Plateforme pour l’eau, le gaz et la chaleur
Les pesticides utilisés comme produits phytosanitaires (PPh), biocides ou médicaments vétérinaires (MV) dans l'agriculture et/ou dans les zones urbaines peuvent atteindre les eaux de surface par différents processus de transport/voies d'apport et menacer ainsi les organismes aquatiques et les ressources en eau potable. Des études montrent que les PPS utilisés dans l'agriculture parviennent dans les eaux de manière diffuse (p. ex. ruissellement sous l'effet de la pluie, dérive de pulvérisation) ou à partir de sources ponctuelles (p. ex. stations de lavage mal raccordées des pulvérisateurs de PPh puis stations d'épuration des eaux usées, STEP) [4-6]. Pour les biocides, les MV et les PPh utilisés à des fins non agricoles, des apports diffus ainsi que des apports via les STEP sont également possibles, par exemple à partir des eaux usées domestiques, des lavages de matériaux (toits, façades) ou des rejets d'eaux de lavage des stations de lavage des pulvérisateurs de PPh en dehors de l'agriculture. Dans l'ensemble, il subsiste des lacunes dans les connaissances sur la proportion de différents pesticides qui sont rejetés dans les eaux via les STEP ou de manière diffuse.
Grâce à la large palette de substances étudiées, les campagnes spéciales NAWA [4, 7-9] ont permis de tenir à jour la liste des substances du suivi de routine dans le cadre de l'Observation nationale de la qualité des eaux de surface pour les micropolluants (NAWA Trend MP). Cette liste comprend actuellement 73 pesticides et devrait couvrir en grande partie les risques causés par les pesticides. Différentes études sur les pyréthroïdes et les organophosphates ont montré que la qualité de l'eau était particulièrement affectée par ces insecticides peu concentrés mais hautement toxiques, qui ont pu être détectés à des concentrations importantes du point de vue écotoxicologique grâce à une nouvelle méthode d'analyse très sensible [2, 10, 11].
Afin de vérifier, entre autres, dans quelle mesure d'autres pesticides apolaires que les pyréthroïdes et certains organophosphates sont présents dans les eaux suisses à des concentrations importantes du point de vue écotoxicologique, un screening fortement élargi a été réalisé pour l'étude NAWA-Spez 2023 présentée ici. Pour ce faire, toutes les substances actives de pesticides ont été recensées dans des échantillons composites de 14 jours prélevés de mars à novembre 2023 dans cinq cours d'eau de taille moyenne sélectionnés en Suisse. Ceux-ci devaient en outre permettre de distinguer, au moyen d'une analyse de charge, les apports diffus des apports via les STEP.
Les connaissances acquises dans le cadre de cette étude doivent contribuer à identifier d'éventuelles lacunes dans le portefeuille de substances du monitoring des cours d'eau NAWA-Trend et à améliorer ainsi l'évaluation des risques écotoxicologiques. Parallèlement, le prélèvement d'échantillons en parallèle dans le cours d'eau et à la sortie de la STEP fournit des indications sur les voies d'apport pertinentes et soutient le développement de mesures de réduction ciblées.
Cinq cours d'eau de taille moyenne, avec un bassin versant de 10 à 53 km2 , ont été sélectionnés pour l'étude: Surb (Unterehrendingen, AG), Petite Glâne (Bussy, FR), Ron (Hochdorf, LU), Halbach (Hallau, SH) et Scairolo (Barbengo, TI). Afin de représenter la contamination par les pesticides des surfaces utiles à la fois agricoles et habitées, les sites ont été choisis en fonction des critères suivants: a) une seule STEP dans le bassin versant (BV) qui ne présentait pas d'étape de traitement pour l'élimination des micropolluants (étape MP), b) plus de 10% d'eaux usées en cas d'écoulement par temps sec dans la rivière, c) une proportion élevée d'habitations (> 4%) et d'agriculture (> 20% de grandes cultures ainsi que de cultures à forte utilisation d'insecticides comme par ex. p. ex. betteraves sucrières, légumes et colza; Fig. 1). Le site de Scairolo a été utilisé comme site de comparaison sans surfaces agricoles significatives.
La part des surfaces d'habitat varie entre 5% (Petite Glâne) et 31% (Scairolo) tandis que les surfaces agricoles se situent dans une fourchette de 6% (Scairolo) à 80% (Halbach). Les terres arables représentent toujours la plus grande partie de la surface agricole (Fig. 1). Parmi les cultures spéciales, on trouve par exemple des légumes de plein champ (Surb), des vignes (Halbach), du tabac (Petite Glâne) et des fruits (Ron). En comparaison avec tous les cours d'eau de Suisse, la part des surfaces d'habitat dans les BV étudiés est élevée à très élevée (Scairolo). La part des surfaces consacrées aux cultures est également relativement élevée, sauf dans le BV du Scairolo.
