et une valeur qui correspond à la méthode utilisée pour obtenir la valeur
en kg (décrite dans le tableau 29).
Figure 80 : Schéma récapitulatif de la contribution annuelle des sources agricoles et urbaines
200
Le flux total de l’Orge serait ainsi constitué de 11.3 kg de glyphosate et de 14.8 kg d’AMPA
provenant de la partie agricole. Cette quantité d’AMPA semble essentiellement originaire de la
dégradation du glyphosate. La quantité transférée des STEP en amont de l’Orge vers la rivière, est
de 5.3 kg, pour le glyphosate et de 9.6 kg, pour l’AMPA.
Les eaux pluviales apportent 90 kg par an de glyphosate et 26.2 kg d’AMPA, à l’Orge. Par
contre, les quantités transférées dans les eaux usées qui rejoignent la STEP de Valenton sont de
18.9 kg de glyphosate et de 29.9 kg d’AMPA. Le by-pass semble fortement contribuer au flux de
glyphosate (10 kg) mais très peu à celui de l’AMPA (1 kg). Ce résultat montre qu’une grande partie
du glyphosate rejoint les eaux usées pendant les événements pluvieux et justifie la présence de
cette molécule dans les eaux usées. D’autre part, l’apport relativement faible en AMPA des by-pass
confirme à nouveau la présence dans les eaux usées d’AMPA provenant également de la dégradation
du glyphosate.
Les apports au flux total de l’Orge sont donc constitués d’apports urbains représentant 90%
pour le glyphosate et 71 % pour l’AMPA. Le glyphosate provient donc presque entièrement, des
collecteurs d’eaux pluviales. Par contre, l’AMPA, provenant des rejets de STEP constitue presque un
quart des apports urbains. La proportion d’AMPA provenant des eaux usées et donc de la
dégradation des phosphonates, pourrait donc être estimée à environ 25 % de l’AMPA que on retrouve
dans le cours d’eau.
Pour ce qui concerne le glyphosate, la somme des apports de la partie agricole et de la
partie urbaine au flux en glyphosate dans l’Orge pour l’année 2008, correspond à 106.9 kg avec
notre méthode de calcul. Or, on pourrait s’attendre à trouver un chiffre équivalent ou inferieur à
66.9 kg (chiffres estimés à l’exutoire de l’Orge). Cet écart est lié à plusieurs facteurs. Une
surestimation des apports est certainement en relation avec la zone d’apport, localisée en amont
de l’exutoire de l’Orge. En effet, entre la zone d’apport et l’exutoire, des phénomènes
d’adsorption aux sédiments dans le lit de l’Orge ainsi que des phénomènes de dégradation peuvent
survenir. Par contre, pour l’AMPA, on observe une sous-estimation des apports par la zone agricole,
par les STEP et par les eaux pluviales. Les apports de ces zones de contribution correspondent à
50.6 kg, alors que l’on s’attendrait à retrouver 97.1 kg. L’apport d’AMPA de ces zones de
contribution semble donc sous estimé.
Ce résultat semble être dû principalement à deux causes : entre la zone d’apport et
l’exutoire de l’Orge, il peut se produire une dégradation du glyphosate et par conséquent, une
formation d’AMPA et de plus, des rejets non maitrisés peuvent survenir dans d autres zones
urbanisées. La présence des «antennes», anciens branchements d’assainissement avec des eaux
parasites dans le bassin versant du Ru de Fleury est assez limitée car il s’agit d’un réseau séparatif
qui a été récemment ré aménagé. Cependant, dans d’autres secteurs de la partie aval de l’Orge, on
201
pourrait avoir des apports plus importants. Pour ce qui concerne les eaux usées, les quantités de
glyphosate transféré vers la station de Valenton, ont été estimées à 18.9 kg (10 kg provenant des
by-pass). Par contre, les quantités d’AMPA sont presque du double (29.9 kg.), en confirmation de
l’origine en grande partie domestique de cette molécule.
Le dernier calcul (numéro 6) permet d’estimer l’apport potentiel en glyphosate et AMPA de
la station d’épuration de 1.200.000 eq/hab (telle que la station d’épuration de Valenton). Si on
exclut les villes situées dans la partie amont de l’Orge, la majeure partie des eaux usées issues de
l’Orge sont dirigées vers la station d’épuration par un réseau d’assainissement séparatif. Les eaux
traitées (de la vallée de l’Orge et d’autres secteurs) sont ensuite rejetées en Seine, en aval du
confluent avec l’Orge (débit rejet : 600 000 m3 /jour). On estime que 61.8 kg de glyphosate et
112.2 kg d’AMPA (valeurs moyenne de la fourchette) sont apportés en Seine par les rejets de la
station d’épuration. La comparaison de ces apports avec les estimations à l’exutoire de l’Orge,
montre que pour les deux molécules, les apports par la rivière et par les rejets des eaux usées sont
du même ordre. Ce résultat est significatif et montre qu’une partie importante d’AMPA provient des
eaux domestiques et de la dégradation des phosphonates contenus dans les détergents. Pour le
glyphosate, la quantité estimée en sortie de la STEP indique que même dans un réseau séparatif, le
glyphosate utilisé en milieu urbain peut être transféré en quantités élevées dans les eaux usées.
Dans ce cas, il s’avère que deux causes d’incertitude sont probables: une sous-estimation du
flux pendant les événements pluvieux, lors du mois de septembre ; une surestimation des flux
pendant le mois d’aout 2008. On ne possède pas des résultats de temps de pluie pour le ru de Fleury
pendant le mois d’août. Etant donné que les applications les plus importantes ont été effectuées
début mai et début juillet 2008, le stock de glyphosate et d’AMPA encore disponible pour le
transfert par ruissellement, pourrait être plus faible que supposé initialement (comme le montrent
les résultats du chapitre IV, sous chapitre 4.9).
