Les techniques de phytoremédiation sur les

Haute Ecole Charlemagne (Huy – Gembloux)
ISIa Gembloux
Faculté d’architecture La Cambre Horta
Faculté Universitaire des Sciences Agronomiques de Gembloux
Université de Liège
Catégorie Agronomie
Section Architecture paysagère
Les techniques de phytoremédiation sur les sites pollués, en Wallonie :
Evaluation des potentialités et proposition d’une méthodologie d’intégration paysagère.
Travail de fin d’étude présenté par
Quentin Lambot
En vue de l’obtention du diplôme de Master architecte paysagiste
Promoteurs : Mr. J. Chapelle et Mr. P. Warnant
Année académique 2010 – 2011
COLOFON
Colofon
Fait à Lillois,
par Quentin Lambot
[email protected]
Nombre d’exemplaires : 8
Photo de couverture : Herman P., modifiée par Lambot Q.
I
REMERCIEMENTS
>Remerciements
Je tiens à remercier Mr. J. Chapelle et Mr. P. Warnant pour leurs conseils, leur
aide et leur soutient.
J’aimerais également remercier Mme E. Goidts, la SPAQuE, ma fiancée, ainsi
que toutes les personnes qui m’ont consacré du temps dans le cadre de ce mémoire.
Merci également à mes parents qui m’ont permis de réaliser ces études et à
mes proches pour leur soutien tout au long de cette année.
II
TABLE DES MATIÈRES
Table des Matières
1*Introduction
1
2*Le sol comme patrimoine fragile
4
> 2.1 L’évolution de l’occupation du sol et origine des pollutions
5
>> 2.1.1 Evolution de l’occupation du sol
5
- A l’origine
5
- Quand la révolution industrielle atteint nos campagnes
6
- Sous l’effet du développement industriel
6
>> 2.1.2 Les types de polluants rencontrés
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- Composés inorganiques
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a) Métaux lourds
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b) Autres composés inorganiques
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- Composés organiques
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a) Les Hydrocarbures
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b) Les Produits organiques industriels
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c) Les pesticides
d) Les substances chimiques à usage militaire et
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les explosifs
- Les composés radioactifs
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> 2.2 Risques pour l’environnement et l’homme
13
>> 2.2.1 Les risques pour l’homme
13
>> 2.2.2 Les risques pour l’environnement
14
> 2.3 Conclusion
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3*Caractéristiques et fonctionnements pédologiques
> 3.1 Spécificité et complexité d’un sol
>> 3.1.1 Le sol
>> 3.1.2 Typologie des sols pollués
> Caractéristiques d’un sol
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>> 3.2.1 Propriétés physiques
- Profondeur du sol
- Texture du sol
- Structure du sol
- Régime hydrique
a) Taux de saturation
>> 3.2.2 Propriétés chimiques et physico-chimiques
- pH
- Capacité d’échange cationique
- Matière organique du sol
- Redox
> 3.3 Transferts
> 3.4 Conclusion
4*Le sol, un milieu vivant
> 4.1 Organismes visibles et microscopiques
>> 4.1.1 Les mégaorganismes
>> 4.1.2 Les macroorganismes
>> 4.1.3 Les mésoorganismes
>> 4.1.4 Les microorganismes
> 4.2 La rhizosphère
>> 4.2.1 Interface sol - racine
>> 4.2.2 Densité microbienne
> 4.3 Les plantes
>> 4.3.1 Plantes indicatrices et pionnières
>> 4.3.2 Transferts agents polluants – micro-organismes - plantes
>> 4.3.3 Toxicité des polluants
- Résistance
- Tolérance
>> 4.3.4 Colonisation racinaire
> 4.4 Impacts
> 4.5 Conclusion
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III
TABLE DES MATIÈRES
5*Gestion des sols dégradés
> 5.1 Pourquoi gérer ?
>> 5.1.1 La législation
- En Europe
- En Wallonie
a) Les sites désaffectés
b) Les dépotoirs/décharges
c) Les stations-service
- Le décret sols
a) Conclusion sur le décret sol
- Permis unique
> 5.2 Où gérer ?
>> 5.2.1 Normes
>> 5.2.2 Evaluation du terrain
>> 5.2.3 Inventaires
> 5.3 Avec qui ?
>> 5.3.1 Le ou les propriétaire(s)
>> 5.3.2 Les ministres compétents
>> 5.3.3 Les gestionnaires publics
- DGATLP
- OWD-DGARNE
- SPAQuE
- DPE
- BOFAS
>> 5.3.4 Organes d’appui scientifique
- ISSeP
- CHST
- Les exécutants
>> 5.3.5 Schéma récapitulatif
> 5.4 Comment ?
>> 5.4.1 Méthodes classiques
- Stabilisation physico-chimique
- Ventilation forcée
- Lavage des terres
- Oxydation chimique in situ
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- Désorption thermique
- Avantages
- Inconvénients
- Limites
>> 5.4.2 Biotechnologies
- Techniques de bioremédiation
A. Bioaugmentation
B. Bioventing
C. Biosorption
D. Biolixiviation
E. Espèces utilisées
F. Avantages
G. Inconvénients
H. Limites
- Techniques de phytoremédiation
A. Atténuation naturelle contrôlée
B. Phytoextraction
B.a. Phytoextraction continue
B.b. Phytoextraction induite
C. Phytodégradation
D. Phytofiltration
E. Phytovolatilisation
F. Phytostabilisation
G. Espèces utilisées
G.a. Caractéristiques
G.b. Influence des chélatants
G.c. Culture combinée
G.d. Plantes halophytes
H. Avantages
I. Inconvénients
J. Limites
>> 5.4.3 Conclusion
> 5.5 Conclusion
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IV
TABLE DES MATIÈRES
6*Potentiel d’application des phytoremédiations
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> 6.1 Exemples de réalisations et d’études
>> 6.1.1 Dans le monde
>> 6.1.2 Partage d’expérience entre la Wallonie et le
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>> 6.1.3 En Belgique
>> 6.1.4 En Wallonie
- Le miscanthus
- Le saule
- Le colza
- Le maïs
- Le peuplier
- Thlaspi caerulescens
- Autres
> 6.2 Valorisation de la biomasse
>> 6.2.1 Energie
>> 6.2.1 La construction
>> 6.2.1 L’agriculture
>> 6.2.1 Les composites
>> 6.2.1 Les phytomines
>> 6.2.1 Rentabilité
>> 6.2.1 Avantages
>> 6.2.1 Inconvénients
>> 6.2.1 Limites
> 6.3 Terme du traitement
>> 6.3.1 Que dit la réglementation ?
> 6.4 Postgestion
> 6.5 Conclusion
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reste du monde
7*Conclusions et perspectives
> 7.1 Gérer les sols : une urgence ?
> 7.2 Les enjeux de l’assainissement
> 7.3 Potentiel des phytoremédiations
> 7.4 Vers une méthodologie
63
8*Références
> 8.1 Articles scientifiques
> 8.2 Livres
> 8.3 Notes de cours
> 8.4 Sites internet
> 8.5 Textes législatifs
> 8.6 Autres publications
9*Annexes
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V
CHAPITRE 1
INTRODUCTION
INTRODUCTION
Composante environnementale majeure et dynamique de nos écosystèmes, constituant un écosystème complexe et irremplaçable, supportant les activités humaine, nourrissant les hommes, préservant la qualité des eaux, … le sol
est source de vie.
Le sol est une ressource naturelle, avec des fonctions environnementales et écologiques que l’homme a su exploiter, tant pour des usages productifs, que pour
l’aménager. Le sol représente le support de l’évolution de l’homme, mais celui-ci
a contribué à le dégrader.
Historiquement, les villages et villes vivaient des richesses de leur sol,
mais un phénomène marquant s’est produit en Wallonie : la richesse industrielle
a pris le dessus sur les sols. Ce phénomène, appelé révolution industrielle, marqua brutalement nos paysages et notre environnement.
Toutefois, à partir des années 60, le déclin généralisé des industries a été source
d’abandons de nombreux sites industriels, miniers, … Ainsi, l’homme a su extraire
du sol ce dont il avait besoin sans se soucier de ce qu’il lui rendait et de son avenir.
La capacité des sols à se renouveler est lente, et ces sites où se sont déroulées
et se déroulent encore des activités industrielles, présentent des sols potentiellement pollués.
Il y a encore quelques décennies, lorsque la question était posée de savoir à quoi
seront assimilés les sites pollués, les réponses étaient difficile à trouver (Cheverry
et Guascuel, 2009).Les gens ne portaient guère intérêt ni même attention à ces
sols laissés au destin de la nature et du temps (Cheverry et Guascuel, 2009).
Le recouvrement végétal de ces sites pourrait induire en erreur un observateur.
En voyant le paysage s’embellir d’une végétation spontanée, il est difficile de savoir ce le sol contient.
D’autre part, ce recouvrement végétal est synonyme, dans certains cas,
de l’émergence d’une biodiversité spécifique. Phénomène curieux quand on
constate les fortes teneurs de ces sites en polluants organiques, comme les produits dérivés du pétrole, et polluants inorganique, comme par exemple les métaux lourds.
Ces lieux chargés d’histoire deviennent petit à petit, la nouvelle cible du déve-
loppement urbain, et le challenge qui se pose est alors énorme pour l’environnement
et l’homme : d’un côté, ces sites, à la biodiversité particulière, sont un potentiel de
découverte et de recherche environnementales, dont tous les compartiments de l’environnement peuvent être concernés. Alors que d’un autre côté ces sites représenteraient un potentiel énorme de développement économique et démographique.
Il ne faudrait pas favoriser l’un plus que l’autre, mais bien pouvoir garder un équilibre
entre ces deux potentiels pour favoriser le développement durable de la population.
Cependant, face aux risques que représentent certains sites pollués pour
l’homme et l’environnement, à petite comme à grande échelle, et face aux pressions
démographique et économique, il est essentiel de pouvoir avoir recours à leur assainissement.
Des techniques de génie civil lourdes sont généralement utilisées mais c’est sans
compter sur leur impact environnemental qui n’est pas négligeable. Face à cette problématique, des études ont mis en évidence les interactions sol – microorganismes
– plantes, et leur capacité à agir sur les polluants.
Le sol est donc le support de développement des plantes et des micro-organismes, qui se nourrissent essentiellement de composés organiques et inorganiques,
parfois présents en traces dans le sol. Seulement, les activités anthropiques ont contribué à augmenter les concentrations de ces éléments traces, dépassant un seuil à partir duquel ils sont toxiques pour les plantes et les micro-organismes, devenant ainsi
phytotoxiques. Seuls les organismes ayant développé une stratégie capable de gérer
cette phytotoxicité, et réduisant le stress ainsi engendré par les différentes formes de
pollution, seront capables d’y vivre.
Les stratégies sont variées : ils peuvent stabiliser les polluants dans le sol, les dégrader, les volatiliser, ou les accumuler dans leurs tissus. A partir de ce moment-là, ces
organismes ont ouvert une nouvelle voie aux techniques d’assainissement : la phytoremédiation, technique utilisant la capacité des plantes à interagir avec le sol et les
polluants pouvant être utilisée pour les assainir.
L’enjeu est de taille car cette technique est bien plus respectueuse de l’environnement, régénérant les écosystèmes, bien moins coûteuse et tout cela en améliorant le cadre et la qualité de vie humaine.
Cette technique d’assainissement qui utilise les processus naturels des écosystèmes, que j’ai eu l’occasion de découvrir explicitement durant un Erasmus à Mon-
2
INTRODUCTION
tréal, a suscité mon intérêt et un certain engouement à approfondir le sujet.
Source d’avenir prometteur, j’ai donc décidé d’y consacrer mon mémoire
afin de savoir quel était son potentiel en Wallonie et de voir quelle peut être la
contribution d’un architecte paysagiste dans ce domaine, qui d’un premier abord
relève du bio-engineering.
Ainsi, ce mémoire, se divisera en deux parties :
-
La première partie, à l’aspect scientifique, abordera les constituants et la
constitution du sol, mais aussi les interactions entre ces derniers et les
polluants, elle s’intéressera au sol comme interface fragile, accueillant
des écosystèmes macroscopiques mais également microscopiques, analysera la législation wallonne concernant les sites pollués, et enfin elle
étudiera le potentiel d’application des techniques d’assainissement, en
insistant plus particulièrement sur les techniques de phytoremédiation.
Cette démarche s’inscrit dans une analyse plurielle de phytoremédiation
car il est important de voir globalement pour agir localement. Il est donc
nécessaire de connaître les capacités et le potentiel environnemental,
sociologique et économique, mais également politique pour pouvoir agir
au niveau du paysage avec les phytoremédiations.
-
La deuxième partie, s’appuiera sur les analyses et développements faits
dans la première partie et proposera une méthodologie d’intégration
paysagère des phytoremédiations, impliquant l’ensemble des connaissances et des notions acquises durant mes études.
Cette seconde démarche a pour but de démontrer l’implication du paysage, en agissant sur et avec celui-ci.
Pour ma part, il est donc important de faire un mémoire relevant
de notions pluridisciplinaires car le paysage relève d’un enjeu collectif
pour le développement durable.
3
CHAPITRE 2
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
Angleur, 1855 (ULg, CHST) - Source : http://environnement.wallonie.be/cartosig/cartegeologique/CG20/CG20_61_Defoux_20101122.pdf
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
> 2.1 L’évolution de l’occupation du sol et origine des pollutions
>> 2.1.1 Evolution de l’occupation du sol
A l’origine
Avant le néolithique, l’homme est principalement nomade, suivant les
zones de chasse et les saisons. La chasse, le charognage et la cueillette des plantes
et des fruits représente leur seul moyen de subsistance (Hominides, 2011). En
effet, jusque vers 6200 ans avant JC, le territoire wallon est couvert des forêts
(Hance, 2010).
Au néolithique, l’homme va changer profondément ses habitudes et passer du statut de chasseur-cueilleur à celui de producteur. Il va donc vouloir dominer la nature en commençant par le défrichement, l’élevage et le développement
de l’agriculture. Mais en se sédentarisant, l’homme va rencontrer des difficultés à
garder ses sols suffisamment riches pour supporter les récoltes successives. C’est
à ce moment qu’il découvre l’importance de l’amendement. Ainsi, il va couper
les forêts, les brûler, et utiliser les cendres pour alléger et enrichir le sol en minéraux. La naturalité des milieux s’amoindrit car l’homme intervient de plus en plus
sur le territoire. Mais ces sols, influencés par l’activité anthropique passée ou en
cours, présentent une biodiversité beaucoup plus riche (Hance, 2010).
Cette sédentarisation est également synonyme d’accroissement démographique.
Cette évolution fait naître de nouveaux modes de vie, de nouvelles habitudes,
des nouvelles techniques de transformation (artisanat, commerce,…) et montre
que l’homme évolue constamment. Par ailleurs, son influence sur l’environnement évolue avec lui (Hominides, 2011).
A l’époque gauloise, l’agriculture va continuer à évoluer et l’utilisation de
l’attelage va permettre d’ouvrir les sols, sans toutefois les retourner. Le système
de production biennale, alternant production et friche herbeuse, permet de couvrir les besoins de la famille. L’arrivée des peuplades de l’est va influencer notre
système agricole en préconisant la jachère, en apportant une variété de céréales
et de légumineuses, les premiers animaux domestiques (chèvres, moutons, porcs
et bovins) et les plantes involontairement transportées par les semences présentent sur les animaux principalement (Hance, 2010). Les terres qui s’articulent autour du village sont donc essentiellement liées à l’usage agricole et forme un modèle agro-sylvopastorale : champs bordés de haies (dont le bois est utilisé pour le
chauffage), forêts (utilisées pour le nourrissage du bétail), vergers, pâturages,…
La romanisation de la Gaule va entraîner une modification de l’aménagement
du territoire, des routes vont venir quadriller les paysages, elles sont d’ailleurs toujours visibles de nos jours, et va accélérer l’occupation du territoire et le transformer
avec l’apparition de grandes cités (Tournai, Arlon,…) et de grandes places de marché
(Andenne, Namur, Huy, Dinant, Visé,…) (Hance, 2010).
Au Moyen-Age, l’utilisation de la charrue et du cheval va permettre d’améliorer les rendements agricoles, avec la nécessité de redécouvrir les techniques d’amendement (Hance, 2010). Le système agricole se complexifie, le bétail est gardé dans les
étables et le fumier récolté une fois par an est utilisé pour fertiliser les champs. Les
terres peuvent ainsi supporter une rotation triennale des cultures (blé d’hiver – blé de
printemps – jachère) (Hance, 2010). Les villages forment ainsi des noyaux peu denses
où chaque habitation est indépendante. Ce type d’habitat permettait d’éviter la propagation des incendies, très fréquents suite à l’utilisation de matériaux inflammables
tels que le bois ou le chaume (Servais, s.d. ; Belayew, 2007).
Cependant, au Moyen Age, les paysages vont être profondément marqués par
l’extraction minière. Les hommes vont développer des exploitations métallurgiques
autour de ces mines. Et c’est ainsi que les forges vont occuper un place centrale dans
les villages (Anonyme, 2010 - a). La forge est également le lieu des hommes et de la
virilité où sont fabriquées les armes, armures, ornements, … « La forme oxydée du
fer, réduite au pied de la mine ou dans la carrière, alliée au cuivre, permet de forger
des armes solides comme les glaives. » (Darmendrail et al., 2009). La production de
déchets est minime et la société médiévale recycle et récupère tout ce qu’elle peut.
Mais ces activités métallurgiques contaminent déjà les sols. La principale cause de
pollution est fatalement due aux guerres. En effet, l’intensification des systèmes de
production génère des surplus commercialisables, induisant l’augmentation démographique, jusqu’au XIVème siècle, où là, le système atteint ses limites. Les productions
ne suffisent plus à nourrir les populations de plus en plus nombreuses. L’équilibre est
rompu. Les zones défrichées en masse et l’appauvrissement des sols ne permettent
pas de répondre à la demande et c’est ainsi que les grandes maladies, des destructions, des massacres et des incendies involontaires, fréquents, ou volontaires, plus
épisodiques, vont décimer les populations de nos campagnes et des villes (Hance,
2010 ; Darmendrail et al., 2009).
5
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
Outre l’aspect destructeur des incendies, « les toitures fondent, le plomb des
vitraux coule, les cuivres se calcinent, les fers se tordent puis se rouillent. Si la
reconstruction récupère ces bouts de métal, elle les forge sur place, laissant
quelques résidus : les environs des églises gothiques les mieux dotées, les plus
élancées, les plus belles, sont aussi les plus chargés en métaux et les plus contaminés par le plomb. » (Darmendrail et al., 2009).
Au XVIIIème siècle, les villages vont très vite évoluer ; les techniques agricoles évoluent également, permettant de meilleurs rendements et entraînant
des mutations dans la typologie bâtie. Les habitations en colombage vont être reconstruites en pierre. Cette pétrification de l’habitat permet de densifier le village
et d’avoir des maisons plus grandes et plus proches les unes des autres (début
des maisons mitoyennes) (Servais, s.d.). Les villes, quant à elles, deviennent de
plus en plus peuplées, elles s’enrichissent, développent des techniques d’extraction et de fonte des métaux, mais leur sols se contaminent également de plus en
plus, et s’épaississent de remblais (Darmendrail et al., 2009).
Quand la révolution industrielle atteint nos campagnes
C’est seulement à partir du XVIème siècle que l’on peut voir les productions agricoles augmenter en remplaçant la jachère par des prairies temporaires,
enrichissant les sols et utilisés pour nourrir le bétail. « Les nouveaux excédents
alimentaires permettent un essor démographique allant alimenter les villes et
préfigurant le développement industriel de nos contrées.» (Hance,2010).
Au XVIIIème siècle, une nouvelle forme d’explosion démographique s’impose, créant d’importants changements dans les pratiques de cultures et d’élevage (Hance, 2010). Les procédés agricoles vont pousser à de nouveaux défrichages et à la mise en culture de terres peu fertiles. L’apparition des premiers
engrais vont permettre de pratiquer une agriculture intensive. Le paysage se voit
ainsi marqué par l’édification de fermes et de granges gigantesques, isolées au
milieu des champs (Servais, s.d.).
L’arrivée de la révolution industrielle, dont la date varie en fonction des
auteurs, va marquer le passage d’une société basée sur l’agriculture à une société
de production de biens non-alimentaires (Labine, 1999). Le début du capitalisme
va pousser à rentabiliser tout ce qui peut l’être, c’est ainsi que des plantations
d’épicéa s’étendent dans le paysage et que le drainage des landes à bruyère permet l’élevage des bovins à la place des moutons (Hance, 2010 ; Clignez, 2010).
Ces modifications profondes de l’utilisation de l’espace entraînent la régression
d’une biodiversité qui s’y était spécialisée depuis bien longtemps. Cette régression
sera aggravée par l’amorçage de la mécanisation des techniques agricoles. Ceci se
traduisant par une impressionnante diminution du nombre d’exploitations, entraînant, en milieu rural, de nombreuses populations sans emplois (Servais s.d.). La main
d’œuvre est donc abondante et la mutation du système énergétique par l’utilisation
du charbon va permettre l’essor industriel du sud et de l’est du pays où de grands gisements de charbon se situaient.
Le coke, issu de la transformation du charbon de terre, était un combustible
inépuisable pour traiter le minerai de fer. « Quand on y ajouta la machine à vapeur
permettant d’attiser la braise des fourneaux, les chevalements des houillères et les
cheminées des usines sidérurgiques poussèrent de plus en plus haut » (ERIH, s.d.) sur
le sillon Sambre - Meuse où l’on trouvait du charbon. Cette ceinture charbonnière va
voir naître les plus importants bassins industriels du continent : ceux de Liège, Charleroi, du Centre, du Borinage, de Valenciennes, de la Sambre, de la Lorraine, du Luxembourg et de la Sarre, d’Aix-la-Chapelle et enfin sur la rive droite du Rhin et de la Ruhr.
La Wallonie s’est très vite articulée autour de l’axe principal Haine-Sambre-Meuse, qui
deviendra la colonne vertébrale du peuplement.
René Leboutte, historien des bassins industriels, définit le bassin industriel comme « un territoire initialement construit pour assurer le rendement optimum
de l’industrie lourde en tirant profit des ressources
locales en matière première, en main-d’œuvre et
en concentrant géographiquement les innovations
scientifico-technologiques majeures qui caractérisent la révolution industrielle. ». (Bouvier, 2007)
Sous l’effet du développement industriel
Au début du XIXe siècle, la banlieue s’est étendue en un bourgeonnement à
partir des anciens noyaux urbains et la bonne conjoncture économique a fait que l’industrie urbaine s’est nettement développée, toujours sous la décision des villes. Par la
suite, ce sont ces mêmes villes qui mettent en exil leurs industries vers la périphérie
pour les installer directement sur la matière première et si possible, à proximité d’un
cours d’eau navigable. Certaines industries n’avaient cependant pas d’autres choix
que de s’installer sur des sites enclavés ; c’est alors que des canaux ont été creusés et
qu’un vaste réseau ferroviaire s’est mis en place (Palseau, 2003).
6
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
Les bassins industriels constituent des « pôles de croissance », dans lesquels une activité motrice (extraction charbonnière ou sidérurgie par exemple)
attire d’autres industries. Ce type d’urbanisation se définit comme « agglomération par identité » caractérisé par un amas de cités minières et de bourgades
stimulées par une activité industrielle si importante pour leur taille, que ces « hameaux » passent subitement à la position de ville. Leur expansion est anarchique
et beaucoup trop rapide à l’échelle temporelle de l’aménagement du territoire.
Le changement est si brutal que les pouvoirs publics furent rapidement confrontés à des problèmes désastreux (manque de logement, situation sanitaire déplorable, pollution atmosphérique, …) (Palseau, 2003).
Les cités industrielles sont noircies par
les techniques de production chimique,
mécanique et énergétique nécessaires à
la transformation de nouveaux alliages et
molécules. « Les métaux, les acides coulent, les nouveaux colorants s’évaporent,
imbibent la ville et ses faubourgs pour
faire du XIXème siècle le siècle le plus obscur de la pollution et de la contamination
des sols. » (Cheverry et Gascuel, 2009).
Les sidérurgies sont synonymes de puissance dans l’entre-deux-guerres.
Mais le déclin des bassins industriels apparaît avec la crise de 1930, manifestée
par une importante déflation et une augmentation du nombre de chômeurs. Le
charbonnage n’est plus économiquement rentable, et « la houille, devenue moins
chère, devance le bois et le charbon de bois » (Cheverry et Gascuel, 2009). L’extraction des minerais et de la houille marque profondément nos paysages par
l’extraction de millions de m3 dont plus de la moitié est constituée de déchets qui
viendront ponctuer les bassins industriels de crassiers et de terrils.
Jusqu’en 1957-1960, l’exploitation houillère va demeurer comme une
des industries-clés des bassins industriels (Palseau, 2003). Mais à ce moment-là,
l’Europe occidentale passe d’une situation de besoin en charbon (pour la reconstruction) à une situation d’abondance d’énergie (avec charbons importés, pétrole
et gaz naturel). » (Palseau, 2003). C’est le déclin de l’industrie charbonnière, qui
s’accompagne, à partir de 1974, d’une crise structurelle de la sidérurgie suite à
l’apparition de nouveaux producteurs, de la diminution drastique de la demande
et d’une concurrence internationale ayant de nouvelles techniques de production.
Les industries se voient alors obligées de moderniser leurs installations, et de maîtriser leurs coûts d’exploitation. « La rigidité des bassins d’industrie lourde cède le pas à
la flexibilité des districts industriels. Du paradigme des pôles de croissance, on passe
à celui des milieux innovateurs, vecteurs de synergies interrégionales pour la diffusion
de l’innovation technologique et des résultats de la «Recherche et Développement ».»
(Palseau, 2003).
Les économistes, toujours à la recherche de l’efficacité et du rendement optimal, vont repenser les processus productifs afin d’accroître la productivité du travail.
« La métallurgie se diversifie et intensifie ses activités » (Cheverry et Gascuel, 2009).
D’une part, au sortir de la seconde
guerre mondiale, le cheval va être définitivement
remplacé par les tracteurs. Cette mécanisation,
face à la lourdeur du travail de la terre, accompagnée d’une sélection de variétés plus productives vont permettre d’augmenter considérablement la rentabilité de l’agriculture. Cependant, la
mise en place, en 1962, d’une politique d’échelle
européenne, la politique agricole commune
(PAC) (Anonyme, s.d. - a), qui aura pour but
d’augmenter les productions agricoles. Elle se
marquera par l’utilisation systématique d’engrais
et de pesticides, non biodégradables (Hance,
2010). L’utilisation des engrais phosphatés et potassiques ont quant à eu quintuplé (Cheverry et
Gascuel, 2009). Les progrès techniques font que
l’agriculture s’industrialise aussi, éloignant le
spectre d’une possible crise alimentaire (Hance,
2010). C’est également à partir de ce moment là
que les chemins de terre ne suffisent plus à faire
passer les moissonneuses. Le parcellaire agricole
n’est plus adapté à cette évolution radicale des
techniques. C’est alors qu’est entreprise une
vaste opération de remembrement agricole. Il
est caractérisé par le regroupement des parcelles
par échange, permettant ainsi leur agrandissement et facilitant la mécanisation du travail agricole. D’un autre côté, ce remembrement s’ac-
Image 1 : Le remembrement parcellaire
agricole (comparaison 1952/1997 dans la
Région de Grand-Leez) (Hance, 2010).
7
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
compagne de la disparition des haies bocagères et des voies herdales (chemin
creux où se suivaient les herdes, troupeaux de vaches ou de chèvres, se rendant
en forêt (Brichard, 2009).), faisant disparaître une série d’éléments du paysage
agricole et simplifiant le paysage. Cette appauvrissant paysagé s’accompagne
également d’un bouleversement du cadre de vie de la faune et de la flore, diminuant considérablement la biodiversité des zones agricoles (Hance, 2010).
D’autre part, le développement des moyens de transport et de communication du XXème siècle et le regroupement des entreprises sont un même nom,
ont permis d’avoir un réseau d’approvisionnement en matières premières plus
large et de ne plus se soucier des gisements miniers locaux.
Cette évolution prégnante fait en sorte que les grands complexes industriels sont
démantelés ; certaines parties disparaissent, tandis que d’autres voient leurs
chaines de montages se robotiser.
D’autres points de vues peuvent être pris en compte : diversification des produits,
production de molécules nouvelles à grandes échelle (dont certaines sont faiblement biodégradables), adaptation rapide au progrès technique (informatisation
et automatisation), dispersion géographique des filiales, … Tous ces facteurs marquent la nécessité des industries d’investir dans un capital matériel important,
engendrant une forme de dépendance en combustible, principalement issu de
ressources fossiles (Palseau, 2003 ; Cheverry et Gascuel, 2009) et de l’électricité.
Les centrales hydrauliques, thermiques puis nucléaires se multiplient face à une
demande croissante. L’automobile est devenue le principal outil de déplacement,
usant huile, caoutchouc et pétrole. C’est ainsi que les activités industrielles évoluent, se diversifient et se sectorisent par branches et par aires géographiques
(Palseau, 2003).
« A l’aube du XXIe siècle, une série de concepts – tels que désindustrialisation, société post-industrielle, […] – accrédite l’idée qu’une ère – celle de l’industrie (grande industrie ou industrie lourde) – est désormais révolue. Mais l’industrie comme telle ne disparaît pas, elle évolue en s’accompagnant de nouvelles
localisations. Mise au défi par la globalisation de l’économie, elle atteint même
des niveaux records de productivité. » (Palseau, 2003)
Mais c’est sans compter la pollution atmosphérique qui en découle.
Elle a été de loin le premier souci du développement et de l’industrialisation de
l’homme. La consommation de produits noirs n’a cessé de croître et la production
de dioxine dans les hautes cheminées fumivores ne sont pas restées sans restes pour
la santé des ouvriers et des riverains et pour l’environnement. (ERIH, s.d.) Les pluies
acides, identifiées dans les années 1980, ont détruit des écosystèmes entiers, sans
parler des impacts sur la santé humaine.
Cette pollution s’est retrouvée en forte concentration sur les sites industriels,
mais elles sont également venues polluer les sols en dehors de ces sites. Les risques
encourus pour l’environnement et l’homme dépendent de la nature des polluants
et des caractéristiques du sol (nature du sol et du sous-sol, profondeur des nappes
phréatiques, sens des écoulements souterrains, …). Les polluants sont aussi difficiles
à caractériser, qu’à localiser. Soit les sites subissent de nombreuses transformations,
soit ils se voient recoloniser par des végétaux, … Dans tous les cas, il est difficile de
repérer ces sols pollués et les types de polluants, mis à part les études historiques des
sites qui permettraient de répondre partiellement à la question.