Les STEP étudiées disposent d'une épuration mécano-biologique et d'une élimination des phosphates et de l'azote, mais pas d'une étape de MP. Depuis 2016, dans le cadre de la mise en œuvre de la législation sur la protection des eaux, environ 140 STEP sur un total de 700 seront équipées d'une étape MP en Suisse d'ici 2040. Les STEP étudiées ne sont donc pas comparables aux STEP disposant d'un étage MP. Les STEP considérées correspondent toutefois à une grande partie des STEP suisses en termes d'habitants raccordés, d'environ 5000 (Petite Glâne) à environ 15'000 (Surb, Ron, Halbach, Scairolo). La part des eaux usées en cas de débit de temps sec varie entre environ 5% (Petite Glâne) et 80% (Halbach). A l'exception de la part d'eaux usées de la Petite Glâne, il s'agit de proportions plutôt élevées, car seul un cinquième environ des STEP suisses conduit à des parts d'eaux usées de plus de 10% dans les cours d'eau.
Des échantillons mixtes proportionnels au temps ont été prélevés sur les cinq sites en continu de mars à novembre 2023, sur une période de 14 jours, aussi bien dans les rivières que dans les eaux usées épurées des STEP. En raison de la proximité du lac de Baldegg, l'eau des rivières a été échantillonnée à la Ron en amont du rejet des eaux usées, tandis que sur les autres sites, l'eau des rivières, entièrement mélangée, a été prélevée suffisamment loin en aval du rejet des eaux usées. Pour pouvoir calculer les flux, on a mesuré sur chaque site le débit dans la rivière et dans l'effluent de la STEP.
Pour évaluer le risque écotoxicologique, on a comparé les concentrations des échantillons mélangés sur 14 jours avec des critères de qualité chronique (CQC). Pour ce faire, on s'est basé d'une part sur les valeurs limites écotoxicologiques de pollution persistante pour les eaux de surface, fixées pour 19 pesticides à l'annexe 2 de l'ordonnance sur la protection des eaux (OEaux). D'autre part, des CQC supplémentaires mis à disposition par le Centre Ecotox ont été utilisés. Ces CQC supplémentaires comprenaient des CQC robustes élaborés sur la base d'un dossier complet conformément au guide de la directive cadre européenne sur l'eau, soit par le Centre Ecotox (robustesse 1), soit par les autorités d'autres pays (robustesse 2) [12, 13]. Par ailleurs, des CQC ad hoc (robustesse 3) ont également été utilisés pour l'évaluation. En raison de la base de données limitée, ils ont été déduits des données d'autorisation existantes à l'aide de règles simplifiées du Centre Ecotox [14]. Au total, des valeurs CQK sont disponibles pour 214 substances (robustesse 1: 59; robustesse 2: 26; robustesse 3: 129). Malgré la base de données réduite, les CQC ad hoc permettent une première estimation du risque des substances concernées, raison pour laquelle il n'a pas été fait de distinction supplémentaire entre les classes de robustesse dans les paragraphes suivants.
Pour l'évaluation du risque, le quotient de risque (RQ) a été calculé spécifiquement pour chaque substance pour tous les échantillons de rivière à partir de la concentration mesurée et des CQC, sachant qu'à partir d'une valeur de 1, une atteinte aux organismes aquatiques ne peut plus être exclue [9]. Afin de pouvoir comparer le site de Ron avec les autres sites, la concentration mixte dans la rivière en aval du rejet d'eaux usées y a été calculée pour chaque échantillon à partir des concentrations mesurées en amont de la STEP et dans l'effluent de la STEP, puis utilisée pour l'évaluation. En outre, les sommes RQ ont été calculées pour chaque échantillon afin de pouvoir évaluer la contribution des différentes substances au risque global.
Un autre objectif de cette étude était d'évaluer la pertinence de la STEP comme voie d'apport de pesticides dans les eaux. Pour ce faire, on a estimé, au moyen d'une analyse de la voie d'apport basée sur la charge et spécifique aux substances, si les substances actives parviennent majoritairement dans les eaux via la STEP (source ponctuelle STEP) ou déjà par d'autres voies d'apport dans le BV en amont de la STEP (BV diffus). Pour cette analyse, seules les substances actives présentant plus de deux détections (toutes deux au moins deux fois supérieures à la limite de quantification, LQ) sur au moins un site ont été prises en compte.
