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Agricultures urbaines et économie circulaire

Concevoir la synergie des cycles pour promouvoir un métabolisme agri-urbain écologiquement efficient et réduire l’exposition humaine aux polluants

Camille Dumat et Antoine Pierart

Résumés

À l’échelle globale, les villes concentrent la majorité de l’humanité et à la façon des installations classées pour la protection de l’environnement (règlement ICPE, France) elles visent la durabilité des pratiques afin de concilier activités anthropiques, enjeux Environnement-Santé et bien-être des populations. Dans ce contexte, concevoir durablement la dématérialisation et l’économie circulaire en zones (péri)urbaines, grâce à une approche volontairement interdisciplinaire et dé-compartimentée est un objectif crucial en termes de réduction des risques environnement-santé et des inégalités écologiques. La gestion durable des polluants persistants métalliques dans les projets d’agricultures urbaines apparait ainsi comme une opportunité en faveur de la transition écologique : vulgarisation scientifique, concertations citoyennes, altérité et alimentation durable sont en effet directement impliquées. Des résultats de recherche concernant quatre éléments métalliques couramment observés dans les écosystèmes urbains : le plomb, le cadmium, le cuivre et l’antimoine, sont discutés dans le contexte de projets d’agricultures urbaines pour illustrer ces réflexions indispensables pour concevoir la synergie des cycles biogéochimiques et de vie des produits, et promouvoir un métabolisme urbain écologiquement efficient afin de réduire l’exposition humaine aux polluants.

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Texte intégral

Introduction

1Les villes sont des écosystèmes complexes (Mathieu et Guermond, 2011) qui ont la capacité de générer des services écosystémiques (Rankovic et al., 2012) et d’évoluer vers une gestion plus durable des flux de matières et d’énergies impliquées, grâce à la création de synergies basées sur la connaissance de la nature et des quantités en jeu (Barles, 2014 ; Zélem et Beslay, 2015). Or, plus de la moitié de l'humanité réside aujourd'hui dans les villes et il est estimé qu’en 2050, deux personnes sur trois vivront en zones urbaines (FAO, 2012). Cependant, cette croissance accélérée du tissu urbain fait peser de fortes pressions sur l'environnement et la santé publique, et contribue à accroître la pauvreté et l’exclusion sociale (Michel et Ribardière, 2017). L’usage des sols (péri)urbains nécessite en particulier des arbitrages argumentés sur la base de critères objectivés afin de concilier logement, transport, agriculture et nature.

2Dans ce contexte, le développement des agricultures urbaines (AU) durables apparait comme un vecteur de transitions et de réduction des inégalités écologiques (Dumat et al., 2016). Une estimation réalisée dans les années 90 révèle qu’elle était déjà pratiquée à l’époque par 800 millions de personnes et la tendance est à la hausse. Elle génère des emplois, recycle les déchets urbains, crée des ceintures vertes et fournit des aliments frais, ce qui favorise l’alimentation durable (Mundler et al., 2014 ; Duchemin, 2013). Néanmoins, le sol est un écosystème complexe, dynamique et souvent pollué en zone urbaine par des polluants persistants (Pierart et al., 2018 a et b ; Xiong et al., 2015) avec de possibles conséquences (éco)toxiques, en particulier via la qualité des productions végétales consommées par l’homme (Xiong et al., 2017 et 2016 ; Shahid et al., 2016a ; Mombo et al., 2015). Organiser des pratiques d’agricultures (péri)urbaines (AU) durables (Coulon et Damas, 2017 ; Dumat et al., 2016) grâce à des symbioses éco-pensées et anticipées est un enjeu crucial en termes de qualité des productions végétales (Xiong et al., 2014), gestion des déchets organiques (Tounkara, 2015), réduction de l’exposition humaine aux polluants (Mombo et al., 2016).

3Concrètement, promouvoir le développement des agricultures (péri)urbaines durables, signifie en particulier de concilier : (i) dématérialisation, c’est-à-dire réduction des flux de matières (Barles, 2014), (ii) large valorisation des déchets urbains au cœur de l’économie circulaire en tenant compte en particulier de la présence de polluants, (iii) qualité environnementale et sanitaire des milieux sol-air-eau, (iv) réduction de l’exposition humaine aux polluants. Or, ces objectifs requièrent une expertise socio-scientifique interdisciplinaire : connaissance des mécanismes biogéochimiques en jeu, origines, transferts, scénarios d’exposition et impacts (éco)toxiques des substances (Mombo et al., 2016 ; Pascaud et al., 2014). Cependant, il existe très souvent des lacunes ou incertitudes de connaissances des sols et déchets urbains (origine, composition et flux), et des substances chimiques (éco)toxiques et persistantes sont fréquemment observées en zones (péri)urbaines.

4Entré en vigueur en 2007, le règlement européen Reach (EC n° 1907/2006) vise la réduction de l’exposition humaine aux substances chimiques, ceci sur l’ensemble de leur cycle de vie (fabrication, utilisation et mise en décharge). L’acronyme signifie : Registration pour EnRegistrement de toutes les substances chimiques fabriquées ou importées sur le marché européen (tonnage > 1t/an), Evaluation, pour Évaluation des propositions d’essais, des dossiers d’enregistrement et des substances d’un point de vue des risques environnementaux et sanitaires, autorisation, soit Autorisation pour les substances extrêmement préoccupantes of CHemicals (substances Chimiques). Toutes les substances chimiques (pures, diluées ou qui entrent dans la composition d’articles avec un seuil de 0,1 % en masse), y compris les substances naturellement présentes dans l’environnement comme les métaux sont concernés. L’Europe souhaite ainsi disposer des moyens juridiques et techniques pour garantir à tous, un haut niveau de protection contre les risques liés aux substances chimiques. Plusieurs objectifs précis sont visés : (i) protéger la santé humaine et l’environnement face aux risques potentiels des substances chimiques ; (ii) instaurer une information complète sur la nature et les risques des substances, du fournisseur au client final ; (iii) sécuriser la manipulation des substances chimiques par les travailleurs en imposant le respect de normes de sécurité. Reach est donc un outil fonctionnel pour réduire les quantités de substances chimiques (éco)toxiques dans l’environnement. De plus, en France, la circulaire du 8 février 2007 relative aux installations classées pour la protection de l’environnement (ICPE) « Prévention de la pollution des sols-Gestion des sols pollués », précise l’activité industrielle autorisée sur un site notamment via : la prévention de la pollution, la maîtrise des sources de pollution, la maîtrise des risques induits par une situation de pollution au regard des usages constatés ou des futurs usages du site dans le cas d’une reconversion. Un schéma conceptuel est réalisé pour visualiser les sources de pollution et les voies de transferts les plus probables vers les cibles éventuelles. Un diagnostic et des investigations sont conduits pour caractériser les milieux, rechercher les sources de pollution et interpréter l’état des milieux en relation avec les usages. Cette interprétation de l’état des milieux (IEM, phase de diagnostic) permet ainsi de s’assurer qu’ils ne présentent pas un écart significatif par rapport à la gestion sanitaire de la population française.

5L’objectif de cette communication est de sensibiliser les acteurs de l’agriculture et de l’économie circulaire (péri)urbaines de la pertinence d’intégrer dans leurs réflexions la connaissance croisée des cycles biogéochimiques des métaux (éco)toxiques persistants, et des cycles de vie des différents articles ou matériaux couramment utilisés en zones (péri)urbaines les plus peuplées à l’échelle globale. Pour ce faire, quatre éléments métalliques ont été choisis en raison de leur forte occurrence dans l’environnement et de leurs comportements contrastés dans les écosystèmes : (1) le plomb, métal émis en zones (péri)urbaines en particulier par les entreprises de recyclage des batteries automobiles ; (2) le cadmium, métal connu pour sa biodisponibilité relativement élevée et présent en trace dans les engrais phosphatés couramment utilisés à l’échelle globale ; (3) le cuivre, un oligo-élément fréquemment utilisé comme traitement phytosanitaire en agriculture biologique et (4) l’antimoine, polluant émergeant émis dans l’environnement en particulier lors du freinage des véhicules. Pour chaque élément une réflexion est présentée sur les transferts en jeu et les précautions à envisager pour réduire l’exposition humaine dans les projets d’agriculture urbaine.

