par Jean-Louis Rivière1

 

 

Le terme de « pesticides » englobe un ensemble très hétérogène de produits dont la seule propriété commune est de pouvoir détruire des organismes vivants considérés – à tort ou à raison – comme nuisibles à l’homme et à ses biens.

Leur principale utilisation est la protection des cultures contre les ravageurs et parasites des cultures, mais ils ont bien d’autres usages : destruction des végétaux gênants (jacinthe d’eau, désherbage en zones urbaines), des animaux comme les moustiques, les blattes, les mollusques, les rats, toutes espèces susceptibles d’être vectrices de maladies endémiques, notamment en zone tropicale. Enfin, les pesticides peuvent assurer la protection de biens, comme par exemple le bois d’œuvre contre les termites ou les champignons.

La réglementation distingue deux grandes catégories de pesticides, les produits phytopharmaceutiques (utilisés pour la protection des cultures sur pied et des produits végétaux stockés) et les produits biocides qui remplissent les autres fonctions. On notera que la réglementation des produits phytopharmaceutiques englobe des produits qui n’ont pas à proprement parler une fonction de destruction, tels que les régulateurs de croissance des végétaux et les stimulateurs des défenses naturelles des végétaux : ceci correspond au besoin d’assurer un contrôle plus complet des intrants agricoles.

La gamme des produits phytopharmaceutiques inclut non seulement des produits chimiques (molécules de synthèse ou produits naturels), mais aussi des micro-organismes (bactéries, toxines de bactéries,…) et des virus. Ces substances actives, rarement utilisées telles quelles, sont mises sur le marché sous la forme de préparations commerciales contenant d’autres produits chimiques, tels que des détergents ou des solvants.

Il existe 300 à 400 substances actives pesticides dont les propriétés de toxicité, d’écotoxicité et de persistance sont très différentes. Les préparations commercialisées à partir de ces substances actives sont quelques milliers en France. Il est possible d’obtenir un chiffre exact en consultant le site du Ministère de l’Agriculture, mais ce chiffre est susceptible de varier, en fonction des nouvelles autorisations ou des retraits. Le nombre de préparations commerciales disposant d’une autorisation ne donne pas non plus une indication très fiable sur l’utilisation réelle des substances actives correspondantes : certaines seront utilisées à un fort tonnage, d’autres très peu, voire pas du tout.

La liste des produits autorisés varie constamment, en fonction des nouvelles introductions ou des retraits. On doit être attentif au calendrier d’autorisation d’une substance, notamment les dates d‘interdiction et différencier les pollutions actuelles par les produits en usage, et les pollutions historiques (produits interdits, à forte persistance dans l’environnement).

Les usages des produits phytopharmaceutiques varient beaucoup en quantités, de quelques grammes à 1-2 kg/hectare, en étendue : parcelles de champs, jardins, parcs, forêts, bassin versant, pays, continent… et dans le temps : itinéraires techniques, calendrier d’autorisation de mise sur le marché,…

 

 

A l’origine, l’emploi de ces produits était peu contrôlé. Les premières réglementations, après la 2^ème guerre mondiale, avaient pour objectif de garantir l’efficacité de ces produits et d’empêcher les fraudes au consommateur ; les cas de toxicité pour l’homme et pour la faune étaient alors considérés comme des accidents inévitables, conséquence logique de l’emploi de ces produits. Il a fallu attendre les années soixante pour que la situation change. Des ouvrages emblématiques comme « Printemps silencieux » de l’américaine Rachel Carson (1962) ont fait connaître l‘impact des insecticides organochlorés - le plus connu est le DDT - sur la faune sauvage et montré les risques résultant de la présence de polluants très persistants dans l’environnement. Cette prise de conscience a abouti à l’interdiction du DDT et de la plupart des insecticides organochlorés dans les années soixante-dix (en 1972 en France, pour les usages agricoles).