Pour cela, la somme des fractions par substance active et par matrice (rivière vs eaux usées) a été calculée pour chaque site sur l'ensemble de la période d'observation. Si la charge en amont ou dans les eaux usées épurées représentait au moins 80% de la charge totale (= charge en aval de la STEP), la voie d'apport correspondante a été clairement attribuée à cette substance active. Les substances actives présentant des valeurs comprises entre 20 et 80% et/ou dont la classification n'est pas homogène sur l'ensemble des sites sont entrées par les deux voies et ont reçu l'évaluation de voie d'apport «incertaine». Si une substance active présente le même chemin d'entrée sur tous les sites avec détection, ce chemin lui a également été attribué globalement (c'est-à-dire sur tous les sites).
Au total, 135 pesticides ont été détectés dans 183 échantillons sur leur LQ (44 fongicides, 55 herbicides, 32 insecticides et 4 pesticides classés autrement; détails dans la base de données en ligne de l'Eawag, ERIC [1]). 106 substances actives ont été détectées dans des échantillons de rivières et de STEP, mais seulement 38 sur les cinq sites. Cela montre que la pollution par les pesticides dépend fortement du site et qu'elle est très diversifiée. Le nombre généralement élevé de pesticides détectés, avec des concentrations allant jusqu'à la gamme des µg/l, est typique des cours d'eau de petite à moyenne taille avec une agriculture dans la ZE [9, 16, 17].
En moyenne, 73 et 62 pesticides ont été détectés dans des échantillons de STEP et de rivières par site sur l'ensemble de la période d'observation. Avec une médiane allant jusqu'à 44 (Petite Glâne) et 36 (Halbach) pesticides trouvés dans les eaux usées ou fluviales (Tab. 1), une grande diversité de substances actives a également été constatée par échantillon [18]. De manière générale, le nombre moyen de pesticides détectés par échantillon est comparable à celui observé dans les études NAWA-Spez de 2012 et 2015 [4, 19] et n'a que peu évolué au cours de l'année.
|
Surb ARA / rivière |
Petite Glâne ARA / rivière |
Ron* ARA / rivière en amont |
Halbach ARA / rivière |
Scairolo ARA / rivière |
Total ARA / rivière |
|
| Nombre de pesticides détectés | 80 / 60 | 91 / 75 | 51 / 37 | 82 / 83 | 59 / 55 | 126 / 115 |
| Nombre médian d'échantillons pesticides détectés par échantillon | 35 / 23 | 44 / 22 | 23 / 9 | 38 / 36 | 18 / 14 | 35 / 22 |
| Fréquence de détection (%) | 17 / 11 | 21 / 13 | 11 / 4 | 17 / 16 | 12 / 10 | 15 / 10 |
Dans tous les sites, sauf au Halbach, on a trouvé plus de pesticides dans les eaux usées que dans la rivière (Tab. 1), ce qui s'explique en grande partie par la dilution des eaux usées dans la rivière. La fréquence de détection - définie comme le rapport en pourcentage entre le nombre de détections et le nombre total de détections possibles - était respectivement de 15 et 10% dans les échantillons d'eaux usées et de rivière sur l'ensemble des sites. Sur les sites individuels, la fréquence de détection était également plus élevée dans les échantillons d'eaux usées que dans les échantillons de rivières (Tab. 1). Avec le nombre élevé de pesticides détectés dans les eaux usées, cela indique l'importance des STEP comme voie d'apport de pesticides dans les cours d'eau. Le fait que seuls neuf pesticides au total aient été trouvés exclusivement dans l'eau des rivières (amidosulfuron, fenazaquine, fluazinam, fluopicolide, fluopyram, métobromuron, tau-fluvalinate, tembotrione, trinexapac-éthyl) indique également que les deux voies d'apport sont très souvent pertinentes. Ceci est en outre confirmé par les résultats obtenus au Halbach: C'est là que l'on trouve la plus grande diversité de pesticides et le plus grand nombre de détections dans les échantillons de rivière (prélevés après le rejet de la STEP), ce qui est lié à la fois à la grande part d'agriculture et à la diversité des cultures dans le BV (viticulture et grandes cultures) ainsi qu'à la part élevée d'eaux usées à la place de mesure (jusqu'à 80%). D'une manière générale, les concentrations et les chiffres de détection ne permettent cependant pas à eux seuls d'estimer quelle voie d'apport est la plus dominante, raison pour laquelle l'analyse de la voie d'apport a été effectuée sur la base des flux (chap. «Analyse de la voie d'apport»).