La prise de conscience du danger des pollutions, qui pèsent aujourd’hui sur
notre société. Ces pollutions sont qualifiées un peu facilement d’historiques alors
qu’elles sont bien actuelles. Elles ont certes été gérées de façon non durables en négligeant les conséquences de certains actes sur la santé publique, mais durant ces 20
dernières années, des dispositions ont été prises afin de diminuer les émissions de
polluants néfastes et de les identifier afin d’assainir la pollution actuelle.
>> 2.1.2 Les types de polluants
Maintenant que nous connaissons les origines anthropiques de la pollution,
comment pouvons-nous caractériser les polluants? Les études de ces composés permettent de définir différents familles de composés, inorganiques, organiques ou radioactifs, eux-mêmes classés selon leurs propriétés physico-chimiques ou leurs fonctions (ALCOR, 2010).
Les composés inorganiques
a) Les métaux lourds
Le terme de « métaux lourds » est abondamment utilisé dans la littérature
pour classifier les polluants inorganiques et sa définition varie donc selon les auteurs
car il n’y a pas de définition unique à proprement parler. Selon les informations récoltées, nous pouvons définir les métaux lourds sous l’appellation «d’éléments métalliques naturels » dont la masse volumique dépasse 5g/cm3. En effet, ces éléments
présents sous forme de traces, dans tous les compartiments de l’environnement, sont
d’origine naturelle, mais l’activité anthropique et le développement industriel ont eu
8
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
pour conséquences d’augmenter les concentrations de certains métaux lourds
dans le sol et de les rendre toxiques.
« Quarante et un métaux correspondent à cette définition générale. Il
faut noter que certains d’entre eux comme le zinc, ne sont pas pas forcément de
type «lourd» et que cinq autres ne sont pas des métaux, mais des métalloïdes. Les
métaux lourds sont présents partout dans l’environnement, mais en général en
quantités très faibles. » (Crountch, 2010). Certains métaux sont des oligo-éléments indispensables à la vie comme le cuivre et le zinc, mais peuvent provoquer
des carences à trop faible dose ou devenir toxiques lorsqu’ils sont en trop forte
concentration. D’autres le sont déjà à des concentrations infimes comme l’aluminium. Compte tenu de leur présence en trace naturellement et du caractère
potentiellement toxique de ces composés liées à une influence anthropique, il
est préférable de parler d’Eléments Traces Métalliques (ETM) ou par extension,
d’éléments traces. (Crountch, 2010 ; Anonyme, s.d. - b)
Un métalloïde est un « Corps simple ne
partageant que certaines propriétés avec
les métaux. » (Druide informatique, 2011).
L’absence de conductivité électrique et leur
toxicité par exemple. L’arsenic est un métalloïdes (Crountch, 2010).
On qualifie les éléments traces comme éléments dont la concentration dans la
croûte terrestre pour chacun d’eux est inférieur à 0,1% (ou 1000ppm). La majorité des éléments rencontrés dans la nature sont des éléments traces tandis que
seulement 12 éléments majeurs représentent plus de 99,4% de la composition de
la lithosphère. Par ordre d’abondance décroissante, on a : O, Si, Al, Fe, Ca, Na, K,
Mg, Ti, H, P et Mn (Sirven, 2006). Les métaux lourds que l’on retrouve le plus souvent dans le sol sont par ailleurs : le cadmium (Cd), le manganèse (Mn), le cobalt
(Co), le chrome (Cr), le cuivre (Cu), le plomb (Pb), le mercure (Hg), le nickel (Ni), le
molybdène (Mo), le fer (Fe), l’étain (Sn) et le zinc (Zn). L’arsenic (As), le sélénium
(Se) et le brome (Br) peuvent également être associés à cette catégorie malgré
qu’ils ne soient pas des métaux mais des métalloïdes lourds (éléments traces).
Nombre de ces métaux peuvent jouer un rôle important dans notre vie quotidienne :
-
« le fer (Fe) et ses alliages, aciers, aciers inoxydables ;
-
le plomb (Pb) pour les batteries d’accumulateurs (en particulier pour les
automobiles), les tuyauteries, les soudures, les peintures anti-corrosion
(minium) et les munitions. Les grenailles de plomb des munitions de chasse
et de ball-trap, perdues dans l’environnement, représentaient environ 8
000 t de plomb/an rien que pour la France vers l’an 2000 ; ces munitions
toxiques sont source de saturnisme aviaire et chez l’homme...;
-
le mercure (Hg) pour de très nombreux usages dont les alliages dentaires
et les piles électriques ; source d’hydrargisme.
-
l’uranium (U) pour les quilles de certains bateaux, les munitions anti-blindage (uranium appauvri) ;
-
le chrome (Cr), comme pigment rouge et pour le chromage de pièces;
-
le cuivre (Cu), dans le domaine de l’électronique ainsi que comme fongicide (sulfate de cuivre, notamment utilisé lors du traitement des vignes) ;
-
l’argent (Ag) pour la bijouterie et l’argenterie, la photographie argentique,
les miroirs, de nombreux usages industriels (en particulier électriques et
électroniques), les monnaies et médailles ;
-
l’or (Au) pour la bijouterie, les objets précieux, les contacts électriques, en
dentisterie ;
-
le zinc (Zn) pour la galvanisation de l’acier, et pour des pièces moulées
utilisées dans l’automobile ;
-
le titane (Ti) en raison de son inertie chimique pour la construction de
réacteurs chimiques, ou pour la confection de prothèses (prothèse de la
hanche par exemple) ;
-
le nickel (Ni) pour les aciers inoxydables.
La combustion de combustibles fossiles solides ou liquides (charbon, produits d’origine
pétrolière) est également susceptible de rejeter des métaux dans les cendres. » (Anonyme, s.d. - b)
9
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
Comme nous avons pu le constater précédemment, les métaux lourds
dans le sol peuvent avoir une origine naturelle ou anthropique, causée par
l’homme et son activité :
L’origine naturelle des métaux lourds dans les sols est fonction du fond
pédo-géochimique local (altération de la roche-mère du sous-sol, gisements miniers,…) et des poussières et aérosols libérés lors d’éruptions volcaniques, par
des embruns marins, par des feux de forêts,… L’INRA (s.d.) le définit comme
telle : « Le fond pédo-géochimique (naturel) (FPGN) est la concentration naturelle d’une substance dans un horizon de sol, résultant uniquement de l’évolution
géologique et pédologique, à l’exclusion de tout apport d’origine anthropique ».
A partir de ce moment là, nous pouvons comprendre que la nature de la rochemère et le type de sol qui s’est développé (types de processus pédogénétiques et
durée d’action de ces processus) font varier très largement le FPGN sur un territoire.
Lorsqu’il s’agit d’une influence anthropique, la source est due à l’activité
humaine, telles que les activités agricoles (engrais, produits phytosanitaires, lisiers,…) et/ou les activités industrielles (exploitation et traitement des minéraux,
industrie chimique, rejets atmosphériques, retombées atmosphériques indirectes (gaz d’échappement, poussières issues des industries métallurgiques et
des déchetteries), accidents industriels, déchets et dépôts illégaux de produits
ménagers et chimiques,… d’origines proches ou lointaines et en quantités variables), et vient augmenter les concentrations déjà présentes naturellement.
évolution dans les sols. Enfin les transferts pédologiques verticaux et latéraux vont entraîner le lessivage des métaux vers les horizons profonds et les nappes phréatiques.
Ainsi, les métaux se trouvent dispersés dans les différents horizons du sol (Vanobberghen, 2010 : Bert et Deram, 1999 ; Baize, 1997)
Sirven présente la définition du cycle biogéochimique comme tel : « succession de
transferts d’un élément ou d’une substance
chimique au sein d’un écosystème, impliquant particulièrement les différents horizons
des sols et les plantes (racines et parties aériennes) » (Sirven, 2006)
En conséquence, une étude statistique des teneurs en métaux lourds des horizons de surface labourés d’une « série de sols » ne peut pas permettre de déterminer
le fond pédo-géochimique naturel mais seulement une sorte d’état « habituel » ou
« le plus fréquent » pour les horizons de surface de cette série de sols. Ces valeurs sont
dites « teneurs agricoles habituelles » (TAH) (INRA, s.d.).
La politique de gestion des déchets qui a
eu cours pendant de trop longues années,
consistant en un enfouissement ou entassement sommaire sur des sols non protégés et soumis aux ruissellements des eaux
de pluie, voire au mieux à une incinération,
n’a fait que contribuer autant à la pollution des sols que des eaux souterraines.
On retrouve ainsi en tête du palmarès des
déchets les plus polluants les piles et batteries, fortement chargées en plomb. (ALCOR, 2010)
L’accomplissement des cycles biogéochimiques des métaux dans les sols
et les plantes modifie la forme chimique des métaux lourds et participe à leur
10
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
sur de grandes étendues et provenant d’un grand nombre de sources. Ce type
de pollution se fait par voie atmosphérique « sous forme de poussières et
d’aérosols issus de l’activité industrielle, des chauffages domestiques, des automobiles, etc., se déposant sur les sols, sur les végétaux et sur les eaux de
surface sous forme de précipitations sèches (transport par les vents, sédimentation) ou humides (pluie, neige, grêle), ou par interception de particules en
suspension (brouillards) » (Sirven, 2006).
Les pollutions dues aux pratiques agricoles et horticoles doivent également
être prises en compte (engrais, produits phytosanitaires,…).
Dans ce cas on parlera de sol pollué
Figure 1 : Contamination diffuse et locale (Vanobberghen, 2010 :Pereira et Sonnet, 2007).
Les contaminations locales, qui peuvent faire intervenir un grand nombre de
polluants fortement concentrés, de manière ponctuelles sur des sites comme
des installations industrielles, des exploitations minières, et d’autres sites
d’activités en cours d’exploitation ou fermées.
Dans ce cas on parlera de site pollué
(A) : D’un côté, nous avons un sol caractérisé par une couche superficielle (en
grisé), développé sur des roches du substrat géologique.
(B) : De l’autre côte, nous avons un sol présentant les même caractéristiques
qu’en A, mis à part la présence d’un site industriel (source d’émissions massives
de polluants).
(C) : En suivant la ligne pointillée, nous constatons que le fond FPGN varie faiblement et présente des teneurs relativement faibles. La ligne tiretée nous renseigne, quant à elle, une forme de pollution diffuse, mais qualifiée d’« habituelle
» car on ne peut pas déceler l’influence d’une contamination locale.
(D) : En suivant la ligne pointillée, nous constatons que le FPGN reste variable
mais toujours avec des concentrations faibles. Or, en suivant la ligne tiretée, nous
constatons une hausse importante du niveau, résultant d’une contamination locale importante.
Cette figure fait en sorte de distinguer deux types de contamination de source
anthropique :
-
Les contaminations diffuses, qui peuvent faire intervenir un faible nombre
de polluants, aux concentrations peu variables et/ou ponctelles, présents
b) Autres composés inorganiques
S’ajoutant à la grande catégorie des métaux lourds, d’autres composés inorganiques peuvent être recensés, à savoir :
-
les cyanures, dont la toxicité varie en fonction de leur composition
chimique, se retrouvent dans la composition des traitements des minerais
d’or et d’argent notamment. Les principales industries polluantes sont les
cokeries et les hauts fourneaux
-
les nitrates et nitrites, provenant en grande partie des engrais
-
les fluorures, provenant de l’industrie métallurgique et chimique
-
les sels de sodium ; « ce produit n’est pas mobile dans sa forme solide,
bien qu’il absorbe l’humidité très facilement. Une fois sous forme liquide,
l’hydroxyde de sodium pénètre rapidement dans le sol » (Lenntech, 2009)
créant un climat aride pour toute vie. Ils peuvent être d’origine naturelle,
apports marins, embruns, nappe littorale, et/ou d’origine anthropique,
épandage de sel.
11
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
Les composés organiques
Ces composés sont issus de pratiques récentes liées à l’ère industrielle.
Toutefois, ces produits représentent la majeure partie des polluants. Contrairement aux métaux lourds, ces composés sont facilement biodégradables. Ce deuxième groupe peut se décomposer en cinq sous-ensembles :
a) Les hydrocarbures
Le pétrole brut et raffiné, le kérosène, les essences, le fuel, le gazole, les
huiles à moteurs et lubrifiants sont des produits pétroliers très difficilement biodégradables par les sols. Ces pollutions sont généralement originaires d’une activité pétrochimique, liées à leur stockage, à leur transport et à leur distribution
en stations-services.
b) Les produits organiques industriels
La grande majorité de ces composés sont issus de la combustion de matières
organiques par les moteurs, chauffages urbains, centrales thermiques, incinération de déchets,… Leur présence est due également aux usines à gaz, les sites de
cokéfaction ou carbochimiques, de cimenteries et de papeteries. Certains de ces
produits ont longtemps été utilisés comme composants de transformateurs et
condensateurs, plastifiants, lubrifiants, peintures et vernis.
Une forme de pollution à prendre au sérieux vient des rejets quotidiens de molécules organiques issues du secteur de l’agro-alimentaire, produites par les industriels (abattoirs, fromageries, brasseries, …). A toutes ces formes de pollutions,
il faudrait évidemment intégrer celles causées par les agriculteurs (fermes piscicoles, épandage de boues d’épuration, …) et les citoyens (rejets quotidiens de
matière organiques, réseau d’assainissement aboutissant dans la nature, …).
c) Les pesticides
- les herbicides, contre les mauvaises herbes.
Si les agriculteurs sont des grands utilisateurs de pesticides, la contamination par
ces composés est généralement due à la négligence de l’homme : mauvaises conditions de stockage, rejet de résidus et excédents par manque de précautions ou encore,
négligence accidentelle. L’utilisation généralisée de ces produits par la population et la
méconnaissance des prescriptions entraînent en général un surdosage des produits,
conduisant à une pollution importante des jardins particuliers en milieu urbanisé.
Le terme pesticide englobe donc des substances phytosanitaires, mais également des
substances phytopharmaceutiques. Ces dernières sont une forme de pollution particulière car elles agissent sur les processus vitaux des organismes.
d) Les substances chimiques à usage militaire et les explosifs
L’armement et l’aviation militaire utilisent des substances très complexes mais
également très toxiques. Parmi celles-ci, nous retrouvons évidemment des métaux
lourds, comme le plomb, le zinc, le cuivre, … Cependant, l’armement militaire fabrique
des munitions chimiques. On les retrouve sur les sites militaires principalement et
dans les lieux de production de poudre et d’explosifs.
Les composés radioactifs
Ces composés sont naturellement présents dans la nature, mais l’homme les a
concentrés de manière importante pour les utiliser dans des centrales nucléaires, pour
ses sous-marins et les bombes. Ils sont particulièrement nocifs et la moindre pollution
engendrée peut avoir des répercussions graves sur l’environnement et l’homme. De
plus, il est difficile d’appréhender les conséquences à long terme, comme nous avons
pu l’expérimenter à Tchernobyl en Russie et maintenant à Fukushima au Japon.
Ces substances hautement toxiques sont utilisées dans la lutte
contre les nuisibles de l’homme. Il est important de souligner que certains pesticides ne sont pas exclusivement organiques, mais peuvent
contenir des composés inorganiques, comme du cuivre par exemple.
Ainsi, on trouve trois grands types de pesticides, variant en fonction de leur cible :
- les fongicides, pour lutter contre les champignons
- les insecticides, contre les insectes
12
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
> 2.2 Risques pour l’environnement et l’homme
La présence d’un polluant dans le sol, l’eau ou l’air ne représente pas un
risque en soi mais bien une menace. Il peut représenter un risque lorsqu’il peut
être mobilisé, remonter la chaîne trophique et/ou agir sur l’environnement et
l’homme (Legrand, 2006).
Il est donc important de préciser que ce risque dépend de l’exposition au danger
(quantité de substance polluante présente et disponible, type et caractéristiques
des populations exposées, voies d’exposition, quantité de substance polluante
concernées par chacune des voies et l’ensemble de celles-ci, quantités assimilées
par les cibles les plus sensibles, …), et présente un certain nombre d’impacts/
conséquences liées aux interactions et contacts avec des substances toxiques.
Méfions- nous cependant des sols qui ne présentent pas ou plus de pollution
surfacique, comme les anciens sites industriels qui ont potentiellement accumulé
des polluants sur une période d’activité parfois très longue, qui ont persisté dans
le sol longtemps après la cessation d’activités et qui se retrouvent plus en profondeur, présentant un risque de dispersion, notamment vers les nappes phréatiques (IBGE, s.d. ; Maes et al., 2007). « Ainsi, une cokerie en activité au début du
XXe siècle peut présenter aujourd’hui encore des risques pour l’environnement,
en continuant par exemple à alimenter les aquifères en polluants (arsenic, cyanures…) » (Maes et al., 2007).
>> 2.2.1 Les risques pour l’homme :
Les agents polluant sont transférés de l’environnement vers l’organisme
par des voies très diverses :
- Exposition directe :
o
inhalation de poussières de sols lors de chantiers ou lorsque le
sol est soumis à l’érosion éolienne
o
ingestion de particules de sols (sur les produits alimentaires,…)
o
contact dermique avec le sol, « en particulier lorsque celui-ci
contient des polluants organiques car ceux-ci sont susceptibles
d’être absorbés par la peau. » (Maes et al., 2007)
-
Exposition indirecte :
o consommation de produits alimentaires contaminés
o
inhalation de l’air pollué, lorsque les sols contiennent des polluants
volatils (Maes et al., 2007).
o
consommation d’une eau polluée
Cependant, il ne faut pas systématiser, car les voies d’exposition dépendent de plusieurs facteurs (Maes et al., 2007) :
-
Caractéristiques des polluants présents (état solide, liquide ou gazeux, mobile, disponible, solubilisé,…)
-
Propriétés du sol (teneur en matière organique, pH, teneur en eau…)
-
Caractéristiques de la nappe (profondeur, sens d’écoulement, type d’aquifère,…)
-
Caractéristiques du site (couvert végétal, surface imperméable, situation topographique, exposition au vent…)
-
Comportement et habitudes des personnes vivant sur ou à proximité de ce
site (temps passé sur le site, présence d’un potager, situation topographique
de l’habitation par rapport au site…).
De la sorte, les effets sur la santé de l’homme dépendent de divers facteurs : l’intensité, la fréquence, la durée de l’exposition (Maes et al., 2007), et le type de polluant.
En effet, ces facteurs rendraient toxiques certains éléments minéraux nécessaires en
quantités très faibles, lorsque leurs concentration s’élèvent. Cependant, les éléments
les plus toxiques sont les métaux lourds (plomb, arsenic, cadmium, mercure, …) et les
hydrocarbures.
Les effets peuvent se caractériser par des réactions et des perturbations du
métabolisme humain, endommager le système nerveux, sanguin, le foie et les reins,
devenir cancérigènes, … Ainsi, « le cadmium (Cd) provoque des maladies osseuses et
rénales, le mercure (Hg) s’attaque au système nerveux, le plomb (Pb) provoque anémie et lésions nerveuses ; le chrome (Cr), quant à lui, est toxique pour le tube gastro-intestinal. » (ALCOR, 2010). Leur caractérisation est rendue très difficile car les
connaissances sur les conséquences du transfert de telles substances à l’homme, présentent encore des lacunes importantes, ou sont volontairement étouffées en raison
13
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
>> 2.2.2 Les risques pour l’environnement :
des conséquences économiques de dédommagement. De plus, les études épidémiologiques sont souvent empêchées suite à la faible taille des populations et la
difficulté d’associer les symptômes aux composés polluants et d’en déterminer
leur provenance (Casalonga, 2008).
Ici aussi, les facteurs d’exposition sont variés. On mettra cependant l’accent
sur la mobilité, la biodisponibilté et la solubilité des polluants, corolaire des propriétés
du sol, de ses caractéristiques et de son occupation (végétale, animale, microbiologique, anthropique, …)
Les effets quant à eux, se manifestent sur :
Figure 2 : exposition de l’homme face aux particules de sol (INERIS, 2008).
-
La qualité des eaux de surface et des eaux souterraines : « Le transfert des
polluants vers les ressources en eaux est indissociable de l’écoulement du
fluide qui les véhicule : l’eau d’infiltration (polluants solubles), l’eau de ruissellement (polluants solubles et polluants entraînés sous forme particulaire), ou
une phase liquide non aqueuse (polluants organiques liquides immiscibles à
l’eau) » (Maes et al., 2007). Notons toutefois que les risques environnementaux croisent les risques humains lorsque les polluants atteignent les nappes
aquifères, « ils peuvent être mobilisés par les flux d’eau souterrains vers les
points de captage d’eau potable ou les zones de résurgence des aquifères non
exploités (point de source). » (Maes et al., 2007). Les transferts peuvent être
intensifiés en fonction de la proximité avec un cours d’eau ou un plan d’eau,
les conditions climatiques, …
-
Les organismes vivants, leurs écosystèmes, leur biodiversité et les fonctions
qu’ils remplissent (décomposition, minéralisation de la matière organique,
cycle des éléments nutritifs, stabilisation de la structure du sol, épuration…)
(Maes et al., 2007).
Il est important de pouvoir évaluer le risque déjà en fonction du groupe taxonomique auquel l’organisme appartient (bactéries, algues, champignons, végétaux supérieurs, protozoaires, nématodes…) puis des différenciations en fonction des espèces
(Maes et al., 2007). La présence de polluants en bas de la chaîne trophique pourrait se
répercuter sur les échelons supérieurs, comme par exemple des mammifères ou des
oiseaux qui se nourrissent de végétaux ou d’invertébrés du sol.
14
LE SOL COMME PATRIMOINE FRAGILE
> 2.3 Conclusion
Dans ce chapitre, nous avons pu comprendre les origines de la pollution,
naturelle et/ou anthropique, mais surtout liée à l’évolution de l’occupation du
territoire et des activités qui s’y sont déroulées ou qui s’y déroulent encore, mettant en jeu des substances de natures fort diverses potentiellement toxiques et
dangereuses. En effet, « Ces contaminations ont été éminemment changeantes
dans l’espace, par suite de la localisation des activités humaines. Elles ont été
également très variables dans le temps, en fonction des évolutions des modes de
production, artisanaux, puis surtout industriels. » (Maes et al., 2007). Il convient
donc de ne pas ignorer les formes de pollution ancienne que l’on pourrait croire
devenues inoffensives. Il se peut qu’elles soient encore bien actives et qu’elles se
soient déplacées, répandues ou encore, qu’elles se soient modifiées. Le substrat
sol - air - eau est incapable d’absorber de telles quantités de polluants si subitement et de purifier des déchets solides liquides et/ou gazeux. « Le sol est un
patrimoine fragile, difficilement renouvelable. La formation d’un sol est un processus lent. La dégradation d’un sol et de ses fonctions peut en revanche s’avérer
rapide. » (Cheverry et Gascuel, 2009).
De cette longue histoire, nous retiendrons des paysages meurtris par
une évolution sans limite, influençant les sols, les écosystèmes, les décisions
politiques, l’opinion publique, … et la biodiversité. Cette dernière notion attire
particulièrement mon attention sur le fait que la dégradation de la biodiversité
naturelle, a induit une autre forme de biodiversité, anthropique cette fois. Ainsi,
nous retrouvons un patrimoine de variétés végétales et de races animales typiques créé par l’homme pour répondre à ses besoins, et une biodiversité s’adaptant à un environnement défini. Malgré cette adaptation, l’évolution a eu pour
conséquences la simplification de l’environnement et la perte de la biodiversité
(Hance, 2010). Ce qu’il nous reste, nous nous devons d’y veiller. Nous pouvons
sauvegarder ce qu’il nous reste de la biodiversité, mais sans compromettre la production alimentaire et les possibilités de l’exploiter à des fins environnementales
et humaine.
Les notions de temps et d’espace que nous avons développées ici ne permettent toutefois pas de caractériser la pollution car ce serait transcender des
niveaux de connaissances corolaires. Ceux-ci seront abordés dans les chapitres
suivants, abordant les interactions entre les fonctionnements pédologiques et
leurs relations avec le milieu vivant afin de pouvoirs étudier et gérer les sites et
sols pollués.
15
CHAPITRE 3
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS
PÉDOLOGIQUES
Profil pédologique (Chapelle J.)
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
> 3.1 Spécificité et complexité d’un sol
>> 3.1.1 Le sol
Le sol peut être perçu différemment en fonction de notre sensibilité et
de nos connaissances. Ainsi, un agronome ne le verra pas de la même manière
qu’un pédologue ou un géologue. Les points de vue sont très divergents en la
matière mais chacun d’eux fournit une série d’éléments pertinents permettant de
le définir comme tel : la couche de matériau plus ou moins meuble, issue de l’altération de la roche-mère au cours du temps, constituant la partie superficielle de
l’écorce terrestre, où interagissent physiquement, chimiquement et biologiquement des éléments vivants et non vivants. Suivant les climats locaux, les roches
dont elle est issue, la végétation qui l’occupe, le régime des eaux auquel elle est
soumise, le relief et finalement, l’usage qu’en fait l’homme, elle est différenciée
pour former ce qu’on appelle les sols. (Maes et al, 2007 ; Stengel et Gelin, 1998 ;
Vanobberghen, 2010)
Si nous le regardons de plus
près, il est facile de constater que
le sol est un milieu « triphasique »
(Stengel et Gelin, 1998) : « il est
constitué d’une phase solide dont
l’arrangement ménage les pores. Ces
pores sont remplis par une phase liquide, la solution du sol, constituée
d’eau et de substances dissoutes, et
par une phase gazeuse, mélange
d’azote, d’oxygène, de dioxyde de
carbone et de vapeur d’eau. »(Stengel et Gelin, 1998).
Les proportions relatives, les volumes, les constituants solides minéraux, organiques et les phases liquides et gazeuses du sol dépendent
Figure 3 :Les proportions relatives, en volume,
des constituants olides minéraux, organiques, et du type de sol et des épisodes climades phases liquides et gazeuses d’un sol (Chenu tiques.
et Bruand, 1998)
Même si le terme « terre » évoque une
meilleure sensibilité des non-scientifiques à la
problématique des sols, il convient ici d’utiliser le terme juste : « le sol »
L’évolution naturelle du sol est lente et repose sur trois processus fondamentaux : l’altération, le transport et l’accumulation de matériaux. En comparaison, la
cinétique de transformation et d’évolution induite par l’homme est très rapide. « Si
les processus anthropiques sont dominants, ils n’excluent pas une superposition des
processus naturels. Ces derniers sont certes plus lents, mais interviennent à partir du
moment où le sol, transformé par l’action humaine, reste en place sans être soumis à
une anthropisation supplémentaire » (Bechet et al., 2009).
L’activité humaine a fait en sorte que des dépôts de matériaux se sont accumulés, formant un sol généralement peu évolué (tassement, pollution, matériaux
témoins d’une époque,…). Parmi les sols ayant subit une influence humaine, nous
avons les anthrosols, avec une longue et intensive utilisation agricole, et les technosols, ayant subit une influence profonde (terrils, tassement, voirie,…) (FAO, 2006 ;
Chapelle, 2008). Lorsque l’homme a cessé d’y exercer une influence, les sols se sont
recouverts de matériaux nouveaux, exogènes et ont donné des sols correspondant à
une superposition de sols jeunes et peu évolués, parfois mélangés formant ce qu’on
appellera « un site pollué ». Les sites présentent donc des variations plus au moins
grandes dans leur composition et dans la différenciation des horizons en fonction de
leur distribution géographique à petite et à grande échelle (Stengel et Gelin, 1998).
Cette terminologie sera utilisée lorsque le sol sera perçu comme un lieu considéré du
point de vue de l’utilisation qu’on en fait ou qu’on peut en faire.
>> 3.1.2 Typologie des sols pollués
Le sol est généralement organisé en couches dont l’épaisseur varie fortement.
Ces couches sont appelées « horizons » car elles sont souvent plus ou moins parallèles
à la surface du sol ; elles permettent de déterminer les caractéristiques du sol. Elles se
distinguent entre elles par leur couleur (variations de la quantité et de la nature des
constituants), leur texture (variations granulométriques) et leur structure (variations
d’assemblage des constituants minéraux et organiques).
17
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
> 3.2 Caractéristiques d’un sol
Les sols anthropiques sont un peu plus difficiles à caractériser que les
autres car ils ont subi des transformations importantes en important des matériaux divers, en tassant le sol, en créant des surfaces imperméables, … La difficulté réside dans le fait que certains d’entre eux peuvent avoir une structure
aléatoire et hétérogène dans un milieu donné.
Les matériaux qu’on y trouve peuvent être variés:
-
« Matériaux de construction : craie, argile de brique,
sables, graviers, pierres et blocs, ardoises, béton,
schistes, briques ;
-
Matériaux industriels et artisanaux : kaolin, fer, étain,
acier, charbon, déchets chimiques, déchets de carrière, pierre à chaux ;
-
Déchets et ordures : déchets ménagers, déchets
de voitures, boues d’épuration et de décantation,
cendres, … » (Bechet et al., 2009)
Par ailleurs, certains matériaux sont très polluants. En premier lieu, nous trouvons
« les hydrocarbures et les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), suivis
des métaux lourds présents à l’état de traces, des solvants halogénés, des acides,
des pesticides, ... Les sols et les nappes phréatiques représentent les deux tiers des
sites pollués. » (Sirven, 2006). Mais les métaux lourds ont de plus lourdes conséquences : ils sont très faiblement biodégradables par les processus chimiques et
biologiques, contrairement aux polluants organiques tels que les hydrocarbures
(Sirven, 2006). Ils peuvent donc persister de nombreuses années dans le sol.
>> 3.2.1 Propriétés physiques
>>> 3.2.1.1 Profondeur du sol
La profondeur du sol désigne la profondeur de sol au-dessus de la roche-mère.
Suite à divers processus d’altération, d’humification et de différenciation, plusieurs
couches se superposent, de façon plus ou moins distincte, selon l’état d’évolution. Elle
représente également le volume de sol susceptible d’être exploré par les organismes
vivants.
L’ensemble des horizons forment un profil pédologique, varie considérablement d’un secteur et d’une région à l’autre, selon la géologie de l’endroit, l’hydrologie
et le climat. L’influence anthropique ne doit pas être écartée car elle a contribué à
modifier certains horizons de manière profonde (technosols).
>>> 3.2.1.2 Texture du sol
La texture du sol est fonction de la taille de ses particules. Nous aurons des
éléments grossiers dont la taille est supérieure à 2mm (graviers : 0,2 à 2 cm ; cailloux :
2 à 7,5 cm ; pierres : 7,5 à 12 cm ; grosses pierres : 12 à 25 cm ; blocs > 25cm) (Baize,
2000), et des éléments qui appartiennent à différentes classes granulométriques inférieures à 2mm (sables : 2 à 0,05mm ; limon : 0,05 à 0,002 mm ; argile : <0,002 mm).