De toute évidence, l’emploi des pesticides pouvait avoir des effets néfastes sur l’homme et son environnement, d’où la mise en place progressive d’un système d’évaluation préalable des risques sanitaires et environnementaux. Ce système est une démarche obligatoire, encadrée par un dispositif réglementaire, aboutissant à une Autorisation de Mise sur le Marché (AMM). En France, l’évaluation des risques sanitaires et environnementaux des pesticides dépend de l’Afssa (Agence française de sécurité sanitaire des aliments).

La réglementation européenne des pesticides se base sur deux textes fondamentaux, la directive 91/414, qui vise les produits phytopharmaceutiques et la directive 98/8 qui vise la plupart des autres produits (biocides), mais certains pesticides peuvent ressortir d’autres autres dispositions réglementaires, par exemple les produits à usage médicamenteux (insecticides humains ou vétérinaires).

On notera que ce système d’AMM est différent de REACH (« Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals ». REACH, institué par le règlement communautaire 1907/2006, est un système d’enregistrement des produits chimiques manufacturés ou importés dans la Communauté européenne, mais n’est pas une AMM. Cependant l’évaluation de risque telle qu’elle est pratiquée dans le cadre de REACH présente de nombreux points communs avec celle imposée par les directives 91/414 et 98/8.

La directive 91/414 a codifié les modalités d’un système déjà largement utilisé, qui consiste en une évaluation préalable du risque sanitaire et environnemental des produits phytopharmaceutiques.

            Le principe des évaluations de risque (sanitaire ou environnemental) est simple : il s’agit, en fonction des usages prévus, des caractéristiques de l’environnement et des caractéristiques du produit, à déterminer le niveau du risque pour les systèmes biologiques dits « à risque » (homme pour le risque sanitaire, faune et flore pour le risque environnemental). La pratique opérationnelle (figure 1) consiste à :

            – estimer une « dose [1] » sans effet toxique « prévisible », sur la base d’essais expérimentaux,

            – estimer la dose d’exposition « prévisible », en développant un scénario d’exposition (description et quantification des voies de contamination des organismes).

         Finalement, l’estimation du risque découle de la comparaison de ces deux doses : si la dose d’exposition (prévisible) est inférieure à la dose sans effet (prévisible), le risque est faible ; dans le cas inverse, le risque est élevé. Cette dichotomie risque /absence de risque facilite la décision (autorisation ou non-autorisation), mais n’a pas de valeur scientifique : quand le rapport dose d’exposition (prévisible)/dose sans effet (prévisible) est proche de 1, la décision peut basculer dans un sens ou un autre, mais le niveau de risque est pratiquement équivalent dans les deux cas.

 

 

 

 

 

La dose sans effet « prévisible » est censée protéger l’homme ou l’environnement dans leur intégralité. Dans la pratique, c’est une estimation statistique, qui vise la grande majorité des individus (pour le risque sanitaire) ou des écosystèmes (pour le risque environnemental) et qui ne permet en aucun cas d’atteindre une certitude.

Les doses sans effet sont fournies par les essais expérimentaux avec différentes catégories d’organismes « modèles » (par exemple, des rongeurs de laboratoire, des plantes aquatiques, des invertébrés aquatiques, des poissons,…). Compte tenu de l’ensemble de ces essais, on extrapole une dose sans effet prévisible en tenant compte du nombre des essais et de leur signification (un essai de terrain est plus significatif qu’un essai de laboratoire). On remarquera que la première source d’incertitude irréductible dans l’estimation du risque sanitaire des pesticides sera l’extrapolation à l’homme.

Les essais ont un autre objectif qui est d’établir la classification des produits (figure 2). Ces deux fonctions ne doivent pas être confondues : la classification n’a pas pour objectif d’évaluer les risques d’un produit particulier, mais de comparer des substances et d’identifier celles qui seront considérées comme toxiques : une substance est toxique, si dans la limite d’une dose maximale, on observe un effet considéré comme néfaste. Depuis la directive 1999/45, la classification vise non seulement les substances, mais aussi les préparations commerciales.

La classification est une opération essentielle, car elle se traduit par un étiquetage des produits qui doit être une information accessible à tous.

