Cet article est paru dans Agriculture, Ecosystems and Environment n°60 (1996), pp. 81-96, en anglais, sous le titre original Assessing the impact on the environment et la signature de Hayo M.G. van der Werf. Il a été repris, traduit par Alain Fraval, dans le Courrier n°31 et est ici mis en ligne sur l'infoservice du Courrier avec l'aimable autorisation d'Elsevier Science.
C’est dans les années 40 que les premiers pesticides de
synthèse sont apparus sur le marché, avec des résultats
très positifs quant à l’augmentation des rendements agricoles.
Vingt ans plus tard, les premières accusations d’atteinte à
la santé des gens et à l’environnement se firent entendre
(Carson, 1962). Le débat sur les risques encourus et les
bénéfices recueillis de la lutte chimique s’est prolongé
depuis et l’on a consacré de très nombreux travaux de
recherche à mieux connaître l’impact des pesticides sur
l’environnement.
On estime que 2,5 millions de tonnes de pesticides sont appliqués
chaque année sur les cultures de la planète. La part qui entre
en contact avec les organismes indésirables cibles - ou qu’ils
ingèrent - est minime. La plupart des chercheurs l’évaluent
à moins de 0,3%, ce qui veut dire que 99,7% des substances
déversées s’en vont « ailleurs » (Pimentel,
1995). Comme la lutte chimique expose inévitablement aux traitements
des organismes non-cibles - dont l’homme - des effets secondaires
indésirables peuvent se manifester sur des espèces, des
communautés ou des écosystèmes entiers.
Cet article est paru dans Agriculture, Ecosystems and Environment n°60
(1996), pp. 81-96, en anglais, sous le titre original Assessing the impact
of pesticides on the environment et la signature de Hayo M.G. van der Werf.
Il est reproduit ici avec l’aimable autorisation d’Elsevier Science-NL
(Sara Burgerhartstraat 25, 1055 KV Amsterdam, Pays-Bas) et, contrairement
à la tradition du Courrier de l’environnement de l’INRA,
ne peut être repris sur quelque média que ce soit sans
l’autorisation expresse d’Elsevier Science-NL. Traduction A.F.
Les organismes officiels prennent en compte de plus en plus d’effets
environnementaux des traitements pesticides et imposent de plus en plus de
restrictions et d’interdictions. Même si les matières actives
les plus dommageables à l’environnement ne sont plus sur le
marché, l’agriculteur dispose d’une panoplie d’armes
chimiques diversement dangereuses.
Depuis la fin des années 70, on s’est beaucoup intéressé
à l’agriculture intégrée où l’on
s’efforce de réduire les intrants comme les engrais, les combustibles
fossiles et les produits phytosanitaires issus de la chimie (Holland et
al., 1994). En agriculture conventionnelle, l’exploitant choisit
tel pesticide essentiellement en fonction de son efficacité attendue
sur l’indésirable, de sa phytotoxicité potentielle sur
la culture et du coût du traitement. En agriculture intégrée,
un 4e critère majeur est pris en compte : les effets environnementaux
du traitement. Ce n’est que depuis peu qu’on peut aider
l’agriculteur à estimer ces effets.
On s’accorde très généralement sur le fait que
l’impact environnemental d’un pesticide dépend du degré
d’exposition (résultant de sa dispersion et de sa concentration
dans l’environnement) et de ses caractéristiques toxicologiques
(Severn et Ballard, 1990 ; Emans et al., 1992). L’estimation
des risques environnementaux - faite dans le cadre des procédures
d’homologation - implique la mesure de l’exposition au pesticide
et de ses effets (cf. p. ex. Klein et al., 1993). Pour estimer
l’exposition il faut connaître la dispersion de la molécule
dans l’environnement et évaluer la « concentration
environnementale prédite » (CEP) à laquelle les organismes
seront exposés. Pour estimer les effets, il faut faire la synthèse
des effets des matières actives sur des organismes représentatifs
choisis et, à partir de ces données, fixer la valeur de la
« concentration environnementale sans effet prédit » pour
tel ou tel compartiment du milieu. Le rapport de ces deux valeurs (CEP/CSEP)
est un indice du risque relatif pour un emploi donné du produit (cf.
p. ex. Linders et Luttik, 1995).
On s’efforcera dans cet article de répondre à une question
double : quels facteurs doit-on prendre en compte pour évaluer
l’impact environnemental d’un pesticide et comment le quantifier
? Pour ce qui est du premier aspect, on examinera les publications récentes
traitant de la dispersion et de la toxicologie des pesticides, en insistant
sur les dernières avancées et sur les données utiles
pour évaluer leur impact environnemental : chapitres 2 et 3. Pour
le second volet, on rapportera et discutera des travaux récents
menés pour estimer l’impact des pesticides sur l’environnement
: chapitres 4 et 5.
Les matières actives phytosanitaires sont appliquées le plus
souvent sous la forme de liquides pulvérisés sur les plantes
et/ou sur le sol. Dans certains cas, elles sont incorporées au sol
ou y sont injectées ou sont déposées sous forme de
granulés, ou encore les graines en sont enrobées. Le produit
de traitement, lors d’une application, se trouve réparti en
proportion variant avec le stade de la culture, la formulation, la cible,
la technique d’application et les conditions météorologiques
entre le sol, le feuillage de la plante ou les résidus de culture
et des pertes dues à la « dérive
»(1). Lors des traitements par aéronef,
jusqu’à la moitié du produit peut être
entraîné par le vent en dehors de la zone à traiter (Pimentel
et Levitan, 1986). L’utilisation de rampes de pulvérisation
réduit ces pertes qui atteignent toutefois 1 à 10% selon Emans
et al. (1992) ou 10 à 30% selon Pimentel et Levitan (loc.
cit.)
Les adjuvants incorporés aux préparations phytosanitaires ont
pour rôle de modifier des caractéristiques telles que
l’efficacité ou la phytotoxicité. Ils peuvent influer
sur les effets environnementaux en modifiant le mode de dispersion du produit
ou sa persistance (Levitan et al., 1995). On n’en dira pas plus
ici car la littérature scientifique demeure très pauvre sur
ce sujet.
Dès qu’ils ont atteint le sol ou la plante, les pesticides commencent
à disparaître : ils sont dégradés ou sont
dispersés. Les matières actives peuvent se volatiliser, ruisseler
ou être lessivées et atteindre les eaux de surface ou souterraines,
être absorbées par des plantes ou des organismes du sol ou rester
dans le sol. Le ruissellement emporte - durant la saison - en moyenne 2%
d’un pesticide appliqué sur le sol, rarement plus de 5 à
10% (Leonard, 1990 ; Schiavon et al., 1995) ; les pertes par lessivage
sont généralement moins importantes (Taylor et Spencer, 1990
; Schiavon et al., 1995). En revanche, on a parfois constaté
des pertes par volatilisation de 80 à 90% du produit appliqué,
quelques jours après le traitement (Glotfelty et al. ; 1984 ; Taylor
et Spencer, 1990).