Par rapport au portefeuille de substances NAWA Trend MP, 182 substances actives de pesticides ont été analysées en plus dans cette étude. Sur les 115 pesticides détectés dans les échantillons de rivière (Tab. 2), 56 étaient inclus dans la surveillance de routine NAWA Trend MP - 59 ont été détectés en plus. Sur ces 59, 23 ont été déterminés à l'aide de l'analytique spéciale (LLE-APGC- ou LC-ESI-MS/MS), qui tient également compte de la fraction liée aux particules. Cela montre la valeur ajoutée de cette analytique et de l'élargissement du portefeuille de substances. Parmi les pesticides trouvés en plus du portefeuille de NAWA Trend MP, 18 ont été détectés dans plus de dix échantillons de rivière (Tab. 2).
| Substance | Autorisation comme PPP ou biocide (2023) |
Concentration (ng/l) | Nombre de détections Rivières |
CQK en ng/l (Robustesse) |
||
| Min | Max | Médiane | ||||
| Pendimethalin | P | 0.06 | 12 | 0.48 | 89 | 370 (3) |
| Metrafenon | P | 0.01 | 45 | 0.19 | 89 | 2200 (3) |
| Propiconazole | B PX | 0.49 | 7.7 | 2.2 | 89 | 1400 (2) |
| Trifloxystrobine | P | 0.01 | 9.8 | 0.06 | 83 | 190 (2) |
| Cyflufenamid | P | 0.01 | 26 | 0.06 | 72 | 2400 (3) |
| Difenoconazol | P | 0.51 | 30 | 2.04 | 65 | 560 (2) |
| Tebufenozid | P | 0.10 | 0.9 | 0.23 | 32 | 750 (3) |
| Quinmerac | P | 6.1 | 80 | 13 | 24 | 3100 (3) |
| Pencycuron | PX | 0.03 | 3.6 | 0.24 | 22 | 1340 (2) |
| Amisulbrom | P | 0.03 | 1.2 | 0.07 | 20 | 1390 (3) |
| Fluxapyroxad | P | 17 | 200 | 28.5 | 15 | 3600 (3) |
| Fenpyrazamine | P | 21 | 100 | 7.5 | 15 | 22000 (3) |
| Clomazon | P | 7.1 | 120 | 15 | 13 | 3200 (3) |
| Orbencarb | PX | 0.05 | 0.2 | 0.08 | 13 | -* |
| Proquinazid | P | 0.03 | 0.3 | 0.06 | 12 | 180 (3) |
| Icaridine | B | 26 | 64 | 34 | 11 | 314000 (3) |
| Benalaxyl | P | 5 | 110 | 13 | 10 | 3000 (3) |
| Pyriofenon | P | 0.02 | 0.1 | 0.02 | 10 | 8990 (3) |
Les valeurs limites écotoxicologiques de pollution durable pour les eaux de surface (annexe 2, OEaux) ont été dépassées par la cyperméthrine, l'imidaclopride, le métazachlore, la métribuzine, le nicosulfuron et le thiaclopride sur au moins un site. Au total, 40 dépassements de la valeur limite ont été constatés, dont environ 50% sur le site de Scairolo. Les dépassements de la valeur limite y ont été causés par la cyperméthrine et l'imidaclopride, deux insecticides autorisés respectivement comme biocide et PPh (cyperméthrine) et comme biocide et MV (imidaclopride). Sur les autres sites, on a constaté entre un (Ron) et huit (Petite Glâne) dépassements de la valeur limite, la cyperméthrine étant présente sur quatre sites, le métazachlorane sur trois, l'imidaclopride et le nicosulfuron sur deux sites et la métribuzine et le thiaclopride sur un site avec dépassements (informations complémentaires dans la base de données en ligne de l'Eawag, ERIC [1]). Si l'on se réfère à tous les CQC disponibles en plus des valeurs limites écotoxicologiques (annexe 2, OEaux), on obtient des dépassements de CQC pour 17 autres substances actives, en grande partie avec un CQC robuste (Fig. 3). Cela montre que les 19 pesticides pour lesquels une valeur limite écotoxicologique est fixée dans l'annexe 2 de l'OEaux ne couvrent pas tous les pesticides présentant un risque pour les eaux.
Au total, 23 substances ont été trouvées avec des dépassements de CQC (Fig. 3). Avec 149 dépassements de CQC sur un total de 174 constatés, les neuf insecticides sont responsables de la majeure partie d'entre eux. Les pyréthroïdes (cyperméthrine, deltaméthrine lambda-cyhalothrine, perméthrine) et le fipronil, en particulier, ont contribué de manière significative au risque global dans les cours d'eau étudiés, avec 140 dépassements [20]. Le reste des dépassements de la CQC (25) a été causé par 13 herbicides, à l'exception d'un seul du fongicide spiroxamine. Cela montre clairement que les herbicides, malgré des concentrations parfois élevées de l'ordre du µg/l et des détections généralement nombreuses, contribuent beaucoup moins au risque global dans les eaux de surface que les insecticides.