 

 

 

 

La classification est une opération générale qui s’applique à tous les produits chimiques. Elle apporte des informations essentielles sur la toxicité des pesticides (pour l’homme) mais elle apporte peu d’informations sur les propriétés écotoxiques des pesticides. A de rares exceptions près, tous les pesticides sont classés « R50, Très toxique pour les organismes aquatiques », c’est-à-dire la catégorie de danger maximale, alors que dans les essais de laboratoire utilisés pour la classification, les pesticides sont extrêmement toxiques pour leurs cibles potentielles : végétaux aquatiques pour les herbicides, invertébrés aquatiques pour les insecticides. La classification se base sur des essais de toxicité aiguë : tous les produits qui entraînent une mortalité de 50% des individus (poissons, micro-crustacés ou algues)) à la dose de 1 mg/L ou moins sont classées R50. Cependant, la toxicité des insecticides et des herbicides peut descendre au µg/L, voire moins ; la phrase « R50 » s’applique donc à des substances dont l’écotoxicité peut être variée d’un facteur 1000, mais que la classification ne permet pas de distinguer.

Les pesticides ont aussi une certaine sélectivité : les insecticides sont toxiques pour les insectes et les invertébrés aquatiques (crustacés,…), les herbicides pour les algues et les plantes supérieures ; pour les fongicides, la sélectivité n’est pas toujours aussi facilement prévisible. Il n’est pas sans intérêt de savoir si une substance est écotoxique pour le poisson ou pour les algues, ou les deux, mais la classification ne le permet pas.

Cependant la réglementation considérait, dès l’origine, les pesticides comme un cas particulier. La directive 2003/82 – en cours d’application - établit des phrases de risque particulières pour les pesticides sur la base que «  les critères de l'annexe VI de la directive 67/548/CEE, qui se fondent sur les propriétés intrinsèques d'une substance, ne permet[tent] pas de décrire suffisamment les risques particuliers liés à l'utilisation de produits phytopharmaceutiques. Il y a lieu, par conséquent, que les phrases types indiquant les risques particuliers et les précautions à prendre qui doivent être insérées dans les annexes IV et V de la directive 91/414/CEE permettent de décrire suffisamment les risques particuliers liés à l'utilisation du produit »

 

La classification, telle qu’elle existe actuellement, repose sur un nombre d’essais limité et les effets écotoxiques à long terme ne sont pas pris en compte. Elle ne concerne que les organismes aquatiques : la classification terrestre est prévue depuis très longtemps, mais n’a pas encore vu le jour.

La classification d’un produit n’est pas immuable, des changements y sont apportés quand des données nouvelles sont disponibles. La classification est en profond remaniement depuis l’introduction du GHS (« Globally Harmonised System of Classification and Labelling of Chemicals ») repris dans la réglementation européenne (règlement 1272/2008).

 

 

 

 

La notion de risque sanitaire (risque toxique, au sens strict ; figure 3) ne pose pas en général de difficulté particulière. La notion d’» environnement » est plus vague, et pour devenir opérationnelle dans le cadre de l’évaluation de risque, elle doit être précisée. Le risque environnemental recouvre deux domaines différents, le risque de pollution de l’air, des eaux et des sols, conséquence du devenir et du comportement des produits dans ces milieux, et le risque écotoxique proprement dit, conséquence de l’exposition de la faune et la flore à des produits toxiques.

 

 

 

 

La « pollution » se définit comme la modification par l’homme de la teneur d’une substance dans l’environnement ; par conséquent, n’importe quelle substance peut devenir un polluant de l’environneemnt. Les pesticides, compte tenu de leur utilisation à grande échelle pour une multitude d’usages sont typiquement des produits polluants. Cette définition de la pollution n’implique pas que le polluant soit toxique.

« Toxicité » est un terme général, qui doit être précisé : tous les pesticides sont écotoxiques, c’est-à-dire toxiques pour la faune ou la flore, mais ils ne sont pas nécessairement toxiques (pour l’homme). La toxicité et l’écotoxicité peuvent aussi s’exprimer selon des modalités très variées : mortalité, effet cancérogène, effet sur la reproduction,.

