ECOTOXICORESPONSABLE

L’objectif final des industriels du TS est de consommer moins de matières premières (métaux, solvants…), et par voie de conséquence de polluer moins. Le principal problème réside dans la complexité et la variabilité de leurs rejets. Si les métaux restent encore “simples” à manipuler, les molécules organiques telles que les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques HAPs, les Composés Organiques Volatiles COVs etc ne le sont pas du tout. La complexité de leurs structures, leurs propriétés physiques et chimiques les rendent difficiles à tester chimiquement (e.g. abattement chimique) et écotoxicologiquement (e.g. tests de germination). C’est la raison pour laquelle, cette étude écotoxicologique est restreinte à quelques polluants organiques (Tergitol, 4-nonylphénol, naphtalène et phtalate dibutyle). Le naphtalène a été plus étudié puisqu’il a été testé seul et en mélange avec 3 métaux (Cu, Ni, Zn). Les résultats sont présentés dans le chapitre 3.1. Nous avons également étudié bibliographiquement le cas particulier des alkylphénols APs et de leurs dérivés, les alkylphénols polyéthoxylés APEOs (chapitre 3.2). Ces molécules organiques, lipophiles sont ubiquitaires et très persistantes dans l’environnement (Becue & Nguyen, 2005 ; Bergé, 2012). En effet, les APs sont des surfactants très largement utilisés dans la fabrication de détergents, de résines, de pesticides, et d’une très large gamme de produits industriels ; des agents émulsifiants particulièrement utilisés dans la fabrication de produits cosmétiques (shampooings, crèmes et nettoyants pour la peau, produits capillaires…) ; ils sont également les produits de dégradation des APEOs. Parmi les APs, les nonylphénols NPs sont reconnus comme les principales molécules produites et commercialisées dans le monde. Elles appartiennent à la liste des substances ciblées par la campagne RSDE (Circulaire, 2002 ; Tableau I.3), et sont également reconnues par l’Union Européenne comme perturbateurs endocriniens pour l’Homme et la faune (Purdom et al., 1994 ; Lund, 2000 ; Regulation EC, 2006 ; Balacanič et al., 2011 ; Ma et al., 2011 ; Résolution EC, 2013). Malgré l’augmentation des recherches en ce sens, le traitement de ces produits, synthétiques in extenso, reste difficile et rarement approprié. L’article présenté dans le chapitre 3.3 liste les différents modes d’élimination physico-chimiques des APs contenus dans les eaux, les eaux de rejets et les rejets industriels.

Les HAPs sont des composés (organiques) apolaires, organisés en au moins deux cycles benzéniques aromatiques. La principale source de HAPs dans l’atmosphère et dans l’environnement générale est la pyrolyse-pyrosynthèse de la matière organique et d’imbrûlés. Ils peuvent être naturels (e.g. feux de forêt, éruptions volcaniques…) ou anthropiques (e.g. combustion automobile, activités industrielles, feux domestiques…). Leur ubiquité ainsi que la difficulté de traiter les milieux contaminés les caractérisent comme des polluants organiques persistants POPs (UNECE, 1998). Une grande part de Nous avons procédé à des tests de germination des deux substances les plus toxiques NAP et 4NP, en mélange, simple ou multiple, avec des ETMs. Les résultats de ces tests sont présentés dans les Tableaux III.14, III.15 et III.16. L’étude des interactions entre substances en mélanges, dans un contexte de co- exposition, est très complexe, principalement à cause de la variabilité multifactorielle (Charles, 2012). De nombreux modèles d’interactions ont été pensés, réfléchis et démontrés. Dans le cas du naphtalène, il semble, qu’à faibles concentrations, sa présence ne perturbe pas, positivement ou négativement, l’action seule du nickel ainsi que celle conjointe du nickel-cuivre-zinc.

Le 4NP n’a pas été testé en mélange avec le nickel à faibles concentrations (50 et 100 mg L-1). Il semble néanmoins que le mélange A du test 3 ne soit pas différent des témoins (Tableau III.16 ; p = 0.60). Excepté pour les bioessais B et B’ du test 3 (p = 0,10), les taux de germination des conditions A’, C’, D’, E’ sont statistiquement inférieures aux conditions A, C, D, E. On peut en déduire un effet du 4NP, sans pour autant oublier que les concentrations testées sont extrêmement fortes. La diminution des valeurs de GR au sein d’une même concentration a permis de calculer deux CE50, exprimées en fonction de la concentration en NiSO4 (Figure III.5) : égale à 14,38 mg L-1 pour la gamme de nickel additionné de 50 mg L-1 de 4NP, égale à 5,44 mg L-1 pour la gamme de nickel additionné de 100 mg L-1 de 4NP. L’adjonction de 4NP a un effet sur la toxicité du sulfate de nickel seul (CE50 = 58,3 ± 14 mg L-1). Dans ces conditions (les deux composants du mélange ont un effet individuel), on peut envisager deux type d’effets (Badot et al., 2011 ; Charles, 2012) : Les études d’évaluation de l’écotoxicité de substances polluantes en mélange sont de plus en plus fréquentes, qu’il s’agisse de solutions synthétiques ou de substances cibles au sein d’un rejet ou d’un environnement pollué. Elles sont néanmoins souvent cantonnées à quelques éléments d’un seul type de polluants (e.g. quelques ETMs, quelques POPs… ; e.g. Berryman et al., 2004 ; Bi et al., 2006 ; Gao et al., 2006 ; Eom et al., 2007 ; Benzarti et al., 2008 ; Di Salvatore et al., 2008 ; Lefevre et al., 2009 ; Crosse et al., 2012). Rares sont les études qui envisagent de possibles interactions in situ, et leurs effets, entre polluants métalliques et organiques par exemple (e.g. Khan et al., 2008 ; Goutte et al., 2014).