Suite à l’estimation d’un bilan à l’échelle du bassin versant de l’Orge, on a essayé de tester
la robustesse de nos calculs et de contrôler les ordres de grandeur annoncés dans la figure 18 pour
la contribution des différentes sources au vu des incertitudes. Il s’agit essentiellement de deux
types d’erreurs qui peuvent affecter ces résultats :
Les erreurs liées aux incertitudes de mesure des volumes et des concentrations au niveau du
site de Ru de Fleury. Les erreurs liées à l’extrapolation des données mesurées sur Ru de Fleury à
l’ensemble de la surface urbaine de l’Orge et de la station d’épuration de Briis-sous-Forges aux
autres STEP présentes sur l’Orge.
Les résultats de la campagne sur la Prédecelle (Botta et al., 2009) ont été utilisés comme
support pour confirmer l’évolution des concentrations en glyphosate et en AMPA, à l’intérieur d’un
bassin versant. Pendant une campagne d’échantillonnage conduite le 24 septembre 2007, six
202
stations ont été analysées pour évaluer la contamination de la Prédecelle. Les prélèvements ont été
effectués par temps sec (fig.81).
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
Pecquesen.1
AmontSTEP
n.2
RejetSTEP
n.3
AvalSTEP
n.4
Aval étangn.5
Rémarden.6
Con
cent
ratio
n µ
g L-1
Glyphosate AMPA
Figure 81 : Profil longitudinal des concentrations en glyphosate et en AMPA sur la Prédecelle (24/09/2007)
Le glyphosate et l’AMPA ont été détectés dans tous les échantillons. Au point le plus en
amont (n 1, Pecqueuse), la concentration en glyphosate a été de 0.5 µg.L-1. Au point 2, on a observé
une augmentation notable de la concentration, à 1.5 µg.L-1. Le glyphosate a été également mesuré
dans l’effluent de la STEP, à 1.62 µg.L-1. Pour l’AMPA, la concentration augmente à partir de la
station n 2, à l’aval de la ville de Limours. La concentration la plus élevée pendant cette campagne
a été rencontrée dans l’effluent de la station d’épuration (3.54 µg.L-1), avec une concentration 7
fois plus importante que celle de l’échantillon prélevé à l’amont (Limours).
Ainsi, à la station à l’aval de l’effluent de la STEP, la concentration mesurée d’AMPA a
atteint 1.28 µg.L-1. Une légère augmentation des concentrations en AMPA a été enregistrée dans
l’échantillon prélevé à la station 5 (1.44 µg.L-1). Une diminution des concentrations a été ensuite
enregistrée dans la Rémarde, à l’aval de la confluence avec la Prédecelle (1.01 µg.L-1). La
concentration en glyphosate dans la Prédecelle à l’amont de l’effluent de STEP était plus élevée
que les concentrations enregistrées en aval de la STEP.
L’augmentation de l’amont vers l’aval et surtout le pic du au rejet de la STEP (point 2) nous
confirme que l’AMPA retrouvée dans les rivières par temps sec et hors traitement, provient en
partie, de la dégradation des détergents.
7.4 Relations entre la Seine et l’Orge
On a également suivi mensuellement en 2009, la contamination de l’Orge et de la Seine afin
de pouvoir définir quel était l’impact de l’Orge sur la Seine et de déterminer si cet impact
203
présentait une variation saisonnière. Les prélèvements ont été effectués au Pont du Garigliano à
Paris (Seine) et à Athis-Mons (Orge) sur la période janvier-aout 2009.
Les concentrations en glyphosate et en AMPA dans l’Orge et dans la Seine ont présenté des
évolutions temporelles décalées. A la station d’Athis-Mons, les concentrations de glyphosate
enregistrées ont varié varient de 0.07 µg.L-1 à 0.64 µg.L-1 et les concentrations d’AMPA, de 0.22
µg.L-1 à 1.19 µg.L-1. Les concentrations en glyphosate dans la Seine au Pont de Garigliano varient
entre 0.05 µg L-1 et 0.98 µg.L-1 et contre celles en AMPA demeurent entre 0.09 et 1.25 µg.L-1.
De janvier à mai 2009 le glyphosate et l’AMPA sont toujours détectés à des concentrations
plus importantes dans l’Orge à Athis-Mons par rapport à la Seine à Paris. Par contre, une inversion
de tendance est enregistrée pendant les campagnes de juin et juillet où des concentrations plus
fortes dans la Seine ont été enregistrées pour les deux molécules. On constate donc une
augmentation des concentrations pendant les mois de juin-juillet 2009 à la station de Pont de
Garigliano : cette augmentation est liée probablement aux applications urbaines en glyphosate
effectuées dans la ville de Paris ou des applications agricoles apportées sur la Marne.
Le calcul de flux (tab.30) en glyphosate et en AMPA permet de comprendre l’origine des
deux molécules dans la Seine et dans l’Orge. Les flux dans les deux cours d’eau ont été ensuite
comparés pour interpréter d’une part quelle peut être la contribution de l’Orge à la contamination
de la Seine et d’autre part on a calculé le rapport glyphosate / AMPA afin de déterminer une
dominante urbaine ou agricole de l’origine de l’AMPA.
Tableau 30. Flux journalier en glyphosate et en AMPA estimés sur l’Orge et sur la Seine
Entre les mois de janvier et mai, le flux de l’Orge constituait entre 1.39 et 10.27 % du flux
de la Seine en glyphosate et entre 2.20 et 6.66 % du flux en AMPA. Les rapports entre les flux du
glyphosate et ceux de l’AMPA étaient 6 fois sur huit plus élevés (parfois d’un facteur 2) sur la Seine
par rapport à l’Orge, avec une différence marquée pendant la période estivale. Il semblerait donc
204
qu’en période estivale dans l’Orge la partie plus grande d’AMPA provienne de la dégradation des
détergents, par contre dans la seine il s’agirait plutôt de la dégradation du glyphosate.
Si on compare les flux avec les surfaces de la Seine et de l’Orge (43 900 km2 surface totale
seine contre 956 km2 de l’Orge) (2654 km2 surface urbaine de la Seine dont 6 % par rapport à l’Orge
231 km2 dont 23 %). Effectivement, en termes de pourcentage, l’Orge draine une forte zone urbaine
plus importante par rapport à la zone urbaine drainée par la Seine en amont de Paris. Ce résultat
pourrait donc expliquer une origine plutôt domestique de l’AMPA (Skark et al., 1998 ; Kolpin et al.,
2006 ; Botta et al., 2009).