Sous le vocable « Dangereux pour l’environnement », la classification tient compte également des caractéristiques de persistance et de bioaccumulation potentielles de la substance : la classification reconnaît ainsi qu’un polluant peut devenir un « danger » pour l’environnement s’il est persistant ou bioaccumulable dans les organismes (figure 4).

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Au sens strict, un produit est considéré comme « biodégradable » s’il satisfait à un essai expérimental dit de « biodégradabilité » facile. Cet essai est très simple : on met en contact le produit et des bactéries provenant de boues de station d’épuration, dans des conditions bien déterminées, et on observe si ces bactéries sont capables de le dégrader en molécules simples, produits de dégradation ultimes comme le CO₂. Cet essai est très sévère, et dans la pratique peu de molécules organiques sont susceptibles de se dégrader « facilement ». Conséquence, la grande majorité des substances organiques sont classées « non biodégradable ».

Ceci ne veut pas dire que le produit ne sera pas capable de se dégrader dans un environnement « réel ». Pour cela, on utilise des essais supplémentaires, en laboratoire et en champ, destinés à simuler le devenir et le comportement du produit et on définit la persistance du produit sur la base de sa vitesse de dégradation. Pour les pesticides, la directive européenne 97/57 précise (entre autres) que « Il n'est pas accordé d'autorisation lorsque

– lors d'essais au champ, [la substance active et ses produits de dégradation] subsistent dans le sol pendant plus d'un an (DT90 > 1 an et DT50 > 3 mois)

 

DT90 et DT90 signifient : « temps de disparition de 50% ou 90% de la substance du milieu dans lequel elle se trouve ». Le pesticide ne doit donc pas être « persistant », c’est-à-dire qu’au moins 90% de la substance doit avoir disparu au bout d’un an. Cette définition de la persistance est très différente de ce qu’en retient l’acception courante, c’est-à-dire un produit subsistant des années - voire des décennies - à des niveaux ne diminuant que faiblement.

 

La réglementation précise que : « Il n'est pas accordé d'autorisation lorsque la concentration de [la substance active et ses produits de dégradation] dans les eaux souterraines risque de dépasser, consécutivement à l'utilisation du produit phytopharmaceutique dans les conditions proposées, la moins élevée des valeurs limites suivantes :

 

Déterminer la contamination prévisible dans les eaux souterraines correspond donc à deux objectifs simultanés, (a) l’évaluation d’un risque toxique (sanitaire), résultant de la consommation d’eau de boisson et (b) l’évaluation d’un risque de pollution du milieu (le risque écotoxique est considéré comme négligeable). La pollution de l’eau souterraine est caractérisée par la concentration du produit, sans référence à sa toxicité, sauf si celle-ci est suffisamment élevée, pour que le seuil soit abaissé. En termes d’évaluation de risque, cela se traduit par la détermination d’une « concentration environnementale prévisible » du produit (PEC ; Predicted Environnmental Concentration).

         La pollution des eaux souterraines dépend de nombreux paramètres relatifs aux caractéristiques du produit (solubilité, coefficient d’adsorption/désorption,…), au sol (structure, texture,…), au climat (pluviométrie, température,…), à la nature de la nappe (profondeur, volume, taux de renouvellement,…), etc… (figure5).

 

 

 

Ces éléments seront intégrés dans des modèles de transfert, qui les utiliseront pour calculer la concentration prévisible (PEC) dans les eaux souterraines.

La procédure est très encadrée, codifiée dans un document-guide européen connu sous le nom de FOCUS (FOrum for the Co-ordination of pesticide fate models and their USe). FOCUS recense les modèles utilisables, les paramètres nécessaires pour les faire fonctionner et le mode de calcul des PEC.

Les progrès scientifiques en matière de modélisation, un nombre de plus en plus grand de données expérimentales font qu’il est possible d’avoir des estimations de plus en plus exactes et nombreuses pour une zone climatique donnée, un type de sol, de fait pour un très grand nombre de situations environnementales différentes.