On s’intéresse à la présence de pesticides dans
les eaux superficielles depuis les années 60, depuis qu’on
s’est aperçu de la toxicité directe d’insecticides
organo-chlorés pour des animaux aquatiques (Carson, 1962 ; Cope, 1965).
Durant les deux décennies suivantes, on a trouvé de plus en
plus de pesticides dans les eaux souterraines (US Environmental Protection
Agency, 1977 ; Cohen et al., 1984 ; Leistra et Boesten, 1989, Schiavon et
al., 1995), provoquant une grande inquiétude, l’eau de boisson
étant dans bien des cas puisée dans les nappes. On a commencé
à se soucier du passage des pesticides dans l’atmosphère
durant les années 70 et 80, constatant que les substances peuvent
se répandre très loin comme l’atteste leur découverte
dans les embruns océaniques (Schomburg et Glotfelty, 1991) et dans
la neige de l’Arctique (Gregor et Gummer, 1989).
2.1. Devenir dans le sol
Les processus suivants déterminent le comportement des pesticides
dans les sols :
- dégradation par les micro-organismes ;
- dégradation chimique (p. ex. par hydrolyse) ;
- rétention par des composants organiques et minéraux ;
- absorption par les racines des plantes ;
- volatilisation ;
- effet de dilution par les mouvements de l’eau.
Les pertes de pesticides dans le sol du fait de micro-organismes ou de
réactions chimiques sont confondues sous le vocable de dégradation.
Le taux de dégradation augmente généralement avec la
température et avec la teneur en eau du sol (Walker, 1976). La persistance
des matières actives peut être très longue dans un sol
sec. La cinétique de la dégradation est bien décrite
par une simple loi exponentielle, traduisant le fait que la quantité
dégradée par unité de temps est proportionnelle à
la quantité restante. La vitesse de dégradation est indiquée
par la durée de demi-vie (DT50) (2).
Il faut cependant prendre aussi en compte les produits de dégradation
de la matière active (métabolites) car ils peuvent avoir eux
aussi des effets nocifs. Par exemple, le phénamiphos (3)
est oxydé très vite (DT50 = 10 jours)
en ses dérivés sulphoxyde et sulphone (Kookana et Aylmore,
1994), sans que le pouvoir pesticide du produit soit affecté. La demi-vie
mesurée pour le phénamiphos et ses deux métabolites
est de 70 jours. De plus, les deux métabolites sont plus mobiles que
la matière active initiale. Les DT50 mesurées au champ sont
en général plus courtes que celles mesurées au laboratoire.
Ceci s’explique, d’une part, par la coexistence au champ de multiples
processus de dégradation qui accélèrent cette dernière
(Wagenet et Rao, 1990) et, d’autre part, par les pertes par volatilisation
et photodécomposition qui sont propres aux conditions du champ (Hance
et Führ, 1992). Au champ, on a aussi les pertes par
ruissellement, lixiviation (4) absorption par les plantes,
phénomènes qui ne sont pas des voies de dégradation
(Wagenet et Rao, loc. cit.).
La mobilité de la matière active est réduite par son
adsorption sur les particules du sol, et ce dans une mesure qui dépend
des propriétés physiques et chimiques du sol et des
caractéristiques moléculaires de la matière active.
C’est la matière organique du sol essentiellement qui retient
les matières actives non ioniques : on peut définir un coefficient
de partage carbone organique-eau Koc (en dm3.kg-1) dépendant seulement
du carbone organique présent, qui rend compte de la mobilité
du pesticide et qui est tiré de la formule Koc=K/(%OC) où K,
le « coefficient de partage sol-eau », mesure le degré
d’adsorption du pesticide par le sol et %OC est le pourcentage en carbone
organique du sol considéré (Leonard, 1990). Ce coefficient
dépend seulement de la nature de la matière active et pratiquement
pas du type de sol. Toutefois, dans les sols très riches ou très
pauvres en carbone organique et pour des matières actives ionisables
ou ioniques, l’indice Koc estime mal K (Hamaker et Thompson, 1972).
Une proportion importante (20 à 70%) d’un pesticide (ou de ses
métabolites) peut persister dans le sol liée aux colloïdes
(Calderbank, 1989). Dans cet état, les molécules actives sont
difficiles à extraire et à caractériser et elles ont
tendance à perdre leur activité biologique. Beaucoup de pesticides
qu’on croyait dégradés rapidement ont été
retrouvés dans cet état lié. Cela n’a pu être
prouvé, mais on pense que ces composés peuvent être
relargués et absorbés par les plantes ou lixiviés vers
les nappes (Calvet et Barriuso, 1994 ; Schiavon et al., 1995).
L’absorption des pesticides du sol par les plantes est probablement
une des voies majeures qui conduisent à leur accumulation le long
des chaînes trophiques et, partant, à leur mise en contact avec
l’homme et les animaux (Paterson et al., 1990). L’absorption foliaire
des substances volatilisées à partir du sol pourrait contribuer
plus à l’accumulation de résidus dans les plantes que
l’absorption par les racines (Topp et al., 1986).
2.2. Volatilisation
C’est l’une des causes principales de fuites de pesticides hors
de la zone cible, notamment quand les traitements visent la surface du sol
ou celle des végétaux. Ces pertes dépassent souvent
en importance celles dues à la dégradation chimique, au
ruissellement et à la lixiviation (Taylor et Spencer, 1990) ; le transport
et le dépôt aérien sont les principaux responsables de
la dispersion des pesticides sur la terre (Atlas et Schauffler, 1990). Les
pertes par volatilisation, maximales après une application faite sur
un sol ou sur du feuillage humides (Taylor et Spencer, loc. cit.), sont
considérablement réduites par l’incorporation du pesticide
au sol ; elles dépendent alors des remontées à la surface
des résidus chimiques par diffusion ou par mouvements de convection
de l’eau du sol. On ne sait pas toujours que des substances de poids
moléculaire élevé et hydrophobes comme le DDT ou les
PCB - qui ont de très faibles pressions de vapeur et donc de très
faibles concentrations atmosphériques - peuvent se volatiliser
sensiblement dans l’atmosphère, car elles sont aussi très
peu solubles dans l’eau. La constante de Henry H, rapport de la pression
de vapeur à la solubilité dans l’eau, rend mieux compte
du taux de volatilisation d’une substance que sa seule pression de vapeur
(Jury et al., 1984 ; Spencer et Cliath, 1990 ; Dabène et Marié,
1993). Les produits avec un H dépassant largement 2,5.10-5 sont volatiles
- leur volatilité décroissant avec le temps -, tandis que ceux
dont le H est très inférieur à cette valeur sont bien
moins volatiles, avec une volatilité qui augmente avec le temps (Jury
et al., 1984 ; Clendening et al., 1990). Dans ce phénomène
de volatilisation, le plus important du point de vue environnemental est
la capacité à se répandre dans l’atmosphère
d’une grande partie du produit phytosanitaire appliqué sur le
champ (Taylor et Spencer, 1990). Le fait que les molécules de pesticide
peuvent être véhiculées fort loin par les courant
aériens est compensé par la dilution très rapide dans
l’atmosphère. Ceci, ajouté aux effets photochimiques et
aux oxydations destructrices réduit les risques d’effets
environnementaux aigus.