7.5 Confirmation de l’origine domestique de l’AMPA dans le bassin versant de l’Orge
Les résultats obtenus lors des campagnes conduites dans le bassin versant de la Renarde ont
apporté aussi d’autres informations qui ont permis de confirmer l’origine de l’AMPA dans le bassin
versant de l’Orge. Sur les huit campagnes instantanées conduites aux trois stations en aval de la
Renarde (une station à la source et deux en aval des villages de Villeconin et Souzy-la-Briche)
l’AMPA n’a été détecté que 2 fois sur 24 échantillons et toujours à la station de Souzy-la-Briche (la
plus en aval) (tab.24). Dans deux mêmes échantillons le glyphosate était également détecté, dans
les deux cas à des concentrations supérieures à celles de son produit de dégradation.
Pendant la campagne du 9 février 2009 qui s’est déroulé entre 11h du 9 février 2009 et 11h
du 10 février 2009 (prélèvements au pas de temps horaire), sur 12 échantillons, le glyphosate
n’était jamais détecté. Par contre l’AMPA était détecté dans deux échantillons à des concentrations
très proches de la limite de quantification (0.05 µg L-1). Par contre les douze échantillons collectés
pendant la campagne du 11 mai 2009 contenaient du glyphosate et de l’AMPA à des concentrations
supérieures à la limite de détection.
Les données de cette campagne ont été utiles non seulement pour comprendre les processus
de transfert vers les cours d’eaux, mais aussi pour comprendre l’origine de l’AMPA. Les graphiques
suivants nous montrent les rapports entre les concentrations du glyphosate et de l’AMPA à l’exutoire
de la Renarde (campagne du 11 mai 2009, milieu agricole), à l’exutoire de Ru de Fleury (campagne
du 24 juin 2008 temps sec, rejets des eaux domestiques) et à l’exutoire de l’Orge (concentrations
mesurées pendant l’année 2008 à la station d’Athis-Mons) (fig.82).
205
y = 0,3261x + 0,0167R2 = 0,9112
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0
Concentrations glyphosate µg L-1
Con
cent
ratio
ns A
MPA
µg
L-1
y = 0,6334x + 0,3235R2 = 0,4692
00,20,40,60,8
11,21,41,61,8
0,0 0,3 0,5 0,8 1,0 1,3 1,5
Concentrations glyphosate µg L-1
Con
cent
ratio
ns A
MPA
µg
L-1
y = 0,6247x - 0,041R2 = 0,3838
0
0,4
0,8
1,2
1,6
2
2,4
2,8
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
Concentrations glyphosate µg L-1
Con
cent
ratio
ns A
MPA
µg
L-1
Figure 82 : Rapport entre les concentrations du glyphosate et de l’AMPA à l’exutoire de la Renarde (campagne du 11/05/2009), à l’exutoire de Ru de Fleury (campagne du 24/06/2008 temps sec) et à
l’exutoire de l’Orge (Athis-Mons, campagnes Phyt’Eaux Cités année 2008)
Les coefficients de corrélation linéaire de Pearson ont été calculés pour la Renarde (r=
0.9545 pour n=12 avec un p < 0.01), pour les eaux domestiques de Ru de Fleury (r= 0.6849 pour
n=12 avec un p < 0.05) et pour les eaux de l’Orge (r= 0.6195 pour n=24 avec un p < 0.001). Les trois
graphiques nous montrent qu’en milieu urbain (dans le collecteur de Ru de Fleury) et à l’exutoire de
l’Orge la présence de l’AMPA est moins dépendante de celle du glyphosate en raison des apports
issus de la dégradation des détergents.
La dégradation du glyphosate semble donc constituer une source plus importante d’AMPA en
milieu agricole. En milieu urbain (surface imperméable) une grande partie des produits est
transférée dès le premier événement pluvieux tandis que sur des sols, les produits sont transférés
plus lentement, ce qui permettrait une dégradation du glyphosate et une formation d’AMPA en
quantités plus importantes qu’en milieu urbain (Le Godec et al., 2000).
Renarde Ru de Fleury
Athis-Mons
206
CONCLUSION ET PERSPECTIVES
209
La contamination des eaux de surface par les pesticides constitue un problème pour le
Syndicat de l’Eau d’Ile-de-France (SEDIF) concernant la potabilisation de l’eau prélevée de la Seine.
L’étude de la contamination de l’Orge montre non seulement un impact significatif de cette rivière
sur celle de la Seine, mais aussi la présence de plus de 40 substances quantifiées dans le suivi
bimensuel. Pendant l’année 2007, 11 substances ont été détectées pendant toutes les campagnes
d’échantillonnage : il s’agit de sept matières actives (glyphosate, diuron et aminotriazole avec les
concentrations les plus élevées) et quatre produits de dégradation (AMPA, DEA, déméthyldiuron,
didéméthyldiuron). Certaines molécules, comme le 2,4 MCPA, le MCPP (mécoprop) et le
chlortoluron sont seulement présentes à des concentrations élevées pendant la période de
traitements. La forte variabilité de la contamination des cours d’eau entre les stations amont
(zones peu urbanisées/zones agricoles) et aval (zones très urbanisées) couplée avec les enquêtes sur
les usages en milieu urbain, permet démontrer l’impact important de ces usages sur la qualité des
eaux de surface. Le calcul des flux annuels montre clairement l’origine urbaine de la contamination
en glyphosate à l’échelle du bassin versant de l’Orge. L’impact de l’Yvette sur le niveau de
contamination de l’Orge est très important (40-50 % pour le glyphosate, l’AMPA et l’aminotriazole).