Transferts de quatre polluants métalliques persistants et (éco)toxiques couramment observés en zones (péri)urbaines : Pb, Cd, Cu et Sb

Cas des particules atmosphériques fines riches en plomb

6La Commission européenne a adopté une restriction du plomb (Pb) dans plusieurs produits de consommation (Reach, 2015), car ce métal (éco)toxique et persistant (Haut Conseil de la santé publique, 2014) est fréquemment observé dans l’environnement (US-EPA, 2017, ATSDR : Agency for toxic substances and diseases registry, 2017). Comme illustré par la figure-1, des particules fines (PM) riches en plomb sont émises dans l’environnement par des activités anthropiques et des phénomènes naturels.

Figure 1. Des particules fines (PM), parfois nanométriques et riches en plomb sont en particulier émises dans l’environnement par différentes activités anthropiques principalement et aussi par des phénomènes naturels.

Figure 1. Des particules fines (PM), parfois nanométriques et riches en plomb sont en particulier émises dans l’environnement par différentes activités anthropiques principalement et aussi par des phénomènes naturels.

Source: Catinon et al., 2011/XIONG

  • 1 Mesure des concentrations absorbées, extractions chimiques et modélisation
  • 2 Mesure des échanges gazeux, des indices lipidiques, des enzymes de stress oxydant, tests de germina (...)

7La proportion dans l’atmosphère de PM fines (parfois nanométriques) et très réactives a augmenté ces dernières décennies (Xiong, 2015 ; Catinon et al., 2011) et l’Organisation mondiale de la santé a mis en garde contre leurs effets sanitaires (Uzu et al., 2014). Ces PM peuvent également altérer la qualité des sols (Goix et al., 2015) et des végétaux cultivés (Shahid et al., 2016a ; Xiong et al., 2016 & 2014). Comme illustré par la figure-2, dans le cadre du projet Dimension (Dumat, 2015a) et de la thèse de Xiong (2015), la phytodisponibilité1 et la phytotoxicité2 ont été étudiées pour le plomb présent dans des PM émises aux abords d’une entreprise urbaine de recyclage des batteries automobiles au plomb (ICPE soumise à autorisation), d’un incinérateur et par la circulation automobile.

Figure 2. Les métaux peuvent être absorbés par les végétaux cultivés à la fois par des transferts racinaires et foliaires lorsqu'ils sont cultivés dans des environnements impactés par diverses activités anthropiques.

Figure 2. Les métaux peuvent être absorbés par les végétaux cultivés à la fois par des transferts racinaires et foliaires lorsqu'ils sont cultivés dans des environnements impactés par diverses activités anthropiques.

8Plusieurs plantes couramment cultivées dans les jardins potagers (salade, choux, radis et persil) ainsi que du ray-grass ont été choisis comme modèles. Les interactions entre les deux voies de transfert (sol-plante et atmosphère-plante) ont aussi été investiguées lors d’expériences de culture sur sol pollué et/ou exposées à des retombées de PM (Xiong et al., 2017 ; Schreck et al., 2014 et 2013). Les mécanismes de transfert foliaires des polluants ont été investigués par des techniques microscopiques et spectroscopiques complémentaires afin de déterminer la localisation et la spéciation chimique des métaux ainsi que les voies préférentielles d’absorption par les plantes (Shahid et al., 2016 a et b). Différents types de sols, contaminés par des PM (différents gradients de concentrations en Pb ou pollution historique, diverses durées de vieillissement, etc.) ont été utilisés afin de déterminer l’influence de ces paramètres sur le transfert du plomb. Les risques sanitaires liés à l’exposition par ces PM ont été étudiés à travers des mesures de bioaccessibilité humaine des métaux présents dans les matrices végétales, les particules sources et les sols contaminés, susceptibles d’être ingérés. L’impact post-inhalation des métaux présents dans les PM a aussi été renseigné par des mesures de cytotoxicité et réponse pro-inflammatoire sur des cellules épithéliales pulmonaires avec (i) des composés modèles mono-spéciation chimique identifiés dans les émissions du processus de recyclage et (ii) des PM industrielles multi métalliques, afin d’étudier de façon globale les risques par ingestion et inhalation (Uzu et al., 2014). L’étude des concentrations en plomb dans les feuilles des divers végétaux exposés aux PM d’usine a confirmé l’existence d’un transfert foliaire direct en plus du transfert sol-plante bien connu (Kabata-Pendias, 2004). De plus une translocation des polluants des feuilles exposées vers les racines a été observée et étudiée par le traçage isotopique du plomb pour la salade et le radis. Des observations microscopiques et spectroscopiques montrent des différences selon la nature du végétal : chez la laitue, le Pb s’accumule dans les feuilles au niveau des zones de nécroses et à la base de la nervure centrale, tandis que dans le cas du ray-grass, la localisation du Pb est plus diffuse sur toute la longueur de la feuille (du fait de la morphologie et de la structure riche en silice). Plusieurs techniques complémentaires (micro-fluorescence des rayons X, microscopie électronique à balayage couplée à la microanalyse aux rayons X et la spectrométrie de masse d'ions secondaires à temps de vol) ont été utilisées pour étudier la localisation et la spéciation du plomb dans les parties comestibles des laitues. Les résultats ont montré des zones enrichies en plomb (souvent nécrosées) sur la surface des feuilles des diverses plantes. Des transformations biogéochimiques se sont produites sur les surfaces foliaires avec la formation d'espèces secondaires (Pb, PbCO3 et Pb organique). Certains composés du plomb ont été internalisés dans les feuilles dans leur forme primaire (PbSO4) sous une couche organique. L’internalisation au sein de la couche cuticulaire ou la pénétration à travers les ostioles des stomates ont ainsi été proposés comme deux mécanismes a priori impliqués dans l'absorption foliaire de polluants sous forme particulaire. Dans le cas des transferts racinaires de plomb issus des PM, Les interactions sol-PM influencent significativement leurs écotoxicité et biodisponibilité. Des processus de solubilisation ou de stabilisation avec des changements de spéciation des métaux pourraient donc être impliqués.

9Pour améliorer la gestion des risques (éco)toxiques induits par les PM émises dans l’environnement (PbO et PbSO4 ; CdCl2 et CdO ; CuO et Sb2O3), Goix et al. (2014) ont proposé des « scores globaux de danger » qui permettent de hiérarchiser leur nocivité, sur la base de tests in vitro complémentaires (écotoxicité, bioaccessibilité humaine, cytotoxicité et potentiel oxydatif) en relation avec leurs propriétés physico-chimiques (surface spécifique, taille moyenne…). La cytotoxicité des PM semble être liée à leur solubilité dans le milieu de culture cellulaire. Néanmoins, les deux composés du cadmium présentaient le score de menace le plus élevé en raison de leur forte cytotoxicité et de leur bioaccessibilité, quelle que soit leur solubilité et leur spéciation. L'une des principales sources de toxicité semble être liée aux transferts électroniques et / ou ioniques survenant pendant les réactions d'oxydoréduction et de dissolution. Sur la base d’une batterie de biotests, la classification du risque suivant a été proposée pour les PM : CuO > CdCl2 ~ CdO > PbO ~ ZnO> PbSO4 > Sb2O3. La bioaccessibilité humaine des métaux et métalloïdes (dans le cas de l’ingestion) est liée à la nature de la matrice (PM sources, sols ou végétaux pollués). La bioaccessibilité des métaux et métalloïdes dépend aussi de l’espèce végétale contaminée et des conditions d’exposition (foliaire ou racinaire). La nature du polluant influence également fortement la bioaccessibilité dans le cas de l’ingestion de végétaux pollués : le cadmium présente une bioaccessibilité élevée (de l’ordre de 80-90 %) pour la plupart des végétaux étudiés, alors que le plomb présente généralement une bioaccessibilité plus faible (de 20 à 60 %). Le faible score de danger de Sb2O3 est lié en particulier à sa faible solubilité.

Le cadmium, métal connu pour sa biodisponibilité relativement élevée 

10Le cadmium (Cd, CAS ID # 7440-43-9) n'a aucune fonction biologique connue, mais il peut causer des cancers, lésions osseuses, insuffisance pulmonaire, etc. (Gad, 2014). C’est pourquoi, il est classé comme cancérogène humain potentiel (groupe 2B) par l'EPA (Agence américaine de protection de l'environnement), cancérogène humain (groupe 1) par le Centre international de recherche sur le cancer et classé n° 7 parmi les 20 substances dangereuses prioritaires par l'ATSDR (2012). En raison de sa toxicité avérée même à faible concentration, le cadmium fait l’objet de nombreuses publications de recherche et de vulgarisation scientifique visant l’espace publique (Bérard Léon Centre, 2017). En effet, le cadmium est un métal utilisé dans l'industrie, principalement sous forme d'oxyde, de chlorure, de sulfate, de nitrate ou de sulfure. L'oxyde de cadmium (CdO) est présent dans l'atmosphère et la fumée de cigarette sous forme de fines particules se déposant dans les alvéoles pulmonaires.