Cependant un tel risque existe bel et bien. Pour Paterson et coll. (1990)
le transport aérien de molécules de pesticide consécutif
à leur volatilisation est la voie principale de transfert vers les
plantes et donc vers les animaux et les hommes. On a, d’autre part,
rapporté que les vapeurs pouvaient être reconcentrées
dans les gouttelettes de brouillard puis redéposées sur les
végétaux (Glotfelty et al., 1987).
2.3. Ruissellement et lixiviation
L’eau peut entraîner la dispersion des pesticides dans le milieu
par lavage des feuilles, ruissellement et lixiviation. Le ruissellement contribue
à la pollution des eaux de surface tandis que la lixiviation contribue
surtout à celle des eaux profondes. Bien qu’on considère
souvent séparément les eaux de surface et les eaux souterraines,
elles sont liées presque partout par le cycle hydrologique. En fonction
des gradients hydrauliques c’est l’eau de surface qui alimente
les aquifères ou les aquifères qui alimentent les eaux de surface
(Leonard, 1990). Et, en conséquence, les taux de pesticides dans les
eaux superficielles pourront affecter les eaux souterraines ou dépendre
d’elles.
Le ruissellement peut être défini comme le mouvement à
la surface du sol de l’eau et des matières dissoutes et suspendues
qu’elle contient éventuellement (Leonard, 1990). Cet écoulement
peut entraîner des pesticides dissous, en suspension ou adsorbés
sur les sédiments. Pour Wauchope (1978) on peut estimer
l’entraînement hors du champ - en moyenne annuelle - à
2 à 5% (proportion variable avec la pente et les conditions hydrologiques)
des pesticides épandus pour les poudres mouillables et à moins
d’1% pour les autres formulations. Leonard et coll. (1979), à
partir de données de nombreux bassins versants, ont trouvé
que la concentration en pesticides dans les écoulements de surface
était fortement corrélée aux concentrations (à
la fois libre et liée) mesurées dans les 10 mm supérieurs
du sol à ces endroits. Les substances qui sont fortement absorbées
et résistent à la dégradation et à la volatilisation
restent longtemps à la surface du sol et sont de ce fait plus sensibles
à l’entraînement par l’eau. Leur incorporation au
sol réduira les risques de perte par ruissellement (Larson et al.,
1995). Les matières actives solubles seront plutôt
entraînées dans le sol par lixivation durant la pluie mais
cependant, si le délai entre le traitement et la première pluie
est bref, la concentration dans l’eau de ruissellement peut être
plus forte pour les produits solubles.
Le transfert par lixiviation peut causer la pollution des eaux souterraines.
L’importance de cette pollution dépendra entre autres des
propriétés du pesticide, de celles du sol, de la vitesse
d’infiltration et de l’épaisseur de la zone non saturée.
Cela fait plusieurs années qu’on considère que la
mobilité des pesticides est une caractéristique essentielle
pour l’évaluation du risque de pollution des eaux souterraines.
Cependant, ce paramètre ne doit pas être employé seul
mais en association avec la persistance pour évaluer dans quelle mesure
un produit sera dégradé durant son séjour dans la zone
non saturée (Jury et al., 1987 ; Gustafson, 1989). Ce dernier auteur,
dans cet article, a proposé un indice simple et unique du risque de
contamination par une matière active, l’indice d’ubiquité
dans l’eau souterraine (GUS
(5), qui est donné par la formule : GUS
= log(DT50)(4-log(Koc)). Ce sont les pesticides avec un GUS supérieur
à 2,8 que l’on détecte en général dans les
eaux souterraines, tandis que ceux dont l’indice est inférieur
à 1,8 n’y ont jamais été mis en évidence.
Le taux de lixiviation des pesticides dans le sol décroît avec
la teneur en matière organique de ces sols et l’épaisseur
de l’horizon supérieur à forte activité biologique.
Dans beaucoup de sols, la présence de macropores (fissures, galeries
de vers de terre, passage de racines) favorise l’entraînement
des pesticides par lixiviation, lesquels sont entraînés rapidement
vers le sous-sol et la nappe, court-circuitant une très grande partie
du sol (Beven et Germann, 1982).
2.4. Des modèles pour simuler la dispersion des pesticides dans
l’environnement
On a établi à ce jour plusieurs modèles de simulation
du devenir des pesticides dans l’environnement (Wagenet et Rao, 1990
; Gustafson, 1994). Mais aucun d’entre eux ne décrit en même
temps le comportement du produit dans le sol, sa volatilisation, sa lixiviation
ou son ruissellement et sa dégradation (Wagenet et Rao, loc. cit.
; EPPO, 1993b). Guinée et Heijungs (1993) ont proposé
d’utiliser un modèle unique pour simuler la répartition
des substances toxiques entre l’air, l’eau, le sol et les
sédiments mais on n’en connaît aucune réalisation
pratique. Ces auteurs proposent de travailler avec des modèles
environnementaux multimédias comme ceux que Mackay (1991) a construits
pour calculer l’exposition aux substances toxiques émises dans
le milieu. Dans ses modèles de fugacité de niveau III, très
utilisés, on part d’un flux diffus émis dans un environnement
standard pour établir les caractéristiques à
l’équilibre de la répartition du produit entre les
différents compartiments du milieu, en prenant en compte la sorption,
la volatilisation, le dépôt, la lixiviation, ainsi que la
dégradation. Les concentrations à l’équilibre sont
calculées en fonction des flux émis. Les concentrations ainsi
obtenues sont comparées avec des doses journalières admissibles
pour évaluer la toxicité pour l’homme ; elles sont
comparées à des concentrations maximales sans effets observés
pour estimer l’impact du polluant sur les écosystèmes
terrestres et aquatiques. Cette modélisation, méthode puissante
et élégante, a toutefois des limites. Le modèle de Mackay
niveau III doit être alimenté avec de nombreuses données
propres à chaque substance chimique et, en particulier, il est très
difficile de recueillir les paramètres de la cinétique de
dégradation dans l’air, l’eau, le sol et les sédiments
de beaucoup de pesticides. Second problème important : ces modèles
font l’impasse sur les pics de concentration de substances toxiques
qui peuvent survenir avant que la concentration s’abaisse à son
niveau à l’équilibre.