Si on considère seulement l’isoproturon et le chlortoluron, on s’aperçoit que la contamination
provient principalement de l’Yvette. La pente moyenne des surfaces agricoles plus élevée que sur
l’Orge expliquerait ces résultats. Le calcul des flux pour les années 2007 – 2008 montre que les
applications non-agricoles sur l’ensemble du bassin versant de l’Orge sont principalement
responsables de la mauvaise qualité des eaux de surface. En particulier pour le glyphosate, bien
qu’il soit utilisé en milieu agricole comme en milieu urbain, le flux à l’exutoire est 100 fois plus
important qu’à l’amont. En conclusion, à deux ans du début de l’action Phyt’Eaux Cités, on observe
à l’échelle du bassin versant de l’Orge une nette amélioration de la qualité des eaux de surface et
une importante diminution des flux surtout pour le glyphosate et en particulier pour l’Yvette. Ce
résultat montre les premiers effets de cette action de sensibilisation et du travail d’audit qui ont
amené à une diminution des applications urbaines et un meilleur respect des bonnes pratiques de
traitement ayant pour conséquence à une diminution du transfert des molécules vers les cours
d’eau. Les campagnes par temps de pluie conduites par Veolia ont affirmé l’importance du
ruissellement des pesticides vers les cours d’eau surtout en milieu urbain sur des surfaces
imperméables. Certaines molécules comme le diuron ou l’aminotriazole ne montrent pas des
différences en termes de concentrations médianes entre l’amont et l’aval. Sur les deux années 2007
et 2008, on observe une importante diminution des flux par temps de pluie. Le résultat plus
important des campagnes effectuées par temps de pluie concerne essentiellement le glyphosate, le
diuron et l’aminotriazole : les concentrations plus élevées sont enregistrées dans les deux années
lors du premier suivi de pluie (fin avril, début mai), en lien avec les applications printanières par les
communes, qui ensuite diminuent progressivement lié au phénomène de dégradation. L’analyse
statistique nous a permis d’attester l’origine urbaine de la contamination en glyphosate,
aminotriazole et diuron. L’AMPA semble dériver essentiellement du glyphosate en milieu agricole,
par contre à l’aval son rapport avec le glyphosate n’est pas visible ; on aurait donc une autre source
domestique de l’AMPA. L’ACP nous a également permis de confirmer l’origine agricole du
210
chlortoluron et de l’isoproturon, tandis que pour le mécoprop, l’origine agricole en amont serait
montrée mais l’impact des utilisations en milieu urbain est visible à l’aval.
Les collecteurs d’eaux pluviales ont été identifiés comme la source principale de
contamination par le glyphosate de la Boële et de l’Orge dans la partie urbaine. Le glyphosate est
donc transféré dans les eaux de surface principalement par les eaux pluviales. Par contre, le
comportement de l’AMPA est assez irrégulier ; ceci peut être lié au fait que pendant la période de
traitement, cette molécule peut avoir une double origine. Une évolution régulière des
concentrations et une variation cohérente avec les apports domestiques et avec les concentrations
en ammonium nous montre une origine domestique de l’AMPA hors période de traitement. En
période de traitement, l’association des rejets d’eaux usées associés à la dégradation du glyphosate
rend plus délicate l’analyse des résultats. Les cours d’eau en milieu urbain sont beaucoup plus
contaminés en glyphosate et AMPA qu’en milieu agricole. Une contamination permanente est
enregistrée au cours de l’année sur la Boële (urbain), avec une variabilité saisonnière importante et
des concentrations beaucoup plus élevées que dans la période printanière (mai-juillet). Cette
différence peut s’expliquer pour plusieurs facteurs. La dégradation sera d’autant plus importante
que le ruissellement sera faible. A la même période de l’année (mi-mai), les concentrations par
temps sec en milieu urbain sont plus élevées (0.8 µg.L-1 le 16 mai 2008 Boële aval) par rapport a
celle sur la Renarde avant l’événement pluvieux du 11 mai 2009 (concentrations de 0.1-0.2 µg.L-1).
Les résultats sur le Ru de Fleury confirment que le glyphosate provient principalement des rejets
d’eaux pluviales collectées en milieu urbain. Pendant la campagne du 14 mai 2008 les
concentrations en glyphosate atteignirent les 70-100 µg.L-1. L’AMPA était toujours détecté dans les
deux collecteurs et par conséquence dans les eaux de surface en milieu urbain. La présence
permanente de ce composé dans les cours d’eau et la stabilité des concentrations même par temps
de pluie, semblent indiquer une contamination de fond et probablement durable des compartiments
physiques, notamment les sols et les aquifères superficiels. Le glyphosate a été également détecté
à des concentrations élevées pendant des événements pluvieux très importants, avec un
débordement des eaux pluviales, vers le collecteur d’eaux usées. Aucun renseignement n’a pu être
apporté sur la présence des phénylurées dans le collecteur d’eaux usées à cause de la grande
difficulté rencontrée lors de l’analyse, due à la forte présence d’interférants. Le ruissellement sur
les surfaces imperméables en milieu urbain a été identifié comme étant la principale voie de
transfert du glyphosate. Les concentrations en glyphosate sont extrêmement variables d’un
événement à l’autre et des phénomènes complexes interagissent dans ce transfert. Les premiers
résultats obtenus sur le Ru de Fleury (voir article, ANNEXE I) confirment que l’AMPA décelé dans les
cours d’eau par temps sec et hors période de traitement provient en partie de la dégradation de
l’acide phosphorique contenu dans les détergents. Le ratio AMPA / glyphosate en milieu urbain met
en évidence que la présence de l’AMPA n’est pas seulement due à la dégradation du glyphosate,
mais aussi en partie à la dégradation des détergents, pour partie par temps de pluie ou en totalité
par temps sec. L’origine domestique de l’AMPA a été confirmée par les mesures des concentrations
en ammonium qui varie de façon similaire à celles de l’AMPA. Les flux en glyphosate et AMPA
211
exportés par les deux collecteurs ont été établis pour toutes les campagnes effectuées par temps
sec et par temps de pluie. Les plus fortes valeurs sont en relation avec les précipitations les plus
importantes, ce qui confirme l’impact important du ruissellement sur le transfert en pesticides en
milieu urbain. L’estimation des flux journaliers a été faite à partir d’analyses sur eaux filtrées et
n’incluent donc pas la fraction particulaire, ce qui entraine probablement une sous estimation des
quantités transférées, surtout pour le glyphosate qui présente un coefficient d’absorption élevé.
