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L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES ET LA SANTÉ

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Presses de l’Université du Québec

Le Delta I, 2875, boulevard Laurier, bureau 450, Québec (Québec) G1V 2M2

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Afrique: Action pédagogique pour l’éducation et la formation, Angle des rues Jilali Taj Eddine et El Ghadfa, Maârif 20100, Casablanca, Maroc – Tél.: 212 (0) 22-23-12-22

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Suisse: Servidis SA, Chemin des Chalets, 1279 Chavannes-de-Bogis, Suisse – Tél.: 022 960.95.32

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L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES ET LA SANTÉ

ÉVALUER ET ATTÉNUER LES RISQUES DANS LES PAYS À FAIBLE REVENU

SOUS LA DIRECTION DE

PAY DRECHSEL, CHRISTOPHER A. SCOTT,
LIQA RASCHID-SALLY, MARK REDWOOD ET AKIÇA BAHRI

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Catalogage avant publication de Bibliothèque et Archives nationales du Québec et Bibliothèque et Archives Canada

Vedette principale au titre:

L’irrigation avec des eaux usées et la santé: évaluer et atténuer les risques dans les pays à faible revenu

Traduction de: Wastewater irrigation and health.

Comprend des réf. bibliogr. et un index.

ISBN 978-2-7605-3160-4

1. Irrigation par eaux usées - Pays en voie de développement. 2. Eaux usées - Aspect sanitaire. 3. Santé publique - Pays en voie de développement. I. Drechsel, Pay.

Les Presses de l’Université du Québec reconnaissent l’aide financière du gouvernement du Canada par l’entremise du Fonds du livre du Canada et du Conseil des Arts du Canada pour leurs activités d’édition.

Mise en pages: INTERSCRIPT

2011-1.1 – Tous droits de reproduction, de traduction et d’adaptation réservés
© 2011, Presses de l’Université du Québec
Dépôt légal – 3e trimestre 2011 – Bibliothèque et Archives nationales du Québec/
Bibliothèque et Archives Canada – Imprimé au Canada

PRÉFACE

L’utilisation des eaux usées pour l’irrigation en agriculture peut se traduire par de nombreux avantages pour presque tous les pays, mais elle s’avère particulièrement utile et rentable dans les pays arides et semi-arides à faible revenu. Dans de telles régions, les ressources en eau supplémentaire à faible coût peuvent constituer un gain important pour le bien-être et la santé des humains, tout en augmentant les possibilités de produire des aliments et des emplois destinés aux populations pauvres qui vivent aux abords des villes et villages, comportant une source abondante de cours d’eaux usées. Cependant, dans les régions humides de pays à revenus faible et intermédiaire, les eaux usées qui s’écoulent depuis d’importantes zones urbaines ne sont pas traitées et elles sont chargées de l’éventail complet des pathogènes bactériens, viraux, protozoaires et helminthiques excrétés et endémiques dans la communauté. Ces eaux posent des risques importants pour la santé lorsqu’elles s’intègrent aux sources d’eau utilisées pour l’irrigation.

1. Hugo, V. (1862). « La Terre appauvrie par la mer », dans Les Misérables, partie 5, livre 2, chapitre 1, accessible à la page suivante: <http://www.livresse.com/Livres-enligne/lesmiserables/050201.shtml>.

Évaluer et atténuer les risques sanitaires pour les agriculteurs eux-mêmes, pour les populations qui habitent le voisinage immédiat et pour le public, qui pourrait consommer des aliments provenant de cultures irriguées avec des eaux usées et contaminées, est le sujet de cet ouvrage. Au cours des 150 dernières années, les opinions ont divergé quant aux avantages et aux risques pour la santé découlant de l’irrigation avec des eaux usées. Tout d’abord, il y a eu les conservationnistes idéalistes comme Victor Hugo qui, en 1868, faisait une promotion enthousiaste de l’utilisation des eaux usées de Paris: « Tout l’engrais humain et animal que le monde perd, rendu à la terre au lieu d’être jeté à l’eau, suffirait à nourrir le monde1. » La Royal Commission on the Sewage of Towns, 1857-1865, au Royaume-Uni, a donné son assentiment officiel pour déverser les eaux usées sur les terres afin d’empêcher la pollution des rivières2. Ces deux objectifs sont toujours valables de nos jours. À l’époque, on pensait peu aux problèmes de transmission des maladies ou à la nécessité d’une réglementation, on ne pensait qu’aux avantages.