Il est important de connaître la texture du sol afin de comprendre ses qualités physiques :
-
Un sol riche en sable est perméable et filtrant (d’autant plus que le sable est
grossier)
-
Un sol riche en limon aura tendance à colmater les interstices entre les éléments grossiers le rendant plus au moins perméable.
-
Un sol riche en argile présentera, surtout en présence d’humus, une structure
fragmentaire et perméable en retenant assez d’eau pour la végétation.(Anonyme, s.d. - c)
18
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
>>> 3.2.1.3 Structure du sol
ont une taille qui varie de quelques micromètres à quelques nanomètres. Dans ce cas-ci, les pores sont tellement petits que l’eau stockée n’est pas disponible aux végétaux.
La structure du sol est fonction du mode d’assemblage des constituants
solides. Les grains grossiers comme le sable et le limon sont cimenté par « des
éléments colloïdaux, argile et humus associées en complexes argilo-humique »
(Anonyme, s.d. - c). Ce même auteur nous fait remarquer que « L’état structural
du sol est un des indices fidèles de l’état de fertilité » (Anonyme, s.d. - c)
La taille et le nombre des pores influencent
l’aptitude du sol à infiltrer l’eau, à la stocker et
à la rendre disponible aux plantes.
« L’évolution de la géométrie des pores en
fonction de la teneur en eau rend très complexe l’étude des transferts d’eau et de gaz
dans le sol » (Stengel et al, 2009)
Leur morphologie repose sur 3 critères :
-
Les formes générales des agrégats structurés (type de structure)
-
Les dimensions des agrégats (taille de structure)
-
Les proportions d’agrégats structurés (degré de développement)
Cette structure peut subir des modifications dans le temps par des facteurs
favorables (présence de vers de terre, teneurs suffisantes en oxydes de fer et
d’aluminium, teneur équilibrée en argile et en humus,…) ou défavorables (tassement et compaction, altération des ciments colloïdaux,…).
-
Les gouttes de pluie érodent le sol en venant s’écraser sur les agrégats et en
projetant des particules ainsi arrachées. Les conséquences de ces « splash »,
phénomène de rejaillissement sous l’impact, font en sorte de diminuer la capacité d’infiltration des eaux et de favoriser le ruissellement par le déplacement des particules fines qui sont venues boucher les pores et former une
croûte de battance. (Beauchamp, s.d.)
La structure a pour effet d’influencer :
-
La porosité du sol
La circulation de l’eau et des gaz se fait par les pores du sol. Ils
sont tous reliés entre eux, souvent par l’intermédiaire de pores de très
petites tailles.
Leurs tailles peuvent être regroupées en 3 gammes :
o
Les macropores (pores structuraux), visibles à l’œil nu, varient de
quelques centimètres à quelques centaines de micromètres. Ils
favorisent la circulation rapide mais compte tenu de leur taille, ils
n’interviennent pas dans son stockage.
o
À une échelle plus fine, d’autres pores constituent la majorité
de la porosité du sol. Leur taille varie de quelques centaines de
micromètres à quelques micromètres. L’eau y circule plus lentement et la taille des pores permet de la stocker et de la rendre
disponible aux végétaux.
o
À une échelle encore plus fine, des micropores (pores texturaux)
résultant de l’assemblage des constituants de la phase argileuse,
L’érosion du sol (infiltration, ruissellement de surface,…)
-
Contacts sol-racines
La structure du sol influence la circulation des gaz, principalement
l’oxygène, l’accès à l’eau et l’absorption des nutriments qui sont solubles dans
l’eau (les microorganismes et les mycorhizes peuvent favoriser l’absorption ;
ce sujet sera traité dans le chapitre 3 de ce mémoire : « le sol, un milieu vivant »). Un sol aéré et grumeleux favorisera le développement racinaire tandis qu’un sol compacté aura une influence négative sur la croissance, la distribution et le fonctionnement des racines.
19
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
>>> 3.2.1.4 Régime hydrique
L’alimentation en eau des végétaux dépend de plusieurs facteurs :
-
La quantité d’eau météorique infiltrée dans le sol (varie en fonction du
climat, du couvert végétal, du ruissellement de surface, de la pente, de la
porosité, de la texture, de la structure,…)
-
La quantité d’eau emmagasinée dans le sol (dépend de la texture, de la
structure, …)
-
La fraction disponible par le système racinaire : l’eau est facilement absorbable dans les grands pores mais n’est pas stockée (« eau de gravitation » (Anonyme, s.d. - c)), contrairement aux pores plus fins qui la stockent plus facilement. Au fur et à mesure que les racines rencontrent des
pores affinés, l’effort à fournir pour se procurer cette eau est de plus en
plus grand (« eau capillaire » ( Anonyme, s.d. - c)), jusqu’à point tel qu’elle
n’est plus disponible lorsque le diamètre est inférieur à 2μ.
ments nutritifs, l’activité des organismes pathogènes, l’activité des micro-organismes,
… et des polluants.
Le pH dépend de la concentration en ions [H3O+] du dans le sol. Ainsi, le pH est mesuré sur une échelle de 0 à 14. Les sols acides ont un pH inférieur à 7 ([H3O+] > [OH-])
et les sols basiques ont un pH supérieur à 7 ([H3O+] < [OH-]). Ce degré d’acidité ou de
basicité, influence énormément la capacité des plantes à assimiler les éléments nutritifs (Dinon et Gerstmans, 2008).
Dans un milieu acide, le phosphore, le potassium, le calcium, le magnésium, le
soufre et le molybdène sont moins facilement assimilables tandis que le fer, le manganèse, le bore, le cuivre et le zinc le sont moins dans un milieu basique (Dinon et Gerstmans, 2008). Donc, à pH bas, la solubilité de la plupart des métaux est augmentée
(Vanobberghen, 2010). A l’inverse un pH élevé favorisera l’accumulation des métaux
lourds sous forme « d’hydroxydes ou de complexes (immobilisation) » (Sirven, 2006).
Taux de saturation
L’évolution du sol, dépendant du régime hydrique, peu présenter un engorgement prolongé ou temporaire saisonnier, de certains horizons ou du profil, par une nappe phréatique, privant le sol d’oxygène et créant des conditions
asphyxiques (anaérobiose). Certains composés chimiques peuvent ainsi changer
d’état et passer par des phases de réduction et d’oxydation.
>> 3.2.2 Propriétés chimiques et physico-chimiques
Les propriétés chimiques et physico-chimiques sont fonction des phénomènes d’échange de cations et d’anions, liés à la fraction minérale et à la fraction organique du sol.
Figure 4 : échelle de pH et croissance des plantes (OMAFRA, 2011)
>>> 3.2.2.1 pH
Le pH est une variante importante de la biodisponibilité, de l’efficacité de
la croissance des végétaux et joue un rôle fondamental dans la toxicité des élé-
20
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
Mais lorsque le pH du sol est inférieur à 6, certains nutriments ne sont plus
assimilés par la plante et il en est de même pour un pH supérieur à 7. La plupart
des plantes ont donc un optimum de croissance dans un sol avec un pH se situant
entre 6,0 et 8,0. Cependant, le niveau de pH peut baisser pour divers raisons
(OMAFRA, 2011) :
-
les plantes font disparaître les éléments nutritifs
-
l’application d’engrais, en particulier les engrais d’ammoniaque
-
le lessivage ou le déplacement de l’eau dans le sol fait disparaître les
éléments nutritifs
-
la décomposition de la matière organique
-
les pluies acides.
Avec le temps, la baisse de pH peut devenir trop importante et affecter
le développement végétal. L’épandage de chaux agricole peut être une mesure
raisonnable pour alors augmenter le pH.
>>> 3.2.2.2Capacité d’échange cationique
les métaux lourds repassent en solution par le phénomène ainsi appelé de désorption
(Baize, 2000).
La fertilité du sol va donc se jouer sur la capacité d’échange cationique, qui est la mesure de la capacité du sol à retenir certains éléments nutritifs et minéraux (OMAFRA,
2011). Notons que les cations contenus dans la matière organique et sur la surface de
l’argile constituent une réserve d’éléments nutritifs et renouvellent constamment les
éléments nutritifs de la solution de l’eau dont les plantes ont besoin.
Les colloïdes peuvent être saturés lorsque les cations adsorbés ont un poids
atomique élevé et s’ils sont plus déficitaires en électrons (3 + ou 2 + : Fe3+, Al3+, Ca2+,
Mg2+, Mn2+). Au contraire, les sols peuvent être désaturés lorsque la proportion
d’ions petits et peu déficitaires augmentent (Na+, K+ et surtout H+), les colloïdes sont
plutôt dispersés dans la solution du sol et surtout ils ne jouent aucun rôle de tampon.
On dit également qu’ils sont acides.
La quantité majoritaire des métaux lourds présents dans le sol se trouve sous
forme associée à la phase solide. Les métaux lourds en phase liquide sont quant à eux
minoritaires, mais présentant une plus grande biodisponibilité (Vanobberghen, 2010).
La biodisponibilité représente la capacité d’un
élément trace métallique à passer d’un compartiment du sol quel qu’il soit vers une bactérie, un animal ou un végétal vivant dans ce
dernier (Vanobberghen, 2010).
L’échange cationique se caractérise par un échange constant de cations entre les surfaces du sol et l’eau du sol. À mesure que les minéraux du
sol sont exposés aux intempéries, des cations sont émis dans l’eau et la solution
du sol. « Ces cations sont attirés par les surfaces à charge négative de l’argile et
d’autres particules de matière organique. » (OMAFRA, 2011). L’eau joue donc un
rôle de vecteur, en revanche, les plantes peuvent les absorber en dégageant des
cations pour laisser la place à d’autres. C’est ainsi que les ions adsorbés par les
colloïdes du sol (argile, humus) peuvent être échangés par les ions émis par les
racines, au travers des exsudats racinaires (la matière organique présente une
grande capacité d’échange cationique). Les ions absorbés sont, quant à eux, plus
ou moins énergiquement liés aux colloïdes, et sont peu échangeables ou fixes
(cas des argiles notamment : adsorption sur les surfaces cristallines et/ou absorption sur les surfaces interlamellaires). Notons que argiles ont l’avantage de
pouvoir réduire les effets toxiques pour différents métaux comme le Cd, Pb, Hg,
Cu, Ni) (Anonyme, s.d. – d). L’influence de facteurs externes peut mener à ce que
>>> 3.2.2.3 Matière organique du sol
Comme nous avons pu le voir, le sol constitue une réserve de nombreux éléments nutritifs pour les plantes. La matière organique est constituée d’un mélange variable d’éléments chimiques : des éléments structurels (C, H, O) et un certain nombre
d’éléments en proportion variable (N, P, K, Ca, Mg, …). Comme pour la fraction minérale, leur proportion varie fortement dans les sols. Mais contrairement aux minéraux, qui sont relativement stables, la matière organique se transforme sans cesse.
Les micro-organismes contribuent entre autres à la minéralisation de matière organique et à leur mise à disposition pour la plante. D’autre part, la matière organique
contribue également à améliorer les caractéristiques physico-chimiques du sol par ses
réactions acides et ses propriétés colloïdales : rétention sur sa surface électronégative
de minéraux, des oligo-éléments et des métaux lourds, formation de complexes avec
21
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
> 3.3 Transferts
le phosphore,… (Frisque, 2007). Les échanges cationiques sont stimulés par les
sécrétions racinaires (exsudats racinaires) de protons et de composés formant
des acides dans la solution du sol. La matière organique favorise donc les capacités d’échanges cationiques, et favorise l’absorption d’autres éléments tels que
des métaux lourds par exemple.
Il est également important de souligner l’importance des humates, ces
acides humiques appliqués sur un sol vont se décomposer par l’activité de micro-organismes, maintient la fertilité des sols. De plus, ils fixent les matières organiques, ce qui présente un net avantage pour les plantes et leur développement car ils modèrent les effets de certaines substances organiques toxiques.
« Ils fixent également les métaux formateurs de complexes et empêchent ainsi les
métaux lourds de passer dans les cultures agricoles. » (Humatex, 2009).
Les substances humiques utilisées à faible dose intensifient l’absorption
intensifiée des matières nutritives par les végétaux, surtout de l’azote, phosphore
et des micro-élements (Fe, Cu, Zn, Mn, B, Mo) sous forme de chelates. Son efficacité se traduit par un meilleur enracinement, de meilleures performances, une
meilleure résistance à des facteurs défavorables (maladies, champignons, froid,
…), … bref, les plantes peuvent s’adapter plus facilement sur un sol aux conditions
environnementales peu favorables (Humatex, 2009).
>>> 3.2.2.4 Redox
Pour rappel, l’oxydation est le fait qu’un atome perde un ou plusieurs électrons, et la réduction est le fait qu’un atome gagne un ou plusieurs électrons. Mais avec la réaction d’oxydation, il doit se produire une
réaction de réduction, et on dit qu’il y a oxydoréduction.
Cette notion a son importance dans les sols car l’oxygène est un des oxydants les plus puissants, on en déduit alors que plus un milieu est riche
en oxygène, plus il est oxydant. Par ailleurs, les phénomènes d’oxydoréduction, qu’ils soient naturels ou provoqués (utilisation de substances
chimiques), peuvent au contact du polluant, provoquer une réaction
chimique d’oxydation.
L’évaluation du risque lié à la présence de polluants dans les sols nécessite
la connaissance de leur mobilité (plus une substance se déplace dans le sol, plus elle
sera susceptible d’être absorbée par un organisme vivant), de leur biodisponibilité et
de leur solubilité. Ces paramètres vont permettre de juger de la toxicité des éléments.
Notons que les polluants inorganiques présents dans le sol sont en équilibres réversibles ;
ils ont tendance à passer d’une forme à l’autre (spéciation), ce qui a pour effet d’influencer les liaisons qui se forment entre les métaux lourds et les autres composés. La
spéciation est donc une notion non négligeable lorsqu’il faut caractériser le comportement et les effets des métaux lourds dans le sol. (Vanobberghen, 2010 ; Camel et al.,
2001)
« Certains éléments, comme le cadmium, le thallium ou le zinc, sont réputés très
mobiles alors que d’autres, tels que le plomb, le mercure ou le chrome, le sont beaucoup moins. Le zinc et le thallium ont des ions très solubles, donc très mobiles et
biodisponibles. En particulier, l’ion Tl+ a un comportement analogue à celui de l’ion
K+ qui lui permet de se substituer facilement à ce dernier et d’être absorbé par les
plantes. » (Sirven, 2006)
Lorsque la pollution est d’origine anthropique, selon Vanobberghen (2010),
les métaux lourds s’accumulent souvent en surface, mais leur lessivage vers les
couches plus profondes et les nappes phréatiques peut toutefois avoir des effets non
négligeables sur le développement des végétaux et les eaux souterraines.
Les contaminants métalliques (M2+) peuvent être présents sous forme dissoute, colloïdale et particulaire. La distinction est fixée arbitrairement en fonction de
leur taille : solution vraie (ions libres et complexes minéraux et organiques ; > 1nm.) ;
colloïde (minéral ou organique ; 1 nm. < colloïde < 0,4 μm) ; particules (Cd adsorbé et
Cd précipité ou coprécipité ; < 0,4μm.). Les différents facteurs physico-chimiques et
biologiques vont contrôler le passage de l’une à l’autre (Maes et al., 2007).
Le transfert des polluants solubles se caractérise par leur dispersion au travers
des eaux d’infiltration. Les constituants du sol sont capables de les dégrader et de les
adsorber, mais ce processus est relativement long.
Le transfert des polluants non solubles (hydrocarbures, huiles, solvants chlorés…) va dépendre des caractéristiques du produit (densité, viscosité, …) et des caractéristiques du sol. S’ils arrivent jusqu’à la nappe phréatique, ils peuvent soit se diluer,
soit surnager en une « couche flottante (densité < 1), ou plongeante, […] formant une
couche dense (densité > 1) » (Maes et al., 2007).
22
CARACTÉRISTIQUES ET FONCTIONNEMENTS PÉDOLOGIQUES
> 3.4 Conclusion
Pour conclure, nous pouvons dire qu’un certain nombre de processus
influence la mobilité, la biodisponibilité et la solubilité des polluants dans le sol
(« leur persistance, leur biodisponibilité, leur accumulation préférentielle dans
certains horizons du sol, leur immobilisation par la biomasse, leur vitesse de migration dans le profil, leur capacité à atteindre la nappe, … » (Maes et al.,
2007). Il s’agit essentiellement :
-
-
-
De propriétés physiques :
o
Caractéristique du sol (texture, structure, teneur en minéraux
argileux, teneur en matière organique, porosité, …) ;
o
Hydrogéologie du sol (profondeur de la nappe, conductivité hydraulique, sens des écoulements souterrains, …) ;
o
Conditions locales (climat, relief, couvert végétal, …) ;
o
Propriété du polluant (solubilité, concentration, densité, stabilité chimique, …).
De propriétés physico-chimiques :
o
Capacité d’échange (pH, absorption/adsorption-désorption,
complexation, dissolution, …) entre les phases solides (constituants minéraux et organiques du sol), liquide (eau interstitielle)
et gazeuse (porosité non remplie d’eau) du sol ;
o
Capacité de dégradation (activité biologique, biodégradation,
…) ;
Capacité de transfert des polluants et de leurs produits de dégradation :
o
Vers l’atmosphère par volatilisation ;
o
Vers les eaux de surface par ruissellement ;
o
Vers les eaux souterraines par lixiviation ou écoulement gravitaire (polluants organiques liquides immiscibles à l’eau) ;
o
Vers les plantes par absorption racinaire.
Figure 5 : Représentation schématique des processus influençant le devenir des polluants dans les sols.
(Maes et al., 2007)
La connaissance du sol, de ses spécificités, de ses caractéristiques, de ses
formes et de ses localisations est primordiale avant de pouvoir entreprendre une gestion intégrée des sites pollués.
Mais de premier abord, il semble difficile d’établir des mesures de seuils de toxicité
compte tenu des variations importantes de la mobilité, de la biodisponibilité et de la
solubilité en fonction de la spéciation.
23
CHAPITRE 4
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
Le sol (association TYFLO) - Source : http://www.tyflo.org/vigne-ecosysteme.php
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
Le sol, tel que nous l’avons vu précédemment, est décrit comme la partie superficielle de l’écorce terrestre, constituée de minéraux, de matières organiques, d’eau, de gaz, mais également … d’organismes vivants.
L’enjeu de ce chapitre est de mettre en évidence les organismes participant au fonctionnement, à l’évolution et dans une moindre mesure, à la genèse
des interactions sols-plantes.
> 4.1 Organismes visibles et microscopiques
Les sols sont de véritables réservoirs à organismes vivants, organismes visibles à l’œil nu (vers de terre, insectes, arachnides, mammifères,…) et microorganismes. Ces derniers renferment tous les groupes connus de protistes inférieurs
(bactéries, actinomycètes, cyanobactéries) et des protistes supérieurs (champignons, algues, protozoaires) (Belesdent, 1998). Ces microorganismes peuvent
être localisés dans toute l’épaisseur du profil du sol, même si on les rencontre le
plus souvent dans la couche superficielle du sol et dans le voisinage des racines,
où les conditions nutritionnelles et énergétiques sont idéales (Belesdent, 1998).
>> 4.1.1 Les mégaorganismes
Ils comprennent des vertébrés tels les serpents, les renards, les souris,
les taupes, les lapins, les sangliers, … Ils participent à la réorganisation du sol en y
creusant leur abri ou en cherchant leur nourriture.
>> 4.1.2 Les macroorganismes
De taille supérieure à 2 mm, ils comprennent les invertébrés tels que les
insectes, les arachnides, myriapodes, mollusques et lombrics.
Les lombrics (vers de terre) vont particulièrement attirer notre attention
du fait de la prédominance de leur biomasse (en moyenne 1 tonne par hectare
(Stengel et al, 2009)) et de leur rôle important dans la dégradation de la matière
organique et dans la formation de la structure du sol.
et biologiques (interactions avec les autres composantes de l’écosystème du sol) dans
le sol.» (Stengel et al, 2009).
« A titre d’exemple, en ce qui concerne les interactions biologiques, il a été
démontré à de nombreuses reprises que dans les turricules ou dans la paroi des galeries produites par les vers, le nombre de microorganismes et leur activité étaient plus
importantes que dans la matrice du sol, les conditions d’humidité, d’aération et d’alimentation (présence de nutriments) y étant plus favorables. » (Stengel et al, 2009).
L’influence des lombrics n’est pas la même en fonction de l’espèce. D’après
Stengel et al. (2009), il en existe 3 types :
-
Les vers épigés : ils vivent dans la litière et la dégradent rapidement ;
-
Les vers endogés : à la recherche de matières organiques (30 premiers
centimètres du sol), ils vivent de façon éparse dans le sol, construisant
des réseaux de galeries qui communiquent entre elles, sans orientation
préférentielle ;
-
Les vers anéciques : ils forment le groupe le plus important car ils ont la
caractéristique particulière de se nourrir dans les horizons de surface du
sol et de se réfugier en profondeur, par des galeries verticale (plusieurs
mètres de profondeur) et peu ramifiées. En observant un profil, ses mouvement ascendants et descendant vont se caractériser par l’enfouissement de la matière organique vers les horizons plus profonds, et favorisera donc l’infiltration de l’eau et des solutés.
Les fourmis et termites, comme les vers de terre, agissent sur la pédologique.
Seulement elles ne suscitent pas beaucoup d’intérêt sur le territoire wallon. Cela est
peut être dû aux grandes surfaces agricoles et de l’usage généralisé d’insecticides, ou
face au plus grand intérêt porté sur les fourmis tropicales dont l’action morphologique
et pédologique est plus impressionnante.
Les lombrics, par leur activité d’enfouissement de la matière organique,
de création de galeries et de turricules (excréments rejetés par les vers), vont
exercer une certaine influence sur « les phénomènes physiques (transfert d’eau,
de gaz et de solutés), chimiques (cycles biogéochimiques du carbone et de l’azote)
25
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
>> 4.1.3 Les mésoorganismes
De taille comprise entre 0,1 et 2 mm, ils vivent dans les pores du sol.
On y trouve des acariens, collemboles, protoures, diploures, symphiles et enchytréides (Stengel et al, 2009).
Ils participent à la dégradation des résidus végétaux par des actions mécaniques de broyage et de fragmentation. De cette manière, les substances humiques évoluent dans le sol, principalement par la production d’excréments.
Mais ils peuvent également avoir « un rôle pathogène et de régulateur de la microflore » (Calvet, 2003).
>> 4.1.4 Les microorganismes
De taille inférieure à 0,1 mm, ils sont extrêmement abondants et omniprésents. Ils présentent une très grande diversité d’espèces, face aux nombreuses variétés nutritionnelles, énergétiques et environnementales. « Ainsi, ils
peuvent se nourrir de substances organiques (organismes hétérotrophes) tandis
que d’autres peuvent se développer à partir d’éléments minéraux, inorganiques
(organismes autotrophes). La plupart des microorganismes utilisent l’oxygène
pour leur respiration (ils sont aérobies), mais d’autres peuvent ou doivent vivre
en absence d’oxygène (ils sont anaérobies stricts ou facultatifs). Dans le premier
cas, ils réduisent l’oxygène, dans le second cas, ils réduisent d’autres composés
tels que les nitrates, le manganèse, le fer, les sulfates, le CO2 et des produits organiques. Certains microorganismes peuvent également vivre dans des conditions
extrêmes de température, d’acidité, de salinité,… » (Bechet et al., 2009)
Les microorganismes prennent en compte les algues, les bactéries, les
champignons et les levures. Notons qu’ils comprennent également les nématodes, les protozoaires, les turbellariés, les tardigrades et les rotifères.
gradation de polluants (organiques majoritairement), et sont capables de fournir des
composés utiles à la plante, comme des enzymes, des antibiotiques ou d’autres molécules comme des antiviraux ou des antitumoraux. (CNRS, 2010)
« Des chercheurs au Brésil ont mené récemment une expérience curieuse. Ils ont prélevé
un bloc de 25 x 25 cm de terre de pâturage dégradée et l’ont enfoui dans une forêt voisine,
et à sa place ont mis un bloc de la même taille
de sol forestier. En moins d’un an, la structure
des agrégats de l’échantillon de pâturage avait
été complètement restaurée à des niveaux caractéristiques des forêts naturelles, alors que
l’échantillon «étranger» de sol forestier s’était
tassé et avait perdu en grande partie sa porosité.
Toute la différence provenait des organismes
vivant dans le sol. Alors que la terre forestière
était riche en «ingénieurs de l’écosystème»
- vers de terre, termites, mille-pattes et fourmis - les communautés de macro-faune naturelle vivant dans la terre de pâturage avaient
presque disparu. La diversité biologique disparaissant, le sol avait été envahi par une espèce
unique de vers de terre, Pontoscolexcorethrurus, qui colmatait littéralement le sol de ses
déjections. » (FAO, 2000)
En fonction des auteurs, certains microorganismes peuvent être confondus avec
des mésoorganismes. Cette confusion émane du fait que ces organismes sont
vivants et que leur croissance évolue dans le temps.
Ces microorganismes jouent des rôles cruciaux dans les cycles de la matière (carbone, azote, phosphore). Certains microorganismes sont pathogènes,
mais ils sont rares. En revanche, nombre d’entre eux ont des effets bénéfiques sur
la croissance des végétaux. En effet, ils sont capables d’assurer une part de dé-
26
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
> 4.2 La rhizosphère
Le microbiologiste Hiltner a développé ce concept de rhizosphère pour la
première fois en 1904 pour décrire les flux d’éléments entre le sol et les plantes.
Il l’a définie comme le volume de sol situé autour des racines vivantes et soumis
directement ou indirectement à leurs activités.
Les racines libèrent naturellement des substances dans le sol, les exsudats racinaires. Ceux-ci favorisent et entretiennent le développement des colonies microbiennes.
>> 4.2.1 Interface sol-racine
Les racines vont être à la source de modifications physico-chimiques et
microbiologiques dons le sol, et plus particulièrement dans la rhizosphère du sol.
Ces modifications seront caractérisées comme « l’effet rhizosphérique » car ils
résultent en fait des échanges effectués entre le sol, les microorganismes et les
racines. Selon Lemanceau et Heulin (1998), les effets sont les suivants : libération
de composés organiques et d’ions, absorption d’eau et d’ions par la racine, respiration de la racine et des microorganismes, synthèse de métabolites microbiens
divers et variés.
>> 4.2.2 Densité microbienne
Les exsudats racinaires conditionnent l’activité des microorganismes mais
également leur densité. « Elle est exprimée par le rapport des densités microbiennes
de la rhizosphère (R) et du sol (S). Les différents groupes de microorganismes peuvent
être classés par ordre décroissant de leur rapports R/S comme suit : bactéries, actinomycètes, champignons, protozoaires et algues, microfaune » (Lemanceau et Heulin,
1998).
Les bactéries ont des valeurs nettement supérieures aux autres grâce à leur mobilité
importante et à leur vitesse de croissance élevée. (Lemanceau et Heulin, 1998)
Les exsudats racinaires stimulent aussi la croissance des champignons, « en favorisant
la germination et l’élongation des tubes germinatifs qui aboutit à l’infection fongique
de la racine » (Lemanceau et Heulin, 1998), mais dans une moindre mesure.
La densité fongique est certes plus faible que celle des bactéries dans la rhizosphère,
mais si on tient compte de la taille des champignons et des mycorhizes, nous pouvons
arriver à une biomasse fongique quasi similaire à celle des bactéries.
Ceci dit, nous pouvons dire que cet effet rhizosphérique participe dans
une certaine mesure à la genèse des sols. En effet, selon Lemanceau et Heulin
(1998), des complexes organo-minéraux sont formés par la liaison des molécules
organiques (libérées par les plantes vivantes ou mortes) aux fractions minérales
de la roche mère.
Il est également important de savoir que l’activité de la rhizosphère peut influencer les métabolismes microbiens, se faisant par la quantité d’exsudats racinaires,
et par leur qualité. Les activités microbiennes de la biosphère sont donc conditionnées dans une large mesure par la composition des exsudats racinaires (Lemanceau
et Heulin, 1998).
Le volume de sol soumis à l’effet rhizosphérique évolue dans le temps
et l’espace en fonction du développement racinaire et de l’activité photosynthétique de la plante. La distribution des microorganismes le long des racines n’est
donc pas régulière ; les parties apicales et subapicales des racines forment les
principales stations d’accueil, en comprenant également les sites d’émission de
racines secondaires, où la libération de composés carbonés est importante dans
les exsudats. (Stengel et Gelin, 1998)
La microflore peut facilement atteindre une densité telle que, « la quantité de
nutriments disponibles devient un facteur limitant pour le maintien de la croissance et
de l’activité microbienne » (Lemanceau et Heulin, 1998). Si à ce facteur, on ajoute le
manque d’espace, les microorganismes peuvent entrer en compétition, et celle-ci sera
d’autant plus rude que les exigences nutritionnelles et écologiques sont proches. Ceci
aura pour conséquence d’influer sur l’état sanitaire de la plante. En effet, selon l’importance des agents pathogènes, la plante sera plus ou moins saine : plus la biomasse
microbienne est élevée et active, plus la croissance saprophyte de l’agent pathogène
est faible, et donc les possibilités de rencontre avec les plantes sont réduites. Lemanceau et Heulin (1998) qualifieront ce mécanisme de « résistance générale ». Cependant, il existe d’autres mécanismes de résistance, mais ils sont plus spécifiques car ils
se caractérisent par la production de métabolites toxiques contre l’agent pathogène.
Les substances présentes dans les exsudats racinaires sont nombreuses
et ont des fonctions variées : les sucres, acides aminés, acides organiques, acides
gras et stérols, facteurs de croissance, nucléotides, flavonoïdes, enzymes et des
composés divers ayant la capacité d’attirer et/ou d’enkyster des nématodes,
de stimuler ou d’inhiber la croissance mycélienne fongique, la germination des
spores et sclérotes, la croissance bactérienne, la germination de semences adventices, …
27
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
Les microorganismes synthétisent une grande variété d’antibiotiques,
d’enzymes, de sidérophores et de bactériocines. En dépit de leur dégradation et
de leur adsorption sur les colloïdes du sol, les antibiotiques peuvent par exemple,
en concentration suffisamment élevée, réduire la croissance des microorganismes sensibles, ne laissant se développer dans la rhizosphère que les microorganismes aptes à leur résister. (Lemanceau et Heulin, 1998).
Avec tous ces mécanismes de résistance, les agents pathogènes et les
maladies ne s’expriment que très faiblement voire pas du tout dans les sols.
Il existe aussi des interactions positives comme par exemple, les bactéries fixant l’azote, des champignons mycorhiziens favorisant l’absorption de phosphore et d’autres éléments peu mobiles dans le sol, la synergie d’une bactérie qui
favorise l’infection de racines par les champignons, …
Notons qu’un champignon mycorhizien est un champignon symbiotique des racines.