Une fonction linéaire peut être établie entre les quantités de glyphosate transférées dans le
collecteur d’eaux pluviales et les volumes d’eaux écoulés. En ce qui concerne le site de Ru de
Fleury, dans les cas des crues de mai et juin, les pics de pollution apparaissent après les pics de
débit, ce qui implique une contamination en glyphosate successive au début du ruissellement et
associée essentiellement de l’érosion du bassin. Les concentrations en glyphosate et AMPA sont
extrêmement variables d’un événement à l’autre et les phénomènes mis en cause sont
extrêmement complexes. Le glyphosate, pour conclure, est transféré dans les deux collecteurs à
des concentrations assez élevées pendant la période de traitement. Les quantités transférées des
eaux pluviales vers les eaux usées semblent beaucoup plus élevées que celles effectivement
mesurées dans les eaux usées (500% en plus). Cela pourrait être expliqué avec une forte adsorption
sur les matières organiques non analysées présentes dans les eaux usées. L’importance relative des
deux sources en AMPA n’a pas pu être complètement déterminé, mais les résultats obtenus au cours
de l’année 2008 montrent qu’en milieu urbain, le produit a une autre origine que la dégradation du
glyphosate et peut être plutôt liée à la seule dégradation des détergents.
Le bassin versant de la Renarde avait été choisi comme site de référence agricole, car 75 %
du territoire est constitué de surfaces agricoles, avec une absence de surface urbaine. Les ions
majeurs ont été utilisés pour obtenir des informations concernant le ruissellement et l’origine des
eaux. Le calcium et le magnésium ne proviennent pas principalement des eaux de ruissellement,
mais plutôt de la nappe de Beauce, qui contribue au débit de la Renarde. Par contre, le potassium
et le sodium, évoluent au cours des événements pluvieux. Les flux en glyphosate et AMPA ont
également été estimés par temps de pluie. Le ratio AMPA / glyphosate nous montre que sur un
bassin versant entièrement agricole comme la Renarde, l’AMPA proviendrait uniquement de la
métabolisation du glyphosate. Par contre, la Renarde ne semble pas contribuer de manière
importante à la contamination de l’Orge et surtout ne semble pas être un bassin versant agricole de
la zone amont de l’Orge particulièrement contaminé. La partie en amont de l’Orge semble
fortement contribuer à la contamination pour le chlortoluron. Une campagne sur plusieurs bassins
versants agricoles l’a confirmé. Afin de comprendre les facteurs à l’origine de la non-contamination
de la Renarde, on a essayé de coupler plusieurs paramètres entre la Renarde et le bassin versant de
l’Orge en amont de la station de prélèvement de Sermaise. Le suivi de la contamination sur l’Orge à
Sermaise confirme une augmentation des concentrations en chlortoluron au cours des trois
dernières années ; cela ça amènerai à exclure une diminution des applications en chlortoluron dans
la région. L’analyse des facteurs géomorphologiques, pédologiques et hydrologiques donnent lieu à
plusieurs hypothèses. Une première analyse concernant les surfaces de SAU (surface agricole utile)
212
montre une nette supériorité de la Renarde par rapport aux surfaces présentes dans l’Orge amont.
Cette donnée permet donc d’exclure à priori le fait que la contamination plus forte de l’Orge soit
liée à des plus grandes surfaces cultivées et par conséquence à une utilisation plus grande en
pesticides. Si on compare les données morphologiques obtenues sur les deux bassins versant, on
observe une grande différence en termes de pente seulement pour la partie aval de la Renarde,
avec des valeurs plus fortes de 3-4 % mais les versants sont occupés par des forets. La pente
moyenne en amont de l’Orge légèrement plus élevée pourrait être en partie à l’origine d’une plus
grande sensibilité au ruissellement de ce bassin versant. Le bassin versant de la Renarde, présente
d’autre part un grand nombre de bandes enherbées dans la partie aval du bassin versant. C’est
bandes, presque absentes en amont de l’Orge ou de l’Yvette, pourraient contribuer à la rétention
des pesticides lors de phénomènes de ruissellement. Une différence de structure géologique
pourrait également expliquer une plus grande infiltration des pesticides dans la Renarde, car les
parcelles agricoles sont situées sur des calcaires et présentent de faibles pentes dans la partie
amont. La disposition du lit de l’Orge dans cette partie en amont de Sermaise rend possible l’apport
en pesticides par la nappe.
Au niveau général, avec ce travail on peut estimer des coefficients d’exportation annuels à
l’échelle de l’Orge pour le glyphosate, l’aminotriazole et le diuron. Si d’une part le glyphosate était
de loin la molécule la plus appliquée, le pourcentage de quantités exportées pour le diuron et
l’aminotriazole (valeurs de l’ordre de 15-16 %) est légèrement plus important par rapport à celui du
glyphosate (valeurs de l’ordre de 11 %). Il est peu probable que les transferts soient surestimés en
raison de la non prise en compte des usages des particuliers sur des surfaces situées à l’écart des
axes de circulation et des réseaux d’assainissement ou par l’utilisation de stocks. Le moindre
transfert du glyphosate s’explique à la fois par sa demi-vie et un Koc plus élevé que ceux des deux
autres molécules.