Cela a toutefois changé dans les années 1880 lorsque Louis Pasteur et Robert Koch ont découvert les microbes pathogènes et le mode de transmission des maladies. Les pays industrialisés et développés ont vu naître une peur quasi obsessionnelle de la transmission des maladies par le biais des eaux usées chargées d’agents pathogènes. Ils ont donc élaboré des directives et des normes strictes, souvent irrationnelles et surtout inutilement dispendieuses, telles que celles promulguées en Californie en 19183 et en 1933, qui ont été rendues encore plus sévères par l’Agence des États-Unis pour la protection de l’environnement et l’Agence des États-Unis pour le développement international en 19924. Ces normes, que de nombreux pays de par le monde ont imitées, nécessitaient que les eaux usées atteignent sensiblement la qualité microbienne de l’eau potable pour l’irrigation des cultures comestibles, malgré le fait que peu de rivières utilisées pour l’irrigation avaient en réalité une eau d’une telle qualité. Elles visaient à être d’une « sécurité absolue » et « sans risque », mais peu ou pas de fondements scientifiques et épidémiologiques ne venaient les appuyer. Respecter ces normes était très coûteux et nécessitait des processus de traitement de pointe pouvant convenir uniquement aux économies et infrastructures techniques des pays industrialisés. De telles normes, irrationnelles et exagérément strictes, ont souvent constitué un obstacle inutile à l’utilisation des eaux usées, tout particulièrement dans les pays à faible revenu.

2. Royal Commission on the Sewage of Towns (1865). Sewage of Towns: Third Report and Appendices of the Commission Appointed to Inquire into the Best Mode of Distributing the Sewage of Towns, and Applying it to Beneficial and Profitable Uses, Londres, Her Majesty’s Stationery Office. Voir aussi Tzanakakis, V. E., N. V. Paranychianaki et N. Angelakis (2007). « Soil as a wastewater treatment system: Historical development », Water Science and Technology: Water Supply, vol. 7, n° 1, p. 67-75.

3. California State Board of Health (1918). Regulations Governing Use of Sewage for Irrigation Purposes, Sacramento, California State Board of Health. Voir aussi California Health Laws Related to Recycled Water, The Purple Book, édition de 2001, accessible à la page sui vante: <http://www.cdph.ca.gov/certlic/drinkingwater/Documents/Recharge/Purplebookupdate6-01.PDF>.

4. Guidelines for Water Reuse (première édition, 1992), deuxième édition (EPA/625/R-04/108) publiée en 2004 et accessible à la page suivante: <http://www.epa.gov/ord/NRMRL/pubs/625r04108/625r04108.pdf>.

Les auteurs reconnus de ce livre – des chercheurs en sciences physiques et sociales, des ingénieurs, des spécialistes en matière de santé publique et des décideurs de partout au monde – constituent une école de pensée avant-gardiste dans l’évaluation des risques de l’utilisation des eaux usées, qui se fonde pour la première fois sur des méthodes scientifiques rigoureuses, telle l’évaluation quantitative des risques microbiens. Leurs chapitres présentent des méthodes innovatrices d’analyse des risques et de nouveaux facteurs en matière de coûtefficacité et d’adoption sociale, tout en introduisant les directives pour la santé recommandées dans l’utilisation des eaux usées sur des bases épidémiologiques scientifiques rationnelles et méticuleuses. Ils sont aussi les premiers à considérer les aspects humains et sociaux sur la santé, le bien-être social et l’environnement d’une irrigation à partir des eaux usées, en tenant compte des risques qui y sont associés, particulièrement dans des situations de faibles revenus, mais selon une perspective applicable à tous les pays. Les méthodes et les stratégies pour le contrôle et l’atténuation des risques présentées dans ce livre sont importantes et novatrices, et elles reposent sur des compétences et des expériences scientifiques et techniques mondiales. L’Organisation mondiale de la santé a pavé la voie en parrainant une telle recherche selon des approches plus libérales, économiques et innovatrices qui serviront d’appui à ses directives actuelles et futures relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées, des excrétas et des eaux grises.