C’est le manque de sélectivité des pesticides vis-à-vis
de leur cible qui provoque la plupart des effets nocifs pour
l’environnement. Les animaux absorbent les pesticides via la nourriture
ou l’eau d’alimentation, via l’air respiré ou au travers
de leur peau ou de leur cuticule. Ayant franchi diverses barrières,
le toxique atteint les sites du métabolisme ou est stocké.
On utilise habituellement pour estimer la toxicité d’une substance
chimique la dose (ou la concentration) qui provoque un effet particulier
chez la moitié - statistiquement - de la population soumise au toxique
(DE50 ou CE50). Si cet effet est la mort, on parle de dose (ou de concentration)
létale 50 (DL50 ou CL50). La dose (ou la concentration) maximale sans
effet (DMSE) est la dose immédiatement inférieure à
celle qui provoque le moindre effet dans la même épreuve
expérimentale (Severn et Ballard, 1990). Dans les cas où les
vitesses d’excrétion ou de métabolisation de la molécule
sont faibles, où elle est liposoluble, où elle est fortement
liée à d’autres constituants de l’organisme, sa
concentration finale dans l’organisme sera plus élevée
que dans le milieu de cet organisme (Madhun et Freed, 1990). Pour ce qui
est des substances liposolubles, la bioaccumulation dépend du coefficient
de partage octanol-eau Kow ; si celui-ci est élevé et la vitesse
de dégradation faible, la substance s’accumulera à des
concentrations croissantes dans les organismes se succédant le long
de la chaîne trophique. C’est ce qu’on appelle la bioaccumulation
(biomagnification, Cooper, 1991). Et il est évident qu’un pesticide
qui suit ce processus est, à exposition et toxicité égales,
plus dangereux pour l’environnement qu’un autre produit qui ne
s’accumule pas.
La toxicité, et notamment la toxicité chronique, se manifeste
par des effets très divers. Pour ce qui est de l’impact sur
l’homme, on doit prendre en compte, outre la toxicité proprement
dite, les effets carcinogènes, immunodépresseurs, mutagènes,
neurotoxiques et tératogènes (Hayes, 1991). On a montré
récemment que les pesticides étaient capables d’endommager
le système immunitaire (Culliney et al., 1992) ou de perturber les
régulations hormonales, tant chez l’homme que chez l’animal,
provoquant des symptômes variés (Leblanc, 1995). Parmi les
problèmes de santé humaine, on a soupçonné un
lien entre la présence de produits chimiques « perturbateurs
endocriniens » et un taux accru de cancers du sein, de la prostate,
du testicule, d’endométriose, de malformations congénitales
de l’appareil reproducteur masculin et de réductions du nombre
de spermatozoïdes (Hileman, 1994 ; Davis et Bradlow, 1995 ; Kelce et
al., 1995).
Si on dispose des données sur la toxicité aiguë pour
l’homme (à partir de tests sur des mammifères) pour presque
toutes les matières actives pesticides, nos connaissances sur leur
toxicité chronique - en particulier si l’on considère
les risques récemment découverts cités plus haut - sont
insuffisantes pour beaucoup de substances. Soulignons qu’il aura fallu
plusieurs décennies pour mettre en évidence les effets de
perturbation des régulations hormonales que possèdent quelques-uns
des pesticides les plus employés (ou leurs métabolites). Ceci
fournit un argument puissant à ceux qui tiennent notre connaissance
des effets indésirables des pesticides sur l’homme et sur la
nature pour incomplète par définition et qui veulent imposer
au nom du « principe de précaution » une stricte limitation
des expositions aux pesticides.
3.1. Toxicité pour l’homme
Lorsqu’un pesticide atteint des zones non cibles, ce qui peut arriver
de pire est que des gens s’empoisonnent. On estime à un million
par an le nombre d’intoxications accidentelles par pesticides dans le
monde et à 20 000 celui de cas mortels (WHO-UNEP, 1989). Si l’on
ajoute les cas intentionnels (il s’agit surtout de suicides) on arrive
à 3 millions d’empoisonnements, dont 220 000 morts (Levine,
1991).
Le plus souvent, le toxique est ingéré sous forme de résidus
présents dans la nourriture ; mais l’absorption peut se faire
dans l’eau de boisson, par l’air inhalé ou par contact de
la peau avec le produit (Spear, 1991). Les agriculteurs et les ouvriers qui
préparent les mélanges et réalisent les traitements
risquent plus que le reste de la population d’être atteints par
contact de la peau ou par inhalation (Spear, loc. cit.). Aux États-Unis,
99% des gens stockent du DDT (ou des dérivés de cet
organo-chloré) dans leurs tissus adipeux, et ce à raison de
quelque 4 ppm. On a trouvé beaucoup de pesticides dans le lait humain,
parfois en quantité supérieure à la DJA pour le nourrisson
(Jensen, 1983).
3.2. Écotoxicité
Même si la plupart des traitements sont appliqués sur les parties
aériennes des plantes, une bonne part du produit atteint toujours
le sol, où vivent des bactéries, des champignons, des algues,
des vers de terre et des insectes, entre autres (Russel, 1973). On doit faire
particulièrement attention aux effets nocifs des pesticides sur la
microflore du sol, laquelle est essentielle au maintien de la fertilité.
De très nombreux travaux ont montré que les traitements faits
correctement ont un effet limité sur le métabolisme microbien
du sol, car les espèces les plus sensibles peuvent être
remplacées par de plus résistantes (Gerber et al., 1989). Un
changement qui peut n’être pas dépourvu de conséquences
néfastes à long terme, à cause des espèces
phytopathogènes qui se trouvent parmi cette microflore (Elmholt et
al., 1991).
Les vers de terre (6) sont des agents actifs
de la fertilité des sols et forment un maillon important des réseaux
trophiques édaphiques. Les pesticides les atteignent principalement
via l’eau contaminée qui imbibe le sol. Une forte pluie juste
après un traitement est dangereuse pour eux (EPPO, 1993a). On ne dispose
pas de données sur la toxicité de la plupart des matières
actives pour les vers de terre (Linders et al., 1994) mais la situation devrait
changer, car ce paramètre est désormais considéré
comme essentiel pour l’évaluation des effets non intentionnels
sur l’environnement d’un pesticide (EPPO, 1993a). Les pesticides,
et tout particulièrement les insecticides, peuvent être dangereux
pour les antagonistes (compétiteurs, prédateurs et parasites)
des ravageurs cibles. Ayant passé en revue les résultats des
recherches sur l’agriculture intégrée, Holland et coll.