11L'accumulation de cadmium dans les plantes (consommées par l’homme ou les animaux) constitue une menace à la fois pour l'écosystème et la santé humaine (Zhang et al., 2014, Goix et al., 2014). La principale voie d’exposition de l'homme au cadmium est en effet l'alimentation (Chaney, 2012) et ceci est illustré en particulier par l’épidémie d'Itaï-Itaï au Japon, qui a causé des atteintes graves à la santé des populations exposées (Li et al., 2011). Les travaux de Fang et al. (2014) concernant la contamination du riz corroborent cette dangerosité. Le cadmium est naturellement présent en traces dans les écosystèmes : la valeur médiane de la teneur en Cd dans les sols français est de 0,25 mg de Cd par kg de terre fine avec une variabilité importante entre 0,02 et 8,10 mg Cd/kg (projet RMQS de l’INRA). Cependant, diverses activités anthropiques ont entraîné des accumulations excessives dans les sols (Rao et Kashifuddin, 2012) : exploitation et fusion du zinc, épandages sur les sols de boues d'épuration, composts, engrais phosphatés, pesticides. Le cadmium présente une phytodisponibilité généralement élevée (Gill et al., 2012), qui est influencée par plusieurs facteurs liés aux propriétés du sol (pH, capacité d'échange cationique, granulométrie, etc.) et des organismes (surface des racines, taux d'exsudation des racines et transpiration) (Rosén et al., 2012). La revue bibliographique de Shahid et al. (2016b) concerne le comportement biogéochimique du Cd dans les systèmes sol-plante : les transferts et l’accumulation du cadmium dans les différents tissus végétaux varient avec sa spéciation chimique et les propriétés physicochimiques du sol. Chez les plantes, le Cd provoque une phytotoxicité en diminuant l'absorption des nutriments, en inhibant la photosynthèse, la croissance et la respiration des plantes, en induisant la peroxydation des lipides et en altérant le système antioxydant et le fonctionnement des membranes.

12Le cadmium faiblement corrodé a toujours de nombreuses utilisations : batteries, pigments, revêtements métalliques et plastiques. Mais, en raison de ses impacts (éco)toxiques, son utilisation est progressivement restreinte dans de nombreux pays européens en application du règlement Reach et ses émissions dans les différents milieux et les denrées alimentaires sont progressivement de plus en plus strictement réglementées. Cependant, à l'échelle mondiale, la majeure partie des sols cultivés à des fins commerciales ou personnelles sont enrichis en cadmium provenant des engrais phosphatés. Ce phénomène est particulièrement critique en Chine où la densité de population et les conflits d’usage qui pèsent sur les sols imposent d’envisager des solutions sociotechniques pour concilier qualité des productions alimentaires et pollutions persistantes des sols. Wu et al. (2016) proposent ainsi un itinéraire cultural durable pour l'amarante (Amaranthus tricolor L.) basé sur la compréhension des mécanismes biogéochimiques afin de réduire la phyto-disponibilité du cadmium. L'administration de wollastonite (Ca3[Si3O9]), produit commercial disponible et bon marché, réduit significativement la phytodisponibilité du cadmium par adsorption. Mais, une immobilisation synchrone de certains micronutriments (Zn, Mn) par la wollastonite (qui n’adsorbe pas de façon exclusive le cadmium) provoque des carences et une perte de biomasse des plantes cultivées. La solution proposée est donc une étape de fertilisation en zinc et manganèse après l'application de wollastonite qui augmente considérablement la biomasse végétale et la capacité photosynthétique des plantes cultivées sur des sols pollués au cadmium. Par conséquent, l'amélioration synergique de l'état physiologique des cultures agricoles par traitement séquentiel avec la wollastonite pour l'immobilisation du Cd, puis la fertilisation en micronutriments pour éviter les carences, a démontré son efficacité.

13En 2014, la commission européenne (2014/193/UE) a émis des recommandations sur la réduction de la concentration en cadmium dans les denrées alimentaires consommées par l’homme et a examiné la possibilité de réduire les teneurs maximales admissibles en cadmium actuellement applicables aux denrées alimentaires commercialisées qui sont les principaux éléments contribuant à l'exposition humaine : les céréales, les légumes et les pommes de terre. Dans ce contexte, l'Union européenne vise à réduire le risque d'accumulation à long terme du cadmium dans les sols en fixant un seuil limitant la teneur en cadmium total dans les fertilisants minéraux et organiques. Un plan de gestion est en discussion actuellement pour réduire la teneur autorisée en cadmium dans les engrais phosphatés commercialisés, avec un premier seuil fixé à 60 mg de Cd/kg de P2O5, puis à 40 mg/kg trois ans plus tard, et enfin 20 mg après 12 ans. C’est pourquoi, en France, l’Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail (ANSES) a été saisie par la Direction générale de la santé (DGS), la Direction générale de la concurrence, de la consommation et de la répression des fraudes (DGCCRF), la Direction générale du travail (DGT), la Direction générale de l’alimentation (DGAL) et la Direction générale de la prévention des risques (DGPR) en 2015 sur la problématique suivante : Exposition humaine au cadmium, propositions de valeurs toxicologiques de référence (VTR) par ingestion, de valeurs sanitaires repères dans les milieux biologiques (sang, urine, etc.) et de niveaux en cadmium dans les matières fertilisantes et supports de culture permettant de maîtriser la pollution des sols agricoles et la contamination des productions végétales.

14Cependant selon un article daté du 23 novembre 2017 disponible sur le site de « Slow Food », organisation citoyenne internationale dédiée à l’alimentation durable, les États membres ne sont pas parvenus à un accord sur la proposition de la Commission de réduire la quantité de cadmium dans les fertilisants. Plusieurs groupes industriels estimeraient trop élevés les coûts d’une réduction de la teneur en cadmium dans les engrais phosphatés. Cette question fait pourtant l’objet d’un débat depuis 2003 et il existe des technologies en place dans certains pays comme le Maroc, la Tunisie et le Togo (qui comptent parmi les premiers producteurs d’engrais minéraux) afin d’abaisser les seuils de métaux lourds dans les roches phosphatées. Par ailleurs, sur le site internet du quotidien marocain, l’Economiste (Marzouq, 2017) un article aborde de façon différente le projet de l’UE visant à réduire la teneur en cadmium des engrais phosphatés : les exportations de phosphate marocain vers l’Europe représentent 32 % du chiffre d’affaires à l’export de l’OCP, or les seuils en préparation par la Commission européenne rendraient inutilisable la majeure partie de la phosphorite importée (dont celle du Maroc) et pourraient empêcher la production de certains fertilisants par l'industrie de l’Union. Ce scénario a été décrit par Jaroslaw Walesa, le député européen (Parti populaire européen), et rapporteur de la Commission chargée du dossier. L’UE étant dépendante des importations de phosphore (jusqu’à 90 %), la perturbation de l’approvisionnement en phosphorite pourrait y entraîner des problèmes économiques. C'est ce qui a incité la Commission européenne à classer la phosphorite en tant que « matière première critique ». J. Walesa reproche à la Commission de Bruxelles de ne pas avoir analysé la taille des gisements conformes aux limites proposées dans des pays où la teneur en cadmium des gisements est très variable (le Maroc, par exemple, où cette teneur oscille entre 29 et 73 mg Cd/kg P2O5. Pour ce pays, qui conteste la fiabilité des études scientifiques ayant motivé la proposition de règlement de la Commission sur les fertilisants, le seuil de teneur de cadmium dans la roche devrait être rehaussé à un niveau de 80 mg/kg. Le travail réalisé actuellement par l’ANSES (finalisé en 2018) avec un groupe interdisciplinaire d’experts scientifiques vise à éclairer de façon sociotechnique et scientifiquement argumentée, l’évolution des concentrations en cadmium des sols et des transferts vers les végétaux cultivés en se basant sur l’analyse des données scientifiques disponibles et de la construction d’un modèle permettant de tester différents scénarios de sols, niveaux de pollution en cadmium, itinéraires culturaux, apports d’engrais phosphatés de qualité variable.