Pour les substances autorisées, l’EFSA (European Food Safety Authority) publie un rapport scientifique résumant les principales données expérimentales et les conclusions de l’évaluation des risques. Ces éléments sont accessibles sur le site Internet de l’EFSA. Le rapport est complété par la liste des « points finaux », c’est-à-dire les principaux paramètres physico-chimiques (solubilité, coefficients d’adsorption, vitesse de dégradation…) de la substance, les doses sans effet toxique ou écotoxique, les modèles utilisés pour les évaluations du risque (agriculteurs, consommateurs, environnement …) et les résultats de cette évaluation.

L’examen des rapports de l’EFSA montre en premier lieu, que les données expérimentales sont relativement abondantes, précises et détaillées : elles proviennent d’études de différentes nature, essais en laboratoire et essais en champ, réalisés avec des protocoles normalisés. Les scénarios d’évaluation des PEC sont ceux décrits dans les documents guides FOCUS. On remarquera que l’évaluation ne se limite pas à la substance active elle-même, elle intègre le devenir et le comportement des produits de dégradation eux-mêmes. On notera enfin que les évaluations conduisent par à plusieurs résultats (plusieurs valeurs de PEC) en fonction du scénario utilisé.

L’ensemble de cette information est accessible sur des sites Internet publics, pour l’exemple cité, le site de l’EFSA. Il est donc possible d’obtenir assez facilement une information de qualité scientifique incontestable. Pour autant, cette information n’est pas facile à s’approprier immédiatement, en raison même de l’abondance des données disponibles et aussi de leur technicité : il suffit de consulter les tableaux de l’EFSA pour se rendre à l’évidence : cette information est difficile à comprendre pour des non-spécialistes. C’est là un véritable paradoxe, une information de plus en plus accessible, apparemment « transparente », mais par ailleurs de plus en plus « opaque » au public.

 

 

 

Le principal intérêt de l’évaluation des risques est de contribuer à définir les mesures de gestion : ces mesures de gestion sont un élément essentiel dans le contrôle de l’utilisation des pesticides et découlent du postulat initial qui pose en principe qu’un produit toxique peut être utilisé, mais seulement à condition qu’un minimum de précautions soient prises (mesures de gestion), qui diminueront le risque pour le ramener à un niveau assez faible pour être acceptable.

Théoriquement, les possibilités de diminuer le risque sont limitées : soit diminuer le danger – ce qui est peu praticable, le danger dépendant de la substance -, soit diminuer l’exposition. Les possibilités de réduction de l’exposition ne s’appliquent pas également à tous les déterminants de l’exposition, par exemple, la dose maximale de produit qui est en général un compromis entre l’efficacité agronomique et les exigences sanitaires et environnementales, est peu susceptible de modification. Comme exemple de ces mesures de gestion de risque, on peut citer le port de gants et de masque respiratoire pour réduire l’exposition des applicateurs de produits, ou la fixation de zones non-traitées plus ou moins larges en bordure des cours d’eau pour protéger les milieux aquatiques : plus la zone sera large, plus la contamination diminuera et le risque également.

L’évaluation préalable du risque des pesticides, telle qu’elle est pratiquée actuellement au niveau européen et national représente probablement le maximum de ce qu’il est possible de faire en la matière. Compte tenu de son poids, le système ne sera pas fondamentalement modifié dans les années à venir.

Les mesures de gestion vont donc être des pratiques destinées à limiter l’exposition des milieux ou de l’homme. L’opération n’est cependant sans présenter des difficultés, notamment pour le gestionnaire en l’occurrence la structure réglementaire chargé de délivrer les autorisations, qui devra définir ces mesures, les imposer et les faire respecter.

Si on prend l’exemple des eaux souterraines, on a vu que l’évaluation de risque aboutit une multiplicité de résultats. Dans la pratique de l’évaluation actuelle, on utilise plusieurs scénarios et des hypothèses assez maximalistes, qui permettent de recouvrir la très grande majorité des situations individuelles, mais il n’est pas interdit de penser que certaines situations défavorables (peut-être exceptionnelles) comme des pluies abondantes, un sol filtrant, un produit un peu mobile, pourraient conduire à des dépassements des seuils.