A l’heure actuelle, nous distinguons deux types majeurs d’associations mycorhiziennes qui infectent les racines, mais dont le développement in planta diffère :
-
Les endomycorhiziens : à la fois inter et intra cellulaires, ils se développent à l’intérieur des cellules de la plante et forment des filaments mycéliens très ramifiés qui forment des structures à arbuscules (caractérisées
par la forme arborée des mycéliums (Zygomycètes)) ou de petits sacs microscopiques. (Bechet et al., 2009 ; Lemanceau et Heulin, 1998). On les
trouve principalement chez les plantes herbacées.
-
Les ectomycorhiziens (Basidiomycète, Ascomycète ou zygomycète) :
« ils forment une enveloppe parenchymateuse de mycélium autour des
racines, mais ne pénétrant pas à l’intérieur de la paroi cellulaire des racines. » (Bechet et al., 2009 ). Ils ont un mode de développement intercellulaire, et se retrouvent principalement dans les plantes ligneuses
appartenant aux gymnospermes et angiospermes (en particulier les
chênes, les hêtres, les bouleaux et les conifères)
28
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
> 4.3 Les plantes
Parmi les organismes vivants du sol, figurent les plantes et leurs racines.
Certains sites, après avoir subit une forte influence anthropique, se voient colonisés par une végétation spontanée, introduite ou naturelle, et tolérant la présence
de substances potentiellement polluantes.
>> 4.3.1 Plantes indicatrices et pionnières
Certaines espèces végétales pionnières et indicatrices sont bien
connues pour leur développement dans des milieux spécifiques :
- Les mousses et les lichens ;
- Les plantes de rocailles, colonisant les décombres ;
- Les plantes métallophytes, poussant sur des sols pollués aux métaux
lourds ;
- Les plantes héliophiles, pionnières des sites mis à nu ;
-
etc.
Leur pouvoir indicateur a certes été étudié en laboratoire mais qu’en estil sur le terrain ? D’après cette étude de gestion des sols et des possibilités d’utiliser des plantes comme bio-indicateurs (Remon et al., 2009), il a été souligné que
les processus de reconquête végétale ne sont pas uniquement dépendants des
concentrations en ETM. Comme nous avons pu le voir précédemment, le développement d’une plante dépend d’une multitude de facteurs liés à son environnement. Il ne faudrait donc pas être naïf et caractériser la pollution d’un sol par
la seule vision de la végétation y poussant. Il est difficile d’avoir une vision de la
dynamique de la végétation spontanée compte tenu qu’elle ne se développe pas
uniquement en fonction des seules fortes teneurs en ETM, mais bien avec leur
capacité d’adaptation aux paramètres des sols.
>> 4.3.2 Transferts agents polluants – micro-organimes – plantes
Les micro-organismes qui vivent dans la rhizosphère sont capables de
dissoudre les éléments minéraux (phosphore, potassium, fer, magnésium,…), et
contribuent à la nutrition minérale des plantes. Cette activité peut donc jouer
sur la mobilité et la biodisponibilité des éléments majeurs, mais elle peut éga-
lement le faire avec des éléments traces (oligo-éléments, métaux lourds) (Balesdent,
1998). Le mécanisme est simple : la partie organique du complexe organo-métallique
est utilisée comme source de carbone et d’énergie par les micro-organismes, libérant
ainsi le métal. Ce dernier pourra alors précipiter en fonction des conditions de milieu
(acidité, potentiel d’oxydo-réduction, force ionique) (Balesdent, 1998). Par ailleurs,
ils sont également capables, d’une part, d’absorber les éléments métalliques, de les
accumuler et de les concentrer dans leurs tissus (bien au-delà de leurs besoins nutritionnels), et d’autre part, de les adsorber ou de les complexer sur leurs parois cellulaires (Balesdent, 1998). Tel que Balesdent (1998) le précise, « Cette accumulation fait
intervenir des microorganismes vivants ou non viables, ce qui a conduit à distinguer la
bioaccumulation par les cellules vivantes de la biosorption par des cellules mortes. »
Les micro-organismes peuvent ainsi accumuler des métaux jusqu’à 30% de leur masse
de matière sèche (Balesdent, 1998).
Il n’est donc pas difficile de constater que les microorganismes jouent un rôle
fondamental dans l’altération et la transformation de minéraux des sols, mais aussi
dans la mobilité et la biodisponibilité de ces éléments pour les organismes, en particulier les plantes, et donc le fonctionnement des systèmes « sol-plantes ». Ils représentent une voie prometteuse dans l’étude et l’application de processus d’extraction
et de concentration des métaux.
Les plantes jouent aussi un rôle important par leur capacité à absorber des
métaux lourds et à favoriser le fonctionnement des sols en général (limitation de l’érosion, apport de matières organiques par les feuilles et les racines, amélioration de la
structure du sol, …).
Le rôle des plantes est largement mis en avant pour la dépollution des sols, mais la
question est de se demander si la capacité de certaines plantes à dégrader les polluants
n’est pas la conséquence de l’activité des microorganismes dans sa rhizosphère ? Malheureusement, les études sur les interactions entre les plantes et les microorganismes
n’en sont encore qu’à leurs balbutiements et mériteraient d’être approfondies afin
d’intensifier ce processus.
Face au degré et au type de pollution, toutes les espèces de plantes ne réagissent pas de la même manière.
29
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
>> 4.3.3 Toxicité des polluants
Dans des conditions de fortes pollutions, on pourrait croire que plus rien
ne peut pousser. Or, l’évolution nous a montré qu’une flore spécifique peut s’y
développer, et s’y est développée de façon spontanée, résultant d’une sélection
naturelle retenant les espèces tolérantes et résistantes, ou avec l’aide de l’action
humaine. Une biodiversité floristique, parfois rare, s’est ainsi spécifiée en fonction de la dominance, entre autre, des métaux lourds, portant le nom de métallophyte. Nous pourrons également retrouver des espèces se développant bien sur
des sites faiblement pollués et tolérant une pollution plus accrue ; elles porteront
alors le nom de pseudométallophytes.
>>> 4.3.3.1 Résistance
Certaines plantes arrivent à développer un mécanisme capable d’éviter
une absorption importante d’agents polluants. L’évolution des concentrations et
de la durée d’exposition va avoir une série d’effets sur la plante jusqu’à atteindre
un seuil critique menant à sa mort.
Figure 4 : Modélisation de l’action toxique sur les organismes (Portalia, 2005)
Les concentrations des polluants dans les plantes sont en général sublétales :
leurs effets ne se manifestent pas au travers de la mortalité, mais bien de façon indirecte en modifiant la croissance, la reproduction, la capacité photosynthétique,…
Le phénomène de stress peut être déclenché par une biodisponibilité importante ou accrue des agents polluants, par des événements exogènes tels le climat,
l’activité microbienne, … Ce phénomène est réversible, ce qui veut dire que la plante
peut revenir à une activité normale sans avoir de séquelles.
Lorsque la dose seuil est atteinte, une série de symptômes irréversibles apparaissent. Les effets sont visibles et varient selon les espèces et les types de polluants.
Les plantes peuvent redémarrer leur croissance à partir de rejets sauf si elles n’en sont
pas capables ou que la limite de réparation est atteinte ; dans ce cas, elles sont vouées
à une mort certaine.
30
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
>>> 4.3.3.2 Tolérance
Les recherches actuelles ont révélé que certaines espèces ont réussi à développer une tolérance constitutive permettant à certaines espèces d’accumuler
des métaux lourds de façon importante.
Selon Vanobberghen (2010), en fonction des espèces de plantes, trois stratégies
sont appliquées dans le rapport avec les métaux lourds.
Dans le troisième cas (« accumulator »), la plante est capable d’accumuler et
de concentrer activement les métaux lourds.
Un quatrième groupe pourrait être ajouté et serait caractérisé par des plantes
hyperaccumulatrices. Ces plantes peuvent concentrer des quantités importantes de
métaux lourds, dépassant le seuil des autres.
Les plantes peuvent diminuer l’impact des
éléments toxiques dans leur tissu en les volatilisant (pour le Se et le Hg), en les libérant
dans l’exsudat racinaire ou en se séparant de
leurs parties aériennes. Ces phénomènes varient bien évidement en fonction des espèces.
Le tableau suivant permet de comparer les familles de plantes hyperaccumulatrices en fonctions des différents éléments connus comme agents polluants du sol.
Mais force est de constater que les recherches sur le nickel ont été plus importantes
et se reflètent dans le nombre d’espèces connues.
Figure 6 : Different uptake behaviour of living organisms with respect to substrate concentration
(Vanobberghen, 2010)
Dans le premier cas (« rejector »), la plante tente de limiter et de maintenir un niveau faible et constant de concentration en métaux lourds. Au-delà
d’une certaine concentration, le métal est massivement transporté dans les parties aériennes de la plante et provoque des dégâts liés à sa toxicité jusqu’à aboutir à un point critique.
Dans le deuxième cas (« indicator »), les concentrations internes sont
en équilibre avec les concentrations externes. Le prélèvement et le transport
jusqu’aux feuilles se fait de manière passive.
Tableau 1 : Le nombre d’espèces hyperaccumulatrices connues pour différents métaux et familles les plus représentées (Dubourguier et al., 2001).
31
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
Le nombre d’espèces figure ici à titre indicatif et ne reflète pas la comptabilisation scientifique actuelle de l’ensemble des plantes hyperaccumulatrices.
Ce nombre évolue fortement en fonction des avancées et des recherches scientifiques et varie donc fortement en fonction des auteurs et des années d’éditions.
La famille des Brassicaceae reste cependant une famille majoritaire de
plantes hyperaccumulatrices en Europe.
« Cette tolérance et cette bioaccumulation sont rendues possibles par la mise en
place au niveau cellulaire, de capacités physiologiques nouvelles : rejet de molécules complexantes à l’extérieur de la
>> 4.3.4 Colonisation racinaire
Dans les sols pollués, un des symptômes que subissent les plantes est l’inhibition racinaire. Mais curieusement des tests sur une plante hyperaccumulatrice de
zinc, Thlaspi caerulescens, ont révélé une morphologie particulière se développant en
fonction de la distribution, de la forme et de la teneur en zinc dans le sol.
Selon la présence de zinc, nous avons plusieurs types de morphologie :
-
Le sol présente une pollution homogène, forte en Zinc, inhibant la croissance de la plante, la contraignant à faire des racines courtes et en agrégats (LSE, s.d.).
zone d’absorption, fixation dans la paroi cellulaire, transport réduit à travers la
membrane plasmique, activité enzymatique modifiée, complexation dans le cytoplasme et compartimentation dans les vacuoles. Ces deux derniers aspects ont un
rôle essentiel dans la bioaccumulation » (Dubourguier et al., 2001).
Actuellement, on est loin d’avoir fini d’explorer la complexité du phénomène d’hyperaccumulation, tant au niveau des tissus qu’au niveau sous-cellulaire.
Figure 7 : Développement racinaire d’une hyperaccumulatrice Thlaspi caerulescens soumise à un enrichissement homogène en Zn (LSE, s.d.).
32
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
-
Le sol ne présente pas de formes de contamination en Zinc. Les
racines sont alors très longues mais fines. LSE (s.d.) précise que le
système racinaire est inchangé en sol contaminé par le plomb par
exemple.
Figure 8 : Développement racinaire d’une hyperaccumulatrice Thlaspi caerulescens sur un sol dépourvu de Zn (LSE, s.d.).
-
Quand le sol présente une pollution hétérogène, comme c’est le cas ici
avec une contamination ponctuée en Zinc, la croissance de tout le système racinaire est stimulée.
Figure 9 : Développement racinaire d’une hyperaccumulatrice Thlaspi caerulescens soumise à un enrichissement ponctué en Zn (LES, s.d.).
Nous pouvons déduire que cette plante hyperaccumulatrice présente le gros
avantage d’avoir un système racinaire capable de coloniser les sites pollués, présentant
une grande hétérogénéité en polluants, dont le zinc est présent de manière éparse.
33
LE SOL, UN MILIEU VIVANT
> 4.4 Impacts :
> 4.5 Conclusion :
Les variations de la rhizosphère, de la quantité et de la qualité des exsudats, conduit les interactions microbiennes à un état d’équilibre sol-planteracine qui peut être facilement rompu. En effet, des perturbations induites par
des pollutions organiques, ou de fortes teneurs métalliques peuvent affecter les
organismes vivants, parfois de manière irréversible. La question à se poser est
de savoir si la résilience est encore possible, c’est-à-dire si l’équilibre est capable
de retrouver son état initial après avoir subi des perturbations. C’est alors que la
limite d’élasticité et de fragilité des écosystèmes peut être définie (Bechet et al.,
2009).
Comme nous avons pu le voir, dans la rhizosphère, les microorganismes sont
plus nombreux et plus actifs que dans un sol nu. Certains de ces microorganismes sont
à l’état libre, d’autres sont associés étroitement aux racines ou vivent même dans les
racines (microorganismes endophytes), comme les champignons mycorhiziens et des
bactéries. Les associations qui se forment entre les microorganismes, qui utilisent le
carbone et les acides aminés nécessaires à leur métabolisme que leur fournit la racine, permettent d’accroitre la croissance et la nutrition de la plante.
Le jugement du couvert végétal pourrait renseigner sur les interactions
sol-micro-organismes-plantes, et la notion de fertilité du sol. Cependant, posonsnous la question de savoir si le recouvrement végétal, la quantité et/ou la qualité
du couvert végétal, peut nous renseigner sur les caractéristiques physico-chimiques du sol ? La réponse est naturellement négative. Simplement parce qu’il
est toujours très risqué de porter un jugement sur un objet, ici, le sol, uniquement au travers d’un autre objet non mesurable objectivement, ici le couvert : le
prisme pouvant être très déformant (Chenu et Bruand, 1998).
Seul des analyses détaillées du sol permettent de rendre compte de l’impact des polluants sur les organismes et l’homme. Mais celles-ci reposent souvent sur l’estimation des risques associés à un polluant donné, pour une certaine
concentration dans le sol. Or, il est primordial de tenir compte de la mobilité, de
la biodisponibilité et de la solubilité des polluants organiques et inorganiques.
Mais de telles données sont encore lacunaires et complexes à élaborer compte
tenu des facteurs présentés ci-avant, des effets combinés de plusieurs polluants,
des effets à long terme, …
Quoi qu’il en soit, il reste évident que l’étude des processus de reconquête végétale sur sols contaminés apporte des informations indispensables pour comprendre
le fonctionnement et les interactions de ces environnements complexes qui permettent maintenant d’envisager et de déplacer certains équilibres microbiens au profit
des plantes, par inoculations microbiennes ou en favorisant certaines populations microbiennes autochtones (Baize et al., 2009).
Il est donc urgent de pouvoir gérer efficacement et durablement ce patrimoine. Cette préoccupation, apparue avec la prise de conscience de l’influence des
polluants sur la qualité des sols, de l’environnement et de l’homme, les rendant parfois impropres à toute utilisation à court voire moyen ou long terme (comme ce fut
le cas à Tchernobyl et actuellement à Fukushima), se traduit de manière régionale,
nationale et même européenne.
34
CHAPITRE 5
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Prélèvement d’échantillons de sol (Région wallonne) - Source : http://trilogiport.wallonie.be/faq.php
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
> 5.1 Pourquoi gérer
Nous nous retrouvons à l’heure actuelle avec l’héritage d’un riche passé
industriel, et avec des sols qui ont souvent accumulé plus de déchets qu’ils ne
pouvaient en absorber. Dans un grand nombre de pays, l’opinion publique a commencé à prendre conscience des phénomènes indésirables ayant accompagné
l’homme dans son évolution car il n’y avait aucun cadre environnemental contraignant et, face aux nuisances sur l’environnement (sols, eaux de surface et souterraine, air) et sur l’homme, la gestion des sites potentiellement pollués est apparue, il y a quelques décennies, comme une nécessité. De plus, l’état abandonné
des sites potentiellement pollués était susceptible d’amener d’autres formes
de pollution anthropique volontaire ou involontaire et de dégrader encore plus
l’image de la Wallonie pour les investisseurs potentiels.
La tendance à gérer les sites et les sols potentiellement pollués a été
adoptée par bon nombre de pays européens au cours de ces deux dernières décennies. De ce fait, l’Union Européenne va vouloir généraliser le mouvement.
>> 5.1.1 La législation
>>> 5.1.1.1 En Europe
S’intéresser au cadre législatif européen est important car la gestion du
sol et de l’environnement forment une problématique faisant appel à des compétences partagées : « l’Union Européenne et les Etats membres restent compétents pour la gestion du sol mais, c’est l’Union Européenne qui règle la matière, et
les états membres qui doivent l’exécuter. » (Maes et al., 2007).
Lorsqu’on parle de sols potentiellement pollués, les frontières n’ont plus
de valeur à l’échelle européenne. Cette notion illustre assez bien le fait de penser
globalement pour pouvoir agir localement de façon plus efficace.
A l’échelle des préoccupations européennes il y a deux décennies d’ici,
nous constatons que la protection de l’eau, de l’air ou de l’habitat ont fait l’objet
des textes législatifs. Mais à y regarder de plus près, force est de constater que
les sols figuraient parmi « le dernier des milieux biologiques à ne pas être protégé de manière législative » (Seghier, 2009). C’est ainsi que les Pays-Bas vont
se présenter comme les pionniers en la matière, en abordant en 1986 pour la
première fois la question de la protection des sols et en publiant une loi (WBB,
Wet bodembescherming). Le mouvement sera suivi, avec un temps de réaction
plus ou moins lent, par d’autres pays européens qui souhaitent mettre en œuvre
un système de protection et de normes de qualité pour les sols. Malheureusement, le
mouvement s’est répandu anarchiquement, compte tenu de la grande diversité des
domaines qu’implique la pollution de l’environnement : l’eau, les déchets, les produits
chimiques, la pollution industrielle, l’état des sols agricoles, … (Anonyme, s.d. - a),
formant un ensemble peu cohérent à l’échelle européenne. Face à l’état fragmentaire
des investigations et des champs d’application, des programmes de recherche et de
réseaux d’experts européens vont être instaurés en 1994 pour permettre et favoriser
l’échange d’informations sur les politiques à mener, mais également sur les nouvelles
recherches, les technologies et la gestion des sols et eaux pollués.
Initié en 1996 par l’Union Européenne, le programme CARACAS (Concerted
Action on Risk Assessment for Contamined Sites) a pour objectif d’élaborer une vision
européenne concertée de l’évaluation des risques associés aux sites pollués.
Dans la lignée de ce programme, elle lance en 1998, dans un premier temps
le programme CLARINET (Contamined Land Rehabilitation Network for Environmental Technologies), « dont l’objectif premier était de développer des recommandations
pour assurer la réhabilitation effective et soutenable financièrement des sites pollués
en Europe. Le principe soutenu par le programme CLARINET est que la gestion des
sites contaminés doit passer par une approche basée sur le risque. » (Maes et al.,
2007). Dans un deuxième temps, elle lance un autre forum européen appelé NICOLE
(Network for Industrially Contaminated Land in Europe), qui est consacré plus spécifiquement à la gestion des sites contaminés en Europe. « Il a pour but la promotion de
la coopération entre les industries, les universités et centres de recherche, et les fournisseurs de services en matière de développement de technologies durables. » (Maes
et al., 2007).
Il faudra attendre le 22 septembre 2006 pour voir la proposition d’une directive du Parlement européen et du Conseil définissant un cadre pour la protection des
sols. Cette proposition a donc pour objectif de protéger les ressources naturelles et de
promouvoir l’utilisation durable des sols (Anonyme, s.d. - a) en amenant chaque Etat
membre « à réaliser un inventaire des sites contaminés et à les réhabiliter sur la base
d’une stratégie d’assainissement national » (Maes et al., 2007).
36
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
« Une directive est une décision de droit
communautaire visant à favoriser l’harmonisation des législations nationales
des États membres de l’Union Européenne. » (Lawperationnel, s.d.). Elle impose des objectifs à atteindre par les états
membres mais leur laisse le choix quant
aux moyens et aux formes (loi, décret, …).
Contrairement aux règlements communautaires qui s’imposent directement et
totalement, la directive donne des délais
fixés pour atteindre les objectifs. (Lawperationnel, s.d. ; Anonyme, 2010 - b)
« Les dispositions législatives proposées tiennent compte de la diversité des situations existant dans les diverses régions de la Communauté. Elles reposent sur les
principes de précaution et d’action préventive, sur le principe de la correction, par
priorité à la source, des atteintes à l’environnement et sur le principe du pollueurpayeur. Elles s’appuient sur une analyse des avantages potentiels et des coûts
d’une intervention, comparés à ceux de l’inaction, ainsi que sur le respect du développement économique et social de la Communauté dans son ensemble, et du
développement équilibré de ses régions. » (Anonyme, s.d. - a)
Dans sa forme actuelle, elle comprend notamment les dispositions suivantes
(Anonyme s.d. – a ; Vanobberghen, 2010) :
-
Les Etats membres localisent les sites où se déroulent ou se sont déroulées des activités susceptibles de polluer les sols, et établissent dans un
délai de 5 ans suivant la date de transposition de la directive, un inventaire national des sites contaminés. La liste est rendue publique et réexaminée au minimum tous les 5 ans.
-
Les sites recensés font l’objet d’évaluations des risques pour la santé humaine ou pour l’environnement dans un délai de 5, 15 et 25 ans à compter de la date de transposition respectivement pour 10 %, 60 % et 100 %
des sites.
-
Lors de la mise en vente d’un terrain susceptible d’avoir accueilli une
activité potentiellement polluante, le propriétaire ou l’acheteur doivent
rendre un rapport relatif à l’état du sol aux autorités compétentes. Ce rapport
comporte au minimum une étude historique, les résultats d’une étude des
concentrations de substances dans le sol uniquement associée à une activité
polluante pratiquée sur le site, et les concentrations à partir desquelles elles
présentent un risque pour la santé humaine et l’environnement.
-
Les sites contaminés énumérés dans l’inventaire, dans un délai de 7 ans, sont
sujets à l’établissement d’une stratégie d’assainissement précisant les objectifs, les priorités, les plannings de mise en œuvre et les décisions financières.
-
Des actions de sensibilisation et de promotion devront permettre de promouvoir l’utilisation durable des sols.
A noter toutefois que le projet de directive européenne attribue un sens bien précis au concept
de «site contaminé» : il s’agit de «sites sur lesquels a été confirmée la présence de substances
dangereuses découlant de l’activité humaine,
dans des concentrations telles qu’il en résulte,
en tenant compte à la fois de l’utilisation effective du sol et de son utilisation future approuvée, un risque important pour la santé humaine
et pour l’environnement» (Maes et al., 2007)
Malgré l’approbation en 2007 par le Parlement européen, cette directive a été
rejetée un mois plus tard par 5 Etats membres (Allemagne, Autriche, Royaume-Uni,
Pays-Bas et France) qui souhaitent voir une version « allégée » du projet de directive.
Le sort de cette proposition appelée ainsi « directive-cadre » est donc entre les mains
de ces 5 pays. (Seghier, 2009 ; Vanobberghen, 2010). Depuis, aucun accord n’a abouti
et le projet reste donc toujours en suspens.
Comme nous avons pu le voir, « une législation bien adaptée constitue un des
moyens pour rétablir la qualité des sols et les préserver.» (Vanobberghen, 2010)
A ce propos, il est intéressant de souligner l’importance des directives sousjacentes comme la directive CE qui permet de mettre un cadre au contrôle des nouvelles molécules, comme les substances actives, et de les soumettre à des examens
toxicologiques et écotoxicologiques, ou les préparations sont évaluées au niveau national sur l’efficacité et les effets agronomiques. Ces tests sont réalisés en vue d’autoriser leur délivrance sur le marché (Crouzet, s.d.)
37
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Maintenant que nous connaissons la situation européenne, nous allons
nous pencher sur la législation wallonne. Les législations flamande et bruxelloise
seront volontairement négligées car la Wallonie est un cadre très complexe et il
faudrait, pour bien faire, y consacrer une thèse entière à l’étude du cadre belge.
>>> 5.1.1.2 En Wallonie
La gestion durable des sites et sols potentiellement pollués en Wallonie
est devenue prégnante compte tenu du lourd passé industriel qu’elle a connu,
de l’importante mutation du secteur industriel actuel et de la pression démographique et foncière de plus en plus forte. Redécouvrir ces sites et adopter des
mesures intégrant les notions de santé publique, protection de l’environnement
et gestion durable était donc nécessaire pour la Région wallonne.
La gestion des sols en Wallonie a déjà bien évolué et à l’heure actuelle, elle est
soumise à de multiples législations et recensement comprenant les sites désaffectés ou anciennement désaffectés, les dépotoirs/décharges et les stations-service.
a) Les sites désaffectés
Dans le souci d’améliorer le cadre et la qualité de vie de ses citoyens, il y
a maintenant une décennie, la Région wallonne a initié un mouvement vers un
nouveau cadre naturel, en adoptant une loi sur la rénovation des Sites d’Activité
Economique Désaffectés (SAED) et en l’intégrant dans le Code wallon de l’Aménagement du Territoire, de l’Urbanisme et du Patrimoine (CWATUP). Cette loi s’attachait surtout à la suppression des causes qui empêchaient la réutilisation d’un
site et « n’exigeait aucune information sur l’état du sol ni sur le fait qu’il ait ou
non été occupé par des activités susceptibles de présenter un risque de pollution
du sol. » (Maes et al., 2007).
A noter que dans le langage courant,
l’expression «friche industrielle» a souvent été utilisée à tort, pour désigner les
sites d’activité économique désaffectés.
En effet, nombre de ces derniers ont été
le siège d’activités n’ayant pas de carac-
tère industriel (commerces, artisanat, horeca,
…), de sorte que les «friches industrielles» ne
constituent qu’un sous-ensemble des sites désaffectés (Maes et al., 2007).
Les SAED ne rencontrant que partiellement les préoccupations environnementales, la nécessité d’appréhender globalement les sols pollués s’est inscrite dans
leur réforme dans le décret du 1/04/2004 relatif à l’assainissement des sols pollués et
aux Sites d’Activité Economique à Réhabiliter (SAER).
L’assainissement dont il est question ici
exprime, selon les termes du décret du
1/04/2004, «le fait d’éliminer, de neutraliser,
d’immobiliser, de confiner sur place la pollution du sol ou de protéger de cette pollution. »
(Maes et al., 2007).
Les SAER étaient déclinés avec deux modes de gestion distinctes : les SAER
prioritaires et les SAER non prioritaires. Malheureusement, ces dispositions n’auront
connu aucune application malgré l’entrée en vigueur de cette partie du décret (Maes
et al., 2007).
Le régime a cependant été remis sur la table afin de mettre au point le décretprogramme du 23/02/2006 relatif aux actions prioritaires pour l’avenir wallon («Plan
Marshall») et au renforcement de l’attractivité économique de la Wallonie.
Le champ d’application de la législation a donc été étendu et le concept de SAER a
été remplacé par celui de SAR (Site à Réaménager). « Ce concept permet de couvrir
les sites n’ayant pas nécessairement hébergé une occupation de nature économique
(écoles, hôpitaux, théâtres, cinémas, centrales électriques, infrastructures de transport, …), mais qui peuvent eux aussi avoir un impact visuel négatif ou nuire au bon
aménagement des lieux. Le logement en est toutefois exclu. » (Maes et al., 2007).
Par ailleurs, un deuxième concept, différent des SAR, sera mis en place pour
les sites non ou très légèrement pollués. Le gouvernement wallon souhaite privilégier
une remise en état et/ou un assainissement améliorant l’aspect visuel. De ce fait, il
a introduit, dans le cadre du décret-programme du 3 février 2005 de relance économique et de simplification administrative, le concept de SRPE (Sites de Réhabilitation
Paysagère et Environnementale), en remplacement du concept de SIR (Sites d’Intérêt
Régional).
38
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Le concept de SIR a été créé lors de la réforme du CWATUP du 27 novembre 1997.
La Région expropriait les sites et les «assainissait» (opérations généralement limitées à des travaux de démolition et de
verdissement de l’espace mis à nu) (Maes
et al., 2007)
Le gouvernement élabore alors une liste de SRPE, reprenant les sites et leur périmètre d’intervention puis, il prend en charge ou subventionne leur acquisition,
leur réhabilitation (travaux de démolition, de terrassement, d’évacuation des matériaux, déchets et produits, verdissement de l’espace mis à nu) et leur rénovation (consolidation de la structure portante et mise hors eau des bâtiments), en
se passant d’études de sol, de demande de permis et de consultation publique.
L’action visible est donc privilégiée au risque de laisser subsister une quelconque
pollution.
Les concepts de SAED, SAER et SIR ne sont plus en vigueur et seul ceux de
SAR et de SRPE restent d’actualité.
b) Les dépotoirs/décharges
Dans la même optique que les sites désaffectés, les sites stockant des
déchets (sur ou dans leur sol) qui ne répondent pas à la législation actuelle sont
des sources potentielles de pollution des sols et des eaux souterraines. Les sites
abritant des détritus ainsi que les terres polluées sont considérées comme des
déchets ; que la contamination résulte ou non d’un acte volontaire, et que le sol
soit excavé ou pas, ils seront désignées sous le terme de dépotoirs. « Parfois,
le terme «décharge» est utilisé pour désigner les décharges de déchets au sens
strict, car elles font l’objet d’un inventaire spécifique. » (Maes et al., 2007) Cependant, le problème est tellement spécifique à un type de contamination particulier, que le système de gestion est bien souvent inadapté. De plus, la confusion est
grande lorsqu’on parle de dépotoirs car il peut s’agir des décharges de déchets
au sens strict comme il peut s’agir de sols pollués venant de site (anciennement)
désaffectés (Maes et al., 2007).
Précisons que la législation wallonne, en matière de déchets, s’articule actuellement sur deux décrets :
-
Le décret du 27 juin 1996 relatif aux déchets mettant en évidence la nécessité
de réhabiliter tout dépotoir (Houtain, 2008)
-
Le décret fiscal du 22 mars 2007 favorisant la prévention et la valorisation des
déchets en Région wallonne (Maes et al., 2007)
« C’est le décret du 27 juin 1996 et ses arrêtés d’exécution qui insèrent dans le
droit wallon les impositions européennes et autres normes utiles en matière de gestion
des déchets » (Houtain, 2008)
L’arrêté du Gouvernement wallon du 10 juillet 1997 avait pour but d’établir un
catalogue des déchets :
Ainsi, les déchets sont scindés en fonction de leur nature, qui peut être liée à leur
comportement :
- Déchets inertes (ex : déchets de construction, béton, …)
- Déchets non dangereux (ex : déchets de bois)
- Déchets dangereux (ex : cendres volantes d’incinérateurs d’ordures)
Une deuxième distinction a dû être faite en fonction de leur provenance/origine :
- Déchets ménagers
- Déchets assimilés aux déchets ménagers
- Déchets industriels
Ces critères permettent de classer les déchets et de mieux cerner les possibilités de
gestion, établissant également des critères de danger. L’arrêté reprend d’ailleurs une
longue liste de déchets dans son annexe.