(1994) sont arrivés à la conclusion que l’emploi massif
de pesticides conduit en général à la diminution des
effectifs d’insectes et autres invertébrés. Les données
toxicologiques ne sont disponibles que pour peu d’espèces
d’insectes, hormis l’Abeille domestique pour laquelle, en raison
de son importance économique, on possède ces données
pour la plupart des pesticides (Linders et al., 1994). La fourniture de
données sur la toxicité des pesticides vis-à-vis des
arthropodes auxiliaires s’accélérera du fait de leur
importance en évaluation des risques environnementaux des pesticides
(EPPO, 1994).
Les oiseaux sont certainement un des éléments les plus
appréciés de la faune sauvage. Dès le début des
années 50, on a rapporté des mortalités dans des champs
traités au DDT ou avec d’autres produits (Madhun et Freed, 1990).
Il s’agissait d’empoisonnements secondaires, les oiseaux ayant
gobé des insectes handicapés par les effets de l’insecticide.
La pratique, à cette époque, du traitement des graines aux
organo-chlorés a tué des quantités d’oiseaux
granivores. Quand la dose ingérée est insuffisante pour causer
la mort, il peut apparaître des effets sublétaux. Ainsi le DDT
affecte les capacités de reproduction (Leblanc, 1995) et peut
entraîner la ponte d’œufs à la coquille très
mince : c’est là l’effet adverse des pesticides le plus
important sur les oiseaux (Hall, 1987). Si l’on dispose des données
relatives à la toxicité aiguë de la plupart des pesticides
sur les oiseaux, elles manquent le plus souvent en ce qui concerne la
toxicité chronique (effets sublétaux).
Les morts de mammifères imputables aux pesticides sont
généralement la conséquence de l’ingestion d’une
nourriture contaminée. Les prédateurs accumulent des
quantités de résidus plus élevées que les herbivores.
On a noté des mortalités massives lors de grandes opérations
de lutte menées avec des organo-chlorés (Madhun et Freed, 1990).
On a, d’autre part, montré que l’exposition péri-
ou néonatale de mammifères à des pesticides comme
l’aldrine, l’atrazine, le chlordane et la dieldrine pouvait perturber
de diverses façons leur différenciation sexuelle (Leblanc,
1995).
Les pesticides peuvent provoquer des dégâts importants dans
la faune aquatique, les mortalités de poissons étant les plus
spectaculaires. Pimentel et coll. (1993) estiment qu’entre 1977 et 1987,
aux États-Unis, 6 à 14 millions de poissons sont morts, chaque
année, à cause des pesticides. Les épreuves de
toxicité aquatique portent sur les algues, les crustacés (daphnies)
et les poissons, représentant 3 niveaux trophiques majeurs. On dispose
de données sur la toxicité aquatique pour la plupart des
matières actives (Linders et al., 1994).
On voit bien qu’il est compliqué de mesurer
l’écotoxicité d’une substance, car il faudrait prendre
en compte des milliers d’espèces d’êtres vivants qui
toutes réagissent différemment à l’exposition du
polluant. L’Agence états-unienne de protection de
l’environnement a proposé un ensemble de règles
d’extrapolation pour établir les valeurs relatives à
l’écosystème des données toxicologiques relatives
à l’espèce, prenant acte du manque de données et
de la variabilité interspécifique et admettant que 95% des
composantes de l’écosystème seront protégées
par ces seuils (US EPA, 1984). Depuis, Sloof (1992) a proposé
d’apporter des modifications à cette méthode. L’un
et l’autre de ces protocoles fournissent une estimation d’un «
seuil de préoccupation environnementale » qui peut être
utilisé comme une concentration sans effet nocif, pour
l’écosystème.
Nous venons de passer en revue la littérature sur la dispersion des pesticides et l’exposition à ces toxiques (chapitre 2) et sur leur toxicologie (chapitre 3). Nous allons maintenant examiner les tentatives pour quantifier les effets environnementaux des pesticides. Levitan et coll. (1995) en ont dressé un vaste inventaire, établissant une liste de 38 procédés allant de relevés anecdotiques aux méthodes intégrant les conditions économiques et un vaste ensemble de descripteurs du milieu en passant par les bases de données et les estimations fondées sur un unique paramètre. Nous avons retenu et présentons ci-dessous 6 méthodes conçues pour aider l’agriculteur dans le choix de ses produits de traitement et qui prennent en compte plusieurs critères environnementaux (tableau I).
Tableau I. Méthodes d’évaluation de l’impact
des traitements pesticides
X : paramètre pris en compte ; - : paramètre
ignoré
(*) 1. Higley et Wintersteen (1992) ; 2. Hornsby (1992) ; 3. Kovach et al. (1992) ; 4. Reus et Pak (1993) ; 5. CLM-IKC (1994) ; 6. Penrose et al. (1994) ; 7. Vereijken et al. (1995).
Il est évident qu’il faut considérer à la fois l’exposition et la toxicité pour évaluer l’effet environnemental. Mais il n’est pas simple de pondérer correctement les composantes de l’une et de l’autre. Comment classer les dangerosités des différentes voies de dispersion et les importances des différents organismes touchés ? Estimer la nuisibilité environnementale implique de porter un jugement sur les dégâts causés via la lixiviation par rapport à ceux qui dépendent de la volatilisation, ou encore sur les atteintes à la santé de l’homme ou des vers de terre par rapport à celle des algues. Ces jugements se fondent sur des suppositions qui ne sont pas énoncées de façon explicite dans les articles qui décrivent ces méthodes. On peut cependant les retrouver à partir des types de risques environnementaux pris en considération et du poids donné à chacun.
4.1. Seuils de nuisibilité économique et
environnementale
Ils sont une extension du concept de seuil de nuisibilité économique
(SNE), proposée par Higley et Wintersteen (1992). Les SNE servent
en défense des cultures à déterminer si le traitement
envisagé est économiquement justifié. Ce seuil est
défini comme étant l’effectif atteint par la population
de l’organisme indésirable correspondant à
l’égalité entre le coût du traitement et le
bénéfice qu’on en attend. Si les SNE dépendent
du coût de la préparation et de son application, les seuils
de nuisibilité économique et environnementale (SNEE) de Higley
et Wintersteen prennent en compte aussi les coûts environnementaux.
Ceux-ci sont calculés pour les différentes catégories
de risques pour l’environnement (tableau I) et les degrés de
risque (fort, moyen, faible, nul) sont établis pour chaque matière
active et pour chaque type de risque. On s’appuie sur des critères
comme les propriétés physiques et chimiques de la substance
et sur sa toxicité (CL50 et DL50). Pour hiérarchiser les
différents risques et pour estimer les coûts correspondant aux
4 degrés de risque, on interroge les agriculteurs selon la méthode
d’évaluation contingente sur la somme qu’ils seraient
disposés à payer (par hectare), dans chaque cas, pour éviter
un risque de pollution à la suite de tel ou tel traitement.