La difficulté ne réside pas dans un manque d’évaluation, c’est plutôt l’inverse, l’évaluateur pouvant fournir une infinité de résultats (une infinité de valeurs des PEC), tous aussi valables les uns que les autres. L’idéal serait de pouvoir accorder des autorisations modulées sur un espace plus réduit, plus cohérent du point de vue environnemental (un bassin versant, par exemple) en lien avec des pratiques agricoles locales. Les mesures de gestion environnementale seraient probablement plus faciles à définir, à expliquer et à appliquer, mais la délimitation des zones « acceptables » et leur contrôle deviendraient, de toute évidence, très compliqués pour les autorités administratives.

 

En plus de l’incertitude inhérente à toute exercice de prévision, aussi précis et détaillé qu’il soit, plusieurs facteurs concourent à limiter l’efficacité de l’évaluation de risque, dans son cadre réglementaire :

–        l’évaluation se fait sur la base de traitements à l’hectare et ne tient pas compte des quantités totales utilisées sur une zone déterminée,

–        chaque substance est traitée séparément,

–        les traitements inappropriés ou frauduleux ne sont évidemment pas couverts.

 

Compte tenu de ses limites, l’évaluation du risque sanitaire et environnemental ne peut donc être considérée comme une fin en soi, elle doit être complétée par un suivi. L’organisation de ce suivi peut prendre des formes différentes, par exemple :

–        un suivi de la contamination environnementale des aliments (résidus) ou des milieux (pollution de l’eau et des sols) (Observatoire des Résidus de Pesticides),

–        un suivi de la qualité des milieux (qualité physico-chimique et biologique),

–        des enquêtes épidémiologiques ou éco-épidémiologiques.

 

Les approches de suivi se conforment à la tendance actuelle et deviendront progressivement des obligations réglementaires, en parallèle avec les évaluations préalables. On peut citer en exemple la directive « cadre-eau » (directive 2000/60/CE, établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l’eau).

 

 

 

 

 

 

 

La référence indispensable en la matière est l’Index ACTA (Association de Coordination Technique Agricole), ouvrage remis à jour chaque année, détaillant les produits utilisés en agriculture (substances actives, préparations commerciales) et leurs usages autorisés, avec de nombreux rappels réglementaires.

 

Pour des articles de synthèse, on peut consulter plus particulièrement Residue Reviews (devenus Review of Environmental Contamination and Toxicology) et Environmental Health Perspectives. Il existe aussi de nombreux ouvrages techniques, généraux ou spécialisés.

 

Les normes des essais relatifs à la détermination des propriétés physico-chimiques, toxicologiques écotoxicologiques et de la biodégradabilité des substances, sont disponibles, notamment sur le site de l’OCDE qui fait référence en la matière. Des Monographies spécialisées traitent de points particuliers (par exemple, les perturbateurs endocriniens).

 

 

Les documents relatifs à l’évaluation du risque des produits phytopharmaceutiques sont nombreux :

–              les directives européennes et leurs transcriptions en droit français : la directive-mère (91/414) et les directives-filles. Certaines de ces directives organisent le processus d’évaluation des risques et la prise de décision ; in fine, il existe une directive d’inscription pour chaque substance qui résume les conditions d’autorisation dans les États membres.

–              les rapports de l’Agence européenne (EFSA ; European Food Safety Agency), notamment les « Review reports » sur chaque substance autorisée ; ils sont disponibles sur Internet (en partie : les rapports les plus anciens n’ont pas été mis en ligne).

–              des documents guides.

Ces documents sont facilement accessibles sur différents sites, notamment ceux de l’Afssa et de l’EFSA.

 

 

Pour les produits biocides, on consultera le site du Ministère de l’Ecologie ou le site européen (ex-ECB).

Les documents guides publiés sur le site de l’ECHA pour la mise en œuvre de REACH, constituent une remarquable source d’information, notamment sur l’utilisation des essais expérimentaux pour la classification des substances.

 

 

15/06/2009

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1 Correspondant de l’Académie d’Agriculture de France, directeur de recherche honoraire de l’Institut national de la recherche agronomique.

[1] « dose » est un terme générique pour désigner une quantité de produit, ou sa concentration dans un milieu.