Le cuivre, un oligo-élément utilisé en particulier comme traitement phytosanitaire en agriculture biologique

15Le cuivre (Cu, CAS ID # 7440-50-8) est un métal essentiel pour les plantes et les animaux, y compris les humains, car il entre dans la formation de l’hémoglobine du sang. Il possède 4 niveaux d'oxydation (cuivre métallique 0, ion cuivreux 1, ion cuivrique 2 et cuivre trivalent). C’est un excellent conducteur électrique et thermique, relativement résistant à la corrosion, qui est donc très utilisé dans l’industrie électrique et la construction (conduites d'eau), car ses qualités mécaniques facilitent les procédés d'usinage. Le cuivre a aussi des propriétés bactéricides, et les sels de cuivre (sulfate ou l’oxychlorure) présentent des propriétés fongicides utilisées pour traiter les maladies des plantes (comme le mildiou) ou l'eau, et comme conservateurs pour le bois, le cuir et les tissus. En France, le cuivre très utilisé en agriculture biologique représente environ 5 % du tonnage total des produits phytosanitaires. Pourtant, il est interdit dans plusieurs pays de l’Union européenne en raison de sa persistance et (éco)toxicité en particulier pour les sols acides. Les Pays-Bas ont retiré son usage dès 1999, invoquant en premier lieu les risques pour la santé de l’utilisateur. Des doses de 20 kg/ha étaient couramment utilisées jusque dans les années quatre-vingt ; depuis 2002, les doses maximales recommandées sont de 3 à 5 kg/ha et par an.

16Dans les sols, le cuivre est fortement complexé par les matières organiques et adsorbé par les carbonates et les minéraux argileux, ce qui réduit sa phytodisponibilité. En conséquence de la nature du sous-sol, des concentrations naturelles en cuivre variables dans les sols sont observées à l’échelle nationale : de 10 à 50 mgCu/kg sol. Par ailleurs, les sols peuvent être enrichis en cuivre par diverses voies : utilisation de bouillie bordelaise en agriculture et viticulture (teneurs entre 100 et 200 mgCu/kg sol souvent observées), retombées atmosphériques, apports de fumiers, lisiers parfois riches en cuivre, pollutions industrielles historiques. La concentration en cuivre d’un sol peut diminuer si une partie du cuivre est transférée vers des plantes (phyto-extraction) ou migre vers les horizons inferieurs du sol ou vers d’autres parcelles par érosion, lessivage ou lixiviation. Plusieurs facteurs influencent le transfert sol-plante du cuivre :

17Un pH acide, une faible teneur en matières organiques du sol, une texture grossière du sol, une forme chimique du cuivre type sulfate ou chlorure, une espèce végétale qui extrait le cuivre (moutarde, tournesol, etc.) sont autant de facteurs qui favorisent son transfert vers la plante. Dans une optique de phyto-extraction du cuivre pour décontaminer un sol peri(urbain) il est donc possible de jouer sur ces paramètres pour augmenter l’efficacité de la technique et réduire le délai de traitement du sol.

18A contrario, un pH basique, une forte teneur en matières organiques du sol, une texture argileuse, une forme chimique du cuivre type phosphate, une espèce végétale qui exclue le cuivre, sont autant de facteurs qui défavorisent le transfert du cuivre vers la plante. Il est donc aussi possible de jouer sur ces paramètres pour réduire les transferts du cuivre vers des plantes alimentaires. Les agriculteurs pratiquent par exemple depuis des décennies la méthode du chaulage (augmentation du pH du sol par un apport d’amendement basique) pour lutter contre la phyto-toxicité aluminique observable en sols très acides.

19De plus, dans les milieux aquatiques le cuivre est écotoxique pour les poissons, invertébrés et amphibiens (Horne et Dunson 1995 ; U.S. EPA 1993) et il se bio-concentre dans certains organes de différents poissons et mollusques (Owen, 1981). Bien que les mammifères soient moins sensibles à la toxicité du cuivre que les organismes aquatiques, la toxicité chez les mammifères comprend une vaste gamme d'animaux et des effets comme la cirrhose du foie, la nécrose des reins et du cerveau, les troubles gastro-intestinaux, l'hypotension et la mortalité fœtale (Vymazal 1995 ; Kabata-Pendias et Pendias 1992 ; ATSDR 1990). L'European Food Safety Authority (EFSA) préconise en viticulture bio une limitation à 4 kg Cu/ha/an (Stef, 2017), mais pour la campagne 2017, la règle restait encore à 6 kg/ha/an de cuivre métal en moyenne sur cinq ans. L’EFSA (2016) a aussi proposé des réductions des limites maximales de cuivre dans l'alimentation de certains groupes d'animaux (porcelets, bovins et vaches laitières) pour diminuer la quantité de cuivre libérée dans l'environnement, ce qui pourrait potentiellement jouer un rôle dans la réduction de la résistance aux antimicrobiens (https://www.efsa.europa.eu/​fr/​press/​news/​160809a). Certains aliments comme les mollusques, les abats, les noix, les haricots secs, les produits de la vigne, les fruits à noyau et le cacao, sont particulièrement riches en cuivre : leur teneur peut varier entre 0,02 et 0,4 mgCu/kg. L’ensemble de ces facteurs rend difficile la préparation d’un régime alimentaire fournissant moins de 2 mg de cuivre par jour. En effet, l’exposition quotidienne moyenne au cuivre à partir de l’air, des aliments et de l’eau, dans le cas d’une personne pesant 70 kg, buvant 1,5 l d’eau par jour et inhalant 20 m3 d’air par jour est estimée à 2,5 mg Cu/jour. Or, les études épidémiologiques révèlent que l’exposition professionnelle au cuivre constitue un facteur de risque pour les maladies de Parkinson et d’Alzheimer (Barnham et al., 2003). Il est donc nécessaire de réduire les émissions de cuivre dans l’environnement en renforçant la réglementation.

20Le cuivre sous forme de nanoparticules d’oxyde (CuO) est aussi utilisé en agriculture : pesticides, herbicides, engrais, additifs pour la remédiation du sol et les régulateurs de croissance (Du et al., 2016 ; Zhang et al., 2013 ; Zhu et al., 2012). En conséquence, des nanoparticules de CuO sont donc désormais retrouvées dans la majorité des écosystèmes naturels et peuvent en particulier interagir avec les végétaux (Hong et al., 2015) via les racines ou par transfert foliaire. Xiong et al. (2017) ont étudié l'exposition foliaire aux nanoparticules de CuO dans la laitue (Lactuca sativa L.) et le chou (Brassica oleracea L.) fréquemment cultivés par les jardiniers urbains, grâce à des techniques de microanalyse (microscopie optique et électronique à balayage couplée à la microanalyse par rayons X à dispersion d'énergie et à la microspectrométrie Raman). Les feuilles des légumes cultivés exposées aux nanoparticules de CuO peuvent accumuler des quantités élevées de Cu et si elles sont consommées, induire des risques potentiels pour la santé. De plus, même après lavage, ces particules peuvent rester piégées par la cuticule ou adhérer à l'épiderme des feuilles ou aux cires épi-cuticulaires (Schrecket al., 2014 ; Eichert et al., 2008). Or, Arnal et al. (2012) ont rapporté les effets cytotoxiques du Cu sur les cellules hépatiques et pulmonaires humaines. Fahmy et Cormier (2009) ont également signalé que la toxicité des particules de CuO dans les cellules pulmonaires humaines augmente lorsque la taille des particules diminue en lien avec leur solubilité, réactivité et bioaccessibilité humaine.

21Depuis 2014, la ville de Toulouse a adopté une politique de gestion des sols urbains destinés à des usages de jardins collectifs et parcs, très volontaires sur les aspects Santé-Environnement avec l’objectif d’éviter une exposition des citoyens aux éventuels polluants présents dans ces sols. La réglementation actuellement en vigueur en Europe n’impose en effet aucune mesure systématique de la qualité du sol pour ces usages. Cependant, plusieurs études scientifiques (Pierart et al., 2015 ; Dumat et al., 2015 b) ont conclu que la qualité des sols urbains pouvait fréquemment être dégradée par de nombreuses activités anthropiques. Pour réaliser cet objectif prioritaire de protection de la santé des citoyens, les élus de la ville de Toulouse ont décidé de mettre en place des protocoles systématiques d’investigation de l’historique des sites urbains et de mesure des concentrations en polluants les plus couramment observés en zone urbaine avant la création de nouveaux jardins collectifs. Par ailleurs, des suivis agro-environnementaux de plusieurs jardins collectifs anciens ont été réalisés dans le cadre du projet de recherche national « JASSUR » soutenus par le programme ville durable de l’Agence National française de Recherche (ANR ville durable). Les résultats de ce projet communiqués aux jardiniers et aux élus illustrent une bonne qualité générale des sols investigués. En effet, si à Toulouse des cas ponctuels de pollutions sont parfois observés (en particulier dans le cas de terres d’apport, pour lesquelles la réglementation s’est progressivement renforcée), la situation est globalement très favorable aux cultures en pleine terre. Cependant, en 2015, l’association des jardins de Soupetard a pris contact avec le service social de la ville Toulouse gestionnaire des jardins collectifs suite à une campagne d’analyse des sols, car une concentration de 160 mgCu par kg de sol a été mesurée (largement au-dessus de la valeur moyenne naturelle : entre 20 et 50 mgCu par kg de sol). Il est donc recommandé d’utiliser le cuivre uniquement lorsque strictement nécessaire, et de se laver soigneusement les mains par exemple pour un jardinier professionnel qui utilise régulièrement du cuivre en agriculture biologique (Itab, 2012). Comme illustrée par la figure 3, la politique de gestion des sites et sols pollués en France s’appuie sur le schéma conceptuel qui explicite les sources de polluants et les voies de transfert.