On réunit ainsi des données sur les coûts environnementaux
des traitements phytosanitaires, qui peuvent servir à choisir le moins
dangereux pour l’environnement ou à calculer le coût total
de l’application en vue d’un choix qui tienne compte à la
fois des coûts directs et des coûts environnementaux. On peut
enfin utiliser ces données pour établir des SNEE. Il est clair
que les agriculteurs respectueux de ces seuils admettront des effectifs plus
élevés de l’organisme indésirable et traiteront
moins souvent.
4.2. Criblage selon la capacité d’altérer la qualité
de l’eau
Une telle méthode est proposée par Hornsby (1992). Le danger
pour l’environnement que représente une substance dépend
de sa capacité à contaminer les milieux aquatiques, de sa
toxicité pour l’homme et les poissons et de caractéristiques
pédologiques (tableau I). On calcule deux indices : le potentiel relatif
de lixiviation (PRL) et le potentiel relatif de ruissellement (PRR) à
partir de la constante Koc (cf. ci-dessus) et de la DT50, selon les formules
:
PRL=10 (Koc/DT50) et PRR=106/(Koc.DT50)
Si Koc<103 et PRL<PRR, alors PRR prend la valeur de PRL. Les deux indices sont ainsi construits que leurs faibles valeurs correspondent à un risque élevé, à l’instar des DL50. On classe les sols dans les catégories fort, moyen ou faible de risque de lixiviation et de ruissellement à partir de leur perméabilité, de la présence d’une couche de matériaux organiques, de leur catégorie hydrologique et de la pente. On dispose d’un ensemble de critères - basés sur la classification du sol pour le risque de lixiviation et de ruissellement - qui permettent d’éviter le pire des cas. Ainsi, si le risque de lixiviation est fort, l’agriculteur saura-t-il qu’il doit choisir un pesticide avec des valeurs élevées pour le PRL et la toxicité pour l’homme ; si c’est le risque de ruissellement qui est grand, il devra se tourner vers les produits à forts PRR et CL50 (aquatique).
4.3. Le quotient d’impact environnemental
Ce QIE, proposé par Kovach et coll. (1992), est un nombre unique pour
décrire les effets nocifs des pesticides sur le personnel agricole,
sur le consommateur et sur l’environnement. Son calcul fait intervenir
un grand nombre de catégories de risques pour l’environnement
(tableau I) ; au sein de chacune, on détermine pour chaque matière
active un degré d’impact sur l’environnement entre 1 (minimum)
et 5 (maximum). Les trois composantes (personnel, consommateur, environnement)
ont le même poids dans le calcul du QIE. Au sein de chacune, les
catégories de risque individuelles sont multipliées par 5,
3 ou 1 en fonction de leur importance présumée. Une règle
prévaut dans ce calcul : le potentiel d’impact d’un pesticide
donné pour une catégorie de risque est égal à
la toxicité du pesticide multipliée par son potentiel de
contamination (par ex. : potentiel de lixiviation ou demi-vie à la
surface de la plante). Illustrons par un exemple la démarche de Kovach
: le risque pour le personnel est la somme de l’exposition au traitement
(toxicité aiguë per cutem x 5) et de l’exposition pendant
la récolte (toxicité aiguë per cutem multipliée
par la demi-vie sur le feuillage) multipliée par les effets à
long terme (toxicité chronique). En multipliant le QIE d’un pesticide
par la proportion de matière active dans la préparation et
par la dose appliquée, on a le « score d’utilisation au
champ ». Un indice qui permet de comparer entre eux les impacts
environnementaux des différents pesticides et des programmes de lutte.
4.4. Les points d’impact environnemental
Reus et Pak (1993) proposent une « aune environnementale » qui
permet de donner des points d’impact environnemental (PIE) aux pesticides
en fonction de leur capacité à polluer les eaux souterraines
et à affecter les organismes aquatiques et du sol. On lira un exposé
complet de leur méthode sous la référence CLM-IKC (1994).
On calcule le taux de lixiviation et la concentration environnementale
prédite (CEP) de la matière active et de ses principaux
métabolites dans les eaux souterraines superficielles, ce à
l’aide du modèle de simulation PESTLA (Boesten et van der Linden,
1991). Le modèle considère un sol avec une zone non saturée
peu profonde sous le climat des Pays-Bas en année moyennement pluvieuse.
Pour ce qui est du pesticide, le modèle doit être nourri avec
la DT50 et le coefficient de partage matière organique-eau (Kom).
Les calculs sont faits en considérant un traitement standard à
la dose de 1 kg de matière active par ha, 5 classes de richesse en
matière organique du sol et 2 saisons de traitement. Les PIE sont
calculés par la formule : PIE=100(CEP/norme). Pour ce qui est de la
lixiviation, la norme est la concentration maximum admissible, fixée
à 0,1 µg.l-1 par l’Union européenne pour l’eau
de boisson. Le résultat obtenu sera corrigé en fonction de
la dose utilisée (à moins que celle-ci ne soit égale
à la dose standard de 1 kg/ha). On procède de même pour
calculer les PIE pour les organismes aquatiques et du sol, en prenant pour
norme des indices de toxicité. Cette méthode donne des points
d’impact environnemental pour l’eau souterraine, les organismes
vivant dans l’eau de surface et les organismes du sol.
4.5. L’indice pesticide
Proposée par Penrose et ses collaborateurs (1994), la démarche
est destinée à aider les agriculteurs à réduire
la quantité de résidus de pesticides dans les fruits. On calcule
l’« indice pesticide » (IP) en ajoutant à un indice
de résidu (IR) un indice de valeur (IV). Cet IV estime l’importance
du pesticide dans le système de production. L’IR dépend
de la dose, du lieu d’application et de la date du traitement ainsi
que de la durée de l’intervalle de temps obligatoire entre le
dernier traitement et la récolte. On attribue une cote entre 1 (faible)
et 5 (fort) pour chacun de ces 4 facteurs. L’utilisateur peut pondérer
ces facteurs d’un coefficient multiplicateur allant de 1 à 4.
L’IR du pesticide est la somme des valeurs des 4 facteurs et peut aller
de 4 à 80. L’IV dépend de l’efficacité du
pesticide, de son coût, de ses effets sur l’environnement, de
sa toxicité pour les mammifères, de sa compatibilité
avec les systèmes de lutte intégrée et de l’existence
de pesticides de substitution. Cette note est établie à la
façon de l’indice de résidu et elle peut prendre toutes
les valeurs entre 6 et 120.