L’arrêté du Gouvernement wallon du 7 octobre 2010, en remplacement de l’arrêté
de 1997, intègre quant à lui les déchets appartenant à la catégorie des déchets organiques biodégradables (Wallex, 2010).
Il est également intéressant de signaler la présence d’un outil planologique fondamental ayant pour but de réduire l’émission de déchets, le plan wallon « HORIZON
2010 » (Houtain, 2008). Il définit des stratégies et actions en matière de prévention,
récupération, valorisation, incinération et gestion des déchets.
39
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
c) Les stations-service
Les stations-service se définissent comme «l’ensemble des installations
et des activités destinées à stocker, et à transférer les hydrocarbures liquides à
la pression atmosphérique de réservoirs de stockage fixes dans les réservoirs à
carburant de véhicules routiers à moteur et, le cas échéant, dans des réservoirs
mobiles» (Maes et al., 2007).
Le 26 août 2003, l’Etat Fédéral et les trois Régions coopèrent pour présenter un accord portant sur l’exécution et le financement de l’assainissement
du sol des stations-service. Suite à l’adoption de cette loi en 2004, les pouvoirs
publics et les fédérations professionnelles impliquées créent le Fonds d’assainissement des sols des stations-services (BOFAS) (Vanobberghen, 2010).
En 2007, un nouveau protocole est publié au Moniteur belge, stipulant
que « TOUS les (anciens) exploitants, propriétaires et occupants de terrains sur
lesquels se situait auparavant une station-service, entrent désormais eux aussi en
ligne de compte pour une intervention de BOFAS alors que le premier Accord de
Coopération prévoyait une limitation à cette intervention (uniquement pour les
exploitations fermées à partir de 1993). » (BOFAS, 2011)
Ces sites font l’objet d’une législation spécifique, définissant les conditions d’exploitation, mais aussi les modalités d’études et d’assainissement des
sols. (Maes et al., 2007)
>>> 5.1.1.3 Le décret sols
Les multiples législations concernant la gestion des sols en Wallonie
créent un contexte légal peu clair tant pour le citoyen que pour les entrepreneurs.
Les multiples confusions ne permettaient pas de protéger les sols efficacement,
et c’est dans ce contexte, que le Parlement wallon adopte, en 2004, un premier
décret relatif à l’assainissement des sols pollués. Ce décret n’a malheureusement
pas été d’application car il était jugé comme incomplet : les arrêtés d’exécution
n’ont pas été adoptés et publiés (selon Sertius, 2009) ; de plus, il avait un volet
préventif lacunaire.
Le Parlement wallon a voté en faveur de ce nouveau décret dit « décret sols » (Sertius,
2009). Celui-ci porte sur l’assainissement non systématique et sur la connaissance et
la gestion en conséquence.
Les objectifs présentés dans le décret sont les suivants :
«Le présent décret vise à prévenir l’appauvrissement du sol, l’apparition de la pollution
du sol, à identifier les sources potentielles de pollution, à organiser les investigations
permettant d’établir l’existence d’une pollution et à déterminer les modalités de l’assainissement.» (Defoux, 2008)
Afin de rendre le décret le plus complet possible, il est accompagné de 3 annexes :
- Annexe 1 : normes
- Annexe 2 : types d’usage en relation avec usage effectif
- Annexe 3 : liste des activités et installations potentiellement polluantes
Entré en vigueur le 6 juin 2009, le décret sols sera modifié par le décret-programme du 22 juillet 2010 apportant diverses modifications au décret sol du 5 décembre 2008 (décret gestion des sols). « L’objectif du décret sols est de garantir à
toute personne et toute entreprise souhaitant acquérir un terrain industriel en Région
wallonne, l’absence de conflits d’intérêts entre propriétaires actuels et futurs et la
prévention de tout report de la charge d’une éventuelle dépollution sur les seuls pouvoirs publics. Pour ce faire, le décret sols détermine les faits générateurs des obligations, les titulaires des obligations ainsi que les actions à entreprendre et la manière
de les réaliser. Ainsi, les études et projets exécutés par des experts agréés doivent
être réalisés dans le respect du Compendium Wallon des Méthodes d’Échantillonnage
et d’Analyse (CWEA) et du Code Wallon de Bonnes Pratiques (CWBP). Si le premier
est disponible et en application depuis le 1° février 2010, le deuxième n’est toujours
pas disponible.» (Frans, 2011). Le CWBP est un guide méthodologique décrivant l’ensemble des techniques et moyens à respecter par les différents intervenants dans
l’application des procédures et auxquels doivent satisfaire les études. Cependant, aucune étude d’orientation, de caractérisation et par conséquent d’assainissement ne
peut être examinée et approuvée par l’administration avant la publication de ce CWBP
(Frans, 2011 ; Anonyme, 2010 – c).
Il a fallu attendre le 5 décembre 2008 pour voir un nouveau décret relatif
à la gestion des sols, sur proposition du Ministre en charge de l’Environnement.
40
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Néanmoins, « pour les entreprises désireuses de réaliser un assainissement sur un
terrain déclaré contaminé par une pollution historique, le décret programme du
22 juillet 2010 instaure un régime transitoire et insère un article 92.bis au sein du
décret sols du 5 décembre 2008 » (Frans, 2011). Cet article précise le contenu du
projet d’assainissement.
ou un assainissement lors du changement de propriétaire est beaucoup plus lourd que
de réaliser un assainissement « à la demande » de l’autorité compétente. » (Vanobberghen, 2010).
>>> 5.1.1.4 Permis unique
a) Conclusions sur le décret sols
Ainsi, après une première tentative en 2004, le décret sol de 2008 et son
entrée en entrée en vigueur en 2009, à l’exception de l’article 21, dote la Wallonie
d’un nouvel outil juridique favorable à la mise en place d’une gestion cohérente
des sites pollués et potentiellement pollués. Ce décret forme une structure de
base, indiquant clairement les procédures: « quand il faut agir, qui doit agir, quels
sont les terrains concernés et les actions à entreprendre ainsi que les critères qui
permettent de déterminer quand les obligations sont satisfaites et les terrains
assainis. » (Vanobberghen, 2010).
Le décret du 11 mars 1999, entré en vigueur le 1er octobre 2002, relatif au permis d’environnement ayant pour but de simplifier et d’harmoniser les polices administratives en matière d’environnement (Webmaster, 2010). Ainsi, un permis unique
est délivré, lorsqu’un projet requiert un permis d’urbanisme et un permis d’environnement.
Mais à se jour, l’article 21 n’est pas encore entré en vigueur (Balate, 2011).
Il concerne « les cas d’imposition d’office des procédures d’intervention et d’assainissement concernant les terrains ayant été ou étant occupés par une activité
susceptible de polluer le sol, lors d’une cession, dune demande de permis d’environnement, d’une faillite, d’une liquidation ou d’une cessation d’exploitation. Cet
article répond au double souci de protection de l’acquéreur et de l’autorité administrative en ce qui concerne la cession et pour le reste, elle permet d’assurer une
prise en charge du site contaminé. » (Vanobberghen, 2010).
Ce décret sol a été soumis à des modifications en 2010 mais suscite toujours des discussions et des questions afin de préciser la terminologie en coïncidence avec le projet de directive-cadre de l’Europe ; par exemple, il serait intéressant de savoir si un sol pollué est un déchet au sens du droit européen (Balate,
2011). Ce type de raisonnement est cohérent et anticipe sur l’applicabilité de
l’article 21. Remarquons également qu’avec la carte régionale des concentrations
de fond et la carte pédologique et géologique, l’établissement d’une banque de
données de l’état des sols permettrait de favoriser son entrée en vigueur. Ainsi,
son application modifierait fortement la situation actuelle : « imposer une étude
41
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
> 5.2 Où ?
>> 5.2.1 Normes
Afin de localiser les sites potentiellement pollués, une étude d’orientation telle que préconisée dans le décret sols permet de vérifier la présence d’une
éventuelle pollution dans le sol et fournit une première description et estimation
de l’ampleur de cette pollution. Afin de caractériser au mieux cette étude, des
normes ont été établies dans le décret sol du 5 décembre 2008.
Les normes se basent sur un système à trois valeurs :
-
-
-
Valeur de référence (VR), qui correspond à la valeur indicative des
concentrations de fond de polluants dits « naturellement » normaux ; les
concentrations ambiantes d’un polluant dans le sol peuvent indiquer des
variations géologiques naturelles ou l’influence d’une activité agricole,
industrielle ou urbaine généralisée. Cette valeur représente en fait l’objectif à atteindre par l’assainissement. (Maes et al., 2007)
Les mesures de suivi : « mesures visant à s’assurer de la maîtrise des risques et de l’efficacité des mesures de sécurité ou des actes et travaux d’assainissement du sol » (Defoux, 2008)
Précisons cependant que les VS et VI sont fondées sur les notions
de risques :
- sur la santé humaine
- sur la pollution des nappes souterraines
- sur la protection des écosystèmes
Ces valeurs dépendant donc également du type d’usage du sol, en tenant compte de
la situation de fait et de la situation de droit actuelle et future, tel que précisé dans
l’annexe 2 du décret sur la gestion des sols du 5 décembre 2008 :
Valeur seuil (VS), qui correspond à la valeur au-delà de laquelle une étude
de caractérisation doit être entreprise. En cas de pollution nouvelle ou de
menace grave, un assainissement doit être entrepris.
-
Type I : « naturel » : imposé dans le cas des zones bénéficiant d’un statut de
protection au sens de la loi sur la conservation de la nature (12 juillet 1973)
comme les sites Natura 2000.
« Cette notion de valeur seuil peut servir de signal d’alerte, mais en
aucun cas de valeur sanction, pouvant pénaliser des régions entières
du fait de leurs concentrations naturelles. On peut cependant imaginer
des normes sectorielles qui tiennent compte de la nature des sols ET de
leur usage. Mais cela peut varier aussi selon les productions. » (OPECST,
2001)
-
Type II : « agricole » : imposé dans le cas des zones de protection de captage
destiné à la distribution publique.
-
Type III : « résidentiel ou mixte » : écoles, logement résidentiel avec ou sans
jardin, jardins particuliers, espaces verts, terrains vagues, …
-
Type IV : « récréatif » : parcs publics et privés, parcs d’attraction, parcs de
récréation touristique, hôtels, commerces, horeca, …
-
Type V : « industriel» : bureaux, industries, artisanat, parcs scientifiques,
parcs d’activités, stations-service, …
Valeur d’intervention (VI), qui correspond à la valeur de la concentration au-delà de laquelle une action est nécessaire. Elle peut se faire sous
forme d’un assainissement et/ou de mesures de sécurités et/ou de mesures de suivi
Les mesures de sécurité : « mesures, en ce
compris des restrictions d’accès et d’utilisation, à l’exception des actes et travaux
d’assainissement, destinées à maîtriser
les effets d’une pollution du sol ou à en
prévenir l’apparition » (Defoux, 2008)
De ce fait, une annexe a été jointe au décret sols (jointe en « annexe 1 » de ce
mémoire), précisant les différentes valeurs fixées pour les concentrations en polluants
organiques et inorganiques dans les sols en fonction du type d’usage.
Nous pouvons observer que les valeurs varient en fonction du type d’usage : les
VS et les VI sont croissantes en partant du type d’usage naturel vers le type d’usage
industriel, de même que la différence entre les VI et les VS est croissante.
42
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Ces valeurs permettent de donner une orientation sur la caractérisation du
sol. Or, il n’est pas tenu compte du caractère historique ou non de la pollution résultant d’une émission, d’un évènement ou d’un incident. La date pivot qui distingue une pollution historique du sol, d’une pollution nouvelle du sol, est le 30 avril
2007. Cette date correspond à l’entrée en vigueur de la directive européenne sur
la responsabilité environnementale (Vanobberghen, 2010 ; Defoux, 2008).
o
d’une pollution historique (antérieure au 30 avril 2007). Dans le cas
d’un dépassement des valeurs d’interventions mais ne présentant pas
une menace, des mesures de sécurité et de suivi sont prises (Anonyme, 2010 - c) ;
o
d’une pollution historique présentant une menace grave ou d’une
pollution nouvelle (postérieure au 30 avril 2007). Dans ce cas, un projet d’assainissement doit être introduit auprès de l’administration.
L’étude déterminera éventuellement les délais dans lesquels l’assainissement devrait être effectué et fournira les données nécessaires à
la réalisation de travaux d’assainissement (Anonyme, 2010 - c).
La figure suivante illustre bien l’articulation et les critères de décisions à
prendre selon le décret relatif à la gestion des sols du 5 décembre 2008.
Figure 10 : La date pivot (Defoux, 2008)
La prise en charge du site potentiellement pollué est donc différenciée. Mais,
afin de vérifier la présence de pollution dans les sols et de savoir si elle est historique ou nouvelle, une étude d’orientation doit être menée. Elle permet de
fournir une première description et une estimation de l’ampleur de la pollution
s’il y en a :
-
« Si aucune zone à risque ne peut-être identifiée, ou si les valeurs seuils
déterminées par le Gouvernement wallon ne sont pas dépassées, le sol
est considéré comme non pollué. Il ne faut pas poursuivre les études et
un certificat de contrôle du sol peut être délivré. » (Anonyme, 2010 - c).
-
Si un dépassement par rapport aux valeurs seuils est constaté, une étude
de caractérisation doit être effectuée. Cette étude, comportant un rapport ou une étude de risque, permet de définir exactement la nature,
le niveau et l’ampleur de la pollution et détermine s’il s’agit (Anonyme,
2010 - c) :
Figure 11 : Critères de décision selon le décret wallon relatif à la gestion des sols (Cellule de l’Etat de
l’Environnement Wallon, 2010) .
43
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>> 5.2.2 Evaluation du terrain
>> 5.2.3 Inventaires
Lorsqu’on regarde une carte pédologique, on constate que les études
se sont surtout focalisées sur les sols forestiers et agricoles. Les sols anthropisés (intensément utilisés et perturbés par l’homme) sont caractérisés par des
zones blanches et cartographiés comme zone urbanisées, industrielles, aéroport,
carrières, … Ces sols sont devenus tellement hétérogènes et complexes qu’il est
difficile de les raccrocher à la légende. Cette démarche cartographique « basée
sur l’évolution naturelle de la couverture pédologique » (Bechet et al., 2009) devrait pouvoir distinguer les bases de données sur les sols dits « naturels » et les
sols « urbanisés » (Bechet et al., 2009).
Le décret relatif à la gestion des sols du 5 décembre 2008 vise l’établissement et
l’actualisation d’une carte régionale reprenant les concentrations de fond ainsi que la
création d’une banque de données de l’état des sols (BDES) reprenant les inventaires
des terrains pollués et potentiellement pollués (Defoux, 2008). Les informations de
ces inventaires sont généralement partielles et adaptées aux besoins de leurs gestionnaires. On compte ainsi les banques de données suivantes, sans distinction par
rapport à la forme ou au degré de complexité (Defoux, 2008 ; Vanobberghen, 2010) :
- La liste des activités à risques (géré par le département des permis et autorisation (DPA))
- Sites à réhabiliter et réhabilités (géré par la SPAQuE)
- Dépotoirs (géré par l’OWD)
- Stations-service (géré par l’OWD)
- Terrains ayant fait l’objet d’une étude d’orientation, étude de caractérisation,
de travaux assainissement et ayant reçu un certificat de contrôle du sol
- Sites potentiellement pollués (SAR, CTE-centre technique d’enfouissement,
décharges, dépôts de pneus), regroupés dans une banque de donnée WALSOLS (géré par la SPAQuE)
La détermination d’une pollution sur un site potentiellement pollué peut
être dans un premier temps sujet à une étude historique du site, identifiant et
localisant globalement des sources potentielles de pollution (emplacement de
certaines machines, bassins, citernes enterrées, lieux de stockage et réservoirs
de produits toxiques, cabines électriques, canalisations, dépôts de déchets, …
(Maes et al., 2007).
Sur cette base, une étude d’orientation peut être entreprise. Ainsi, un plan
d’échantillonnage du sol et de l’eau souterraine, par forage, permettra de vérifier
son état au niveau des sources potentielles de pollution, mais également dans
des zones a priori non suspectes (Maes et al., 2007).
La technique de forage s’effectue en fonction du type de sol (argileux, sableux,
caillouteux, saturé d’eau ou non, …) ou du type de matériau à traverser (massif de
déchets, mur de fondation, dalle de béton, …) mais doit également tenir compte
de la nature des polluants suspectés (précautions à prendre pour les polluants
volatils par exemple) (Maes et al., 2007). Dans le cas d’un échantillonnage des
eaux souterraines, un puits sera installé après forage, avec piézomètre, et permettra de pomper l’eau.
Les échantillons de forage ainsi prélevés sont analysés selon leur profondeur, la couleur, l’odeur, la texture, … Cette première investigation, correspond en
fait à l’étude d’orientation dans les termes du décret 2008. Elle s’apparente à une
reconnaissance du terrain et à une localisation de la pollution. Selon le résultat
obtenu, une seconde investigation, plus dense et plus ciblée, peut être menée
pour mettre en évidence les volumes de sols et d’eaux souterraines pollués. Il
s’agit là de l’étude caractérisation selon le décret sol de 2008 (Maes et al., 2007).
Une fois le volume déterminé et délimité, une stratégie d’assainissement peut
être mise au point.
Chargée depuis 2000 par le Gouvernement wallon, la SPAQuE, en collaboration
avec la DGATLP, les villes et les communes de Wallonie, a identifié 3.550 sites pour une
superficie de 13 000 ha. Elle a également mis au point un classement des sites pollués
en ordre de priorité et une méthodologie lui permettant d’identifier objectivement les
moyens à mettre en œuvre prioritairement (Maes et al., 2007 ; SPAQuE, 2011). Cette
classification s’est faite avec le programme « AUDITSOL » qui se base sur une estimation du risque que présentent les sites pour la santé et l’environnement, et sur l’intérêt socio-économique de leur réhabilitation (fonction de la situation du site, des voies
de communications, …). Comme la SPAQuE le précise, « le risque environnemental est
évalué sur la base d’une analyse de l’historique du site, de la nature des activités, des
pollutions identifiées… », tandis que « l’intérêt socio-économique de la réhabilitation
du site est évalué sur la base d’une étude réalisée sur le terrain permettant d’identifier par exemple la superficie du site, l’accessibilité du site, la proximité de moyens de
communication, la mitoyenneté avec d’autres sites, … ».
44
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Il est facile de constater que ces évaluations ne tiennent pas compte de la nature des déchets, des volumes de ceux-ci, de la situation par rapport aux nappes
phréatiques, la proximité avec un périmètre Natura 2000, … « Le risque considéré
ici est un risque théorique, évalué sur base des activités connues qui se sont déroulées sur les sites, et non confirmé par des investigations de terrain. » (Maes et
al., 2007).
Cependant, sur base de ces évaluations, la SPAQuE considère quatre catégories
de risques (Maes et al., 2007) :
-
« catégorie A : risque élevé de contamination, associé à d’anciennes
activités dans les domaines de la pétrochimie et de la métallurgie par
exemple, ou à des installations telles que des centrales électriques, des
usines à gaz, des cokeries, … ;
-
catégorie B : risque moyen de contamination, associé à d’anciennes activités telles que, par exemple, des papeteries, scieries, tanneries, stationsservice, cimenteries, fours à chaux, …
-
catégorie C : risque faible de contamination, associé à d’anciennes activités telles que, par exemple, des abattoirs, menuiseries, brasseries, laiteries, carrières, terrils, … ;
-
catégorie D : risque indéterminé ou inexistant a priori, comme dans le
cas d’activités agricoles, de commerces, de cinémas, d’établissements
horeca, … »
-
les chiffres cités comptabilisent aussi des sites qui n’ont jamais été occupés par
une activité présentant un risque de générer une pollution du sol (cas de sites
désaffectés ayant été occupés par des activités de commerce ou d’horeca p.
ex.) ;
-
il existe en Région wallonne de nombreux autres sites non recensés qui peuvent être affectés par une pollution du sol, notamment les sites qui sont encore
aujourd’hui en activité (soit toujours affectés à des activités industrielles, soit
reconvertis à d’autres usages), ou d’anciennes décharges non répertoriées. »
(Maes et al., 2007).
De plus, à l’heure actuelle, la banque de données walsols, des sites potentiellement pollués inventoriés par la SPAQuE, n’est pas encore opérationnelle. Ceci a pour
conséquence que les données ne sont pas harmonisées témoignant d’une coordination entre les gestionnaires peu développée. Pourtant, des besoins transversaux
existent. « En outre, elles sont avant tout conçues pour un suivi administratif et pas
toujours environnemental des sites. » (Maes et al., 2007).
Il est peut être facile de dire qu’il faut une meilleure harmonisation et une centralisation des données, mais en réalité, il est très difficile de former un tout homogène en
raison notamment de la disparité des champs encodés et de la variabilité des formats
de données (Maes et al., 2007). Cette démarche permettrait d’avoir accès plus aisément aux informations, facilitant les démarches concernant les sites potentiellement
pollués, et faisant preuve d’une gestion transparente auprès de l’opinion publique.
La répartition des sites de l’inventaire actualisé DGATLP/SPAQuE entre ces
quatre catégories de risque indique que 52 % des sites présentent un risque théorique faible, 24 % un risque théorique moyen et 7 % un risque théorique élevé
(Maes et al., 2007).
Malheureusement, « L’état des lieux des sites potentiellement pollués recensés en Région wallonne […] ne reflète que de façon très imprécise le risque de
rencontrer une pollution du sol, en particulier pour les raisons suivantes :
-
l’état pollué ou non pollué du sol ne peut être établi qu’après des investigations de terrain comprenant le prélèvement et l’analyse d’échantillons
; or la plupart de ces sites n’ont pas encore fait l’objet de telles études ;
45
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
> 5.3 Avec qui ?
Avant de passer en revue les techniques d’assainissement des sites et
sols pollués, il paraît opportun de préciser les acteurs impliqués dans l’assainissement des sols en Région wallonne :
>> 5.3.1 Le ou les propriétaire(s)
La législation attribue au propriétaire un rôle de premier ordre dans l’assainissement des sites. (Anonyme, s.d. - e)
>> 5.3.2 Les Ministres compétents
Afin d’être le plus efficace dans la politique et la praticabilité administrative de gestion des sols pollués, le Gouvernement a partagé les compétences en
fonction du degré de pollution : les sites peu ou pas pollués (« SAR non ou peu
pollués » (14 – p505)), relèvent du Ministre de l’aménagement du Territoire, tandis que les sites pollués relèvent, quant à eux, du Ministre de l’Environnement et
en cas d’incidences sur la santé, c’est le Ministre de la Santé qui est alors compétent (Maes et al., 2007).
>> 5.3.3 Les gestionnaires publics
La Région wallonne mobilise différents acteurs publics en fonction du
mode de gestion des sites et sols potentiellement pollués : les sites peu ou pas
pollués sont gérés par la Direction Générale de l’Aménagement du Territoire, du
Logement et du Patrimoine (DGATLP). Les sites pollués sont alors gérés par l’Office Wallon des Déchets, faisant partie de la Direction Générale de l’agriculture,
des Ressources Naturelles et de l’Environnement (OWD-DGARNE), et la Société
Publique d’Aide à la Qualité de l’Environnement (s.a. SPAQuE).
>>> 5.3.3.2 OWD – DGARNE
L’Office wallon des Déchets s’identifie au sein du Département du Sol et des
Déchets (DSD). Ce dernier fait partie d’un des dix départements de la DGARNE (DGO3)
du Service Public de Wallonie. Il est systématiquement consulté lorsqu’il s’agit de définir les mesures de décontamination des sites pollués. Parmi ses missions, « L’OWD
analyse les plans de réhabilitation des dépotoirs ainsi que les études indicatives, les
études de caractérisation et les plans d’assainissement des stations-service introduits
par des bureaux d’études au nom de particuliers ou d’entreprises. Il rend un avis technique sur chaque dossier et en approuve ou non le contenu. Depuis 2005, l’Institut
Scientifique de Service Public (ISSeP) apporte son appui technique à l’OWD, qui peut
également soumettre les études pour avis aux autres divisions et administrations
concernées (DNF, DGATLP, DE…) » (Maes et al., 2007). L’étude est ensuite soumise au
Ministre compétent pour approbation.
>>> 5.3.3.3 SPAQuE
La SPAQuE, Société Publique d’Aide à la Qualité de l’Environnement, est une
société anonyme à fonds publics. Elle a pour mission la réalisation, la mise à jour et la
transmission périodique à l’OWD de l’inventaire des sites contaminés, qui sont classés
selon leur ordre de priorités d’actions. Elle se charge également de « la réhabilitation
d’office des sites et sols pollués dont le responsable n’est plus identifiable, est introuvable, non solvable, ou refuse de procéder à la réhabilitation, ou lorsque la pollution
présente un degré de dangerosité tel qu’à défaut d’intervention, la persistance de la
pollution constituerait une menace grave pour l’environnement et la santé de la population. Depuis 1999, le Gouvernement wallon a étendu le champ d’action de la SPAQuE
à des missions spécifiques relatives aux sols pollués et à leur réhabilitation (Contrat de
service).» (Maes et al., 2007).
>>> 5.3.3.1 DGATLP
La législation sur les SAR réputés non ou peu pollués et les SRPE qui font
l’objet d’une intervention publique, est appliquée et gérée par la Direction générale de l’Aménagement du Territoire (DGATLP) (Maes et al., 2007).
46
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>>> 5.3.3.4 La DPE
« Bien que non directement impliquée dans la gestion des sites potentiellement pollués, la Division de la Police de l’Environnement (DPE), notamment
chargée de la surveillance, du contrôle et de la poursuite des infractions à la réglementation sur les déchets, intervient en identifiant des sites susceptibles d’être
pollués, mais aussi en approuvant l’état des lieux au terme des procédures d’assainissement suivies par l’OWD. » (Maes et al., 2007)
En cas de pollution accidentelle, la DPE peut intervenir afin de coordonner les actions des différents intervenants, notamment grâce au service « S.O.S. Pollution »
qui est accessible 24h/24h.
>>> 5.3.3.5 BOFAS (Fonds d’assainissement des sols des stations-service)
Le BOFAS, officiellement né en 2004, est un fond financier destiné à
l’assainissement des stations-service destinées à la vente au public. Ceci dit, les
stations « privées » ne sont pas concernées. Notons que ce fond est financé à
parts égales par les par bénéficiaire du secteur pétrolier, et par une contribution
perçue sur l’essence et le diesel (répercutée de manière infime sur le prix à la
pompe).
Il assure sa mission en offrant un soutien financier ou opérationnel (BOFAS, 2010) aux propriétaires/exploitants ou gérants de stations-service qui procèdent à des travaux d’assainissement du sol (Maes et al., 2007). Grâce au fond
BOFAS, le nombre de dossiers introduits pour l’assainissement des sols des stations-services a progressé très favorablement (Vanobberghen, 2010).
>>> 5.3.4.2 CHST
Comme nous avons pu le voir précédemment le Centre d’Histoire des Sciences
et des Techniques (CHST) permet de localiser les sources et le type de polluants, en
faisant une étude historique su site. Il s’agit en fait des premières investigations menées sur un site potentiellement pollué, permettant de déterminer plus efficacement
la nécessité d’analyser plus en détails, en commençant par une étude d’orientation.
(Maes et al., 2007)
>>> 5.3.4.3 Les exécutants
Les bureaux d’études, experts en gestion des sols pollués et agréés pour l’exécution des missions prévues par le décret sols, peuvent se charger de la réalisation
d’études de sols, de plans d’assainissement et de plans de réhabilitation.
Les entrepreneurs exécutent la mise en œuvre des plans d’assainissement ou
de réhabilitation.
Les SAR et les SRPE sont quant à eux réaménagés par des opérateurs publics locaux
tels les intercommunales, les opérateurs spécialisés s.a. SARSI et s.a. SORASI ainsi que
les administrations communales.
>> 5.3.4 Les organes d’appui scientifique
>>> 5.3.4.1 ISSeP
Chargé par le Gouvernement wallon, l’Institut Scientifique de Service Public (ISSeP), déterminer l’état de pollution et les risques que présentent les SAR
et SRPE préalablement à leur réaménagement (Maes et al., 2007). L’ISSeP peut
également rendre un avis d’expert à l’OWD concernant des dossiers relatifs à l’assainissement de sites pollués (Maes et al., 2007).
47
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>> 5.3.5 Schéma récapitulatif
Le schéma suivant récapitule les acteurs concernés et impliqué dans la
gestion des sites potentiellement pollués en Région wallonne (Maes et al., 2007).
Figure 12 : Schéma général de gestion des sites potentiellement pollués en Région wallonne (Fig SILS 5-2 de Maes et al., 2007)
48
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
> 5.4 Comment ?
Avant d’assainir un site, il y a différents élément à prendre en compte.
Sur base du décret sols de 2008, nous distinguons en premier lieu les éléments
générateurs : on a soit une initiative volontaire, soit une décision de l’administration wallonne face à des indications sérieuses de pollution, soit une imposition
d’office (une fois l’article 21 entré en vigueur), lors d’une cession de terrain, de la
demande d’un permis environnement et lors de faillites et liquidations. Dans ce
dernier cas, en l’absence de titulaires, ou en cas d’extrême urgence, la SPAQuE
interviendra.
Concrètement, après avoir fait une étude d’orientation, puis de caractérisation dans certains cas, il faut rentrer un projet déterminant le mode opératoire
d’un assainissement. En l’occurrence, les techniques de dépollution du sol sont
spécifiques à la situation rencontrée et font appel à divers procédés :
-
-
des procédés classiques :
o
des procédés chimiques, qui impliquent la destruction, la fixation,
la mobilisation des polluants sous l’effet de réactions chimiques
(oxydoréduction, chélation, réaction de surface, …) ;
o
des procédés physiques, qui visent à déplacer les contaminants
de la phase solide vers la phase gazeuse ou dissoute du sol, et à
les entraîner dans un flux forcé d’air ou d’eau ;
o
des procédés thermiques, qui, selon la température, consistent
en une désorption des polluants, ou en une destruction par incinération.
des procédés biotechnologiques : bioremédiation et phytoremédiation,
qui s’appuient dans le premier cas sur la dégradation des polluants par
des micro-organismes présents ou injectés dans le sol. L’efficacité de la
dégradation dépend de la biodégradabilité des polluants présents, des
caractéristiques du milieu (conditions physico-chimiques, disponibilité et
équilibre en nutriments,…), et de la biomasse microbienne (espèces et
quantités présentes). Dans le deuxième cas, les végétaux peuvent exporter (phytoextraction), stabiliser (phytostabilisation), volatiliser (phytvolatilisation), dégrader (phytodégradation) les polluants du sol.