Figure 3. En zones urbaines, d'anciennes activités anthropiques impliquant des substances très persistantes comme les métaux peuvent entrainer plusieurs décennies après l'arrêt de l'activité des transferts de polluants vers les eaux ou les végétaux cultivés.

Figure 3. En zones urbaines, d'anciennes activités anthropiques impliquant des substances très persistantes comme les métaux peuvent entrainer plusieurs décennies après l'arrêt de l'activité des transferts de polluants vers les eaux ou les végétaux cultivés.

22Dans le cas d’une pollution métallique d’un sol de jardin, les scénarios d’expositions généralement considérés sont : la consommation de végétaux et l’ingestion accidentelle de sol. En bref, la méthode d’évaluation du risque sanitaire consiste à calculer la quantité de métal (ici le cuivre) qui serait ingérée par ces deux voies (consommation des fruits et légumes, et ingestion accidentelle de sol), puis de comparer cette quantité avec une valeur toxicologique de référence (VTR) fixée à partir d’études toxicologiques. La VTR (effet à seuil) est de 0,14 mgCu/kg poids corporel et par jour sol (RIVM 2001). Un adulte de 60 kg est donc susceptible de développer des symptômes de toxicité s’il ingère plus de 8,4 mg Cu par jour. Selon ce modèle de calcul, avec un sol à 160 mg Cu/kg, un risque sanitaire serait potentiellement possible pour un jardinier amateur qui ingérerait plus de 52,5 g de sol par jour. Ce scénario est statistiquement très peu probable. En effet, selon le travail de thèse de Jacquet (2007) entièrement focalisé sur les quantités de sols ingérés par les enfants qui sont potentiellement les plus concernés par ce phénomène : 0,1 g de sol ingéré par jour est une valeur haute. Dans l’état actuel des connaissances scientifiques, le risque sanitaire apparait donc très limité pour des pratiques courantes de jardinage. Cependant, en vertu du principe de précaution et en application de sa politique de gestion durable, la ville de Toulouse soutient un projet de sciences participatives sur le thème de la gestion durable des sols pollués au cuivre dans les jardins collectifs, il implique les jardiniers, la scop Saluterre et le laboratoire de recherche CERTOP-axe transition écologique, et fait les choix suivant :

  • La parcelle de sol relativement enrichie en cuivre sera exclue de la zone de jardinage et isolée par un enclos avec un affichage explicatif de la pollution en cuivre pour les jardiniers (informations sur les formes chimiques du cuivre, la phytodisponibilité du cuivre, etc.).

  • Le sol sera dépollué par phytoextraction du cuivre, préservant l’activité biologique (Huguenot, 2010). La figure 4 suivante présente de façon synthétique cette technique de phytoextraction.

Figure 4. Technique de phyto-extraction du cuivre.

Figure 4. Technique de phyto-extraction du cuivre.

23Diverses plantes sont connues pour leur capacité à absorber le cuivre (Brassica juncea L. Moutarde brune, Helianthus annuus. Tournesol, Larrea tridentata. Arbre à creosote, Azolla filiculoides. Fausse Filicule, etc.), leur utilisation est généralement discutée selon des critères d’adaptation au milieu ou d’efficacité d’extraction du cuivre.

Antimoine, polluant émergeant émis dans l’environnement en particulier lors du freinage des véhicules : Cycle de vie et flux d’antimoine en milieu (péri)urbain

24L’antimoine est naturellement présent dans l’environnement avec une concentration de base dans les sols non contaminés variant entre <0,3 et 8,4 mg.kg-1 (Hammel et al., 2000). On estime que la croûte terrestre contient environ 0,2-0,3 mg.kg-1, sous forme de deux isotopes majoritaires, 121Sb (57,36 %) et 123Sb (42,64 %). Le cycle biogéochimique de l’antimoine génère des relargages dans l’environnement comme présenté dans la figure 5, qui peuvent être à la fois naturels (activité volcanique, érosion hydrique et éolienne) et anthropiques (activités minières et industrielles) ; ces derniers étant généralement les voies de transfert les plus importantes (Catinon et al., 2011) et les plus rapides (Kim et al., 2014).

Figure 5. Cycle biogéochimique de l’antimoine et émissions dans l’environnement.

Figure 5. Cycle biogéochimique de l’antimoine et émissions dans l’environnement.

25En effet, il a été observé une augmentation de sa teneur dans les carottages des neiges arctiques au cours des 30 dernières années (+50 %), corrélée à son utilisation accrue dans plusieurs processus industriels (Krachler et al., 2005). En parallèle, deux études récentes réalisées par l’ANSES ont aussi conclu que les concentrations en Sb ont augmenté dans les aliments au cours de la dernière décennie alors que l’on manque encore d’information sur son comportement le long de la chaine alimentaire. La toxicité chez l’homme de l’antimoine est avérée et l’on sait que des troubles cardiovasculaire et respiratoire peuvent apparaitre suite à l’inhalation ou l’ingestion d’antimoine. Son risque carcinogénique n’a cependant pas encore été évalué par les organismes référents (EPA, IARC, NTP). C’est pourquoi les terres (peri)urbaines dédiées à l’agriculture et les anciens sites contaminés aujourd’hui cultivés présentent un risque sanitaire non négligeable vis-à-vis de cet élément qui peut provenir de sources naturelles ou anthropiques comme présenté ci-dessous :

26Sources naturelles : L’altération de la roche mère au cours du temps conduit à une forte accumulation d’antimoine dans certaines régions du globe. Par exemple, les teneurs en antimoine sur un site minier et dans ses terrils peuvent atteindre 5 et 1,3 g.kg-1 (He, 2007). La communauté scientifique s’accorde néanmoins sur le fait que l’antimoine est peu soluble et peu bio-disponible. Par exemple, Flynn et ses collaborateurs (2003) ont montré au Royaume-Uni que la solubilité de l’antimoine ne dépassait pas 1 % de sa teneur totale sur plusieurs sites miniers ou industriels. Par ailleurs, Wilson et ses collaborateurs (2010) ont synthétisé les connaissances liées au comportement de l’antimoine dans les systèmes sols et ont conclu que le pH est un facteur affectant majoritairement sa spéciation et sa solubilité. De plus, la teneur en antimoine, la minéralogie du sol, la présence de ligands organiques et inorganiques ainsi que la quantité et le type de composés oxido-réducteurs influencent aussi sa solubilisation et sa mobilisation dans les sols (Wilson et al., 2010). Dans les systèmes cultivés, la teneur en matière organique influence la mobilité de l’antimoine à l’interface sol-plante (Pierart, 2016). C’est pourquoi ce paramètre est essentiel à suivre en zone (péri)urbaine cultivée, du fait des taux souvent élevés de matières organiques dans les jardins (jusqu’à 15-20 %, en comparaison à 2-3 % mesurés dans les sols agricoles). La diminution de la solubilité de l’antimoine a déjà été bien documentée, on peut en particulier citer : (1) le fractionnement en (hydr)oxydes d’aluminium, de fer ou encore de manganèse (Rakshit et al., 2011 ; Xu et al., 2011) ; (2) la précipitation sous forme de minéraux secondaires (Roper et al., 2012 ; Diemar et al., 2009) ; (3) la cohésion aux acides humiques (Tighe et al., 2005) et aux argiles (Ilgen and Trainor, 2012 ; Xi et al., 2010). Ainsi, bien que faible, la solubilité de l’antimoine peut varier en fonction des conditions pédoclimatiques (Evangelou et al., 2012). Hou et al. (2013) ont démontré que la fraction mobilisable de Sb variait selon de type de sol comme suit : Primosol > Ferrosol ≥ Isohumosol. L’antimoine se présente majoritairement dans les sols sous forme d’oxydes, hydroxydes et oxy-anions (Jenkins et al., 1998 ; Dodd et al., 1992). Les formes organiques sont nettement moins documentées. Par exemple, le tri-méthyl-antimoine semble exister dans la solution du sol, sous forme hydratée [TMSbOH] (Lintschinger et al., 1998). Les composés formés par association avec l’antimoine présentent des degrés d’oxydation variant entre -III, 0, III, et V dans l’environnement. Cependant, dans l’eau et les sols, c’est le degré III qui prédomine en conditions oxydantes et le degré V en conditions réductrices, plus mobile du fait de sa moindre affinité de sorption au fer III (Mitsunobu et al., 2010 et 2006).

