Ne pas confondre contamination et pollution

Contamination et pollution sont deux notions scientifiques différentes et savoir les distinguer a beaucoup d’importance dans le débat public.

La contamination est caractérisée par la présence d’une ou de plusieurs substances chimiques dans un sol du fait des activités humaines [1]. Cette définition exclut une origine naturelle, provenant par exemple de substances déposées suite à une éruption volcanique ou héritées de la composition chimique du matériau géologique ayant participé à la formation du sol.

La pollution correspond, elle, à un préjudice causé par les substances présentes dans le sol sur son fonctionnement et en particulier sur les organismes qui y vivent [1]. Le lien entre contamination et pollution n’est donc pas systématique. Sans mise en évidence d’un effet préjudiciable, une contamination ne peut être considérée comme une pollution. À l’inverse, une pollution d’origine naturelle ne peut être considérée comme une contamination, cette dernière étant nécessairement d’origine anthropique.

Cette distinction s’inscrit dans le fondement même de la démarche d’évaluation des risques liés à une contamination du sol. Elle permet d’éviter de classer a priori des pratiques pouvant être considérées au sens strict comme contaminantes, mais qui ont des effets intentionnellement positifs sur l’utilisation que nous faisons du sol, avec celles qui ont au contraire des effets délétères. C’est notamment le cas des nombreuses pratiques agricoles qui visent à améliorer la fertilité du sol en l’enrichissant par l’apport de matières organiques (fumiers, lisiers, composts...) ou minérales (engrais de synthèse azotés ou phosphorés) et qui constituent donc par définition une « contamination ». Pourtant, si certaines de ces pratiques peuvent occasionnellement avoir des effets préjudiciables, la majorité d’entre elles améliorent au contraire le fonctionnement du sol de telle sorte qu’il n’est, le plus souvent, pas pertinent de parler de pollution. Faire la distinction entre contamination et pollution permet également de hiérarchiser la gestion des sols contaminés en ciblant les situations les plus problématiques pour lesquelles une toxicité sur l’être humain ou les organismes du sol a été factuellement mise en évidence.

Toutefois, une contamination peut être le signe avant-coureur d’une pollution à venir dont les conséquences délétères ne sont pas encore mises en évidence ou masquées temporairement par les capacités de résistance et de résilience du sol.

Les sols, réceptacles à contaminants

Pour prévenir une pollution du sol, il convient tout d’abord d’appréhender le niveau de sa contamination. Cette dernière résulte d’une perturbation du cycle biogéochimique d’une ou plusieurs substances, naturelles ou de synthèse, par les activités humaines [2]. Le cycle biogéochimique désigne l’ensemble des processus cycliques de transport et de transformation d’un élément ou d’une molécule entre les différents compartiments de l’environnement que sont l’air, l’eau, le sol, le sous-sol et les êtres vivants. On parle ainsi des cycles du carbone, de l’azote, de l’eau, etc.

Dans le contexte qui nous intéresse ici, cette perturbation correspond à un blocage au niveau du sol et à plus ou moins long terme du transfert de ces substances vers les autres compartiments de l’environnement. Les apports de contaminants (par exemple par les fertilisants ou les produits phytosanitaires) deviennent supérieurs à la capacité du sol à les faire circuler vers un autre compartiment (par exemple vers la ressource en eau par érosion à la surface du sol ou vers la biosphère par le prélèvement par les plantes). Ce phénomène doit se produire sur une échelle de temps perceptible par l’être humain pour que la contamination soit caractérisable, soit de quelques mois à quelques décennies. Cela se traduit concrètement par un bilan excédentaire du contaminant et en conséquence par son accumulation dans le sol.

Ces perturbations des cycles biogéochimiques sont bien décrites pour les éléments chimiques majeurs tels que l’azote et le phosphore, avec de sérieuses conséquences en matière d’eutrophisation des eaux douces et marines, correspondant à un enrichissement en matières nutritives qui provoque la prolifération de certaines algues [3, 4]. Elles ont également été décrites plus récemment pour des contaminants émergents comme les plastiques [5].

Ces accumulations sont particulièrement marquées dans les sols dont la porosité agit, à l’image d’un tamis, comme un filtre physique, alors que la réactivité de la matière organique et des minéraux (comme les argiles par exemple) joue, à l’image du charbon actif d’une bonbonne d’eau, un rôle de filtre chimique. On comprend dès lors que les propriétés physiques et chimiques intrinsèques du sol en font un excellent réceptacle des contaminants émis dans l’environnement.

La biodisponibilité, déterminant clé de la pollution

Pour caractériser l’existence d’une pollution dans un sol contaminé, les scientifiques s’appuient sur la notion de biodisponibilité (voir le premier encadré). Selon cette dernière, seule une fraction de la concentration totale d’un contaminant est susceptible d’être absorbée par les organismes vivants pour ensuite s’y accumuler et avoir de possibles effets préjudiciables. Ces organismes incluent la faune microscopique et macroscopique (vers de terre, nématodes…), les micro-organismes (bactéries et champignons), les plantes dont les racines se développent dans le sol. Il s’agit aussi des êtres humains qui peuvent être exposés directement aux contaminants du sol par ingestion ou contact avec des particules, ou indirectement par la consommation d’aliments préalablement contaminés.

On parle alors de la fraction « biodisponible » du contaminant dont la caractérisation repose sur trois critères : la disponibilité du contaminant dans le sol, son absorption par un ou plusieurs organismes et, enfin, son accumulation dans les tissus pouvant entraîner des effets toxiques.