4.6. L’exposition de l’environnement aux pesticides
Il s’agit de calculer des scores d’exposition de l’environnement
aux pesticides (EEP) pour aider les agriculteurs à réduire
cette exposition (Vereijken et al., 1995). On calcule ces scores pour
l’air, le sol et l’eau : on ne les agrège pas en une seule
note, laissant à l’utilisateur le soin d’attribuer des poids
adéquats à ces trois scores. Les formules sont :
EEP air=m.p ; EEP sol =m.DT50 et EEP eau = m.DT50.Kom -1
où m est la masse de matière active appliquée, p est
la pression de vapeur de la substance, DT50 est la demi-vie dans le sol et
Kom le coefficient de partage matière organique-eau.
Ce calcul ne fait pas intervenir les effets toxiques. Les auteurs pensent
en effet que les données toxicologiques dont on dispose ne sont pas
adéquates, car elles ne mesurent qu’une petite partie des effets
des pesticides sur les organismes et sur l’environnement (F. Wijnands,
com. pers., 1995). Par conséquent ils trouvent plus intéressante
une telle démarche qui vise la réduction de l’exposition
aux pesticides.
L’impact environnemental des pesticides dépend de leur concentration dans l’environnement (suite à leur dispersion) et de leur toxicité. On a vu (chapitre 2) que de nombreux facteurs interviennent sur les modalités de la dispersion et que de nombreux phénomènes et organismes déterminent le degré de toxicité (chapitre 3). D’où la diversité des méthodes proposées pour l’évaluer (examinées au chapitre 4). On discutera ici de ces méthodes des points de vue choix, transformation et agrégation des paramètres, ainsi que de l’emploi de la modélisation.
5.1. Paramètres utilisés pour évaluer l’impact
environnemental
Les méthodes Hornsby, Higley et Wintersteen, Reus et Pak, et Vereijken
et al. sont principalement ou uniquement des méthodes
d’évaluation des impacts environnementaux. Celle proposée
par Kovach et coll., en revanche, en dépit de son appellation de «
quotient d’impact environnemental », prend autant en compte les
effets sur le personnel agricole et sur le consommateur que ceux sur
l’environnement. L’« indice pesticide » de Penrose et
coll. peut encore moins être considéré comme un indice
des impacts environnementaux puisque ceux-ci ne sont pris en compte qu’au
travers de l’un des 10 paramètres considérés :
il s’agit là plutôt d’un indice pratique pour
réduire les quantités de résidus dans les produits
récoltés.
Les 6 méthodes que nous avons décrites usent de paramètres
très différents (tableau I). Dans les méthodes Hornsby,
Higley et Wintersteen, Kovach et al., Reus et Pak, on évalue à
la fois des variables d’exposition et de toxicité. Pour ce qui
est de l’exposition, on considère l’un ou l’autre ou
l’ensemble de ces voies de dispersion : la lixiviation vers les
aquifères souterrains, le ruissellement ou la dérive vers les
eaux de surface et la présence dans le sol. Seule la méthode
Vereijken et al. prend en compte la volatilisation des pesticides et il est
surprenant que les autres négligent ce phénomène qui
peut provoquer des pertes supérieures à celles causées
par la lixiviation et le ruissellement. Curieusement, Vereijken et coll.
emploient la pression de vapeur pour calculer leur score EEPair alors que
la constante de Henry semble plus appropriée (voir en 2.2.). Ces derniers,
en outre, ne tiennent pas compte de la toxicité du produit du fait
que leur but est de réduire l’exposition aux pesticides quelle
que soit leur toxicité : leur méthode pourrait conduire à
faire préférer une matière active toxique à une
autre moins dangereuse pour peu qu’elle soit appliquée à
une dose plus faible.
Deux des six méthodes, celles de Higley et Wintersteen et de Hornsby,
ne tiennent pas compte de la dose appliquée lors du traitement : pourtant,
la dose ne peut qu’influer fortement sur la concentration du pesticide
dans l’environnement. Le mode de traitement (aéronef ou
matériel tracté, incorporation dans le sol ou pas), qui influe
quant à lui beaucoup sur l’entraînement par le vent ou
par l’eau de ruissellement et sur le taux de volatilisation du pesticide,
devrait également être pris en compte, ce que seule la méthode
Reus et Pak fait. On ne devrait pas négliger non plus les
métabolites des pesticides
- qui peuvent être aussi nocifs que les matières actives. Reus
et Pak, là aussi, sont les seuls à les prendre en compte.
Enfin, aucune des 6 méthodes ne se soucie des causes d’impact des pesticides sur l’environnement en dehors des traitements agricoles. La fabrication, le transport, le stockage des emballages vides ne sont évidemment pas sans effets sur l’environnement. On dispose de méthodes d’analyse de cycle de vie pour les mesurer (Guinée et al., 1993). Malheureusement, il est difficile ou impossible de rassembler les données nécessaires, sauf pour le traitement effectué avec le pesticide. Au contraire d’autres toxiques, les pesticides sont faits pour être dispersés dans l’environnement et on peut admettre que leurs impacts environnementaux résultent essentiellement de leur emploi au champ lors des traitements.
5.2. Transformation et agrégation des paramètres
Les méthodes Higley et Wintersteen, Kovach et al. et Penrose et al.
se ressemblent du point de vue de leur structure. Toutes trois font subir
aux paramètres des transformations en cotes (4 degrés de risque
environnemental chez le premier, des notes de 1 à 5 chez les deux
autres). Ensuite, l’ensemble des valeurs obtenues pour les paramètres
est fondu en un seul indice synthétique en faisant intervenir un
procédé de pondération. C’est seulement chez Kovach
et al. qu’on procède à la multiplication de la toxicité
par l’exposition pour calculer l’impact environnemental.
La transformation des valeurs originelles - qui peuvent s’étaler
sur plusieurs ordres de grandeur - en cotes - dont la gamme est bien plus
étroite - affecte fortement les résultats finaux (Dushoff et
al., 1994). Prenons un exemple. Selon la méthode Kovach et al., un
pesticide dont la toxicité pour les poissons est de 0,5 ppm se verra
affecté d’une cote de 5 et celui dont la toxicité est
de 20 ppm aura 1. Un rapport de 1 à 40 est transformé en un
rapport de 1 à 5. D’autre part, l’indice synthétique
est directement proportionnel à la dose de pesticide utilisée,
puisque celle-ci n’est pas transformée en cote. Un tel
procédé va forcément favoriser les produits très
toxiques appliqués à faible dose par rapport aux matières
actives moins toxiques épandues à forte dose.