27Sources anthropiques : L'antimoine est principalement utilisé dans des alliages pour les batteries d'accumulateurs au plomb, les soudures, les tôles et les tuyaux, les roulements, les moulages et l'étain. L'oxyde d'antimoine est ajouté aux textiles et aux plastiques comme retardateur de flammes. Il est également utilisé dans les peintures, céramiques et feux d'artifice, et comme émaux pour les plastiques, le métal et le verre. En milieu urbain, cette utilisation accrue a causé des contaminations au travers du recyclage des batteries et des poussières du trafic urbain (Wiseman et al., 2013 ; Fujiwara et al., 2011). À titre d’exemple, selon l’inventaire du relargage des produits toxiques réalisé en 1987 (Environmental Protection Agency, 1989), près de 1388 tonnes d’antimoine ont été libérées dans l’environnement par différentes activités industrielles aux États-Unis (production de batteries, retardateurs de flammes, alliage dans les munitions, etc.). Sur ces flux, 2 % et 4,4 % l’ont été vers l’eau et l’air respectivement, tandis que la majorité (92,9 %) a affecté les sols. Or, son utilisation industrielle a continué à augmenter après cette période. De plus, l’antimoine provient aussi des sites de tir du fait de son utilisation en alliage au plomb (Okkenhaug et al., 2013) : une balle de calibre 5,56 mm et 9 mm contiennent respectivement au moins 0,7 % et 1,8 % (en masse) d’antimoine (Randich et al., 2002 ; Keto, 1999). En guise d’exemple, les teneurs en antimoine dans les sols industriels (zone de recyclage de batteries), sites de tir, accotements routiers et poussières de trafic atteignent respectivement (en mg.kg-1) : 2095 13 800 - 0,46 et 4.4 (Wiseman et al., 2013 ; Foucault, 2013 ; He, 2007 ; Johnson et al., 2005). Une méta-analyse réalisée en 2005 a permis de montrer qu’à Stockholm, les flux d’entrée d’antimoine variaient entre 30 et 67 T.an-1 tandis que les émissions atteignaient environ 720 kg.an-1. Sur l’ensemble de ces émissions, et dans leurs conditions anthropo-environnementales, les résidus freinage ressortaient comme la source de dispersion la plus importante (710kg.an-1) (Månsson et al., 2009). D’autres produits tels que les tissus, pneus, poids, munitions et bouteilles en polyéthylène téréphtalate (PET) étaient des sources minoritaires. Néanmoins, l’utilisation de l’antimoine dans les retardateurs de flamme est croissante et peu quantifiée ; cette source est donc potentiellement à risque dans le futur.

28Pour conclure, les particules fines enrichies en métaux participant activement à la pollution des sols par retombée atmosphérique à plus ou moins grande échelle (Leveque et al., 2013 ; Shahid et al., 2013). Par ce biais, les métalloïdes tels que l’antimoine peuvent s’accumuler dans les plantes, à la fois par voie racinaire et foliaire comme présenté précédemment (Pierart et al., 2018 a et b ; Schreck et al., 2014 ; Xiong et al., 2014). De plus, même si des sources majoritaires d’antimoine ont été identifiées en zone urbaine, cet élément peut encore atteindre les sols agricoles de façon étendue lors de l’application de pesticides à base de métaux lourds, du fait de sa présence dans les filons miniers. En effet, Wagner et al. (2003) rapportent que des traces d’antimoine ont été détectées dans des insecticides à base de plomb, ce qui a conduit à une anomalie géochimique positive dans plusieurs vergers.

Des transitions écologiques pour réduire l’exposition humaine aux métaux dans les projets d’agriculture urbaine

Dématérisalisation : réduction à la source

29De façon générique et en cohérence avec divers règlements tels que REACH (Europe), ICPE et gestion des sites et sols pollués en France, la méthode la plus efficiente pour éviter la présence de métaux (éco)toxiques (ou autre substance polluante persistante) dans l’environnement - et donc l’exposition humaine - consiste à réduire les émissions à la source. Dans le cadre de REACH, les substances classées préoccupantes ne peuvent être utilisées que dans des conditions exceptionnelles, après une autorisation accordée par l’European CHemical Agency (ECHA) sous conditions d’argumentation scientifique robuste sur l’intérêt d’utilisation pour un usage spécifique, selon des précautions qui protègent les utilisateurs et ceci pour une durée fixée, avec un objectif de remplacement. Selon le règlement des ICPE, les meilleures techniques disponibles (MTD) doivent être mises en œuvre par les entreprises pour limiter leurs émissions dans l’environnement et ces émissions doivent respecter des valeurs maximales admissibles (loi-cadre en Europe pour l’eau et l’air en particulier).

30En AU, certaines pratiques agro-écologiques favorisent la dématérialisation et la réduction des émissions polluantes. L’agriculture biologique (AB) se développe fortement depuis quelques années en Europe (Plummer, 2017) : en 2015, 11 millions d'hectares étaient alloués à l'agriculture biologique ou en cours de conversion, en Europe. Ce qui représente 6,2 % de la superficie agricole utilisée (SAU) totale de l'Union européenne (UE). D'après les données d'Eurostat, la superficie consacrée à l'agriculture biologique a augmenté de presque deux millions d'hectares, depuis 2010. Avec ses 1,33 d'hectares bio en 2015, la France arrivait en troisième position des pays européens. Cependant seulement environ 5 % du territoire agricole (surface agricole utile) est alloué à l’agriculture biologique en France actuellement, avec des pratiques très différentes et donc encore largement basées sur des intrants chimiques. En permaculture, l’objectif est en effet de créer des synergies entre les cycles biogéochimiques des diverses cultures et éventuellement les élevages de l’exploitation afin de réduire les intrants exogènes et donc les risques de pollution et l’utilisation d’énergie et de ressources naturelles. L’utilisation de matières organiques de qualité issues de filières maitrisées (traçabilité, estimation du rôle plutôt engrais ou plutôt amendement) permettent de réduire les apports d’engrais minéraux (qui ont des désavantages énergétiques, peuvent comporter des traces de métaux, etc.). Ces apports de matières organiques permettent donc au sol de reconstituer son stock de nutriments, de s’aérer et de nourrir les différents organismes qui y vivent : l’activité biologique est garante de l’efficacité des services écosystémiques. Foucault et al. (2013) a utilisé avec succès des plantes engrais verts pour réhabiliter des sols urbains pollués aux métaux. Des plantes engrais verts (de plus en plus utilisées en viticulture biologique) telles que les légumineuses (vesce, trèfle, luzerne, féverole…) peuvent enrichir le sol en azote par fixation symbiotique de l’azote atmosphérique, si le temps de culture est suffisant pour leur permettre de former les nodules fixateurs (50 jours environ). D’autres plantes engrais verts (comme le colza fourrager, la moutarde, la phacélie ou la consoude) sont très peu exigeantes et capables de solubiliser les minéraux du sol en libérant du phosphore et potassium qui deviennent phytodisponibles. Les plantes engrais verts favorisent par ailleurs l’activité biologique du sol rhizosphérique, couvrent le sol et réduisent donc les phénomènes d’érosion et d’évapotranspiration, elles renforcent aussi l’effet terroir recherché en viticulture. Les associations culturales, l’utilisation de pulvérisations (purins d’ortie, de consoude, de camomille en biodynamie) et les observations de terrain favorisent par ailleurs la réduction des intrants et traitements phytosanitaires qui peuvent être des sources de contaminations comme détaillé dans la section précédente.