Les mérites sociaux, économiques et sanitaires d’obtenir plus d’aliments, une meilleure nutrition et plus d’emplois comme sous-produits de l’irrigation avec des eaux usées ont été intégrés au tableau des poids et mesures qui détermine les directives et les normes de santé. Ce livre contient une réflexion des plus novatrices et pointues sur le sujet et constitue un tournant décisif dans l’histoire de l’utilisation des eaux usées pour l’irrigation en tant que contribution majeure à la préservation de l’eau et des éléments nutritifs, ainsi qu’à la santé et au bienêtre du public.

Professeur Hillel Shuval, D. Sc.

Directeur, Département des sciences de la salubrité de l’environnement

Collège universitaire Hadassah et

Professeur émérite en sciences environnementales

Université hébraïque de Jérusalem, Israël

Page Laissée Vide Intentionnellement

TABLE DES MATIÈRE S

Préface

VII

Liste des encadrés

XXV

Liste des figures

XXVII

Liste des tableaux

XXIX

Abréviations

XXXIII

Contributeurs et examinateurs

XXXV

Avant-propos

XXXIX

PARTIE 1

DÉFINIR LES BALISES

1

CHAPITRE 1

Utilisation des eaux usées, des boues et des excrétas dans les pays en développement: un aperçu

Blanca Jiménez Cisneros, Pay Drechsel, Doulaye Koné, Akiça Bahri, Liqa Raschid-Sally et Manzoor Qadir

3

Résumé

3

Introduction

4

1. Contexte

5

2. Étendue de l’utilisation des eaux usées, des excrétas et des boues

6

2.1. Eaux usées

6

2.2. Boues de vidange, excrétas et biosolides

9

3. Catalyseurs de l’utilisation des eaux usées

10

4. Typologie de l’utilisation de l’eau

12

5. Avantages et désavantages de réutiliser les eaux usées, les boues et les excrétas

14

5.1. Avantages

14

5.2. Désavantages

17

6. Perception officielle et conseils stratégiques

19

6.1. Eaux usées et excrétas

19

6.2. Boues traitées et non traitées

21

7. Perspectives et conclusions

22

Références

25

CHAPITRE 2
Évaluer et atténuer les risques sanitaires associés aux eaux usées dans les pays à faible revenu: une introduction

Robert Bos, Richard Carr et Bernard Keraita

31

Résumé

31

Introduction

32

1. Chemins d’exposition des risques sanitaires découlant de l’irrigation avec des eaux usées

33

1.1. Exposition professionnelle

34

1.2. Consommation de produits irrigués

35

2. Maladies associées à l’utilisation des eaux usées en agriculture

35

3. Outils pour l’évaluation des risques

37

4. Directives pour l’irrigation avec des eaux usées dans les pays en développement

39

5. Approches pour atténuer les risques de l’irrigation avec des eaux usées

41

5.1. Les options conventionnelles et leurs limites dans les pays en développement

41

5.2. Les options non conventionnelles et l’approche à barrières multiples

42

6. Forces et faiblesses des différentes approches de réduction des risques

44

7. Évaluations actuelles sur le terrain des options de réduction des risques

45

Conclusions

46

Références

48

PARTIE 2

LES RISQUES ET L’ÉVALUATION DES RISQUES

51

CHAPITRE 3

Analyse et épidémiologie des risques: les directives de 2006 de l’OMSpour l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture

Duncan Mara et Robert Bos

53

Résumé

53

Introduction

54

1. Évaluation quantitative des risques microbiens

58

1.1. Simulations des risques de Monte Carlo

59

2. Irrigation restreinte

60

2.1. Agriculture à forte intensité de main-d’œuvre

60

2.2. Agriculture hautement mécanisée

61

3. Irrigation non restreinte

62

3.1. Simulations des risques

62

4. Vérification épidémiologique de l’approche d’EQRM

63

5. Œufs d’helminthes

63

6. Sommaire des recommandations des directives

64

Références

64

CHAPITRE 4

Approches pour évaluer et établir des normes fondéessur les risques sanitaires à partir des données disponibles