En raison des méthodes d'analyse utilisées, extrêmement sensibles à la détection, il a été possible, dans la présente étude, d'obtenir pour 95% des substances actives une LB inférieure à la CQC spécifique à la substance et de déterminer ainsi également un risque global fiable pour les insecticides déjà toxiques dans le domaine pg/l. Seuls 5% des pesticides analysés dépassaient légèrement (3 fois) en médiane leur CQC respectif (bromazil, coumatétralyl, diazinon, diméfuron, fénoxycarbe, flurochloridone, hexythiazox, méthiocarbe, terbacil, thifensulfuron-méthyle, triasulfuron, tribenuron-méthyle). Ce n'est que pour le dichlorvos, la deltaméthrine et le diflubenzuron que la LQ était 25, 29 et 44 fois supérieure aux CQC respectifs de 0,6, 0,0017 et 4 ng/l. Pour une évaluation sûre, d'autres méthodes spéciales doivent être utilisées pour la détection de ces insecticides hautement toxiques. Cependant, pour la deltaméthrine en particulier (CQK de 0,0017 ng/l), les limites techniquement réalisables pour l'analyse sont probablement déjà atteintes. Ce défi est bien connu dans le monitoring des eaux et a été récemment décrit par Bub et al. [15].
En outre, il n'existe - en comparaison avec la palette de substances NAWA Trend MP - qu'une CQC ad hoc pour 45 des 59 substances supplémentaires détectées (Tab. 2), ce qui fait que l'évaluation écotoxicologique est entachée d'une plus grande incertitude pour ces substances. Parmi les substances supplémentaires détectées, qui ne font pas partie du programme de mesure des tendances NAWA, seul le pethoxamide a dépassé deux fois son CQC ad hoc. Avec une meilleure base de données pour la dérivation de la CQC, les CQC ad hoc de certaines substances actives pourraient cependant être inférieures à l'avenir et entraîner ainsi davantage de dépassements de la CQC.
La figure 4 présente les RQ des substances actives déterminantes pour le risque individuellement et ceux de toutes les autres de manière sommaire, spécifique au site et par échantillon. Cela permet d'évaluer la contribution des différentes substances actives au risque global par site au fil du temps et d'identifier les principaux facteurs de risque. Les autres substances peuvent avoir une influence significative sur le risque global malgré leur faible contribution individuelle [18] et sont donc présentées sous forme de somme dans les catégories «Autres avec dépassement de la CQC» et «Autres sans dépassement de la CQC».
Au total, sept insecticides et deux herbicides ont été identifiés comme étant des facteurs de risque particulièrement importants, pour lesquels des CQC robustes étaient disponibles (Fig. 4). Sur tous les sites, les pyréthroïdes, le fipronil et le diflufénican ont contribué au risque global, huit des dix valeurs individuelles de RQ les plus élevées ayant été mesurées à Scairolo. Celles-ci ont été causées par exemple par la cyperméthrine (RQ = 112) et la deltaméthrine (RQ = 33). L'imidaclopride a été détecté en permanence sur les cinq sites à la sortie de la STEP. En raison de la dilution des eaux usées dans le cours d'eau, il n'en résulte toutefois des dépassements du CQC dans le cours d'eau que sur deux sites (Halbach et Scairolo). Dans l'ensemble, il apparaît clairement qu'il existe une pollution durable par les pesticides dans tous les cours d'eau étudiés.
Il ressort en outre de la Figure 4 que toutes les substances actives dépassant la CQC expliquent ensemble la majeure partie du risque. Ce n'est que sur le Halbach, sur le Ron en aval et sur la Surb que le reste des substances détectées (celles qui ne dépassent pas la CQC) contribue encore de manière reconnaissable au risque global (segment de barre grise, figure 4). Sur la Ron, on constate par ailleurs que l'apport d'eaux usées épurées entraîne mathématiquement un risque plus élevé en aval que celui mesuré en amont. Ceci est principalement dû à l'apport de fipronil par les STEP.
L'attribution des voies d'apport basée sur le fret et spécifique aux substances a été effectuée pour 109 des 135 pesticides détectés. Pour les 26 autres substances actives, seuls des résultats isolés ont été constatés, raison pour laquelle il a été renoncé à une analyse des voies d'apport pour ces substances. Au total, pour 28 pesticides, il a été possible de distinguer clairement entre l'apport diffus et l'apport via la STEP.