Le flux annuel de l’Orge semble constitué donc pour 11.3 kg du glyphosate et pour 14.8 kg
d’AMPA provenant de la partie agricole, avec essentiellement de l’AMPA originaire de la
dégradation du glyphosate. Les apports des STEPs en amont de l’Orge vers la rivière sont de 5.3 kg
pour le glyphosate et de 9.6 kg pour l’AMPA. Les eaux pluviales apportent 90 kg par an de
glyphosate et 26.2 kg d’AMPA à l’Orge. Les by-pass semblent fortement contribuer au flux en
glyphosate mais très peu en AMPA. Ce résultat montre qu’une grande partie du glyphosate rejoint
les eaux usées pendant les événements pluvieux et justifie la présence de cette molécule dans les
eaux usées. D’autre part, l’apport faible en AMPA des by-pass confirme encore une fois la présence
dans les eaux usées d’AMPA provenant de la dégradation du glyphosate. Les apports au flux total de
l’Orge sont donc constitués pour 90 % du glyphosate et pour 71 % d’AMPA d’origine urbaine. Le
glyphosate provient donc presque exclusivement des collecteurs d’eaux pluviales. Par contre l’AMPA
provenant des rejets de STEP constitue presque un quart des apports urbains. La proportion d’AMPA
provenant des eaux usées et donc de la dégradation des phosphonates pourrait donc être estimé à
environ 25 % de l’AMPA mesuré dans le cours d’eau. En ce qui concerne le glyphosate, la somme des
213
apports de la partie agricole et de la partie urbaine au flux en glyphosate dans l’Orge pour l’année
2008 correspond à 106.9 kg. On s’attendrait par contre à retrouver un chiffre égal ou inferieur au
chiffre estimé à l’exutoire de l’Orge. Cette différence est liée à plusieurs facteurs. Une
surestimation des apports est certainement liée à la zone d’apport, localisée en amont de l’exutoire
de l’Orge. Entre la zone d’apport et l’exutoire, des phénomènes d’adsorption aux sédiments sur le
lit de l’Orge et des phénomènes de dégradation peuvent avoir lieu. Par contre pour l’AMPA on
observe une sous-estimation des apports par la zone agricole, par les STEPs et par les eaux
pluviales. Les apports de ces zones de contribution correspondent à 50.6 kg quand on s’attendrait à
retrouver 97.1 kg ; l’AMPA apporté par ces zones de contribution semble donc sous estimée. Ce
résultat peut être du principalement à deux causes : il peut y avoir une formation d’AMPA par
dégradation du glyphosate entre la zone d’apports et l’exutoire de l’Orge liée à la diminution du
flux de glyphosate d’amont vers l’aval. Dans d’autres secteurs dans la partie aval de l’Orge on
pourrait effectivement avoir des apports d’AMPA provenant de détergents beaucoup plus
importants. Pour les eaux usées, la comparaison des valeurs montre que pour les deux molécules les
apports par la rivière et par les rejets des eaux usées sont presque équivalents. Ce résultat est très
significatif et explique qu’une part importante d’AMPA provient des eaux domestiques et de la
dégradation des phosphonates contenus dans les détergents. Pour le glyphosate, la quantité estimée
en sortie de la STEP montre toutefois que dans un réseau séparatif, le glyphosate utilisé en milieu
urbain peut être transféré en quantités élevées avec les eaux usées.
Les résultats de la campagne sur la Prédecelle (Botta et al., 2009) ont confirmé l’évolution
des concentrations en glyphosate et AMPA à l’intérieur d’un bassin versant avec des caractéristiques
similaires à l’Orge. Les rapports entre les flux du glyphosate et ceux de l’AMPA étaient plus élevés
six fois sur huit sur la Seine par rapport à l’Orge. Dans l’Orge, en période estivale, la plus grande
partie de l’AMPA provient des détergents, par contre dans la Seine, il s’agirait plutôt de la
dégradation du glyphosate. En milieu agricole, la dégradation du glyphosate parait ainsi constituer
une source plus importante d’AMPA.
Le travail ici présenté dans cette étude a permis de renseigner de nombreux points
concernant l’origine de la contamination en pesticides à l’échelle du bassin versant de l’Orge, la
dynamique du transport du glyphosate, de l’AMPA et des phénylurées à partir des sites ateliers
urbains et agricoles. Cette étude peut se présenter comme la première étape en vue d’une
modélisation du transfert des pesticides à l’échelle d’un bassin versant comme l’Orge et présentant
des sites urbains et agricoles. La diversité des apports en milieu urbain et des processus montre une
dynamique complexe à l’échelle d’un bassin versant en relation avec différentes utilisations du sol.
Une étude approfondie doit être également développée afin d’estimer pendant les différentes
périodes de l’année pour préciser les pourcentages d’AMPA provenant de la dégradation du
glyphosate et de la dégradation de phosphonates. Une méthode analytique pour la détection du
glyphosate en phase particulaire doit également être développée pour préciser la proportion de
glyphosate en phase particulaire et en phase dissoute. Enfin, en tenant compte des résultats sur le
214
bassin versant de la Renarde et le contexte géologique de la zone, une étude sur la contamination
des eaux souterraines et leur relation avec les eaux de surface serait également nécessaire.
L’interdiction au cours de dernières années de plusieurs molécules et une liste restreinte des
molécules encore homologuées, surtout pour les usages urbains, soulève des nouvelles
interrogations concernant la contamination et le danger potentiel liés à l’usage des nouvelles
molécules actives à faibles doses.
En perspectives, on observe clairement que trois grands axes doivent être améliorés afin de
comprendre le fonctionnement du bassin versant de l’Orge et par conséquent le transfert de
pesticide associé. Il s’agit donc de :
- une caractérisation complète du fonctionnement hydrologique du bassin versant de l’Orge
doit être à la base des futurs axes de recherche. Des phénomènes d’infiltration qui
semblent très importants dans la dynamique de la dispersion des pesticides dans
l’environnement doivent être étudiés en détail. La relation nappe-rivière doit être
davantage étudiée, avec une étude quantitative et qualitative, dans la partie amont ainsi
que dans la partie en aval du bassin versant. L’installation de piézomètres au niveau de la
confluence Orge-Boële dans le cadre du programme PIREN-Seine pourrait être utile et
élargir nos connaissances sur la contamination de la nappe phréatique. De même, au niveau
du « dôme de la Rémarde » une étude hydrologique pourrait confirmer les hypothèses qu’on
a pu avancer sur les apports en pesticides par la nappe en certaines conditions géologiques.