Inés Navarro, Peter Teunis, Christine Moe et Blanca Jiménez Cisneros

67

Résumé

67

Introduction

68

1. Étude de provocation sur les humains

69

1.1. Rôle de l’immunité

70

1.2. Hétérogénéité dans la virulence de la souche et la sensibilité de l’hôte

71

2. Autres sources d’information sur les doses-réponses

71

2.1. Études de provocation sur les animaux

71

2.2. Informations provenant d’enquêtes épidémiologiques

72

3. Exemples d’information sur les doses-réponses de pathogènes entériques sélectionnés

72

3.1. Norovirus

72

3.2. E. coli 0157:H7

73

3.3. Protozoaires

74

3.4. Risques relatifs aux protozoaires et pratique de réutilisation

75

3.5. Modèle dose-réponse pour Giardia lamblia

77

3.6. Exemples d’évaluation quantitative des risques microbiens pour Giardia lamblia

77

3.7. Questions relatives à la dose-réponse

79

3.8. Œufs d’helminthes

80

3.9. Exemples de dose-réponse et d’EQRM utilisées pour les œufs d’helminthes

82

3.10. Dose-réponse d’Ascaris lumbricoïdes

82

3.11. EQRM pour Ascaris lumbricoïdes

83

3.12. Risque d’infection découlant de la consommation de légumes crus irrigués avec des eaux usées non traitées

84

3.13. Risque d’infection découlant de la consommation de légumes crus cultivés dans des sols amendés avec des biosolides

85

4. Normes sur les œufs d’helminthes pour les pays en développement

87

Conclusions

88

Mise en application d’approches d’évaluation des risques microbiens

88

Estimation de l’exposition

88

Estimation de la dose-réponse

89

Directives pour l’utilisation sans risque des eaux usées, des biosolides et des boues de vidange pour les cultures vivrières

89

Références

89

CHAPITRE 5

Outils pour l’analyse des risques: mise à jour des directives de 2006 de l’OMS

Duncan Mara, Andrew J. Hamilton, Andrew Sleigh, Natalie Karavarsamis et Razak Seidu

95

Résumé

95

Introduction

96

1. Fardeau tolérable des maladies moins exigeant

96

2. Risques d’infection isolés pour mesurerle « foyer potenti el d’épidémie »

97

3. Méthode plus rigoureuse d’estimation des risques annuels

98

4. Estimations des risques d’infection au norovirus

100

5. Estimations des risques d’infection à Ascaris

102

6. Réduction des pathogènes obtenue grâce au lavage et à la désinfection des produits

103

7. Application en agriculture urbaine dans les pays en développement

105

7.1. Répercussions pour le traitement des eaux usées

106

Notes

106

Références

107

CHAPITRE 6

Contraintes non pathogènes liées à l’irrigation avec des eaux usées

Manzoor Qadir et Christopher A. Scott

109

Résumé

109

Introduction

110

1. Sources d’eaux usées et répercussions possibles

111

2. Avantages

115

2.1. Source d’approvisionnement en eau fiable pour l’irrigation

115

2.2. Disponibilité des éléments nutritifs

115

3. Matières organiques et carbone organique

117

4. Sels solubles et calcium

120

5. Inconvénients

120

5.1. Excès d’éléments nutritifs

120

5.2. Excès en sels et en sodium

121

5.3. Métaux et métalloïdes

124

5.4. Contaminants émergents préoccupants

128

6. Évaluation des risques

130

Conclusions

133

Références

135

CHAPITRE 7

Analyse des risques intégrant les moyens de subsistance et les conséquences économiques de l’irrigation avec des eaux usées sur la santé