Ces différents processus peuvent être réalisés selon des méthodes de mise en
place différentes :
-
le traitement in situ est effectué sur ou dans un sol en place, sans excavation
des terres. Il induit donc des processus d’assainissement plus lents ;
-
le traitement on-site est effectué sur le site, après excavation des terres, à
l’aide d’équipements mobiles de décontamination. Après traitement, les
terres sont remises en place ;
-
le traitement off-site est effectué après excavation et transport des terres vers
des installations fixes localisées à l’extérieur du site. L’inconvénient de ce traitement est qu’il se fait en Flandres car aucun centre de traitement des terres
polluées n’existe à l’heure actuelle en Région wallonne. Les terres excavées
sont utilisées dans d’autres filières et le remblaiement se fait alors avec des
terres externes au site.
Les techniques in situ sont très nombreuses. On remarquera que les bioremédiations sont utilisées pour des formes de pollutions peu profondes et nécessitant donc
un temps de traitement relativement long, mais présentant l’avantage d’être économiques et de traiter un grand volume de sol. Malgré leurs potentiels, ces techniques
sont encore sous-exploitées en Wallonie.
Les méthodes ex situ demandent, quant à elles, une manutention du sol beaucoup
plus importante. Les terres sont évacuées vers des centres de traitement ou de stockage spécialisés et agréés. Ces techniques présentent l’avantage d’être utilisées dans
des zones densément urbaines et/ou difficiles d’accès. Malheureusement leur coût
lié au transport et aux moyens techniques de mise en œuvre sont assez conséquents.
Notons également que le danger de dispersion des polluants est accentué par le fait
que les terres sont déplacées. Cependant, la rapidité d’exécution de ces techniques
est telle, qu’elles permettent de mettre rapidement en valeur des sites présentant une
valeur économique et/ou patrimoniale en conséquence. Ces techniques permettent
« une dépollution rapide, plus contrôlée, plus efficace et plus constante puisqu’elles se
pratiquent hors site et qu’elles ne sont pas soumises aux conditions hydrogéologiques
du sol » (Vanobberghen, 2010).
Les processus d’assainissement peuvent également inclure des techniques de
confinement. Elles ne constituent pas une technique à proprement dite car elles n’offrent qu’une solution provisoire dans l’attente de techniques plus adaptées et à un
coup plus supportable, mais elles permettent de protéger les terres des précipitations, ruissellement et infiltration, de l’érosion éolienne et des flux d’eau, entre les
nappes et le sol, et d’empêcher ainsi la propagation des polluants.
49
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Les techniques de réhabilitation sont donc très variées et multiples. Parmi
celles-ci, nous distinguerons les méthodes classiques, physiques, chimiques, physico-chimiques, largement utilisées, et les méthodes plus récentes et plus respectueuses de l’environnement, les biotechnologies.
La volonté n’est pas de faire ici une liste exhaustive de l’ensemble des techniques,
mais bien de les décrire afin de mieux les connaître et mieux juger leurs avantages, inconvénients et limites.
>> 5.4.1 Méthode classique
>>> 5.4.1.1 Stabilisation physico-chimique
Selon l’Agence de l’environnement et la maîtrise de l’énergie (ADEME),
cette technique met en œuvre de nombreux mécanismes chimiques afin de
transformer les polluants en une forme moins soluble et/ou moins toxique. La
mise en œuvre de cette technique in situ nécessite des méthodes de forage, injection et malaxage particulières et nécessite des moyens de stockage (cuves,
réservoirs) ainsi que des moyens de captage des effluents gazeux et leur contrôle
lorsque nécessaire.
>>> 5.4.1.3 Lavage des terres
Selon l’ADEME, cette technique permet de mobiliser les contaminants par
solubilisation à l’eau, aux solvants ou avec des acides-bases, soit par transformation
chimique avec des oxydants ou des réducteurs, par action directe dans le sol, c’est-àdire in situ. Le sol est ainsi mis en contact avec des agents d’extraction, qui solubilisent
les polluants afin de pouvoir récupérer et traiter des effluents liquides. Les solvants
sont variés (eau, acides, bases, oxydants, agents tensio-actifs, …) et sont sélectionnés
en fonction de la nature du sol et de sa pollution.
Cette technique peut être utilisée sur une grande variété de polluants (métalliques et
organiques (éléments volatils, hydrocarbures, matière organique, …)) en raison justement du grand éventail de solvants.
>>> 5.4.1.4 Oxydation chimique in situ
Selon l’ADEME, cette technique consiste à dégrader totalement (minéralisation) ou partiellement (sous produits plus biodégradables) les polluants par l’ajout
d’agents oxydants. Cette technique est essentiellement utilisée in situ car elle agit
principalement sur des polluants organiques.
Cette technique peut également être pratiquée ex situ avec des terres excavées
mais nécessite des moyens matériels plus importants.
De plus, elle s’adresse en priorité aux polluants métalliques, métaux lourds. En
ce qui concerne les polluants organiques, la technique n’est qu’en phase d’étude
actuellement.
>>> 5.4.1.2 Ventilation forcée
Selon l’ADEME, cette technique permet de pomper les gaz polluants présents dans la porosité du sol. Elle peut être complétée par la mise en circulation
d’un flux d’air dans le sol sous l’effet d’une dépression et/ou injection d’air. Le
traitement des gaz se fait ensuite en fonction de leur concentration. La technique
du puits vertical est la plus souvent utilisée car elle permet d’atteindre des zones
polluées situées en profondeur.
>>> 5.4.1.5 La désorption thermique
Cette technique consiste à extraire les composés volatils du sol pollué à
moyenne température. La température, n’excédant pas les 650°, elle contribue à faire
passer les contaminants, adsorbés sur la matrice, de la phase solide ou liquide à la
phase gazeuse (vaporisation), et également de les détruire partiellement. Les gaz seront alors récupérés et immobilisés. Ils seront traités avant leur rejet dans l’atmosphère et le sol dépollué sera refroidi et réhumidifié pour éviter les émissions de poussières.
Elle peut être effectuée on site ou off site et son efficacité a été démontrée pour les
sols pollués par des métaux volatils et des polluants organiques volatils et semi-volatils.
Cette technique concerne les polluants organiques volatils ou semi-volatils. Elle
peut être combinée avec les biotechnologies afin d’aérer le sol et de favoriser le
développement des microorganismes et des plantes.
50
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>>> 5.4.1.6 Avantages
Ces techniques présentent l’avantage de pouvoir traiter de grands volumes de terre et atteindre des zones polluées se trouvant en profondeur. Dans
les zones urbaines, les techniques similaires à la ventilation forcée, permettent
une dépollution sous bâti ou sous route par des puits horizontaux ou des tranchées (ADEME, 2011).
l’activité biologique et la fertilité des sols. Les sols devenus stériles ne sont plus aptes
à être le support d’une vie, à moins d’apporter des terres exogènes. Mais là encore, il
n’est pas rare de voir des sites remblayés avec des terres contenant des germes ou des
graines de plantes envahissantes. Afin d’éviter ce genre de situation, il faudrait alors
stériliser ces terres, ce qui nous ramène à la même problématique d’un sol stérile.
Bref, les méthodes classiques sont lourdes et coûteuses, mais leur efficacité et
leur rapidité permet de gérer des situations d’urgence ou transitoires.
>>> 5.4.1.7 Inconvénients
Les techniques de ventilation forcées sont peu appropriées dans le cas
où la nappe est proche de la surface du sol (3 à 4 m) car le vide exercé est tel
qu’il peut faire remonter le niveau de la nappe. Egalement dans le cadre de cette
technique, une pollution constituée par la phase organique libre, retenue par le
sol lors de sa migration en profondeur, peut saturer les pores et réduire très fortement son efficacité, car l’air aura tendance à contourner cette zone.
Les performances de cette technique in situ sont faibles en présence d’un sol
dont la répartition des polluants et la constitution du sol sont hétérogènes, et en
présence d’un sol fracturé créant un chemin préférentiel (ADEME, 2011).
Lorsqu’on utilise des techniques de stabilisation physico-chimiques et de
lavage, on ne peut pas prévoir certaines réactions qui peuvent s’avérer indésirables ou incontrôlées (ADEME).
Lorsqu’on utilise les techniques de lavage, le fait d’augmenter la mobilité
des polluants, afin de les récolter plus facilement, peut entraîner une dispersion
de ceux-ci si les percolats ne sont pas récupérés dans leur intégralité. De plus,
lorsque la structure du sol présente trop de particules fines, celles-ci peuvent venir colmater les interstices du sol et enrayer le procéder d’assainissement. Il faut
donc disposer d’une très bonne connaissance hydrogéologique du site et de son
sous-sol afin d’éviter les fuites (Vanobberghen, 2010)
Les polluants du sol peuvent continuer à évoluer (le plus souvent par dégradation) du fait de réactions biologiques ou physicochimiques vers des composés plus mobiles. Il est donc nécessaire de surveiller le comportement du sol
par rapport à la toxicité et à la biodisponibilité des polluants sur le long terme
(ADEME, 2011).
>>> 5.4.1.8 Limites
La composition granulométrique joue un grand rôle dans le rendement de ces
techniques, car plus le sol est fin, plus son traitement est facilité. Les polluants étant
généralement adsorbés plus ou moins énergiquement à la surface des particules d’argiles. Par contre, les matériaux de grosse taille réduisent fortement leur efficacité. En
effet, certains composés sont plus ou moins fortement adsorbés sur les particules du
sol et montrent donc une plus grande résistance à la désorption (ADEME, 2011).
La porosité interne du substrat influence la vitesse de désorption car elle
induit une résistance au transfert et une possibilité de réabsorption des composés.
(ADEME, 2011)
La technique de ventilation forcée est limitée par les caractéristiques du sol
(nature, structuration, perméabilité), permettant d’extraire sous forme gazeuse les
composants volatils, et in situ, par la profondeur de la nappe phréatique puisqu’elle
détermine l’épaisseur de la zone insaturée du sol, qui correspond à la zone traitable
(ADEME, 2011).
La technique d’oxydation chimique in situ doit s’effectuer en phase aqueuse
car la dégradation, issue des réactions entre oxydants et polluants, s’opère sur les
produits dissouts. Les conditions climatiques ou l’apport en eau peuvent alors devenir
des facteurs limitant l’efficacité de cette technique.
Tant le coût que la manœuvrabilité des sols, la possibilité d’avoir un approvisionnement en électricité et en eau, la nécessité d’avoir du personnel spécialisé et
des équipements spécifiques, sont des paramètres limitant à la mise en œuvre de ces
techniques. (ADEME, 2011)
Dans la plupart des cas, les méthodes classiques ont un effet néfaste sur
51
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>> 5.4.2 Biotechnologies
Les biotechnologies peuvent être analysées en deux parties : la bioremédiation et la phytoremédiation. Malgré le caractère distinct donné par la plupart
des littératures, il serait intéressant, voire même essentiel de pouvoir les combiner car, comme il a été vu précédemment, le sol en tant que milieu vivant est
corollaire du bon développement des plantes et réciproquement.
>>> 5.4.2.1 Techniques de bioremédiation
A. Bioaugmentation
Cette technique consiste à apporter des micro-organismes extérieurs.
Ceux-ci sont capables d’oxyder ou de réduire les contaminants métalliques. L’apport en oxygène doit être suffisant et cette technique peut alors être combinée
avec la technique de bioventing ci-après.
B. Bioventing
Cette technique, similaire à la technique de ventilation forcée, favorise
le développement de micro-organismes en injectant et aspirant un débit suffisamment faible pour leur laisser le temps de se développer et de dégrader les
composés volatilisés dans le flux d’air ainsi créé (INA P-G, 1999).
C. Biosorption
Cette technique utilise la capacité des micro-organismes à rendre les métaux lourds et certains ions mobiles pour qu’ils soient adsorbés dans une solution
aqueuse. Les microorganismes vont alors les fixer sur leur surface cellulaire. Cette
technique permet surtout d’immobiliser les métaux. (Vanobberghen, 2010)
D. Biolixiviation
Cette technique mobilise les métaux en utilisant les capacités de certains
micro-organismes à les dissoudre dans l’environnement. Les métaux présents
dans la solution du sol peuvent alors être extraits par lessivage et récupérés en
solution par des drains. Afin d’éviter toute contamination vers les couches plus profondes du sol, et/ou vers les nappes phréatiques, il est important d’isoler le volume
de terre à traiter, soit on site, par des barrières imperméables (murs de béton, membranes, …), soit off site.
E. Espèces utilisées
Les microorganismes présentent une grande diversité tant en ce qui concerne
les espèces que leurs caractéristiques physiologiques. « Cette diversité est la conséquence directe, d’une part du caractère occasionnel de la capacité à dégrader, qui peut
concerner de nombreuses espèces microbiennes différentes, d’autre part des flux génétiques qui contribuent à une évolution permanente de la structure des communautés microbiennes dégradantes liée à l’émergence de nouvelles souches dégradantes. »
(Chenu et Bruand, 1998)
« Il en résulte pour la communauté microbienne fonctionnelle un avantage écologique
lié, d’une part, à la redondance enzymatique qui lui permet de maintenir son activité
dans des conditions environnementales élargies par rapport à celle d’une souche isolée, d’autre part, à la possibilité de mobiliser des voies métaboliques parallèles susceptibles d’assurer la continuité des transferts énergétiques au sein de la communauté
microbienne lorsque la voie métabolique principale se trouve momentanément perturbée ou inactivée. » (Chenu et Bruand, 1998)
L’efficacité des communautés microbiennes dans le processus de dépollution n’est
donc pas négligeable d’autant qu’on leur attribue un rôle « évolutionniste ».
Dans le cadre de ce travail, énumérer une liste exhaustive des différents microorganismes capables de dépolluer ne nous serait pas des plus utile car ce qui nous
intéresse, c’est de montrer le mécanisme de fonctionnement et les capacités de dépolluer de certains d’entre eux comme le micro-organisme Thiobacillus, qui peut effectuer une lixiviation microbiologique de métaux tels le cuivre, l’argent, l’uranium
et le zinc par oxydation des composés sulfurés induisant une baisse de pH dans le
milieu et donc une augmentation de la solubilité des métaux qui sont alors récupérés
(Vanobberghen, 2010). Le champignon Aspergillus niger, est également intéressant
car il est capable de produire de l’acide citrique et de l’acide gluconique provoquant la
mobilisation des métaux (Vanobberghen, 2010).
52
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Il n’est pas inutile de rappeler qu’une grande diversité de microorganismes agit sur la biodégradation des hydrocarbures dans le sol (INA P-G, 1999),
qu’ils sont relativement tolérants à de nombreux composés toxiques et qu’ils
peuvent être produits en masse à partir de substrats organiques peu coûteux (déchets industriels de brasserie p. ex. ou agricoles) éventuellement utilisés comme
support d’inoculation (Stengel et al., 2009).
F. Avantages
Ces techniques permettent de conserver l’activité biologique naturellement présente dans le sol et de préserver ainsi l’écosystème en place. La production de déchets post traitement est ici minime.
L’utilisation des métabolismes et des activités des organismes vivants
présentent un coût nettement avantageux comparé aux méthodes classiques se
faisant ex situ.
G. Inconvénients
Les souches sélectionnées en laboratoire peuvent subir diverses pressions liées à leur application en milieu naturel (contrairement aux conditions
optimales de culture en laboratoire) : chocs chimiques, conditions climatiques
et physico-chimiques extrêmes ou inhabituelles, carences alimentaires, concurrence, accessibilité limitée des composés, … Ces pressions peuvent nuire à leur
capacité catabolique et à leur développement (Stengel et al., 2009). Les perspectives dans ce domaine nous paraissent prometteuses car les résultats en laboratoire sont positifs. Malheureusement, ils s’avèrent décevants dès que leur
application est envisagée in situ.
En comparaison des techniques classiques, ces techniques demandent
plus de temps pour agir et diminuer significativement la pollution (de l’ordre
d’une dizaine d’années pour les pollutions organiques).
H. Limites
Plusieurs questions restent en suspens concernant les conséquences écologiques qu’engendrerait l’utilisation à long terme de microorganismes sélectionnés et/
ou génétiquement modifiés sur la composition et la structure des communautés microbiennes indigènes. (16 – p53)
La nature du sol, son hétérogénéité, la nature des polluants, leur localisation,
… sont autant de paramètres à prendre en compte pour que ces techniques soient
efficaces.
>>> 5.4.2.2 Techniques de phytoremédiation
Cette technique représente une alternative, ou un
complément aux traitements
des sols contaminés présentés
précédemment. Elle se pratique
avec l’utilisation des plantes
capables de bloquer, extraire,
accumuler, transformer ou détruire les contaminants. Elle
s’applique tant aux polluants organiques qu’aux métaux lourds
et aux radioéléments.
Figure 13 : Représentation schématique de la phytovolatilisation, de la
phytoextraction, de la phytostabilisation et de la dégradation des composés
organiques (phytodégradation) (INA
P-G, 1999)
53
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
A. Atténuation naturelle contrôlée
B. a. Phytoextraction continue
Cette technique consiste à réaliser un suivi passif de dépollution par la
végétation colonisatrice. L’évolution peut être suivie grâce à des puits d’observation (INA P-G, 1999). On y retrouve donc des espèces pionnières, colonisatrices
de milieux pauvres, tolérantes aux agents polluants présentant ou relevant du
caractère endémique de la région. Ils représentent également un réservoir de
biodiversité, certes différent de ce qui existait avant l’influence anthropique, mais
que nous nous devons de sauvegarder.
La détermination physiologique et génétique des plantes hyperaccumulatrices contribue naturellement à l’extraction et à l’accumulation des polluants dans
leurs parties récoltables. Elles peuvent contenir des teneurs supérieures aux niveaux
habituellement rencontrés sans montrer de symptômes apparents de phytotoxicité,
s’apparentant à une hypertolérance aux conditions hostiles et toxiques des sites pollués (INA P-G, 1999 et Anonyme, s.d. - f).
B. b. Phytoextraction induite
B. Phytoextraction
Cette technique met en œuvre le travail des plantes, à absorber par leurs
racines les polluants pour les concentrer dans leurs parties récoltables (feuilles,
tiges, …). Les plantes utilisées sont dites ainsi accumulatrices ou « hyperaccumulatrices ». Elles sont généralement rencontrées sur des sols moyennement à faiblement polluées (Anonyme, s.d. - b ; EPA, 2000) comme des sols miniers ou des
friches industrielles riches en métaux toxiques. Lorsque les plantes atteignent un
taux de saturation en polluants suffisamment élevé, elles peuvent être récoltées.
Elles sont ensuite traitées. La quantité de métal ainsi extraite du sol correspond
en réalité à la concentration de celui-ci dans les parties récoltables de la plante.
Cette technique implique donc l’assistance d’agents chélateurs, appliqués
lorsque la production de biomasse de la partie aérienne est optimale, permet de renforcer l’accumulation des métaux lourds par les plantes (INA P-G, 1999).
Dans la littérature, deux stratégies d’extraction se dégagent :
-
-
la phytoextraction continue, lorsqu’aucune intervention n’est faite en faveur de l’accumulation de la plante. Ces plantes sont donc caractérisées
par une hyperaccumulation.
La phytoextraction induite, lorsqu’un agent chélateur est ajouté dans le
sol.
Figure 14 : phytoextraction induite par un chélateur (à gauche) et la phytoextraction continue (à droite),
la ligne en pointillé représente la croissance de la plante et la ligne pleine représente l’absorption des
métaux lourds au cours du temps (Anonyme, s.d. – f).
La figure de gauche montre que dans le stade de croissance de la plante, celleci ne prélève pas ou peu les métaux du sol, contrairement aux plantes hyperaccumulatrices de la phytoextraction continue représentées sur la figure de droite.
54
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Il est nécessaire d’atteindre un certain niveau de croissance (biomasse
maximale) pour qu’un chélateur soit appliqué dans le sol et ainsi permettre de
libérer les métaux liés dans la solution du sol. Ceci induit que l’extraction et l’accumulation des métaux lourds se fera de façon intense durant une période de
temps relativement courte (plusieurs jours ou semaines).
Une fois que l’accumulation au sein de la plante atteint ses limites dans les deux
cas, les plantes peuvent être récoltées et être traitées (INA P-G, 1999).
L’induction de l’absorption de chélats de métaux est corrélée avec
un stress important de la plante et qui peut être létal s’il s’effectue de manière
irréversible. « Cependant, on ne sait pas si le stress est nécessaire à l’induction
ou s’il reflète tout simplement l’accumulation de fortes concentrations de chélats
synthétiques dans la plante. » (INA P-G, 1999).
La phytoextraction induite est la technique la plus développée comparée
à la phytoextraction continue qui n’en est qu’à son stade expérimental (Anonyme,
s.d. - f). Ce n’est pas pour autant qu’il faut l’exclure car les potentialités de phytoextraction continue sont énormes : elle peut être envisagée pour l’extraction
du zinc (Zn), du cadmium (Cd), et du nickel (Ni) mais aussi du sélénium (Se), de
l’arsenic (As) et du chrome (Cr). « Ces éléments ont pour point commun d’être
absorbés et transloqués dans les parties aériennes en grande concentration par
certaines plantes hyperaccumulatrices » (Anonyme, s.d. - f). Mais lorsque les
éléments métalliques sont initialement peu biodisponibles, et donc faiblement
toxiques, la phytoextraction présente un net avantage car on peut y faire pousser
des plantes à forte biomasse, pour ensuite ajouter un chélateur dans le sol et
induire la phytoextraction. L’ajout du chélate se faisant bien sûr en fonction du
métal ciblé (Anonyme, s.d. - f).
D. Phytofiltration
Cette technique est utilisée lorsque les formes de pollutions sont localisées
dans les eaux de surface et souterraines (Anonyme s.d. - b). Les racines des végétaux sont utilisées pour absorber, précipiter ou concentrer des effluents pollués (Labrecque, 2010). Le couvert végétal présente également l’avantage d’évapotranspirer
et de réduire le taux de percolation des eaux de pluie et des eaux de surface (Labrecque, 2010).
E. Phytovolatilisation
Les plantes vont ici contribuer à la volatilisation des contaminants organiques
(composés organiques volatils) et autres agents polluants en les relâchant dans l’atmosphère via leurs feuilles (Anonyme s.d. - b et Labrecque, 2010). Cependant, cette
technique n’est pas très fiable car si elle décontamine les sols, il se peut que les substances volatilisées dans l’atmosphère présentent une forme de toxicité (Anonyme s.d.
- b). Dans le cas des métaux lourds, cette technique est limitée au sélénium et au mercure. L’arsenic n’est pas à exclure non plus. (Anonyme, s.d. – f ;Vanobberghen, 2010)
Ce processus présente l’avantage de ne pas générer de déchets ni de biomasse
végétale à récolter. Toutefois, le fait de déplacer les polluants du sol vers l’atmosphère
peut transformer une pollution du sol en pollution de l’air. Il est donc important de
souligner l’importance de mener des études d’incidence avant d’utiliser la phytovolatilisation pour dépolluer un site.
F. Phytostabilisation
C. Phytodégradation
Les plantes produisent des enzymes (exsudats racinaires) qui, combinés
aux microorganismes, peuvent catalyser la dégradation des substances absorbées et/ou adsorbées (Anonyme s.d. - b et Labrecque, 2010). Les agents polluants prennent une forme moins nocive et peuvent donc être métabolisés dans
les tissus de la plante et/ou par les microorganismes de la rhizosphère (Anonyme
s.d. - b). Cette technique s’applique principalement dans le cas des hydrocarbures
(Labrecque, 2010).
Cette technique permet de simplement réduire la mobilité et la biodisponibilité des polluants.
Dans un premier temps, elle est assimilée aux phénomènes naturels de recolonisation végétale. En effet, les plantes et leurs systèmes racinaires peuvent être
naturellement utilisés pour prévenir la migration des contaminants par érosion éolienne ou hydrique, le lessivage des sols, et l’érosion des particules contaminées du
sol (Anonyme, s.d. – f ). Le couvert végétal diminue ainsi le taux de percolation (évaporation de l’eau retenue par les feuilles) et les concentrations en eau dans le sol
55
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
(évapotranspiration).
Dans un deuxième temps, cette technique est aussi caractérisée par l’immobilisation des contaminants par absorption et accumulation dans les racines
(stockage des contaminants dans les vacuoles des cellules racinaires (Vanobberghen, 2010)), adsorption sur les racines, ou par précipitation dans la rhizosphère
(Anonyme, s.d. – f ). Les plantes adsorbent les polluants du sol, de l’eau ou de l’air,
les retiennent localement par immobilisation physico-chimique (d’où l’utilisation
du terme adsorption au lieu d’absorption) et réduisent ainsi leur biodisponibilité (Anonyme, s.d. – f ).
Les choix des végétaux se portent donc sur les plantes à forte évapotranspiration (réduisant les mouvements latéraux et horizontaux des polluants)
et sur des plantes ayant la capacité de modifier les caractéristiques du sol et/ou
du contaminant. Rappelons que de nombreux paramètres pédologiques influencent la disponibilité, la mobilité et la solubilité des polluants. Le pH peut ainsi
être modifié par les exsudats racinaires ou la libération de CO2, l’état d’oxydation
peut être changé par les plantes et les microorganismes rendant certains métaux
insolubles, … (Anonyme, s.d. - f). Parfois, l’ajout d’amendements ou de chélates,
induit ou amplifie et accélère le processus.
Rappelons que la biodisponibilité est l’aptitude d’un élément à être transféré d’un
compartiment quelconque du sol vers un
organisme vivant (INA P-G, 1999).
Cette technique est la plus éprouvée (Vanobberghen, 2010) mais nous devrons la considérer comme mesure temporaire de confinement du polluant et
non pas une technique remédiation à part entière (Anonyme, s.d. - f)
G. Espèces utilisées
G. a. Caractéristiques
Les plantes utilisées en phytoremédiation sont considérées comme
idéales lorsqu’elles présentent les caractéristiques suivantes (25 et mémoire fanny – p50) :
- une croissance rapide
- facilité de mise en place et de maintien
-
une biomasse importante
résistance suffisante à la phytotoxicité des contaminants
un système racinaire important favorisant l’adsortion, l’absorption, la précipitation et/ou la transformation des métaux lourds
une grande capacité d’évapotranspiration
capacité de transformer les contaminants concernés en des produits nontoxiques ou moins toxiques
une grande capacité d’absorption des métaux lourds
capacité de translocation de ces métaux vers les parties récoltables de la
plante
Toutes les caractéristiques ne peuvent pas être réunies en une seule plante mais
le choix des plantes en fonction de leur capacité devra se faire en fonction des techniques à mettre en œuvre et leurs incidences.
Afin de rentabiliser la technique de phytoextraction au maximum, les scientifiques
se sont focalisés sur l’objectif d’obtenir chez certaines plantes la minéralomasse la plus
importante. Selon Vanobberghen (2010), la minéralomasse représente la quantité de
métal extrait en g/ha grâce aux plantes ; il équivaut à la concentration en métaux
dans la plante (g/kg de matière sèche) multiplié par la biomasse en matière sèche de
la plante (kg/ha).
Dès lors, deux grands axes de recherche se sont développés :
-
les plantes à faibles biomasse mais hyperaccumulatrices (Thlaspi caerulescens, Arabidopsis halleri,…)
-
Les plantes à forte biomasse, mais peu accumulatrices (Brassica juncea et Helianthus annuus, maïs, tabac, saule,…)
Un troisième axe pourrait être développé, celui des plantes transgéniques. Le
fait de modifier génétiquement pourrait combiner plusieurs qualités de plantes différentes et ainsi accroître leur capacité d’accumulation. Le cas des OGM peut également
être envisagé dans le cadre de pollutions spécifiques, comme cela pourrait être le cas
pour l’assainissement des sols contaminés par la dégradation de la centrale nucléaire
Fukushima. Les études à ce sujet représentent donc un énorme potentiel mais sont
peu claires face aux risques encourus sur l’environnement et la santé humaine (notamment pour les plantes alimentaires).
56
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Les études se sont souvent portées sur une espèce capable d’accumuler de
grandes quantités de métaux (hyperaccumulatrice) : Thlaspi caerulescens, faisant
partie de la famille de Brassicaceae. Malgré le grand intérêt qu’elle peut présenter en laboratoire, son application in situ demeure difficile. Cette plante en rosette est de petite taille et difficile à cultiver.
La plupart des espèces étudiées pour accumulation de métaux sont des
Brassicaceae (Anonyme, s.d. - b). Aux Etats-Unis, une équipe de chercheurs, voulant aller plus loin qu’une simple sélection de plantes hyperaccumulatrices, a effectué une drôle d’expérience par « des croisements classiques de T.caerulescens
de façon à augmenter l’accumulation de cadmium et la production de biomasse.
D’autres travaux ont porté sur la fusion de protoplastes, pour obtenir des hybrides
de T.caerulescens et d’autres Brassicacées, le but étant d’allier le caractère hyperaccumulateur de T.caerulescens aux caractères de Brassicacées non hyperaccumulatrices, tels une forte productivité de biomasse et la facilité de récolte (d’après
Mazoyer et François, 1998). » (INA P-G, 1999).
Les espèces ligneuses sont également très étudiées. Parmi les plantes
les plus utilisées, nous trouvons : « les peupliers, qui réunissent rapidité de croissance, grande adaptation climatique, et capacité à absorber de grandes quantités d’eau (relativement à d’autres espèces). Cette dernière qualité leur permet
de traiter de plus grandes quantités de polluants dissous, ainsi que de limiter
la quantité d’eau passant au delà de la zone contaminée - limitant donc aussi la
propagation de la contamination. » (Anonyme, s.d. - b)
Les associations possibles peuvent également être nombreuses avec des
plantes hyperaccumulatrices et des plantes à faible accumulation mais à forte
biomasse. Cependant, les études scientifiques, lorsqu’elles doivent sélectionner des plantes hyperaccumulatrices, sont plus préoccupées par la quantité de
biomasse produite que par le développement racinaire, du milieu vivant dans la
rhizosphère et le volume de terre ainsi fouillé. Le milieu de culture est souvent
favorable au bon développement des plantes, mais sur terrain, d’autres facteurs
tels les propriétés du sol (pH, contenu organique et hydrique, texture, etc.) exercent une influence non négligeable dans les relations agents polluants – microorganismes – plantes.
Il est également important de noter que les espèces présentent des différences très importantes de comportement, et même au sein de l’espèce à proprement parler (selon l’origine de la plante par exemple). La divulgation des
connaissances en terme de phytoextraction ne peut donc pas être systématisée
à tous les milieux, d’une part pour les variations génétiques de la plante, mais également pour les variations pédologique (propriétés du sol (pH, contenu organique et
hydrique, texture, …) et l’hétérogénéité et la variabilité des polluants des sols.