31Cette transition agro-écologique est particulièrement dynamique en zones (péri)urbaines pour diverses raisons : (i) La forte densité de population avec des sites sensibles telles que les crèches, écoles, maisons de retraite, hôpitaux, etc., (ii) De nombreuses associations très actives en AU, telles les associations de jardins collectifs ou le Réseau-Agriville, encouragent les professionnels et les services publiques à mieux comprendre les services écosystémiques en lien avec la biodiversité ou les enjeux de l’alimentation durable, (iii) Le développement de formations accessibles à tous sur ces sujets environnement-santé cruciaux pour les agricultures urbaines durables : c’est le cas des ressources accessibles du colloque international « UA&ET-2017 ».

32Par ailleurs, la transition énergétique portée en France par le Ministère de l’Environnement, de l’Énergie et de la Mer (http://www.developpement-durable.gouv.fr/​politiques-publiques-reduire-pollution-lair#e5) incite les villes à développer des habitats plus écologiques, à renforcer des moyens de transport électriques et réduire les émissions polluantes dans l’atmosphère. Le Plan national de réduction des émissions de polluants atmosphériques (PREPA) est instauré par la loi relative à la transition énergétique pour la croissance verte (LTECV), il vise à réduire les émissions de polluants atmosphériques pour améliorer la qualité de l’air et réduire ainsi l’exposition des populations à la pollution. Il contribue ainsi aux objectifs de la directive européenne 2016/2284 CE du 14 décembre 2016 concernant la réduction des émissions nationales de certains polluants atmosphériques. Réalisé à la suite d’un travail scientifique et à la consultation des parties prenantes, il se compose d’un décret qui fixe les objectifs de réduction à horizon 2020, 2025 et 2030, conformément aux objectifs européens et d’un arrêté qui fixe les orientations et actions pour la période 2017-2021, avec des actions de réduction dans tous les secteurs (agriculture, industrie, transports et résidentiel tertiaire). La réduction de la pollution atmosphérique est en effet un enjeu sanitaire majeur. En France, la pollution de l’air serait responsable de 48 000 décès prématurés par an d’après une évaluation de l’Agence nationale de santé publique (2016). Malgré une amélioration progressive de la qualité de l’air ambiant, les normes sanitaires fixées par la directive 2008/50/CE sont en effet fréquemment dépassées dans plusieurs agglomérations.

Consignes pour réduire l’exposition humaine aux métaux : réduction des transferts

33Lorsqu’il n’a pas été possible d’éviter la pollution d’un écosystème et que le gestionnaire doit effectivement traiter une pollution de sol urbain destiné à un projet d’AU, l’objectif est alors de réduire les risques environnementaux et sanitaires en limitant les transferts et l’exposition et en développant éventuellement des plans de gestion pour réhabiliter les sites. C’est effectivement le cas de nombreuses agglomérations en Europe qui existent depuis des décennies et ont été le lieu de très nombreuses activités anthropiques émettrices de polluants. Pour cultiver de façon saine des végétaux sur des sites présentant des niveaux moyens ou faibles de pollutions métalliques, cette réduction des transferts de métaux vers les plantes implique donc de vérifier la qualité des milieux et ressources (sol, air, eaux, intrants) et d’agir selon l’interprétation de l’état des milieux (IEM). Si le sol est pollué, un chaulage ou des apports d’amendements adsorbant (argiles, oxydes, etc.) peuvent réduire les transferts. Si l’air est chargé en particules fines, un lavage très soigneux des parties aériennes éliminera une grande partie des dépôts, mais peler les aliments reste la solution la plus efficace lorsqu’elle est réalisable. Il est évidemment recommandé d’implanter les zones de production éloignées des sources de polluants. Le choix des espèces végétales et des variétés est également un levier important pour réduire l’exposition humaine. Des précautions sanitaires telles que le lavage des mains et éviter les gestes main-bouche sont aussi nécessaires pour réduire l’exposition. Plusieurs rapports, guides et ouvrages issus de projets de recherche récents sont déjà disponibles ou en cours de finalisation. On peut citer en particulier le rapport du projet JASSUR (2012-2016) concernant les jardins collectifs urbains, les publications issues du projet Refuge « Risques En Fermes Urbaines : Gestion et Evaluation » de l’équipe Agricultures Urbaines (UMR SAD-APT1) ou du Groupe de travail « Risques liés aux jardins collectifs et privatifs urbains ».

34Il est donc possible de cultiver des plantes comestibles sur des sols légèrement ou modérément pollués en utilisant les phénomènes d'adsorption, de complexation ou de précipitation des métaux. La spéciation chimique et les éléments de compartimentation modifient en effet leur phyto-disponibilité et leur (éco)toxicité. Par exemple plusieurs matériaux ont été testés afin d'immobiliser le cadmium dans le sol (Wu et al., 2016). En Europe, des réflexions récentes concernent les valeurs toxicologiques de référence (VTR). Cet indice toxicologique permet d'établir une relation qualitative et quantitative entre une exposition à une substance chimique et un effet sanitaire indésirable chez l'Homme. On distingue les VTR « à seuil de dose » et les VTR « sans seuil de dose ». Les premières correspondent aux substances qui provoquent, au-delà d'une certaine dose, des dommages dont la gravité est proportionnelle à la dose absorbée. Les secondes sont, quant à elles, déterminées pour les substances pour lesquelles il existe une probabilité, même infime, qu'une seule molécule pénétrant dans l'organisme provoque des effets néfastes quantifiables. Les VTR sont construites pour une substance donnée, sur la base d'un effet critique et sont spécifiques d'une durée d'exposition (aiguë, subchronique ou chronique) et d'une voie d'exposition (orale, respiratoire, cutanée). La proposition de VTR, qui sert à établir un lien entre les dangers et l'exposition à un agent toxique, constitue donc une étape clé de la démarche d'évaluation des risques sanitaires et le changement de VTR peut entrainer des conséquences concrètes dans la gestion d’un site. Par exemple la taille d’une zone pour laquelle la culture des plantes alimentaires est interdite, ou le changement d’usage du sol pour une culture non alimentaire par arrêté préfectoral permet d’éviter l’exposition aux polluants présents.

35Enfin, pour aider à la prise de décision quant à l’utilisation et la gestion de ces sites pollués, des bases de données comme BASOL (sur les sites et sols pollués ou potentiellement pollués, appelant une action des pouvoirs publics, à titre préventif ou curatif) et BASIAS permettent de géolocaliser et informer sur l’historique de ces sites. Par exemple la ville de Toulouse, selon la base BASOL et avec les critères de recherche : Cd, Cu, Pb, situation technique correspondant à : « Site traité avec surveillance et/ou restriction d'usage », présente en janvier 2018 cinq sites (Air France ; Airbus Operations, Usine de Saint Eloi ; Entreprise Malet, ferronneries du Midi ; Entreprise Malet, ferronneries du midi, usine de l’embouchure, zac des Ponts Jumeaux ; Sapa Buildex Toulouse, ex. Hydro aluminium Toulouse). Pour ces sites il n’est cependant pas indiqué le détail des opérations réalisées pour gérer la pollution et leur devenir dépend avant tout de la faisabilité des éventuels projets proposés par des repreneurs (usages compatibles avec les caractéristiques). La réduction de l’exposition humaine aux métaux dans le contexte des projets d’AU passe donc par une réduction des sources et des transferts et donc aussi par une meilleure culture du risque par les différents acteurs, c’est pourquoi de nombreux projets de recherche et formation visant l’espace public se développent.

Agricultures urbaines durables et Sciences participatives

36Les projets d’AU recèlent d’opportunités à saisir pour promouvoir une économie circulaire durable, basée sur la « qualité » des différents produits en lien avec les usages visés, mais aussi les sciences participatives et l’intelligence collective. Il est cependant primordial de compiler et croiser les informations disponibles sur : (i) d’une part, les cycles biogéochimiques d’éléments (éco)toxiques (Pb, Cd et Sb) et nutritifs pour les plantes (Cu, NPK) et (ii) d’autre part, l’analyse des cycles de vie des principaux articles et produits commercialisés utilisés en zones urbaines et contenant ces éléments. L’objectif est d’éclairer davantage les principaux scénarios d’émissions dans l’environnement et également de dilution et (bio)dégradation ou concentration des substances chimiques, afin in fine de déterminer les différents compartiments des écosystèmes potentiellement les plus impactés et les usages sensibles. Pour ces quatre exemples présentés (Pb, Cd, Cu et Sb) et beaucoup d’autres, il est donc indispensable d’anticiper pour un produit commercialisé les futurs usages potentiels possibles selon sa composition chimique. Les usages alimentaires sont les plus sensibles.