L’agrégation de tous les paramètres jugés importants
en un index synthétique comme le proposent Higley et Wintersteen,
Kovach et al. et Penrose et al. est évidemment très pratique
pour l’agriculteur. Les trois autres méthodes lui fournissent
4 (Hornsby) ou 3 (Reus et Pak, Vereijken et al.) valeurs qu’il devra
considérer pour choisir le bon pesticide. La méthode Hornsby
lui apporte l’aide de critères de sélection qui indiquent
l’importance relative de chaque valeur, en fonction du type de sol.
Avec celle de Reus et Pak, on est guidé dans l’interprétation
des 3 valeurs, en prenant en considération, par exemple, la distance
à l’eau de surface. Avec la méthode Vereijken et al.,
c’est à l’utilisateur de donner à chacune des 3 valeurs
le poids qui convient.
5.3. L’emploi de la modélisation
Chacune des méthodes présentées ici considère
ses propres aspects de l’impact environnemental, en leur donnant des
importances relatives différentes. Cela veut dire que chacune sous-entend
une définition particulière des impacts environnementaux des
pesticides et, chose surprenante, on ne trouve dans aucun des 6 articles
de définition de ces impacts ni de discussion sur ses fondements
scientifiques et aucun ne livre la moindre tentative pour voir si le degré
d’impact environnemental qu’il calcule correspond à
l’impact réel du pesticide sur l’environnement.
Au terme de notre revue bibliographique, nous pouvons faire quelques remarques
sur cette définition et sur la validation des résultats. Si
l’on part du principe que l’«impact environnemental »
d’un pesticide résulte d’une combinaison de l’exposition
qui découle de son emploi et de sa toxicité, il est évident
que cet impact augmente avec l’une et l’autre. Une méthode
idéale d’estimation de l’impact environnemental d’un
traitement pesticide prendrait en compte de façon quantitative la
dispersion d’une quantité de matière active et de ses
métabolites dans l’air, dans le sol et dans les eaux de surface
et souterraines, leur absorption par les organismes et leur dégradation
dans tous les compartiments du milieu. Elle prendrait en compte la technique
de traitement (sur le feuillage, sur le sol, dans le sol), les conditions
météorologiques (vent, pluie, température), les
caractéristiques du sol (teneur en matière organique, profondeur
de la zone biologiquement active, épaisseur de la zone non saturée)
et celles du lieu (pente, distance à un lac ou à une
rivière). Elle livrerait des concentrations environnementales
prédites (CEP) pour toute une gamme de compartiments de
l’environnement. Toujours de façon idéale, on disposerait
des données toxicologiques pour de très nombreuses espèces
dans chaque compartiment et on établirait les concentrations sans
effet prédit (CSEP) ou des seuils de préoccupation environnementale
(voir en 3.2.). Pour chaque compartiment, on pourrait combiner les valeurs
des CEP et des CSEP en un quotient de risque (cf. en 1.) et, enfin, faire
d’une moyenne pondérée de ces quotients l’estimateur
global de l’impact environnemental d’un traitement. Cette
démarche idéale impliquerait d’avoir un modèle
de simulation qui prenne en compte les spécificités locales
pour calculer les CEP et de disposer d’une grande quantité de
données toxicologiques pour calculer les CSEP. Cette approche pourrait
être validée jusqu’à un certain point car les calculs
des CEP peuvent être contrôlés au moyen de valeurs empiriques
et leur degré de vraisemblance peut être pris comme critère
de la valeur de la méthode.
L’emploi d’un modèle de simulation semble la meilleure solution.
Mais les obstacles pratiques ne manquent pas. En premier lieu, comme on l’a
dit en 2.4., aucun des modèles actuels ne décrit
simultanément l’ensemble des mécanismes de dégradation
et les modes de dispersion ; une solution peut être de prendre le
modèle le plus complet qui existe. Il n’en demeure pas moins
une difficulté pratique : ces modèles prennent en compte les
spécificités d’un site. Ce n’est pas d’une
simulation adaptée au cas du champ dont on a besoin, mais de calculs
portant sur des catégories de conditions particulières (p.
ex. technique et date du traitement, teneur du sol en matière organique,
pente, quantité de précipitation). En conséquence, les
« scores d’impact » qu’on obtiendra dépendront
des modalités et du lieu du traitement. Ceci traduit bien la
réalité mais complique l’évaluation et peut en
freiner ou en empêcher l’usage par l’agriculteur. Autre obstacle
possible, le manque de données : plus un modèle est
perfectionné, plus il est gourmand en données et certaines
d’entre elles pourront n’être pas disponibles.
C’est vraisemblablement à cause de ces difficultés pratiques
qu’une seule de nos méthodes (celle de Reus et Pak) emploie la
simulation. Dans les autres, on a choisi des démarches plus simples,
semi-quantitatives : après avoir identifié une série
de descripteurs de l’exposition et de la toxicité les auteurs
les ont agrégés en 1 ou plusieurs indices. Contrairement à
la démarche passant par une simulation qui tente de donner une estimation
quantitative de l’impact environnemental du pesticide, ces protocoles
plus simples sont plutôt des tentatives pour résumer un certain
nombre de données liées à cet impact : ils ne
prétendent pas mesurer exactement cet impact et, donc, les valider
(p. ex. comparer la « note d’impact environnemental » avec
l’impact réel) n’a pas de sens. De tels indices plaisent
en raison de leur simplicité et de leur absence de prétention.
La lecture des articles consacrés à l’impact environnemental
des pesticides et l’examen des méthodes proposées nous
suggèrent des pistes pour les recherches à poursuivre.
L’impact d’un pesticide sur l’environnement dépend
essentiellement :
- de la quantité de matière active employée et de son
mode d’application ;
- de sa répartition entre l’air, le sol, les eaux de surface
et les eaux souterraines et de la concentration qu’il atteint dans chacun
de ces compartiments ;
- de sa vitesse de dégradation dans chacun de ces compartiments ;
- de sa toxicité pour chacune des espèces qui y sont
présentes.
Le mieux est d’utiliser un modèle complet de simulation, une démarche intéressante car elle permet d’estimer réellement l’impact environnemental du pesticide et se prête à la validation des résultats. Mais pour des raisons pratiques (faute de données, faute de disposer d’un modèle complet et pour convenir aux utilisateurs) on a bien plus souvent recours à des outils plus simples, moins ambitieux, qui donnent une valeur à un indice, qui résume plusieurs paramètres liés à l’impact environnemental du pesticide.
Nouvelle adresse
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[R] Notes
(1) Entrainement par le vent
.[VU]
(2) Temps au bout duquel il reste, statistiquement, la
moitié de la quantité initiale d'une
substance.[VU]
(3) Matière active du Némacur 5, nématicide
systémique, possédant une activité secondaire
vis-à-vis des insectes piqueurs-suceurs.[VU]
(4) Entrainement par les eaux de
drainage.[VU]
(5) Groundwater ubiquity score.[VU]
(6) Annélides Enchytréides et
lumbricidés.[VU]