G. b. Influence des chélatants
Le choix des espèces utilisées lors de la phytoextraction ne doit pas uniquement se porter sur des plantes hyperaccumulatrices car l’induction et l’accélération/
favorisation de l’accumulation des métaux lourds chez certaines plantes peu accumulatrices peut se faire par l’ajout d’un agent chélateur. Celui-ci augmente la biodisponibilité de l’élément ciblé et influence l’absorption racinaire mais aussi la translocation
du contaminant des racines vers la partie aérienne.
« Par exemple, la phytoextraction du plomb est difficile. Même si certaines plantes
peuvent accumuler le plomb, elles requièrent de faibles teneurs en phosphates et un
pH de sol faible. » (Vanobberghen, 2010). Changer les propriétés d’un sol demande un
investissement assez conséquent et relève du défi. Or, « l’apport d’agents chélatants
comme l’EDTA peut solubiliser le plomb et éviter sa précipitation dans les racines, mais
si la technique est mal contrôlée, il y a un risque de lessivage du plomb vers les eaux
souterraines. (Lutgen, 2007) » (Vanobberghen, 2010)
L’apport de chélates peut créer une forte variabilité de réponses et offre ainsi
un large potentiel pour la sélection.
G. c. Culture combinée
On pourrait améliorer la phytoextraction en cultivant des espèces montrant
une complémentarité d’extraction. Chaque plante est capable d’extraire plus efficacement un ou deux métaux, et rarement plus, alors que les sols pollués le sont souvent par un grand nombre de métaux différents. Cependant, au travers de la thèse
de Schwartz (1994), l’INA P-G (1999) souligne que « les plantes hyperaccumulatrices
se développent mieux seules qu’en présence d’autres plantes, et les associations pratiquées ont diminué systématiquement l’efficacité de la phytoextraction. ». Ce phénomène est assez curieux mais il ne faut pas en faire une généralité car l’étude s’est
spécifiquement penchée sur Thlaspi caerulescens. La preuve en est avec cette étude
mise en avant par Vanobberghen (2010) où il est démontré que certaines interactions
spécifiques entre les plantes métallophytes locales améliorent la phytostabilisation :
57
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
« Frérot et al. (2006) ont étudié in situ quatre espèces de plantes originaires des
régions de la France méditerranéenne, des écotypes métallicoles. Parmi cellesci, il y avait une légumineuse biennale, Anthyllis vulneraria, et trois espèces pérennes, Festuca arvernensis, Koeleria vallesiana, et Armeria arenaria. Ces plantes
ont grandi pendant deux ans, selon différentes combinaisons, sur des sols hautement pollués en zinc, cadmium et plomb. L’objectif de l’expérience était de déterminer la meilleure combinaison d’espèces en termes de couverture, de biomasse
et de durabilité. Les résultats ont montré que des effets réciproques de facilitation peuvent avoir lieu dans les environnements pollués en métaux lourds. Les
efforts de phytostabilisation peuvent être améliorés par l’utilisation de mélanges
comprenant des espèces métallicoles locales, des espèces de légumineuses et des
espèces herbacées. Les espèces herbacées forment une couverture dense qui facilite la survie des espèces légumineuses et, en retour, à l’âge adulte, les espèces
de légumineuses améliorent la croissance des espèces herbacées notamment en
fixant l’azote. » (Vanobberghen, 2010).
d’espèces halophytes caractérisées par une forte teneur en césium (Cs) au niveau des
parties aériennes. Selon Jordan et al. (2002), l’intérêt de plantes halophytes est tout
aussi évident dans le cas d’une phytoextraction induite que dans le cas d’une phytoextraction continue. » (Anonyme, s.d. – f).
Il est donc important de ne pas considérer une technique plus efficace
que l’autre ou une espèce plus efficace que l’autre car les associations multiples
permettent un large éventail d’interactions qui peuvent se révéler surprenantes
par moment.
Le public apprécie ces techniques car elles s’inscrivent dans une démarche de
développement durable plus douce que les techniques classiques plus brutales.
G. d. Plantes halophytes
Les plantes halophytes mériteraient d’être abordées car certaines espèces, par leur rusticité et leur capacité de s’accommoder dans un sol ayant
une mauvaise structure, et leur capacité à surmonter un stress hydrique secondaire, pourraient présenter un potentiel important dans le cadre de la phytoremédiation : « Les espèces halophytes ont été naturellement sélectionnées dans
un environnement caractérisé par la présence d’un excès d’ions toxiques : elles
possèdent des mécanismes de tolérance qui ne sont pas nécessairement spécifiques aux ions Na+ et Cl- dans la mesure où, en conditions réelles, la salinité
peut être due à d’autres ions. Les études visant à préciser dans quelle mesure ces
mécanismes pourraient aussi être opérationnels par rapport aux métaux lourds
ne sont que très peu nombreuses. Certains auteurs ont montré que des éléments
toxiques, tels le cuivre (Cu), le zinc (Zn) ou le cadmium (Cd), pouvaient s’accumuler dans des glandes salines et des trichomes chez des espèces […]. Broadley
et al. (1999) ont identifié dans la famille des Caryophillidea un certain nombre
H. Avantages
Les techniques de phytoremédiation préservent l’activité biologique et participent à l’embellissement des paysages. Les perturbations de l’environnement sont
minimes car on utilise du matériel végétal vivant. De ce fait, les bioremédiations
comme les phytoremédiations requièrent en général moins d’équipement et de personnel spécialisés. Leur coût va de même puisqu’il est estimé de 10 à 100 fois moins
coûteux que les techniques classiques (Vanobberghen, 2010). Une utilisation à grande
échelle peut alors être plus facilement envisageable.
Contrairement aux techniques classiques, la phytoremédiation ne produit
pas de résidus stériles. Elle génère également une biomasse qui peut être réinjectée
dans le cycle de la matière organique, dispersée dans des matériaux de constructions,
stockée dans des centres d’enfouissement et/ou brulées pour produire de l’énergie et
récolter les cendres pour en recycler les métaux lourds.
Les biotechnologies, autant que les techniques classiques, ne sont pas exclusives les unes par rapport aux autres mais présentent l’avantage de pouvoir être combinées et devenir complémentaires entre elles.
I. Inconvénients
La principale contrainte des techniques de phytoremédiation et de bioremédiation est qu’elles nécessitent une période d’action relativement longue, de plusieurs
mois à quelques années, et nécessitent également une gestion particulière due au
fait que le sol et le matériel vivant évoluent dans le temps, limitant ainsi l’efficacité.
Durant cette période, le terrain ne pourra pas être utilisé, ce qui n’est pas contraignant
lorsque l’assainissement est fait préventivement, mais peut le devenir si les pressions
économiques se font trop fortes.
58
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
Les risques induits par l’utilisation de chélateurs ne doivent pas être négligés. « Les métaux lourds complexés avec le chélateur peuvent rester longtemps
en solution et risquent d’être lessivés vers la nappe phréatique lors de pluies (Sun
et al., 2001, Romkens et al., 2002, Jiang et al., 2003). » (Anonyme, s.d. - f). De
plus, les éléments minéraux mobilisés, dans le cas où ils ne sont pas tous retenus
par plantes dans les couches superficielles du sol, sont susceptibles de se diffuser,
de percoler, de provoquer ainsi des carences minérales chez la plante et de polluer les nappes phréatiques (Anonyme, s.d. - f et ADEME, 2011)
Des difficultés sont rencontrées lorsqu’il s’agit de déterminer la disponibilité, la mobilité et la solubilité des agents polluants, ces facteurs étant difficilement prévisibles lors des tests (Vanobberghen, 2010).
Lorsqu’on veut se rapprocher le plus possible de l’écosystème originel, il
est préconisé d’utiliser des semences d’espèces sauvages pour la phytoremédiation. Or, en fonction des régions, elles ne sont pas évidentes à trouver et nécessitent une sélection spécifique réduisant un peu plus les chances de trouver les
espèces idéales.
La gestion peut présenter des inconvénients à partir du moment où cette
technique s’opère sur le long terme. Le sol évolue constamment et la viabilité des
espèces aussi.
J. Limites
Avant de pouvoir appliquer ces techniques, il est essentiel de s’informer
du contexte géographique, de l’histoire et de la pédologie du milieu (hétérogénéité, nature de pollution, profondeur, …), à travers les études historiques, les
études d’orientations et de caractérisation et l’analyse pédologique. Un manque
de connaissance pourrait réduire à néant les investigations envisagées pour l’assainissement.
Les techniques de phytoremédiation sont difficiles à évaluer à long terme
car l’évolution espace-temps des sols et des végétaux est difficile à systématiser.
Dans certains cas, la phytoremédiation doit être accompagnée d’un travail de sol visant à le fertiliser et à lui redonner une structure ou une composition
plus favorable au développement d’un milieu vivant. Les sols, souvent pauvres
en éléments nutritifs et d’autant plus appauvris par les récoltes successives de la
biomasse produite, rendent les conditions de croissance encore plus difficiles et peuvent ainsi entraîner le développement de certains agents pathogènes sur les plantes
ou des carences. Les rendements d’extraction des agents polluants sont donc susceptibles d’être affectés à long terme.
La profondeur des agents polluant peut être un facteur limitant en fonction
de la capacité d’enracinement et du développement racinaire. Les herbacées vont
jusqu’à 50 cm de profondeur, voire 1 m, tandis que les arbres et arbustes peuvent aller
jusqu’à 4 m de profondeur (Vanobberghen, 2010).
La culture de plantes monospécifiques agit souvent sur seulement 2 à 3 métaux lourds. Or, la plupart des sols présentent une plus grande variété de contaminants. Lorsque les plantes on été développées dans des conditions favorables en laboratoire et qu’elles se retrouvent in situ, soit elles ne survivent pas, soit elles montrent
d’importants signes de faiblesse, soit elles se développent correctement mais n’effectueront qu’une décontamination partielle du sol. Les complémentarités entre les
plantes sont donc à envisager, à partir du moment où celles-ci sont bénignes.
La phytoremédiation s’applique aux terrains moyennement à peu contaminés. Malgré la tolérance des plantes, lorsque la biodisponibilté en métaux lourds est
trop importante, la croissance des végétaux est fortement limitée ; on parle de phytotoxicité. Des amendements spécifiques peuvent résoudre temporairement le problème mais cela nécessitera une gestion régulière (ADEME, 2011).
Avec la phytoextraction, la quantité de métaux lourds susceptibles d’être extraits est limitée à quelques kg par ha par an (Vanobberghen). Le facteur temps peut
alors être limitant dans le cas où les polluants présentent un risque. Mais face au
problème, certains chercheurs envisagent d’utiliser des OGM afin d’accroitre les capacités d’accumulation. La question se pose de savoir jusqu’où les scientifiques sont
capables d’améliorer ces techniques sans générer de risques pour l’environnement et
l’homme, et recréer une nouvelle source de pollution, mais par les OGM cette fois.
Le fait d’agir à long terme nécessite des restrictions dans l’utilisation du site
(qui font partie des mesures de sécurité) et des mesures de suivi par un plan de gestion très strict et évolutif. Si la gestion n’est pas stricte, les biotechnologies vont recréer un écosystème susceptible de contaminer la chaîne trophique et de diffuser la
pollution du sol vers d’autres sites. Outre ces problèmes, la macro faune pourrait s’y
développer et poser notamment des problèmes éthiques vis-à-vis de la consommation alimentaire par l’homme.
59
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
>> 5.4.3 Conclusion
La phytoremédiation implique la restauration des sols pollués vers un
état proche du fonctionnement d’un sol naturel (Anonyme, s.d. - b). Pour tenter
de se rapprocher le plus possible de cet état naturel, il faut envisager d’utiliser
des plantes indigènes dans le but d’atteindre la réhabilitation de l’écosystème se
rapprochant de son état originel, tant au niveau de la communauté végétale que
du sol. Cependant il ne faut pas exclure certaines dynamiques de rotations de
culture, et de complémentarité, par l’utilisation de plantes indigènes, favorables
à la reconstruction d’un écosystème originel, et des plantes importées (dans la
mesure où elles ne sont pas invasives, ni génétiquement modifiées) pour faire
en sorte de ramener le sol, le plus possible, vers son état originel. Ce raisonnement peu mettre en évidence un autre qui aborde la question de la différence
entre l’assainissement d’un sol pour restaurer un écosystème dans des conditions
pré-contaminations, et l’assainissement d’un sol pour atteindre le niveau légal
préconisé et écartant toute possibilité de risque. Cette réflexion sur les objectifs
à atteindre pourrait fortement contraindre, dans certains cas, le choix des techniques d’assainissement.
60
GESTION DES SOLS DÉGRADÉS
> 5.5 Conclusion
Actuellement, les risques que représentent les sites et sols pollués, tant
pour l’homme que pour l’environnement, deviennent un enjeu de taille pour
notre Région. Les éléments législatifs sont là, mais ils sont encore déficitaires
lorsqu’il s’agit de les mettre pleinement en application. Les confusions sont
grandes et seul un élément structurel de base pourrait faire en sorte d’avoir une
gestion intégrée et efficace des sols par tous. En attendant, les terrains restent en
place et constituent un frein à l’épanouissement des populations, d’un urbanisme
mieux intègre et d’un redéploiement économique pour la Région. C’est d’ailleurs
dans cette optique que s’est inscrit le « plan Marshall », « qui prévoit un renforcement des moyens financiers et une simplification des procédures de réhabilitation
pour certains types de sites » (Maes et al., 2007)
La gestion des dossiers concernant les sites potentiellement pollués est
complètement fractionnée entre les différents acteurs compétents, où chacun
travail dans l’une ou l’autre filière (stations-service, SAR, SRPE, dépotoirs) sans
qu’il n’y ait d’échanges d’informations ni de connaissances. Une meilleure coordination des acteurs et un réel souci de faire converger leurs actions vers un objectif
commun nécessite une vision beaucoup plus large et intégrée du problème des
sols pollués qui n’est ni un problème strictement sanitaire ou environnemental, ni
un problème strictement d’aménagement du territoire (Maes et al., 2007). « Un
tel cloisonnement a mené à ce que certains sites ayant pu abriter des activités à
risque sont aujourd’hui réaffectés, y compris au logement, sans avoir fait l’objet
d’un examen de l’état du sol. Cette situation est susceptible de se produire chaque
fois que l’on privilégie des «assainissements visuels» ; en ce sens, les procédures
réservées aux SRPE posent question. » (Maes et al., 2007).
Les inventaires devant être regrouper dans une banque de donnée centralisée comme le prévoit le décret sol de 2008, permettrait d’optimiser la gestion des sites potentiellement pollués et de garder une certaine transparence
de l’information vis-à-vis du publique en général. Malheureusement, à l’heure
actuelle, elle n’est pas encore finie car elle reste partielle et adaptées aux besoins
de leurs gestionnaires des acteurs (Maes et al., 2007). Comme le précise Maes
et al., (2007), la plupart des sols n’ont pas fait l’objet d’études. De plus, les pollutions accidentelles ne font pas l’objet d’inventaires, au même titre que les caractéristiques des sites. Dans ce contexte, il est particulièrement difficile d’avoir une
vision intégrale de la problématique des sol et de leur évolution dans le temps
(Maes et al., 2007), empêchant tout action locale d’être efficace.
fait dans un certaine mesure où le choix des techniques repose uniquement sur des
termes de faisabilité.
Dans une perspective de Développement durable, il est essentiel de choisir les techniques d’assainissement pouvant répondre aux besoins des générations actuelles sans
compromettre ceux des générations futures. C’est ainsi que les questions sur la nature
du(des) polluant(s), des caractéristiques du sol, des critères de coût (actuels et futurs,
y compris de maintenance), des nuisances environnementales, des délais, ou encore
sur d’éventuels impacts socio-économiques (répercussions sur l’emploi, perception
du risque par la population,…)(Maes et al., 2007) apparaissent comme autant plus
importants que les facteurs risque sur la santé humaine.
Le choix des techniques de phytoremédiation apparaissent comme un outil
de gestion particulièrement durable à long terme. Cependant, il n’est pas à exclure
les associations avec l’une ou l’autre (ou plusieurs) techniques, car elles sont à considérer dans leur complémentarité lorsqu’on traite avec des sites pollués de manière
hétérogène, et présentant un sol hétérogène. Dans le cas d’une pollution homogène,
comme sur les sols agricoles, les techniques de phytoremédiations pourraient avoir
l’exclusivité, mais c’est sans compter les conséquences que pourraient avoir leur utilisation, en temps que technique agricole ou avec des OGM, sur la biodiversité, et dans
une autre mesure sur l’homme.
L’atteinte des objectifs concernant les sites et sols pollués doit avant
tout passer par une prise de conscience des enjeux de l’assainissement, tant au niveau local (auprès des citoyens) que régional. Dans la même optique, Maes et al.
(2007) précisent que « pour ce qui est de la pollution historique, héritage du passé, il
faut résolument passer d’une vision sectorielle, où la pollution des sols resterait perçue comme un problème à charge des autorités publiques, à une vision intégrée et
citoyenne, qui en ferait un défi à relever par la société dans son ensemble. ». L’intégration des phytoremédiations pourrait donc être le levier qui permettra de relever ce
défis ; car elles agissent non seulement sur les sols, mais aussi sur l’embellissement du
paysage lorsqu’elles sont bien intégrées. Ceci ayant pour effet d’améliorer le cadre et
la qualité de vie de l’homme, et de l’environnement.
Cependant, l’assainissement des sites, classés comme prioritaire, se
61
CHAPITRE 6
POTENTIEL D’APPLICATION DES
PHYTOREMÉDIATIONS
Miscanthus harvesting in the willow field (Center for sustainable energy) - Source : http://www.cse.org.uk/projects/view/1095
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
> 6.1 Exemples de réalisations et d’études
>> 6.1.1 Dans le monde
Lorsqu’on s’intéresse à une grande échelle telle que le monde, il est aisé
de constater que le marché de la phytoremédiation a déjà fait son chemin. Parmi
les pays pionniers, nous trouvons les Etats-Unis, le Canada, la Russie, … Ces pays
sont donc déjà plus investis dans cette technique, ayant déjà de nombreuses entreprises proposant ce genre de services, et ayant des centres de recherche bien
avancés en la matière. Nous pouvons en citer quelques-uns sans pour autant
faire une liste exhaustive : PhytoWorks, USA; Phytotech, USA ; Phytokinetics,
USA ; Ecolotree, USA ; Treemediation, USA ; Phytokintics, USA ; United Nations
Environment Programme (UNEP), Canada ; UBC Botanical Garden ; Canada, Botanical Garden of Montréal, Canada ;…
Les Etats-Unis réussissent à garder un niveau élevé de recherche grâce
aux financements des départements du gouvernement (Département de
l’Agriculture et Département de l’Energie) ou des agences gouvernementales
(Agence de Protection de l’Environnement EPA). Ce qui leur vaut d’avoir plus de
200 projets de phytoremédiation actuellement menés grandeur nature, et c’est
la technique de phytoextraction qui est la plus appliquée (Valérie, 2004).
En Europe, les projets ne sont encore qu’à leur phase d’études et les
applications sur le terrain sont rares. Mais elle conserve sont potentiel lors des
études de faisabilité.
L’échange de savoir se fait principalement par des conférences internationales. D’ailleurs, un journal est même consacré aux phytoremédiations avec
10 publications par an : The International Journal of Phytoremediation permet
de promouvoir et divulguer les connaissances en la matière. Malheureusement,
son prix onéreux ne permet pas d’avoir accès aisément à toutes les informations.
tifs dans un périmètre de 20 à 30 km autour de la centrale. D’ailleurs, en 1998, la
Consolidated Growers and Processors (CGP), l’entreprise Phytotech, et l’Institute of
Bast Crop d’Ukraine commencèrent à faire des expériences en plantant plusieurs espèces végétales dans le but de décontaminer les sols du site de Tchernobyl. A la suite
de cette expérience, il est apparu que le Tournesol et le Cannabis offraient le meilleur
taux de purification (Anonyme, 2011). La phytoremédiation serait donc possible sur
ces sites. Cette technique représente donc un grand potentiel et une alternative non
négligeable pour l’avenir
>> 6.1.2 Partage d’expérience entre la Wallonie et le reste du monde
En 2004, la Wallonie, la Région de Bruxelles-Capitale et la Province de Québec
lancent un projet de collaboration visant à partager les connaissances sur « l’assainissement « durable » des terrains contaminés ». Les échanges se faisaient via un site
web et des rencontres organisées. Ces rencontres permettaient de faire interagir les
acteurs du public et du privé, et de faire converger leurs intérêts dans un esprit de
coopération et de partenariat (Maes et al., 2007). La vision globale des problèmes environnementaux, économiques, sociaux et législatifs a été identifiée à travers ce projet comme étant l’un des facteurs de succès des stratégies d’assainissement durable.
Ces rencontres internationales sont donc plus que bénéfiques car elles permettent de
comparer les systèmes législatifs et d’en retenir les éléments les plus constructifs en
rapport avec la Wallonie.
Dans cette optique de coopération transfrontalière, le programme INTERREG
IV A Grande Région, a été mis sur pied pour la période 2007 à 2013. Cette initiative
a pour but de réaliser des projets de petite échelle, locaux, et des projets de grande
échelle, régionaux, sur territoires qui composent la Grande Région (Allemagne-Saar et
Rheinland, Wallonie, Lorraine et G-D de Luxembourg) (Anonyme, s.d. – g).
Le domaine de la phytoremédiation est en constante évolution. Tant les
recherches que les domaines d’application évoluent avec les nouvelles technologies, les découvertes, les études … mais également avec l’actualité. Il ne faut
pas se cacher de dire que la situation à Fukushima est actuellement préoccupante : les centrales nucléaires ont été endommagées à la suite d’un violent
séisme, suivi d’un tsunami, le 11 mars dernier. Comme ce fut le cas à Tchernobyl,
le sol et l’air se sont vus bombardés d’une grande quantité de métaux radioac-
63
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
Nous pouvons également citer le projet ECOLIRIMED (2008-2011), correspondant au Développement d’une filière d’écotypes ligneux pour la fixation
durable et la phytoremédiation des berges de cours d’eau (Anonyme, s.d. – j). Il
s’inscrit dans le prolongement de son projet prédécesseur, ECOLIRI interrégional
(2004-2007), et va ainsi finaliser les travaux entrepris. Parmi les objectifs, nous
trouvons ceci :
-
« Mettre en œuvre la filière d’approvisionnement en plants d’origine certifiée pour la Wallonie, la Lorraine et le Grand-Duché de Luxembourg ;
-
Assurer l’aspect sanitaire de cette filière principalement pour l’aulne mais
aussi pour le saule et le frêne ;
-
Gérer la filière de façon dynamique au niveau de la composition des collections établies en parcs à bois ;
-
Vérifier la diversité génétique du matériel végétal produit ;
-
Assurer l’assainissement des berges par la phytoextraction suivant la replantation des végétaux hyperaccumulateurs de métaux lourds » (Anonyme, s.d. – j).
Ce programme développe donc une dynamique très intéressante, prenant en
compte l’origine, le patrimoine génétique, l’état sanitaire, … des plantes. Le facteur prix nous mène dans bien souvent des cas vers des plantes portant le même
nom que nos plantes indigènes mais avec un patrimoine génétique totalement
autre. Lorsqu’on veut par exemple restaurer un écosystème, ce sont des notions
très importantes à prendre en considération (Clignez, 2010).
quelles peu de personnes, voire personne, n’avaient encore travaillé :
- Dorycnium pentaphyllum ;
- Zygophylum fabago ;
- Piptatherum milliaceum ;
- Atriplex halimus ;
- Atriplex atacamensis ;
- Lygeum spartum.
Ces espèces ne sont pas des hyperaccumulatrices et nécessitent un investissement
conséquent en temps pour approfondir les recherches. De plus, notre climat agit
comme un facteur limitant l’adaptation dans nos régions pour ces plantes (Vanobberghen, 2010).
A l’ULB, dans la faculté des sciences, l’unité de recherche de M. Ghysels se
penche sur l’écologie et l’évolution de la tolérance et l’accumulation des métaux lourds
par les plantes. Ainsi, Thlaspi caerulescens suscite leur intérêt pour l’hyperaccumulation de zinc et le mécanisme d’adaptation sur une large gamme de concentrations en
métaux lourds.
Une autre étude a initié M. Ghysels s’est portée sur la flore se développant sur les
affleurements rocheux riches en cuivre et en cobalt du Katanga, au Congo. Les processus adaptatif et évolutifs de la colonisation y ont ainsi été étudiés afin d’envisager la
possibilité d’utiliser certaines espèces y poussant pour la remédiation, en l’occurrence
la phytostabilisation, des sols contaminés par l’activité de ce pays (Ghysel, s.d. ; Vanobberghen, 2010)
A l’UCL, le projet « Earth and Life Institute » s’est intéressé entre autres à la
résistance des plantes au stress salin, pour petit à petit, connecter les investigations avec la problématique des métaux lourds. Plusieurs intervenants belges
et étrangers sont intervenus et ont porté un intérêt sur d’anciens sites miniers
situés au Chili, en Slovénie, en Espagne,… C’est ainsi qu’ils ont pu aller chercher
des plantes avec des caractéristiques intéressantes, comme une biomasse importante couplée à une extraction significativement des métaux lourds et un système
racinaire profond. De ces études de terrain, ils ont ramené des plantes sur les-
64
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
>> 6.1.3 En Belgique
Un des exemples les plus démonstratifs relevés dans la littérature, est celui de Maatheide en Belgique, dont le domaine d’expérience démontre l’efficacité
de la phytostabilisation sur des sols contaminés par des métaux lourds comme
les minerais de zinc, plomb, de cuivre et cadmium. Les résultats de l’étude confirmaient la possibilité de réaliser la phytostabilisation à l’aide d’amendements. La
diminution de la solubilité et l’immobilisation des métaux lourds, ont permis de
semer des graminées vivaces possédant un génotype tolérant aux métaux lourds.
La diminution de cette phytotoxicité a permis le développement d’une flore
riche, indicative de la présence ou de l’absence d’une réhabilitation de l’activité
des microorganismes et de la faune. Cette étude démontre que la croissance de
la culture graminée a permis de rétablir un écosystème et a mis en évidence le
rétablissement d’une faune de nématode en quantité numérique mais pas complètement en ce qui concerne la richesse de l’espèce. (Bowman et Vangrosveld,
2003 ; Anonyme, s.d. – h ; Vanobbeghen, 2010)
Le saule
>> 6.1.4 En Wallonie
Le colza
Les études actuellement menées en Belgique, et notamment par la SPAQuE
en collaboration avec la cellule UCL de l’asbl Valbiom et le Centre Indépendant
de Promotion Fourragère (CIPF), se sont greffées aux études de productions de la
biomasse du miscanthus et du saule sur des « friches industrielles » :
Les sites industriels, les sites miniers, les terrains militaires, les décharges, … bref
tous les sites ayant des teneurs élevées en polluants, ne sont pas les seuls concernés
par les recherches d’assainissement. Il est important de tenir compte également des
pratiques agricoles qui ont, certes dans une moindre mesure, contribué à contaminer
les sols, avec l’utilisation d’engrais phosphatés et d’amendements tels que les boues
d’épuration. Les métaux lourds posent particulièrement problème car, comme nous
avons pu le voir, ils se dégradent très difficilement et se lient plus ou moins énergiquement avec les particules de sol. A ce sujet, le projet nommé COLQUAL (2008-2010) et
financé par la DGO6, a vu le jour pour développer un outil de maintien de la qualité
des sols avec la sélection d’une plante déjà testée et efficace sur certaines surfaces
fortement contaminées et comportant de nombreux avantages physiologiques, morphologiques et de valorisation ultérieure : le colza (Brassica napus). L’objectif de cette
recherche est de pouvoir proposer aux agriculteurs d’intégrer cette culture de revalorisation des sols contaminés dans leur rotation triennale des champs et d’examiner
« la valorisation énergétique de cette culture, d’une part, à partir de l’huile extraite des
graines et, d’autre part, à partir des pailles et tourteaux conditionnés en briquettes de
combustion ou pour la biométhanisation. » COLQUAL, 2008)
Le miscanthus :
La cellule UCL de VALBIOM, « valorisation de la biomasse » asbl, compte de
nombreuses études et travaux, en collaboration avec des pays étrangers, sur le
miscanthus. Cette plante est en fait une graminée rhizomateuse pérenne originaire d’Asie, capable de se développer sur des sols hautement pollués notamment en métaux lourds, d’en accumuler de faibles quantités dans les feuilles et
possédant un potentiel important de production de biomasse. Le miscanthus
s’adapte à une grande palette de sol, du sol sableux au sol à haute teneur en matière organique. Il est aussi tolérant à une large gamme de pH (entre 5,5 et 7,5)
(Jossart, 2003). Selon le site officiel de la SPAQuE, 20.000 rhizomes de miscanthus géants ont déjà été implantés sur des sites wallons tels que les sites Carcoke
(Tertre), Bois Saint-Jean (Seraing) et Vieille Montagne (Grâce-Hollogne), sur une
superficie totale d’un hectare (PROMIS ; SPAQuE).
Le saule, utilisé sous la forme de TtCR (Taillis à très Courte Rotation), a également été testé sur quatre ares de la parcelle d’études citée ci-avant. L’avantage des
saules est qu’ils présentent une grande diversité au sein de ses espèces, ils sont facilement cultivables, ils accumulent certains métaux lourds dans les feuilles et les racines, ils produisent une grande quantité de biomasse et possèdent une grande capacité d’adaptation. Les saules peuvent être plantés densément (comme le miscanthus
(15.000 à 20.000 pieds/ha)). Les rejets sont récoltés tous les 3 ans pour les traiter ou
les valoriser (SPAQuE ; Jossart, 2003). La valorisation de la biomasse sera par ailleurs
abordée plus loin dans ce chapitre.
D’autres études sont également menées, en coopération avec la SPAQuE ou non,
présentant ainsi un large éventail d’espèces végétales développant chacune un potentiel pour la phytoremédiation :
65
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
Le maïs
Autres
Le centre indépendant de promotion fourragère (CIPF) fait des essais de comparaisons d’hybrides en vue de produire de la biomasse et de la valoriser via
la biométhanisation. Malheureusement les essais n’en sont qu’à leur phase de
tests, et doivent encore faire leur preuve (CIPF, 2006).
D’autres plantes encore trop peu connues, peu valorisées ou peu cultivées dans
nos régions (à cause du cadre législatif, des conditions climatiques, …), comme le tabac, le thym, l’épeautre, la fétuque élevée, du dactyle, le panic érigé, le sorgho, le
topinambour, le chanvre, … font l’objet d’études notamment dans les universités wallonnes.