La contamination persistante par la déséthyl-atrazine montre clairement le rôle joué par la
nappe et les essais de modélisation doivent prendre en compte les aquifères ;
- une meilleure définition des intrants urbains et agricoles. En effet, si le grand travail
effectué dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités et dans le bassin versant de Ru de
Fleury nous a permis de renseigner les intrants en pesticides apportés par les communes et
les organismes public, les données concernant les applications des particuliers et des
agriculteurs ne sont pas assez renseignées. La caractérisation des applications par les
particuliers est sans doute améliorable. La piste qu’on a tracée au cours de cette thèse
concernant les questionnaires en ligne pour les communes pourrait être un véhicule simple,
rapide et de diffusion importante pour obtenir des informations par les particuliers. Le
travail d’enquête en ligne pourrait être complété par des enquêtes sur place et des
enquêtes téléphoniques ;
- la grande partie des modèles de transfert des herbicides au sein d’un bassin versant vise à
évaluer la contamination des eaux liée au désherbage chimique des cultures, à l’exutoire de
bassins versants, au pas de temps journalier. Ce travail doit permettre de construire un
modèle à partir de données climatiques et hydrologiques, de données de configuration
spatiale du bassin versant, de données sur les quantités de matières actives utilisées en
215
milieu urbain et recensées par le programme Phyt’Eaux Cités, d’obtenir par simulation les
niveaux de contamination de l’eau jour après jour, ainsi que pendant les événements
pluvieux. Les importantes quantités de données exploitées pendant ces trois ans peuvent
être un instrument fondamental et rarement à disposition des chercheurs dans une phase de
validation du modèle.
Cette étude à montré que les eaux pluviales constituaient la principale voie de transfert des
pesticides en milieu urbain. On a également observé qu’il était important de pouvoir caractériser
les conditions d’applications. Certaines mesures déjà mises en place pour certaines communes,
comme par exemple les traitements des mauvaises herbes avec un système laser, permettront
d’identifier la cible sans sur-doser les traitements. Le suivi des communes avec les audits effectués
dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités a déjà permis d’améliorer la qualité des eaux de
l’Orge entre 2007 et 2008. Pour l’instant, 55 communes dans le périmètre de l’action Phyt’Eaux
Cités (plus deux communautés d’agglomération) sont engagées. En fin 2009, 61 communes sur 73
ont assisté aux réunions de mobilisation, les syndicats de rivière constituant de bons vecteurs pour
faire adhérer les communes. En moyenne, il s’écoule 12 mois entre la signature de la convention et
la restitution d’audit et 22 mois entre cette signature et la restitution de plan de gestion. Au
moment de l’achèvement de cette thèse, 37 audits ont été finalisés, 17 sont en cours et 2 nouveaux
vont être engagés d’ici la fin de l’année. Les audits ont montré des faiblesses concernent les locaux
de stockage, équipements qui ne sont pas aux normes, le manque d’utilisation d’outils pour faciliter
l’application de produits phytosanitaires avec des techniques de précision, l’absence d’étalonnage
en vue des applications de produits : c’est sur ces points que les communes devront dans le futur
focaliser leur efforts. Actuellement, 11 plans de gestion sont finalisés et d’autres 23 sont en cours.
Ils permettent de faire le point sur l’évolution des pratiques des communes (respect des points
réglementaires et des bonnes pratiques). De nombreuses collectivités se sont engagées à limiter ou
arrêter l’usage des produits. Les terrains de sport et cimetières sont les espaces où le traitement
chimique est généralement maintenu pour un meilleur résultat d’entretien. 95% des agents
« formés » par l’action sont satisfaits ou très satisfaits, indiquant que la formation a permis
d’inciter les communes à changer les pratiques d’utilisation des produits phytosanitaires. Ils
dénoncent également une faible collaboration de la part des élus. Les communes sont satisfaites de
l’opération Phyt’Eaux Cités (surtout sous l’aspect communication) et certaines ont déjà envoyé une
demande officielle de pérennisation de cette opération. En perspectives, le programme Phyt’Eaux
Cités s’engage à des interventions auprès des différentes structures utilisatrices de produits
phytosanitaires. En 2009, le travail a été ciblé sur l’organisation de la journée de démonstration de
techniques alternatives sur le territoire du SIAVHY le 6 mai 2010. L’action a également mis en place
un questionnaire à diffuser par les communes, portant sur l’opinion des citoyens. Le questionnaire
est fourni à la commune avec un manuel d’explication et les communes sont chargées d’interpréter
les réponses des habitants. Une meilleure information des citoyens sur les modalités d’applications
(ne pas appliquer si une pluie est prévue, loin des cours d’eau, appliquer les doses recommandées)
pourrait également permettre de réduire le transfert de pesticides vers le réseau hydrographique.
216
La synthèse globale des résultats permettra de mesurer l’effet de l’action Phyt’Eaux Cités auprès
des citoyens. Plusieurs actions sont aussi adressées pour sensibiliser les enfants et les jardiniers
amateurs, ainsi que l’animation dans les jardineries (Truffaut et Delbart). Il y a également eu une
intervention auprès du CG91. Des études complémentaires menées en parallèle permettraient de
valider l’impact de ces actions sur la contamination des cours d’eau (Phyt’Eaux Cités, 2009).
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219
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verts glyphosate yes Espaces verts 400 5 L /an yes
04/02/2009
LONGVILLIERS
Buggy
Glyphosate
Yes
Yes
Cimetière, voirie
80 litres
No
Depuis le mois de septembre 20Utilisation désherbeur thermiqueOn a constaté que les mauvaises herbes que nous avons brulé ontendance à repartir du pied.