Marites M. Tiongco, Clare A. Narrod et Kelly Bidwell

139

Résumé

139

Introduction

140

1. Méthodes économiques servant à évaluer l’incidence de la maladie et des interventions pour réduire les risques

143

1.1. Approches pour évaluer les coûts et les bénéfices des interventions

144

1.2. Évaluer la volonté de payer pour une intervention

148

1.3. Approche pour évaluer les conséquences économiques sur les moyens de subsistance

149

1.4. Méthodes pour évaluer les conséquences économiques à long terme des interventions

151

Conclusions

154

Références

156

PARTIE 3

MINIMISER LES RISQUES SANITAIRES

159

CHAPITRE 8

Traitement des eaux usées pour l’élimination des agents pathogènes et la conservation des éléments nutritifs: des systèmes adaptésaux pays en développement

Blanca Jiménez Cisneros, Duncan Mara, Richard Carr et François Brissaud

161

Résumé

161

Introduction

162

1. Caractéristiques des eaux usées

162

2. Classification des étapes de traitement

164

3. Description des processus de traitement

166

3.1. Étangs de stabilisation

166

3.2. Bassins de stockage et de traitement des eaux usées

167

3.3. Fosses septiques, fosses Imhoff, UASB et bassins anaérobiesà forte charge

168

3.4. Marais artificiels

169

3.5. Sédimentation primaire

170

3.6. Coagulation-floculation

170

3.7. Traitement biologique secondaire

171

3.8. Bioréacteurs à membranes

172

3.9. Filtration

172

3.10. Désinfection conventionnelle

173

3.11. Infiltration-percolation

173

3.12. Géofiltration

174

4. Comparaison des méthodes de traitement

174

Conclusions

174

Références

181

CHAPITRE 9

Options à faible coût pour la réduction des pathogènes et la récupérationdes éléments nutritifs des boues de vidange

Doulaye Koné, Olufunke O. Cofie et Kara Nelson

185

Résumé

185

Introduction

185

1. Défis associés au traitement des boues de vidange

187

2. Pourquoi recycler les excrétas humains?

188

3. Processus de récupération des éléments nutritifs et d’assainissement des biosolides

190

3.1. Récupération des biosolides par la séparation solide-liquidedes boues de vidange

190

3.2. Récupération de l’azote

194

3.3. Fraction liquide des boues de vidange

195

3.4. Inactivation des pathogènes (assainissement des biosolides)

196

3.5. Teneur en métaux lourds des biosolides

198

Conclusions

199

Lacunes dans la recherche

200

Références

201

CHAPITRE 10

Mesures mises en œuvre aux champs pour réduire les risques sanitaires microbiologiques pour les consommateurs d’une agriculture informelle irriguée avec des eaux usées

Bernard Keraita, Flemming Konradsen et Pay Drechsel

205

Résumé

205

Introduction

206

1. Mesures de traitement des eaux aux champs

207

1.1. Systèmes fondés sur les étangs

207

1.2. Bassins de stockage et de traitement des eaux usées (BSTEU)

208

1.3. Étangs de décantation simples à la ferme

208

1.4. Techniques de filtration

209

1.5. Utilisation des infrastructures d’irrigation

212

2. Meilleures mesures de collecte et d’utilisation de l’eau

212

2.1. Collecte de l’eau d’irrigation

212

2.2. Méthodes d’irrigation

214

2.3. Calendrier d’application de l’eau

216

3. Sélection des cultures

218

4. Zones agricoles de remplacement ou eaux d’irrigation plus sûres

219

5. Accroître l’adoption de mesures de réduction des risques

219

5.1. Partage des connaissances innovatrices

219

5.2. Obtenir la participation des autorités

220

5.3. Association avec d’autres projets

220

5.4. Mesures incitatives

221

6. Conclusions

221

Références

222

CHAPITRE 11

Mesures mises en œuvre aux champs pour réduire les risques pour la santé humaine et l’environnement liés aux constituants chimiquesdes eaux usées