37À l’échelle globale, réduire l’exposition humaine aux polluants métalliques, présents en particulier dans les zones (péri)urbaines anthropisées et densément peuplées, est un enjeu sanitaire crucial (Dumat et al., 2016). Cependant, les mécanismes « biogéochimiques » impliqués dans les transferts et impacts (éco)toxiques sont complexes et les scénarios d’exposition des populations encore peu renseignés. Dans ce contexte, la gestion durable des substances chimiques potentiellement (éco)toxiques implique une approche scientifique interdisciplinaire et volontairement largement accessible comme visé par le règlement européen REACH et le SNTEDD (Transition écologique en France, 2015) : partage des savoirs sur l’environnement, le développement durable et l’écologie et la large mobilisation des acteurs.

38Or, la gestion durable des pollutions urbaines dans le contexte des agricultures et de la valorisation des déchets passe par l’interdisciplinarité : agronomie, environnement, sociologie, économie, sciences de l’éducation, droit, etc. En effet, il est malheureusement possible actuellement pour un agriculteur de produire en bio sur un sol pollué à l’arsenic, car cet élément est persistant et qu’il n’est pas visé par le règlement européen sur les denrées alimentaires commercialisées. Les chercheurs sont par conséquent poussés vers l’expertise scientifique collective et les citoyens sont appelés à participer aux projets de recherche pour acquérir des données de terrain telles que les quantités de végétaux produites ou leurs pratiques culturales. Pour favoriser la co-construction de projets d’AU de nombreuses méthodes de concertation se développent : le théâtre forum » (Euzen et Bordet, 2008), le sondage délibératif, le focus groupe, la construction de scénarios, le world café, etc. L’altérité, la vulgarisation et l’argumentation scientifiques sont des objectifs mis en œuvre dans les projets de sciences participatives sur l’agriculture urbaine qui tissent des liens entre les chercheurs, les étudiants et les citoyens. Ils renforcent ainsi la conscience écologique commune et le pouvoir éclairé des consommateurs et producteurs.

Conclusions et perspectives 

39Les projets d’AU favorisent les réflexions croisées interdisciplinaires et l’altérité puisque les divers acteurs ont tout intérêt à co-construire la durabilité et l’efficience de ces projets qui participent à la transition écologique par plusieurs moyens : liens sociaux dans les villes et sur le continuum ville-périphéries et espaces ruraux, alimentation durable, échanges renforcés sciences et société. Le lien environnement et santé est particulièrement exploré dans le contexte de l’agriculture urbaine où la présence de polluants est fréquente et la densité de population élevée, ceci débouche sur une dynamique forte relative aux bonnes pratiques environnementales et sanitaires et au renforcement de la réglementation pragmatique, contextualisée au service du grand nombre. En effet comme illustré dans cet article, chaque polluant a ses spécificités en terme de sources, devenir dans l’environnement et impacts (éco)toxiques et les effets cocktails sont extrêmement difficiles à étudier et prévoir. Les systèmes générés sont complexes, car à la convergence d’influences multiples (économiques, biogéochimiques, climatiques, etc.), changeantes avec des temporalités variables et jeux d’interactions multiples parfois implicites.

40L’agroécologie se développe dans les villes, car elle constitue un mode de production soucieux du respect des équilibres naturels qui limite la contamination par les métaux persistants. La dépendance de l’agriculture aux énergies fossiles est aussi réduite. Pour un sol urbain ne présentant pas de pollution en métaux, il est particulièrement pertinent d’entretenir sa fertilité par l’utilisation de diverses plantes engrais verts qui sont ensuite incorporées au sol pour lui fournir des éléments nutritifs et l’enrichir en matières organiques. Ce cycle biogéochimique naturel a l’avantage de promouvoir les effets terroirs pour les cultures produites et d’éviter une sur-fertilisation des sols avec des engrais chimiques sources de contaminants. En effet, d’une part la fertilisation raisonnée des sols est réalisée sur la base de la connaissance des cycles biogéochimiques, et d’autre part la gestion durable des substances chimiques (règlement européen REACH) est réalisée sur tout le cycle de vie des produits commercialisés. Finalement, en France, le règlement des ICPE est basé sur une gestion intégrée des divers milieux en raison des nombreux transferts et interactions existants. Organiser la convergence et les synergies entre les divers règlements favorise des pratiques explicitées et donc leur raisonnement et leur amélioration continue sur des bases scientifiques claires pour tous les acteurs concernés.

41Des pistes d’améliorations concernent la dé-compartimentation scientifique, réglementaire et organisationnelle (divers acteurs, services de l’état) afin de favoriser : (i) la transparence et l’argumentation scientifique nécessaires à la mise en œuvre de l’intelligence collective au service des projets d’intérêt partagé et (ii) l’usage raisonné des ressources communes telles que les sols. Plus de convergence entre recherche, expertise scientifique et savoir-faire de terrain est encore nécessaire en agriculture urbaine, avec l’objectif de générer des outils, guides, bases de données co-construites et partagées entre les divers acteurs : projet JASSUR (2012-2016) concernant les jardins collectifs urbains, publications issues du projet Refuge « Risques En Fermes Urbaines : Gestion et Evaluation » de l’équipe Agricultures Urbaines (UMR SAD-APT1) ou du Groupe de travail « Risques liés aux jardins collectifs et privatifs urbains ». Les retours d’expériences sont aussi indispensables pour illustrer et expliciter les décisions : on est bien dans une démarche scientifique, de formation avec et par la recherche (vulgarisation scientifique) qui se retrouve déployée dans des projets de terrain avec les différents acteurs concernés. La co-construction de ressources pédagogiques devient également un enjeu fort pour travailler efficacement ensemble à la formation des générations actuelles et futures. L’éducation à l’environnement développée par exemple par le Réseau-Agriville ([en ligne] URL : http://reseau-agriville.com/​) favorise en effet des discussions équilibrées entre les acteurs sur les sujets socialement vifs.

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Notes

1 Mesure des concentrations absorbées, extractions chimiques et modélisation

2 Mesure des échanges gazeux, des indices lipidiques, des enzymes de stress oxydant, tests de germination, d’élongation racinaire et de croissance foliaire

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Table des illustrations

Titre Figure 1. Des particules fines (PM), parfois nanométriques et riches en plomb sont en particulier émises dans l’environnement par différentes activités anthropiques principalement et aussi par des phénomènes naturels.
Crédits Source: Catinon et al., 2011/XIONG
URL http://journals.openedition.org/vertigo/docannexe/image/21718/img-1.png
Fichier image/, 252k
Titre Figure 2. Les métaux peuvent être absorbés par les végétaux cultivés à la fois par des transferts racinaires et foliaires lorsqu'ils sont cultivés dans des environnements impactés par diverses activités anthropiques.
URL http://journals.openedition.org/vertigo/docannexe/image/21718/img-2.png
Fichier image/, 511k
Titre Figure 3. En zones urbaines, d'anciennes activités anthropiques impliquant des substances très persistantes comme les métaux peuvent entrainer plusieurs décennies après l'arrêt de l'activité des transferts de polluants vers les eaux ou les végétaux cultivés.
URL http://journals.openedition.org/vertigo/docannexe/image/21718/img-3.png
Fichier image/, 706k
Titre Figure 4. Technique de phyto-extraction du cuivre.
URL http://journals.openedition.org/vertigo/docannexe/image/21718/img-4.png
Fichier image/, 142k
Titre Figure 5. Cycle biogéochimique de l’antimoine et émissions dans l’environnement.
URL http://journals.openedition.org/vertigo/docannexe/image/21718/img-5.png
Fichier image/, 122k
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Pour citer cet article

Référence électronique

Camille Dumat et Antoine Pierart, « Concevoir la synergie des cycles pour promouvoir un métabolisme agri-urbain écologiquement efficient et réduire l’exposition humaine aux polluants », VertigO - la revue électronique en sciences de l'environnement [En ligne], Hors-série 31 | septembre 2018, mis en ligne le 05 septembre 2018, consulté le 21 mars 2019. URL : http://journals.openedition.org/vertigo/21718 ; DOI : 10.4000/vertigo.21718

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Auteurs

Camille Dumat

CERTOP UMR 5044 CNRS-UT2J-UPS ; 2-Université de Toulouse, INP ; 3-Réseau-Agriville, France, courriel : camille.dumat@ensat.fr

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Antoine Pierart

Ecotox. Lab, Fac. of Env. Sci. and Biochem., University of Castilla - La Mancha, Spain.

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