La biodisponibilité : trois critères à prendre en compte

La disponibilité
Pour pouvoir être biodisponible, un contaminant doit tout d’abord être disponible dans le sol, c’est-à-dire être physiquement et chimiquement accessible à un organisme vivant afin de pouvoir être absorbé par celui-ci. Cette disponibilité dépend de la forme chimique du contaminant (voir l’encadré sur le chrome ci-dessous) ainsi que de sa capacité à s’associer avec la matière organique et les minéraux du sol. Plus cette capacité est forte, plus la disponibilité du contaminant, et par conséquent sa biodisponibilité, sont faibles. Le sol étant un milieu retenant très fortement les contaminants, la fraction disponible d’un contaminant représente le plus souvent une part très minoritaire de sa concentration totale.

Pour quantifier cette disponibilité, des mesures chimiques sont réalisées sur des échantillons de sol à l’aide de protocoles standardisés consistant à extraire le contaminant à l’aide d’agents chimiques divers (solutions salines, acides, solvants organiques, molécules organiques se liant au contaminant...) avec plus ou moins de force. Une quantité importante de contaminant extraite en utilisant un agent chimique ayant un faible pouvoir extractant va traduire une disponibilité élevée du contaminant dans le sol.

Être absorbé par un organisme vivant
Présent dans le sol sous une forme disponible, un contaminant deviendra biodisponible s’il est effectivement absorbé par un organisme vivant. On parle de « biodisponibilité environnementale ». Or cela dépend aussi de la capacité de l’organisme à modifier cette disponibilité. Les organismes vivants peuvent en effet changer les propriétés physiques, physico-chimiques et biologiques du sol qu’ils prospectent. C’est par exemple le cas des vers de terre qui, en diminuant l’acidité et en augmentant la concentration en matière organique soluble du sol qu’ils ingèrent puis rejettent dans leur déjection, modifient la disponibilité des éléments minéraux présents en faible concentration (appelés éléments traces comme le cuivre, le zinc, l’arsenic, le cadmium ou encore le plomb) [6]. Autre exemple : les racines des plantes, par l’intermédiaire des substances chimiques qu’elles sécrètent, sont également capables de modifier profondément les propriétés du petit volume de sol qui s’étend sur quelques centaines de micromètres à quelques millimètres autour d’elles et qu’on appelle la rhizosphère [7]. La disponibilité des contaminants mesurée dans cette rhizosphère peut ainsi être très différente de celle mesurée dans le reste du sol non influencé par les activités racinaires [8, 9]. La disponibilité des contaminants du sol peut également évoluer dans le temps, en lien avec l’évolution de ses propriétés au fil des variations saisonnières du climat ou du fait de certaines pratiques agricoles.

Enfin, la biodisponibilité environnementale du contaminant dépend aussi de la durée d’exposition de l’organisme exposé ou encore de sa capacité à réguler biologiquement l’absorption du contaminant. Certains organismes sont considérés comme des « accumulateurs » et stockent certains contaminants dans leurs tissus en très grande quantité. En outre, les organismes peuvent progressivement s’adapter à cette exposition en mettant en œuvre des mécanismes d’excrétion qui tendent à diminuer la bioaccumulation du contaminant [10].

Bioaccumulation et toxicité
Une fois prélevé par l’organisme, le contaminant peut s’accumuler dans les tissus, pouvant entraîner un effet toxique s’il dépasse un seuil de concentration tolérable par l’organisme. C’est ce qu’on appelle la « biodisponibilité toxicologique ». Toutefois, tous les organismes vivants disposent de mécanismes physiologiques de tolérance à la bioaccumulation. Les vers de terre, par exemple, stockent les éléments traces dans des cellules spécifiques de leur intestin où des molécules comme les métallothionéines s’y associent et les empêchent d’exprimer un effet toxique [11]. Pour un organisme donné, les seuils de tolérance varient grandement en fonction de la nature du contaminant et des mécanismes à l’origine de sa toxicité. Ces seuils sont également très variables entre organismes (entre deux espèces, voire entre deux variétés d’une même espèce), ainsi que pour un organisme donné en fonction de son état de santé ou de nutrition. Un organisme déjà affaibli, par exemple par un manque d’eau ou de nutriments, sera généralement moins tolérant à la bioaccumulation.

On comprend dès lors que la biodisponibilité (environnementale ou toxicologique) peut être très différente d’un organisme à un autre, ce qu’une simple mesure physico-chimique de disponibilité réalisée sur le sol ne permettra pas de rendre compte. C’est pourquoi il est préférable de caractériser expérimentalement la biodisponibilité à l’aide de méthodes biologiques mesurant la bioaccumulation du contaminant (par exemple sa concentration dans l’organisme) ou sa toxicité sur l’organisme exposé (par exemple en comparant la croissance de cet organisme à celle d’un témoin non exposé). La communauté scientifique fait cependant face aujourd’hui à la difficulté de développer des méthodes permettant de caractériser la biodisponibilité d’une diversité toujours plus grande de contaminants auxquels est exposée une grande diversité d’organismes vivants.

La biodisponibilité est donc une notion qui fait appel à une large diversité de mécanismes physico-chimiques et biologiques. La maîtrise de cette notion est essentielle pour distinguer parmi toutes les contaminations du sol celles qui constituent une pollution et se donner les moyens d’appréhender de façon pragmatique et efficace les problématiques les plus préoccupantes en matière de santé humaine et d’impacts environnementaux.