Les séries de concentrations mesurées, les précipitations, les débits et les flux calculés correspondants sont présentés à titre d'exemple dans la Figure 5 pour les substances aclonifène et imidaclopride sur le site de Petite Glâne. Les flux (Figure 5, graphique D) ont permis d'attribuer clairement à ces deux substances actives les voies d'apport «BV diffus» (aclonifen) ou «source ponctuelle STEP» (imidaclopride) sur tous les sites (respectivement >80% du flux total). Outre ces deux substances actives, le fipronil a également été attribué à la même voie d'apport (source ponctuelle STEP) sur les cinq sites. Les 25 autres substances actives dont la voie d'apport est claire (cf. informations complémentaires ERIC, [1]) ont été détectées sur quatre sites ou moins. La forte dépendance des apports de pesticides par rapport aux sites est démontrée par le fait que 75% environ des pesticides trouvés ont pu être attribués à une voie d'apport claire par site, mais que seuls 25% environ ont pu être attribués à l'ensemble des sites.
Parmi les 28 substances actives pouvant être clairement attribuées à l'ensemble des sites, dix pesticides ont été attribués à la voie d'apport «BV diffus» et 18 pesticides à la voie d'apport «source ponctuelle STEP». En ce qui concerne les dix pesticides clairement attribués à la voie d'apport diffuse, il est frappant de constater qu'ils n'étaient autorisés en 2023 - à l'exception de l'etofenprox (biocide et PPh) - que sous forme de PPh (aclonifène, fluopicolide, fluopyram, métobromuron, métribuzine, propyzamide, proquinazid) ou avant 2023 sous forme de PPh (myclobutanil, tau-fluvalinate). Pour les 18 pesticides clairement attribués à la voie d'apport STEP (2-méthyl-4-isothiazolin-3-one, éthyl-N-acétyl-N-butyl-beta-alaninate, carbendazime, cycluron, étoxazole, fenamidone, fenhexamide, fenpropimorph, fipronil, flutolanil, imidaclopride, indoxacarbe, ioxynil, metconazole, pipéronylbutoxyde, spirodiclofène, thiabendazole triclopyr), il n'est toutefois pas si évident de savoir de quelle application ils proviennent en raison de leur autorisation. Ces pesticides étaient autorisés pour différentes applications: biocide, PPh, MV ou, pour certains, avec une autorisation déjà expirée. Le carbendazime, le fipronil, l'imidaclopride, le thiabendazole et le triclopyr ont été trouvés sur tous les sites. Les autres substances actives n'ont en revanche été trouvées que sur certains des cinq sites. D'une manière générale, il convient de mentionner ici qu'une substance active autorisée en tant que PPh et qui se retrouve dans la rivière via la STEP peut également être d'origine agricole, par exemple en raison d'aires de remplissage et de lavage mal raccordées, d'une manipulation et d'une élimination inappropriées sur des surfaces d'exploitation agricole situées dans le BV de la STEP.
L'évaluation écotoxicologique des résultats a permis d'identifier les insecticides comme principaux facteurs de risque dans les BV étudiés. Pour réduire les risques aquatiques par des mesures ciblées, il est donc crucial d'identifier les voies d'apport de ces substances dans les cours d'eau. Les résultats de l'analyse des voies d'apport sont rassemblés dans le tableau 3 pour les substances dépassant la CQC. L'aclonifène, le fipronil et l'imidaclopride ont été détectés sur tous les sites et ont été apportés de manière diffuse (aclonifène) ou via les STEP (fipronil, imidaclopride) sur l'ensemble des sites. (Une étude détaillée sur la contamination des cours d'eau suisses par le fipronil se trouve aux pages 90-95 d'Aqua & Gas 10/2025 [20].)
En outre, la voie d'apport «BV diffus» a été attribuée aux herbicides propyzamide et métribuzine sur tous les sites où ils ont été détectés (deux sites chacun). Pour le reste des substances actives dépassant la CQC, il a certes été possible d'attribuer une voie d'apport claire par site, mais elles ont souvent été apportées par les deux voies sur l'ensemble des sites (Tab. 3). Il apparaît donc clairement que les résultats obtenus sur les différents sites peuvent être très spécifiques et qu'une généralisation, et donc une classification à l'échelle nationale, n'est pas possible sans restriction sur la base de ce jeu de données. La dépendance au site est particulièrement évidente pour les pyréthrinoïdes détectés. Par exemple, la cyperméthrine a certes été détectée sur tous les sites, mais trois sites ont été classés dans la voie d'apport «BV diffus» et deux dans la voie d'apport «source ponctuelle STEP». Une analyse à l'échelle de la Suisse montre également que les pyréthrinoïdes sont apportés dans les cours d'eau aussi bien de manière diffuse depuis le BV que par les STEP (voir p. 80, [21]).