ANNEXE 4 – Résultats de la comparaison inter laboratoires
Dans le cadre des travaux de ma thèse, les analyses ont été effectuées dans trois laboratoires différents. Selon les campagnes et le type d’échantillonnage réalisés. Concernant les analyses réalisées à l’échelle du bassin versant de l’Orge, dans le cadre du programme Phyt’Eaux Cités, les échantillons ont été prélevés par la société ASPECT (Ennery 57) et analysés au laboratoire C.U.L. (Chemisches Untersuchungslabor) de Offenburg (Allemagne). Dans le cadre de ce programme, un inventaire large comprenant 189 molécules et un suivi spécifique complémentaire mensuel (réalisé en fin de mois). Portant sur un ensemble de 42 substances incluant les principaux contaminants (glyphosate, AMPA, diuron), ont été effectués. De plus, les analyses de glyphosate et de l’AMPA (produit de dégradation du glyphosate) en milieu urbain (site de Ru de Fleury) et en milieu agricole (site de la Renarde) ont été menées au laboratoire des Eaux de Paris (Ex-CRECEP. 75014 Paris). Enfin, en ce qui concerne certaines phenylurées, elles ont été recherchées en milieu agricole (site de la Renarde) et dosées au laboratoire Hydrologie et Environnement de l’EPHE (75005. Paris). En accord avec Mme Bénédicte Guery (mail du 06/02/2009), nous avons programmé un double échantillonnage lors de la deuxième campagne Phyt’Eaux Cités du mois de février 2009 en même temps qu’ASPECT, au niveau d’Athis-Mons, afin de faire une intercomparaison des analyses sur le même échantillon. L’objectif était d’une part de valider les mises au point que j’avais faites au laboratoire Hydrologie et Environnement de l’EPHE pour l’analyse de quatre phenylurées (diuron. linuron. isoproturon et chlortoluron) en faisant confirmer mes résultats par un laboratoire accrédité. D’autre part, nous cherchions à évaluer les incertitudes de mesure en faisant varier certains facteurs pour les analyses de glyphosate et AMPA, afin d’assurer la qualité de mes résultats. Comme exprimé justement par Mme Simoens (mail du 11/02/2009), l’objectif de ce travail n’était pas de montrer du doigt tel ou tel laboratoire d'analyse, mais d’évaluer la part d'incertitude dans les résultats que nous interprétons sur la qualité de l'eau. Les échantillons test ont été prélevés à 10h50 le 17/02/2009 et à 10h30 le 21/07/2009 sur l’Orge à Athis-Mons et fractionnés en trois ; ensuite ils ont été envoyés le jour même aux laboratoires. A partir de ce moment là, les étapes de conservation et de traitement de l’échantillon ont été les mêmes dans les trois laboratoires.
Laboratoire C.U.L. Rivière Station Date Heure Programme Prélèvement LQ Valeur Molécule Méthode ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.1 = 0.59 µg.L-1 AMPA DIN 38407-22 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.1 < 0.1 µg.L-1 Glyphosate DIN 38407-22 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 = 0.32 µg.L-1 Chlortoluron EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 = 0.04 µg.L-1 Diuron EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 = 0.04 µg.L-1 Isoproturon EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 < 0.01 µg.L-1 Linuron EN ISO 15913 Laboratoire EAU DE PARIS ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 0.4 µg.L-1 AMPA NF ISO 21548 ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 0.11 µg.L-1 Glyphosate NF ISO 21548 Laboratoire EPHE ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 0.3 µg.L-1 Chlortoluron Interne ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < 0.05 µg.L-1 Diuron Interne ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < Trace µg.L-1 Isoproturon Interne ORGE ATHIS-MONS 17022009 1050 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < 0.05 µg.L-1 Linuron Interne
Laboratoire C.U.L. Rivière Station Date Heure Programme Prélèvement LQ Valeur Molécule Méthode ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.1 = 0.35 µg.L-1 AMPA DIN 38407-22 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.1 = 0.63 µg.L-1 Glyphosate DIN 38407-22 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 = 0.02 µg.L-1 Chlortoluron EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 = 0.17 µg.L-1 Diuron EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 < 0.01 µg.L-1 Isoproturon EN ISO 15913 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PHYTEAUXCITES ASPECT /EPHE 0.01 < 0.01 µg.L-1 Linuron EN ISO 15913 Laboratoire EAU DE PARIS ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 1.25 µg.L-1 AMPA NF ISO 21548 ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 0.67 µg.L-1 Glyphosate NF ISO 21548 Laboratoire EPHE ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < 0.05 µg.L-1 Chlortoluron Interne ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 = 0.20 µg.L-1 Diuron Interne ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < 0.05 µg.L-1 Isoproturon Interne ORGE ATHIS-MONS 21072009 1030 PIREN - Seine ASPECT /EPHE 0.05 < 0.05 µg.L-1 Linuron Interne
ANNEXE 5 – Différence entre les flux 2007 et 2008 – exemple du glyphosate
Afin de confirmer les résultats de cette thèse que indiqueraient une diminution des flux en glyphosate pour l’année 2008 à l’exutoire de l’Orge liée en partie à l’action Phyt’Eaux Cités, un calcul plus détaillé à été amené. Les flux ont été partagés en flux par temps sec et par temps de pluie. 13 prélèvements sur 24 ont été effectués par temps de pluie pendant les deux ans. Le débit moyen sur l’ensemble des jours de pluie annuel est très similaire et également la quantité de pluie tombée pendant les prélèvements est représentative de la pluie annuelle (en mm). On constate donc que, si par temps sec les flux ne sont pas très différents (4 kg), cette différence est très importante compte tenu du seul flux par temps de pluie (133.3 kg en 2007 contre 42.6 kg en 2008). Egalement cette différence est beaucoup plus marque pour les concentrations moyennes par temps de pluie que par temps sec. La diminution en 2008 du glyphosate et de l’aminotriazole semble donc plus liées a une diminution des applications urbaines que a une grande différence des conditions hydrologiques interannuelles.
Différence des débits moyenne par temps de pluie 2007 – 4.12 m3.s-1 2008 – 4.37 m3.s-1
Représentative des pluies (Jours prélèvements) sur pluies totales annuelles 2007 – 5.81% 2008 – 5.71%
Prélèvements par temps de pluie - suivi régulier (24 échantillons) 2007 – 13 sur 24 2008 – 13 sur 24
Flux par temps sec Flux par temps pluie
2007 – 18.6 kg Emax +21% / Emin -6% 2008 – 22.9 kg Emax +29% / Emin -8%
Conc. moy. par temps sec Conc. moy. par temps pluie