Le peuplier
Selon Vanobberghen (2010), un projet visant à dépolluer les eaux souterraines d’une ancienne décharge contaminée par des solvants chlorés est en cours
d’étude à la SPAQuE. Pour ce faire, la végétation existante du site serait ainsi rasée et le relief serait remodelé pour créer une pente douce. Le site serait ensuite
remblayé d’un mètre de terre pour permettre une fréquentation locale sans qu’il
n’y ait de risques. Des plantations de peupliers, en aval du site, et le placement
d’un drain permettront la dépollution et la restauration des eaux souterraines
par adsorption ou absorption des contaminants via les racines des plantes et la
dégradation des solvants chlorés. Le drain permettra d’éviter la dispersion potentielle des contaminants (il serait utilisé comme mesure de sécurité complémentaire) (Vanobberghen, 2010). Dans ce même ordre d’idées, Vanobberghen
(2010) précise que les arbres sont particulièrement efficaces pour stabiliser les
sols. Les espèces telles que des érables (Acer pseudoplatanus L.), des saules (Salix viminalis L.), des sorbiers (Sorbus mougeotii Soy.-Willem. et Godr.), des aulnes
blancs (Alnus incana Moench), des bouleaux (Betula pendula Roth) et des frênes
(Fraxinus excelsior L.), d’origine locale, développent un système racinaire capable
de stabiliser les polluants du sol en profondeur.
Cependant, les travaux ainsi menés conduisent à l’élaboration de variétés transgéniques, qui font leurs preuves en laboratoire mais qui pourraient présenter certains
risques une fois sortis du cadre confiné de son origine.
Thlaspi caerulescens
Hyperaccumulateur de zinc, cette crucifère est examinée sous toutes
ses formes, et notamment sur sa capacité écologique et évolutive de
l’hyperaccumulation du zinc, son mécanisme d’adaptation à une large
gamme de concentrations en métaux lourds dans le sol, … (Noret, s.d.).
Ceci dit, même si les recherches en laboratoire sont optimistes, elle reste cependant difficile à mettre en place in situ. De plus, elle produit peu de biomasse
rendant sa récolte plus laborieuse.
66
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
> 6.2 Valorisation de la biomasse
Entre le regain d’intérêt des scientifiques par rapport à la production de
biomasses et de ses sous-produits et l’essor des recherches sur les phytoremédiations, l’utilisation des plantes accumulatrices à forte biomasse semble pouvoir
trouver une place confortable. Ces plantes sont rencontrées fréquemment sur
le territoire wallon et sont donc plus faciles à mettre en culture et à récolter. Les
plantes hyperaccumulatrices sont moins communes, plus difficiles à mettre en
place et à gérer car elles nécessitent des moyens plus importants et adaptés à sa
culture.
Il est cependant nécessaire de sélectionner, de préférence via des méthodes non
OGM, les génotypes les plus performants afin de valoriser au mieux la production
de biomasse.
Vu les investissements importants menés dans la recherche, il est important de maîtriser les biotechnologies avant de pouvoir développer des cultures in
situ. Des partenariats se créent ainsi entre les filières de production, les centres
de recherches, les industriels, … pour maximiser la rentabilité économique en
valorisant la biomasse produite.
Le traitement final de cette biomasse est un aspect postproduction important qu’il ne faut surtout pas négliger lorsqu’on met en place des techniques
de phytoextraction, sinon l’initiative risque d’être réduite à néant. Les options
pour valoriser cette biomasse sont nombreuses. Elle peut être utilisée comme
source d’énergie, comme source de matière première, pour l’agriculture, …
>> 6.2.1 Energie
La première option serait d’utiliser cette biomasse comme combustible
dans des incinérateurs à haut rendement (Anonyme, s.d. – f). Son incinération
permettrait de la valoriser énergétiquement et les cendres ainsi produites pourraient être stockées dans des centres d’enfouissement techniques ou recyclées
en métallurgie.
Dans le même ordre d’idées, « la gazéification pourrait être une solution
intéressante. Dans ce processus, la matière organique est dégradée par l’action
de la chaleur en présence d’une quantité contrôlée d’oxygène ou d’air […]. Au vu
des derniers développements en matière de purification de fumées d’incinération,
la formation de dioxine et la vaporisation des métaux lourds lors de la pyrolyse
ne devrait pas être un inconvénient majeur. Le volume de cendres contaminées
à mettre en décharge serait considérablement réduit par rapport au volume de
biomasse initiale et ces cendres, selon leurs caractéristiques granulométriques et leurs
niveaux de contamination, pourraient en outre faire l’objet de divers processus d’inertage, par addition et fixation dans du béton, ou dans du goudron. » (Anonyme, s.d.
– f).
Notons que la biomasse peut être valorisée préalablement à son incinération. La biométhanisation, ou fermentation méthanique, « est un procédé de transformation de la matière organique par un ensemble de micro-organismes, en l’absence
d’oxygène (anaérobie). Ce phénomène s’accompagne de la production de «biogaz»,
mélange gazeux combustible, et d’un résidu appelé «digestat». » (Grefoir, 2006).
Cette opération peut se faire à petite échelle, et peut être intégrée aux exploitations
agricoles, moyennant son investissement. Mais elle peut vite être rentabilisée car la
biomasse, dont la valeur énergétique est suffisamment élevée, peut également être
utilisée comme combustible (production de chaleur, production d’électricité, …) ou
agrocarburant. Précisons par exemple que la valeur énergétique du miscanthus (4.300
kWh/t) est beaucoup plus importante que celle du bois (3.300 kWh/t) (PROMIS). Elle
peut donc être transformée sous forme de briquettes ou de pellets, tel qu’on le fait
déjà avec le bois, pour l’utiliser dans le chauffage des institutions, des industriels, des
particuliers, … Un investissement sera cependant nécessaire pour traiter les fumées
sortantes et récolter efficacement les cendres. Il serait dommage de renvoyer dans
l’atmosphère les polluants ainsi extraits du sol.
>> 6.2.2 La construction
Les cendres issues de l’incinération et la biomasse sèche peuvent être utilisées dans divers matériaux de construction, notamment les panneaux isolants et les
bio-bétons (PROMIS).
Son impact carbone n’est pas des moindre non plus car si nous prenons l’exemple
du miscanthus, 1 ha de production permettrait de stocker environ 40 tonnes de CO2
à travers des matériaux de construction utilisés en bâtiment : béton léger, enduit,
chapes de ciment, constructions en torchis, plaques d’isolation … (PROMIS). Grâce
aux fortes capacités d’isolation, ces maisons écologiques sont également des maisons
à basse consommation d’énergie (PROMIS). Mais cette initiative à ses limites. En effet,
comme ça a été le cas avec l’amiante, à long terme, les maisons peuvent se dégrader,
ou subir des rénovations et ainsi libérer les polluants stockés.
67
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
>> 6.2.3 L’agriculture
Les tiges de certaines espèces présentent un grand pouvoir absorbant.
PROMIS a mis en évidence que les tiges de miscanthus pouvaient être utilisées
comme paillage de litière pour volailles, bovins et porcs. Ce paillage, une fois dépoussiéré présente l’avantage d’être moins allergène que le paillage classique.
Une série de mécanismes biologiques et biochimiques peuvent être
favorisés sur les terres de culture si on y ajoute un amendement. Cependant,
une technique bien particulière, utilisant des Bois Raméaux Fragmentés (BRF),
permet d’apporter un amendement ligneux constitué de jeunes branches ou rameaux broyés, ayant à l’origine un diamètre inférieur à sept centimètres. Ces BRF
sont ensuite immédiatement incorporés dans les premiers centimètres du sol.
Cet amendement favorise le développement des micro-organismes car ils l’utilisent comme source de carbone (hétérotrophe), le dégradent et le rendent accessible aux autres organismes du sol. Les champignons font partie des principaux
décomposeurs et créent un véritable réseau de mycéliums entre les copeaux,
rendant ainsi les nutriments disponibles sur une très grande surface (CTA, 2010).
>> 6.2.4 Les composites
Ainsi, les fibres de certaines biomasses, comme celles du miscanthus ou
du chanvre peuvent remplacer certaine pièces en PVC. Certaines plantes peuvent
être dérivées en produits totalement biodégradables comme les biopots, tandis
que d’autres pourraient servir, par exemple, de matière première pour le papier,
des cordes, … (PROMIS).
>> 6.2.5 Les phytomines
Certains projets de grande envergure visent à faire une agriculture minière, dont l’objectif est d’extraire la plus grande quantité de métaux du sol et de
valoriser économiquement les récoltes en recyclant les métaux stockés dans la
biomasse. Contrairement aux enjeux de la phytoremédiation, qui vise à assainir
un terrain, l’enjeu du « phytominages » repose quant à lui sur une rentabilité
(Anonyme, s.d. –b ; INA P-G, 1999). De plus, « Les «phytomines» sont aptes à
mobiliser des métaux présents en très faibles concentrations, ce qui s’avèrerait
trop peu rentable avec des techniques classiques (INA P-G, 1999). « De plus, le
minerai extrait est plus pur que le minerai habituel : il nécessite donc moins de posttraitement, beaucoup moins de stockage, et contient moins de sulfures (d’où une participation moindre aux pluies acides) » (INA P-G, 1999). De plus, le minerai, une fois
réduit sous forme de cendres, est plus facile à stocker. Cette option permettrait par
exemple de garder certains minerais en réserve en attendant l’augmentation du prix
du métal dont il est question.
>> 6.2.6 Rentabilité
L’apport de chélateurs pourrait améliorer le rendement et les capacités d’extractions. Mais cet ajout n’est rentable que lorsque la biomasse est valorisée par le
recyclage de métaux à forte valeur ajoutée et en fonction du prix du marché de ces
métaux.
Selon l’INA P-G (1999), les paramètres contrôlant la rentabilité sont :
- la concentration maximale de métal tolérée par la plante ;
- la vitesse de croissance de la plante (rendement annuel) ;
- le prix du métal, soumis à des fluctuations périodiques.
Les cultures à grandes quantité de biomasse présentent des ratios énergétiques (énergie rendue / énergie consommée) variant en fonction des espèces utilisées et influençant l’indice de rentabilité énergétique :
Culture
Energie
ha)
Huile de col- 19,39
za
Saule
6,00
Chanvre
13,29
Froment
21,47
Miscanthus 9,22
(MJ/ Energie
ha)
72
214
120
121
300
(MJ/ Ratio
3,71
30,00
8,47
8,82
32,52
Tableau 2 : Bilan énergétique (PROMIS)
Comme nous pouvons le voir, le rendement énergétique du miscanthus est
très favorable si on le compare aux autres cultures.
68
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
Le rendement des cultures varie donc en fonction des espèces. Mais il
est également indispensable de prendre en compte son évolution. Par exemple,
un miscanthus ne produira que 1-2 t/ha de tiges lors de sa première année de
culture. A partir de la deuxième année, le miscanthus peut être récolté annuellement car le rendement aura plus que doublé, tournant autour de 4-10 t/ha. A
partir de la 3ème année, le rendement variera de 10 à 13 t/ha.
Les variations de rendements sont dues à la densité de plantation, au type de sol
et au climat. Sur les sites où la pluviosité ou l’exposition limitent le rendement, le
temps d’implantation peut être plus long (PROMIS).
>> 6.2.7 Avantages
Les techniques de phytoremédiation ont de multiples avantages,
comme nous avons pu l’aborder dans le chapitre précédent. Ce chapitre met en
avant leur mise en place. Le paysage se voit embellir d’une masse végétale que
l’opinion publique apprécie. Les avantages présentés par l’exploitation de la biomasse permettent :
- de réhabiliter des sols ;
- d’apporter un amendement (BRF) sur les sols agricoles ;
- un stockage aisé des cendres d’incinération ;
- une production d’énergie utilisable sur place ;
- le recyclage des fibres comme matériaux ;
- le recyclage des minerais contenus dans les cendres d’incinération ;
- d’être implanté partout ;
-
…
>> 6.2.8 Inconvénients
Dans le cas où les métaux ne peuvent être recyclés directement après la
combustion de la biomasse, un surcoût dû au stockage est à prendre en compte.
feuilles (dans le cas ou les polluants sont stockés dans les zones foliaires) réduirait la
phytoextraction à néant.
Valoriser une biomasse contenant des métaux lourds serait difficile à faire valoir auprès de particuliers. Ceux-ci devraient faire d’énormes frais pour reconvertir
leur système énergétique. Cependant, les grosses institutions et les industries pourraient y voir un investissement rentable sur le long terme. Le combustible coûte beaucoup moins cher que ceux que l’on peut trouver actuellement sur le marché, et le
traitement des fumées serait plus rentable, compte tenu de leur grosse quantité.
>> 6.2.9 Limites
Le prix des minerais et le coût lié au stockage pourrait freiner l’engouement
vers ces techniques de phytoremédiation. De plus, il faut une surface d’exploitation
relativement grande pour voir ses investissements rentabilisés. Le facteur économique est donc limitant car il nécessite un minimum d’investissement nécessaire à la
récolte de la biomasse et à son traitement, lorsque les structures capables de la traiter
ne sont pas à proximité.
La transformation des biomasses en produits dérivés pourraient présenter
des risques de contamination à long terme. Par exemple, lorsqu’elle a été dérivée
dans des matériaux de construction, lors de rénovations, de destructions, d’incendies,
… ces polluants peuvent subitement retourner dans l’atmosphère et dans le sol. Il faut
donc se poser la question de savoir jusqu’à quelles conditions la biomasse peut être
valorisée sans présenter de risques sur l’environnement et les hommes …
L’extraction massive de biomasse sur un site entraîne forcément une diminution de matière organique. Il faut donc pouvoir les gérer à long terme afin d’apporter
des amendements lorsque cela s’avère nécessaire.
La plantation d’un champ de miscanthus ne permet pas de faire des rotations
de cultures. Pour y placer une autre culture, il faudrait détruire les rhizomes en place,
mais cette opération nécessiterait de grands moyens, parfois peu respectueux de l’environnement (comme l’utilisation d’une grosse dose d’herbicide). Lorsqu’on met en
place ce type de culture, c’est pour au moins jusqu’à la génération future.
Il existe un inconvénient majeur avec la phytoremédiation et la production de
biomasse : les récoltes se faisant souvent en automne ou en hiver, la chute des
69
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
> 6.3 Terme du traitement
> 6.4 Postgestion
>> 6.3.1 Que dit la réglementation ?
Le Schéma de Développement de l’Espace Régional, nommée SDER, est un
instrument de conception de l’aménagement du territoire transversal et évolutif. L’assainissement des sites pollués permet de vastes possibilités de reconversion. De ce
fait, le SDER « orientera les révisions des plans de secteur et servira de référence pour
les décisions concernant l’habitat, le cadre de vie, les déplacements, l’implantation
des activités économiques, l’urbanisme, la conservation des milieux naturels … bref,
pour le développement de l’ensemble du territoire. C’est donc un document essentiel
pour l’avenir de la Wallonie. » (Anonyme, s.d. – i). Notamment, au travers de la fiche
thématique 19 de l’aménagement opérationnel du SDER, des types d’opérations sont
proposées visant à assainir et restructurer les zones dégradées. Ainsi, les différents
types d’opérations d’aménagement et d’urbanisme opérationnels organisées par le
CWATUP sont les suivants : rénovation des sites d’activité économique désaffectés, rénovation et revitalisation urbaines, zones d’initiatives privilégiées. Les reconversions
sont donc multiples, mais font souvent l’objet d’un développement exclusivement
économique, social, ou environnemental. Il faudrait pouvoir s’inscrire dans une optique de développement durable et favoriser équitablement chacune des optiques.
Actuellement en Wallonie, on se réfère aux listes-guides en usage, qui
représentent les catégories de normes pour certaines substances et les valeurs
seuils à atteindre : la « teneurs normales » d’un sol. Cependant, ces « listesguides » répondent à deux stratégies de réhabilitation :
-
L’approche « retour au sol naturel » appelée aussi « retour à la multifonctionnalité des lieux », qui consiste à effacer les séquelles du passé ;
-
L’approche « retour à un sol suffisamment propre » en tenant compte de
l’affectation future du terrain.
La valeur à atteindre peut porter à discussion, et à confusion. De plus , sur base
des caractéristiques du sol, il faudrait pouvoir adapter ces normes.
En outre, comme Maes et al. (2007) le précise, « les critères sur base
desquels le sol et l’eau souterraine sont considérés comme pollués ou non pollués
sont ceux en vigueur dans d’autres pays ou régions (Flandres, Pays-Bas, Canada,
Allemagne …). Ces valeurs peuvent différer fortement d’un pays à l’autre en fonction des objectifs que les législations de ces pays poursuivent. »
Ces valeurs seuil varient également en fonction de l’usage du site, mais il
n’est aucunement spécifié s’il s’agit de l’usage actuel et/ou futur du site.
En matière de phytoremédiation, il y a deux facteurs limitant à l’atteinte
des valeurs seuils : le facteur économique (« plus le seuil de dépollution exigé est
proche des valeurs du fond géochimique et plus le coût de la dépollution sera
important » (Valérie, 2004)) et le facteur temps.
A propos des sols contaminés, il faudrait porter réflexion sur des valeurs
seuils tenant compte de la notion de risque pour l’Homme et pour l’Environnement. En effet, il faut être conscient que « les plantes ne sont pas le remède miracle à la dépollution » (Valérie, 2004). Leur physiologie ne permet pas de dégrader, de volatiliser, de stabiliser ou d’accumuler la totalité des polluants présents
dans le sol mais bien une fraction des polluants, et à long terme. Cette fraction
correspond en général à la fraction biodisponible, c’est-à-dire une fraction très
faible mais représentant le plus de risques pour l’homme et l’environnement.
70
POTENTIEL D’APPLICATION DES PHYTOREMÉDIATIONS
> 6.5 Conclusion
En Wallonie, l’étude des phytoremédiations fait de beaux progrès mais les
applications ne sont encore qu’à leur commencement, comparées à d’autre pays.
La phytostabilisation est l’une des techniques la plus réussie en Belgique, mais sa
mise en place n’offre qu’une solution provisoire aux problèmes de pollutions. La
phytoextraction par les plantes hyperaccumulatrices et/ou peu accumulatrices
mais à forte biomasse semble par contre avoir un grand potentiel. Les plantes
hyperaccumulatrices ont l’avantage d’accumuler de fortes concentrations en métaux lourds dans leurs tissus, ce qui d’un côté rentabiliserait leur recyclage, mais
son coût de mise en culture et de gestion est tel, qu’à grande échelle, elles ne
permettraient pas d’atteindre un rendement positif. D’un autre côté, les plantes
à forte biomasse ont un potentiel de rentabilité intéressant du fait qu’elles peuvent servir de sous-produit en remplacement d’énergies fossiles, en l’intégrant
dans des matériaux de construction, … Malheureusement, les structures et les
filières permettant d’éliminer et/ou de valoriser la biomasse sont encore trop peu
nombreuses en Wallonie. Il faudrait donc que des efforts soient faits pour valoriser l’utilisation des techniques de phytoremédiation, mais également pour les
infrastructures de gestion de la biomasse ainsi produite. L’un entraînerait l’autre,
et réciproquement.
71
CHAPITRE 7
CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES
Terre d’avenir - Source : http://terredavenir.canalblog.com/
CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES
> 7.1 Gérer les sols : une urgence ?
> 7.2 Les enjeux de l’assainissement
Pour des raisons durables, les préoccupations écologiques, économiques
et sociales se traduisent par une prise de conscience environnementale et le besoin prégnant de gérer efficacement les sols.
L’objectif de l’assainissement des sols pollués est défini en fonction de l’usage
actuel et futur du site. Le choix des techniques peut se voir fort restreint car il faut
tenir compte des objectifs, voulant éliminer les risques pour l’homme et sa santé ou
revenir à un éventuel « état naturel d’origine », de la contrainte temps et espace, tout
cela dépendant du volume à traiter à court ou à long terme, des caractéristiques du
sol, de la nature des polluants, de la faisabilité technique et du coût engendré, …
Comme nous avons pu le voir, le sol a été et est toujours le support de
notre développement et de nos activités. Cependant, il y a seulement quelques
décennies que l’homme a commencé à se soucier des sols pollués et des risques
qu’ils représentent pour la santé et l’environnement.
En vue de l’acceptation de la directive européenne sur la protection des sols, la
législation wallonne a pris les devants et a suscité son intérêt pour la protection
et l’assainissement des sols. Ainsi, au travers du décret sol de 2008, une banque
de données des inventaires des états des lieux des sites potentiellement pollués
est mise en œuvre afin de constituer un support décisionnel utile à la gestion des
sols.
Le maintien en l’état des sites pollués présentent des risques pour l’environnement et la santé humaine. Cependant, en Belgique, plus de 20% du territoire belge est urbanisé (Assouad, 2011). Cela ne veut pas dire pour autantque
la densité de population y est forte, mais il est principalement dû au phénomène
d’expansion urbaine. Ce phénomène est d’ailleurs facilement observable en Wallonie car il dévore l’espace sans limite, allant jusqu’à construire sur ses meilleures
terres agricoles. Le problème foncier est donc énorme et d’autant plus regrettable que les terrains laissés sans usage depuis de nombreuses années et présentant des formes potentielles de pollution suscitent peu d’intérêt quant à leur
assainissement.
Le défi est donc de taille, car au-delà du cadre législatif, il faudrait une véritable politique de gestion des sols prenant en compte l’ensemble des contraintes présentes sur
les sites pollués et impliquant les industriels et les citoyens.
Comme Maes et al. (2007) le précise, « pour ce qui est de la pollution historique, héritage du passé, il faut résolument passer d’une vision sectorielle, où la pollution des sols resterait perçue comme un problème à charge des autorités publiques, à
une vision intégrée et citoyenne, qui en ferait un défi à relever par la société dans son
ensemble. » Les sols sont une ressource d’intérêt général que la communauté se doit
de gérer à court, comme à moyen et à long terme.
La nécessité de remettre en état ces sites suscite des enjeux sociaux, environnementaux et économiques qui vont considérablement orienter le choix des
techniques d’assainissement.Les techniques les plus couramment utilisées en Wallonie sont des techniques lourdes de génie civil, ayant un impact environnemental
conséquent,opérant à court terme, présentant un coût élevé et impliquant bien souvent une forme de pollution secondaire. Ce procédé n’implique malheureusement
pas la restauration des écosystèmes qui ont été substantiellement dégradés par l’activité anthropique.
L’essor des biotechnologies, regroupant la bioremédiation et la phytoremédiation, a permis de développer une alternative peu coûteuse, en développant de
nouveaux écosystèmes durables et présentant une valeur humaine et écologique plus
importante.Cependant, il est important de considérer les enjeux environnementaux
tels que l’érosion hydrique et éolienne, la lixiviation des polluants vers les couches
inférieures du sol et les nappes phréatiques, l’hétérogénéité du sol, l’hétérogénéité
des polluants et de leur concentrations, les phénomènes de tassement du sol, l’appauvrissement des sols, la dégradation des écosystèmes, … car ils sont impliqués dans
la mobilité, la disponibilité et la solubilité des polluants.
73
CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES
> 7.3 Potentiel des phytoremédiations
Les phytoremédiations font l’objet d’études variées mais ne connaissent
que peu d’applications sur le territoire wallon. Leur coût de mise en place est
pourtant moindre mais le fait de travailler avec du matériel vivant pose un certain de nombre de conditions, appréciables ou contraignantes, comme le facteur
temps, relativement lent, l’application sur des sols moyennement à faiblement
contaminés, la sensibilité aux conditions environnementales, la nécessité d’un
entretien et d’une gestion particulière, le traitement de la biomasse produite, …
La difficulté d’exploiter cette technique doit probablement se faire ressentir par
le manque d’expérience et donc le manque de confiance des acteurs de l’assainissement à opter pour cette solution.
Cependant, les études vont bon train, et permettent de valoriser théoriquement cette méthode, qui au bout du compte, peu se différencier en fonction
de l’action des plantes sur les polluants. Ainsi, nous distinguons la phytoextraction, la phytovolatilisation, laphytodégradation et la phytostabilisation des polluants du sol.
La phytostabilisation est une technique qui permet d’immobiliser les polluants et d’empêcher leur dispersion, En général, elle est utilisée sur les sites
fortement pollués, mais ses possibilité d’application sont vite écartées par le fait
qu’à court terme, elle mettrait trop longtemps à stabiliser les polluants, et qu’à
long terme, l’évolution de l’écosystème entrainerait la désorption des polluants
dans le sol. Cette technique n’est donc envisagée que provisoirement dans le cas
où la surface et/ou le tonnage à dépolluer coûterait beaucoup trop cher par les
techniques classiques de dépollution (excavation et confinement ou incinération).
La phytovolatilisationpermet de volatiliser des polluants sous une forme
moins nocive mais sans savoir quels risques ils pourraient représenter pour l’environnement et l’homme.
La phytodégradation est une technique principalement utilisée pour des
pollutions organiques, mais les recherches à son sujet ne sont qu’à leur début.
C’est alors que la technique qui nous est apparue comme la plus durable,
est la phytoextraction. Les plantes sont ainsi capables d’absorber les polluants et
de les stocker dans leurs parties aériennes. Cependant, les recherches ont mis en
évidence deux potentialités d’extraction, l’une utilisant des plantes hyperaccumulatrices et l’autre utilisant des plantes faiblement accumulatrices mais produisant une grande quantité de biomasse.
Notons que dans le deuxième cas, des chélates peuvent être appliqués sur les sols afin
de favoriser l’absorption et l’accumulation des polluants dans leurs tissus, lorsque la
plante atteint son maxima de croissance.
Ces techniquesreprésente un véritable potentiel encore sous-exploité en Wallonie car elles peuvent être appliquées tant sur des sites difficiles d’accès pour des
méthodes classiques, sites industriels, carrières, milieu urbain, … que sur de grandes
superficies, comme des surfaces agricoles.
A cet égard, la phytoremédiation représente une solution à moindre coût, voire
rentable lorsque de grandes surfaces sont concernées, (COLQUAL, 2008) car la valorisation de la biomasse ainsi produite pourrait être valorisée en une multitude de
sous-produits, réduisant ainsi considérablement l’impact du carbone (production
d’agrocarburants, de BRF, recyclage des métaux lourds, …).
Le plus extraordinaire dans tout cela, est que les terrains, qui présentent des
problématiques environnementales et anthropiques, peuvent devenir subitement un
potentiel durable par l’utilisation des plantes et des microorganismes pour assainir les
sols.
D’un autre côté, chaque technique n’est pas à considérer exclusivement. L’ensemble des techniques d’assainissement sont complémentaires et leurs combinaisons
permettraient d’augmenter leur efficacité et d’offrir ainsi une diversité d’applications
en fonction del’hétérogénéité du sol et des polluants (des zones plus contaminées
peuvent alterner avec des zones moins contaminées), des caractéristiques du sol,des
caractéristiques agronomiques (mise en place, densité de plantation, récolte, nutrition minérale et hydrique, en lumière, température, …), de la gestion des parasites, la
physiologie des plantes, …
C’est ici que l’on voit toute l’utilité des recherches faites dans cette première
partie de mémoire, car il est important d’aborder un site avec une démarche plurielle
permettant d’envisager une gestion intégrée sur et avec celui-ci. Ainsi, la combinaison
des techniques classiques et biologiques permettrait d’assainir les sites plus rentablement et d’agir tant préventivement que dans le besoin.
74
CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES
> 7.4 Vers une méthodologie
Par ailleurs, l’observation des différents projets et des différentes études
portant directement ou indirectement sur la phytoremédiation, m’a permis de
prendre conscience qu’il y avait là un véritable enjeu paysager.
L’extrapolation des résultats en laboratoires aux situations en grandeur
nature marquerait l’aboutissement du travail d’un bio-ingénieur et le commencement du travail d’une série d’acteurs dont le paysagiste ferait partie.
A travers ce mémoire (comprenant la partie théorique et la partie pratique),
le fondement même du paysage est mis en avant par la pluridisciplinarité et la
transdisciplinarité de cette technique: la communication entre les différents acteurs, les géologues, les bio-ingénieurs, les pédologues, les sociologues, les environnementalistes, les biologistes, les biochimistes, les industriels, les agriculteurs, les administrations,… Bien sûr, la liste est longue, mais cette démarche est
essentielle pour la mise en œuvre des techniques de phytoremédiation sur les
sites pollués et pour l’acceptation par le public.
Ainsi, nous retrouvons toutes les composantes du développement durable, telles que l’équilibre entre les besoins sociaux, environnementaux et économiques, qui contribueront à satisfaire nos besoins sans compromettre ceux
des générations futures.
Cette première partie du mémoire va nous permettre de comprendre
globalement les techniques de phytoremédiations et leurs potentiels pour pouvoir agir localement sur le paysage. Ainsi, il s’en suivra, dans la deuxième partie
de ce mémoire, « l’élaboration d’une méthodologie d’intégration paysagère des
phytoremédiations ». Le but étant d’offrir un outil utile à la réalisation d’aménagements en utilisant des processus de phytoremédiation adaptés.
Pour conclure, j’aimerais citer cette phrase, venant du livre « sous les pavés, la terre », dans laquelle j’ai volontairement intervertit la notion de la ville par
celle du paysage. Dans son contexte originel, elle appelle à recréer la nature en
ville, c’est-à-dire le regain d’intérêt vers une nature indispensable au développement spirituel de l’homme, qui se rencontre tant au travers d’une ville qu’au travers d’un paysage : « La terre symbole de fertilité et de vie, rassemble et marque à
la fois nos racines et notre futur : l’admettre comme une composante structurantedu paysage, c’est aussi construire le paysage en relation avec son passé tout en
imaginant son futur. » (Cheverry et Gascuel, 2009 ; modifiée par Lambot, 2011).
75
CHAPITRE 8
RÉFÉRENCES
RÉFÉRENCES
> 8.1 Articles scientifiques
> 8.2 Livres
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84
CHAPITRE 9
ANNEXES
ANNEXES
Extrait de : 5 décembre 2008 - Décret relatif à la gestion des sols (1) (M.B. 18.02.2009 - add. 06.03.2009 - entrée en vigueur le 18.05.2009)
Texte complet : http://environnement.wallonie.be/legis/solsoussol/sol003.htm
ANNEXE Ire - Normes
Sol (mg/kgmatière sèche)
Type d'usage
I
naturel
II
agricole
IV
III
récréatif ou
résidentiel
commercial
V
industriel
Eaux
souterraines
(μg/L)
Métaux/métalloïdes
arsenic
cadmium
chrome total (1)
chrome VI (2)
VR
12
12
12
12
12
1
VS
VI
30
220
30
265
40
300
40
300
50
300
10
40
VR
0,2
0,2
0,2
0,2
0,2
0,25
VS
VI
1
10
1
10
3
30
10
40
15
50
5
20
VR
34
34
34
34
34
2,5
VS
VI
60
95
85
175
125
520
125
520
165
700
50
100
VR (3)
2,5
2,5
2,5
2,5
2,5
2,5
VS
VI
4
40
4
40
4
40
13
130
13
130
9
90
VR
14
14
14
14
14
15
VS
40
50
110
110
120
100
cuivre
86