Robert Simmons, Manzoor Qadir et Pay Drechsel

227

Résumé

227

Introduction

228

1. Métaux et métalloïdes

229

1.1. Traitements fondés sur les sols

232

1.2. Traitements fondés sur les plantes

232

1.3. Choix des cultures et restrictions relatives aux cultures

235

1.4. Zonage

236

2. Excédent d’éléments nutritifs

237

3. Sels et espèces ioniques spécifiques

240

3.1. Sélection et diversification des cultures

241

3.2. Méthode d’irrigation

241

3.3. Irrigation, drainage et gestion de la salinité de la zone racinaire

242

3.4. Utilisation combinée avec de l’eau douce

245

3.5. Techniques de préparation et de plantation des semences

246

3.6. Traitement des sols et des eaux

246

4. Contaminants organiques

248

Conclusions

249

Références

250

CHAPITRE 12

Application de l’approche à barrières multiples pour réduireles risques microbiens dans le secteur post-récolte des légumes irriguésavec des eaux usées

Sanja Ilic, Pay Drechsel, Philip Amoah et Jeffrey T. LeJeune

259

Résumé

259

Introduction

260

1. Facteurs biophysiques ayant une influence sur la réduction des risques

263

2. Options pour réduire les risques le long de la voie de contamination

264

2.1. Récolte

264

2.2. Transport et stockage

267

2.3. Transformation et commercialisation

268

2.4. Point de vente final

269

2.5. Consommation à la maison et dans les restaurants

271

2.6. Éducation des intervenants dans la réductiondes risques post-récolte

273

Conclusions

276

Références

277

CHAPITRE 13

Analyse coût-efficacité des interventions pour réduire les maladies diarrhéiques chez les consommateurs de laitues irriguéesavec des eaux usées au Ghana

Razak Seidu et Pay Drechsel

281

Résumé

281

Introduction

282

1. Description des interventions

284

2. Méthodes

285

2.1. Évaluation des risques pour la santé

285

2.2. Morbidité, mortalité et années de vie corrigées de l’incapacité associée à la diarrhée

289

2.3. Rapport coût-efficacité

293

2.4. Analyse de sensibilité et d’incertitude

293

3. Résultats

294

3.1. Risques d’infection, cas de diarrhée et AVCI

294

3.2. Efficacité des interventions

294

3.3. Coût-efficacité des interventions

295

3.4. Analyse de sensibilité et d’incertitude

298

4. Discussion

298

Conclusions

302

Références

302

PARTIE 4

LA GOUVERNANCE DES EAUX USÉES ET L’ADOPTION D’OPTIONS POUR RÉDUIRE LES RISQUES

307

CHAPITRE 14

Discuter les approches conventionnelles de gestion de l’utilisation des eaux usées en agriculture

Frans Huibers, Mark Redwood et Liqa Raschid-Sally

309

Résumé

309

Introduction

310

1. L’approche conceptuelle de la chaîne de l’eau inversée

313

2. Décentralisation de la prestation des services pour les eaux usées

317

3. Cohérence et coordination des politiques pour relier les secteurs, les attributs et les coûts

318

4. Participation des intervenants

321

5. Discussion

322

Conclusions

323

Références

323

CHAPITRE 15

Création d’infrastructures d’assainissement axées sur la réutilisation: l’approche de la planiication de la conception pour les services

Ashley Murray et Chris Buckley

327

Résumé

327

Introduction

328

1. Défis rencontrés dans la planification d’assainissement axée sur la réutilisation

330

2. Cadre de la CPS

334

3. Mise en œuvre de la CPS pour la réhabilitation des modèles d’assainissement: étude de cas au Ghana

336

4. Mise en œuvre de la CPS pour concevoir de nouveaux modèles d’assainissement: étude de cas en chine

339

Conclusions

342

Références

343

CHAPITRE 16

Faciliter l’adoption d’interventions de sécurité alimentaire dans le secteur des aliments de rue et dans les champs

Hanna Karg, Pay Drechsel, Philip Amoah et Regina Jeitler

345

Résumé

345

Introduction

346

1. Modifier les approches pour comprendre le changement de comportement

348

2. Perceptions de la propreté, de la sécurité et de la saleté

348

3. Provoquer le changement des comportements

349

4. Nécessité d’avoir une recherche appliquée

352

5. Cadre de la campagne

354

5.1. Éducation

356

5.2. Marketing social

357

5.3. Mesures incitatives

357

5.4. Règlements

358

5.5. Mise en application

358

Conclusions

360

Références

360

CHAPITRE 17

Mobiliser les connaissances et les perceptions des agriculteurs pour réduire les risques sanitaires de l’agriculture irriguée avec des eaux usées