Avec 135 pesticides détectés, un grand nombre de substances actives ont été trouvées dans les cours d'eau étudiés à des concentrations très variables. Seul un quart environ a été détecté sur tous les sites, ce qui reflète l'influence des différences spécifiques aux sites sur la contamination par les pesticides. Par rapport à la palette de pesticides examinée dans le réseau de mesure NAWA Trend MP, 59 substances actives de pesticides supplémentaires ont été détectées au-dessus de leur LQ dans cette étude avec le programme d'analyse fortement élargi. Toutefois, parmi ces substances actives supplémentaires détectées, seul le pethoxamide présentait des résultats supérieurs au CQC. Ainsi, le programme d'analyse actuel du réseau de mesure NAWA Trend MP couvre bien la toxicité observée pour les organismes aquatiques, mais les 59 substances actives supplémentaires détectées dans le cadre de cette étude devraient faire l'objet d'une surveillance plus poussée à l'avenir, car la plupart d'entre elles n'ont obtenu jusqu'à présent que des valeurs CQC ad hoc peu robustes.
Les herbicides étaient responsables d'environ 15% des 174 dépassements de la CQC, tandis que près de 85% provenaient d'insecticides, en particulier de pyréthroïdes et de fipronil. Le risque pour les organismes aquatiques était durable et parfois très élevé (par ex. cyperméthrine: dépassement de 100 fois la CQC). Alors que les deux voies d'apport étaient pertinentes pour les pyréthroïdes, le fipronil et l'imidaclopride ont pu être clairement attribués à des apports via la source ponctuelle STEP. Il faut partir du principe que ces substances actives sont apportées toute l'année sur ces sites et qu'elles nuisent à la qualité des eaux. Dans l'ensemble, il apparaît clairement que les apports via la STEP sans étape MP contribuent de manière substantielle à la pollution des cours d'eau par les pesticides sur les sites échantillonnés à forte proportion d'eaux usées. Les apports via les STEP peuvent provenir à l'origine aussi bien des zones urbaines que de l'agriculture. Pour chaque site, environ trois quarts des pesticides détectés ont pu être attribués à une voie d'apport claire. Pour l'ensemble des sites, des voies d'apport claires ont pu être attribuées à 28 pesticides au total (10 «BV diffus» et 18 «source ponctuelle STEP»), tandis que pour 81 pesticides, les deux voies d'apport entrent en ligne de compte.
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[6] Doppler, T. et al. (2014): Critical source areas for herbicides can change location depending on rain events. Agriculture, Ecosystems & Environment 192: 85–94
[7] Wittmer, I. et al. (2014): Über 100 Pestizide in Fliessgewässern. Programm NAWA Spez zeigt die hohe Pestizidbelastung der Schweizer Fliessgewässer auf. Aqua & Gas 3/2014: 32–43
[8] Langer, M. et al. (2017): Hohe ökotoxikologische Risiken in Bächen. NAWA Spez untersucht Bäche in Gebieten mit intensiver landwirtschaftlicher Nutzung. Aqua & Gas 4/2017: 58–68
[9] Spycher, S. et al. (2019): Anhaltend hohe PSM-Belastung in Bächen. NAWA Spez 2017: kleine Gewässer in Gebieten mit intensiver Landwirtschaft verbreitet betroffen. Aqua & Gas 4/2019: 14–25
[10] Rösch, A. et al. (2019): Geringe Konzentrationen mit grosser Wirkung. Nachweis von Pyrethroid- und Organophosphatinsektiziden in Schweizer Bächen im pg-l-1-Bereich. Aqua & Gas 11/2019: 54–66
[11] Daouk, S. et al. (2022): Insektizide in Oberflächengewässern – Risiken von Pyrethroiden und Organophosphaten. Aqua & Gas 4/2022: 58–66
[12] European Commission (2017): Technical guidance for deriving environmental quality standards
[13] Oekotoxzentrum. Vorschläge des Oekotoxzentrums für Qualitätskriterien für Oberflächengewässer. Zugriff: 08.08.2025
[14] Oekotoxzentrum. Quality criteria used by oz for aquatic risk assessment. Zugriff: 08.08.2025
[15] Bub, S. et al. (2025): Limitations of chemical monitoring hinder aquatic risk evaluations on the macroscale. Science 388(6753): 1301–1305
[16] Spycher, S. et al. (2018): Pesticide Risks in Small Streams – How to Get as Close as Possible to the Stress Imposed on Aquatic Organisms. Environmental Science & Technology 52(8): 4526–4535
[17] la Cecilia, D. et al. (2023): Continuous high-frequency pesticide monitoring in a small tile-drained agricultural stream to reveal diel concentration fluctuations in dry periods. Frontiers in Water. 4
[18] Weisner, O. et al. (2021): Risk from pesticide mixtures – The gap between risk assessment and reality. Science of The Total Environment 796: 149017
[19] Moschet, C. et al. (2014): How a Complete Pesticide Screening Changes the Assessment of Surface Water Quality. Environmental Science & Technology 48(10): 5423–5432
[20] Barth, S. et al. (2025): Fipronil belastet Schweizer Fliessgewässer. Aqua & Gas 10/2025: 90-95
[21] Barth, S. et al. (2025): Ursachen der Pestizidverunreinigung in Fliessgewässern. Aqua & Gas 10/2025: 80-88
Toutes les substances actives autorisées en Suisse en tant que PPh ou biocide en 2023 ou jusqu'à dix ans avant cette date ont d'abord été évaluées en fonction de leur pertinence pour le milieu aquatique (persistance et mobilité) et de leur analysabilité. Sur la base de cette évaluation, 253 substances actives (176 autorisées, 77 interdites) ont été sélectionnées pour être mesurées. Sur les 176 substances autorisées, 125 l'étaient uniquement comme PPh, 36 uniquement comme biocides et 15 pour les deux usages. Six des 15 étaient en outre également enregistrées comme MTD (les détails de la sélection des substances sont disponibles dans la base de données en ligne de l'Eawag, ERIC [1]).
La quantification des 253 substances a nécessité une analyse à l'aide de quatre méthodes de mesure différentes en raison de la grande marge de polarité (Fig. 2). Pour les substances apolaires (logP > 4), la fraction liée aux particules et la fraction dissoute ont été déterminées comme concentration totale. Pour ce faire, les pesticides apolaires ont d'abord été extraits de l'échantillon d'eau par extraction liquide-liquide (LLE) avec du cyclohexane. L'extrait évaporé a été divisé et les extraits ont ensuite été analysés à l'aide de deux méthodes de détection différentes pour déterminer la concentration totale des substances actives :
Dans la fraction dissoute, 180 autres substances ont été quantifiées par évaporation assistée par le vide et chromatographie liquide couplée à l'ionisation par électrospray et à la spectrométrie de masse à haute résolution (LC-ESI-HRMS) [3]. Pour la substance très polaire qu'est le glyphosate, la chromatographie ionique (IC) couplée à l'ESI-HRMS a été utilisée pour la détermination.
La quantification a été réalisée à l'aide d'étalons de référence et de 111 étalons internes marqués par des isotopes. Les limites de quantification (LQ) atteintes étaient de 50 ng/l (glyphosate; IC-HRMS) et en moyenne de 70 pg/l (LLE; APGC-MS), 400 pg/l (LLE; LC-ESI-MS) et 35 ng/l (LC-ESI-HRMS). A des fins d'assurance qualité, un étalon de référence fabriqué en externe a également été mesuré et des taux de récupération ont été calculés pour les analytes dans des échantillons de rivières et d'eaux usées supplémentés avec des concentrations d'analytes connues. Pour 72% des substances analysées, le taux moyen de récupération se situait entre 80 et 120%. L'écart-type relatif de la concentration de la triple analyse d'un échantillon supplémenté se situait entre 0,7 et 11% pour la majorité des analytes.
Nous tenons à remercier l'Office fédéral de l'environnement (OFEV) pour son soutien financier. Nous remercions tout particulièrement Nicole Munz pour la coordination du projet du côté de l'OFEV et pour ses précieuses contributions. Nous remercions également les services cantonaux et les stations d'épuration pour leur soutien, en particulier Martin Märki, Jennifer Schollée (Ct. Argovie), Thomas Schluep, Charly Knopf (STEP d'Unterehrendingen), famille Suter (achat de courant et placement d'échantillonneurs sur la Surb), Elise Folly, Lionel Schouwey, Gabrielle Rotzetter, Catherine Folly (Ct. Fribourg), Cédric Papaux (STEP Bussy), Manuel Kunz (Ct. Lucerne), Kurt Bürkli (STEP Hochdorf), Christoph Moschet, Christine Egli, Mareike Braun (Ct. Schaffhouse), Werner Bringolf (STEP de Hallau), Antonio Pessina, Mauro Veronesi (Ct. Tessin), Christian Chiappa et Fabio Foletti (STEP de Barbengo).
Les mesures détaillées ainsi que d'autres informations complémentaires sur l'étude sont disponibles sur ERIC, la base de données en ligne de l'Eawag.
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