Bernard Keraita, Pay Drechsel, Razak Seidu, Priyanie Amerasinghe, Olufunke O. Cofie et Flemming Konradsen

363

Résumé

363

Introduction

364

1. Risques sanitaires: perceptions des agriculteurs et preuves scientifiques

365

1.1. Utilisation des eaux usées

365

2. Utilisation d’excrétas humains

368

3. Facteurs qui influencent la perception des risques sanitaires des agriculteurs

369

3.1. Expérience des agriculteurs en matière de réutilisation des déchets

369

3.2. Niveau de connaissance des risques

370

3.3. Source des connaissances

370

3.4. Niveaux de vie des agriculteurs

370

3.5. Stratégies défensives

371

4. Connaissances et perceptions des agriculteurs au sujet des mesures de réduction des risques sanitaires

371

5. Mesures de gestion des risques sanitaires utilisées par les agriculteurs

373

5.1. Hyderabad, en Inde

374

5.2. Dakar, au Sénégal

374

5.3. Accra, au Ghana

374

5.4. Dakar, au Sénégal, et Lomé, au Togo

374

5.5. Nord du Ghana

374

6. Processus de mise en œuvre pour augmenter l’adoption des mesures de réduction des risques

375

7. Défi de visualisation des risques invisibles

375

8. Voies de communication

378

Conclusions

380

Remerciements

380

Références

380

CHAPITRE 18

Processus multi-acteurs pour gérer l’utilisation des eaux usées en agriculture

Alexandra E. V. Evans, Liqa Raschid-Sally et Olufunke O. Cofie

385

Résumé

385

Introduction

386

1. Contexte

388

1.1. Participation et processus multi-acteurs

388

1.2. Alliances d’apprentissage et planification d’actions participatives

390

2. Exemples de processus multi-acteurs dans l’utilisation des eaux usées

392

2.1. Projet Agriculture Eaux usées et Assainissement pour combattre la pauvreté

392

2.2. Gestion durable de l’eau et amélioration de la santé des villes de demain

395

2.3. Centres de ressources sur l’agriculture urbaine et la sécurité alimentaire

396

3. Discussion

399

3.1. Initiation externe et priorités

401

3.2. Institutionnalisation

401

3.3. Transparence des objectifs et bonne gestion

402

3.4. Participation et représentation des intervenants

403

3.5. Extrants tangibles, résultats et bonne communication

404

3.6. Mise à l’échelle

405

3.7. Répercussions pour l’irrigation avec des eaux usées

405

Conclusions

406

Références

407

PARTIE 5

CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES

411

CHAPITRE 19

Les défis et les perspectives pour atténuer les risques dans les pays à faible revenu

Christopher A. Scott, Pay Drechsel, Liqa Raschid-Sally, Akiça Bahri, Duncan Mara, Mark Redwood et Blanca Jiménez Cisneros

413

Résumé

413

Introduction

414

1. Évaluation et atténuation des risques, directives de l’OMS

419

2. Répercussions sur les politiques et la gouvernance

423

Références

427

Index

429

Page Laissée Vide Intentionnellement

LISTE DES ENCADRÉS

1.1

Définitions

4

1.2

Maladies couramment associées aux eaux usées et aux excrétas

17

3.1

Années de vie corrigées de l’incapacité (AVCI)

56

5.1

Représentation améliorée de l’incertitude dans la modélisation des risques annuels d’infection

98

6.1

Évaluation quantitative des risques chimiques

132

7.1

Cadre de l’analyse des risques

142

7.2

Interventions sans traitement

145

11.1

Hyperaccumulateurs

234

11.2

Le cas de l’arsenic

237

11.3

Bandes tampons

249

12.1

Termes et définitions des concepts clés en matière de contrôle des produits alimentaires en fonction du risque

262

12.2

Défis méthodologiques

266

12.3

Limites en considération des pathogènes et des pesticides absorbés

273

12.4

Tournées de présentation

275

14.1

Utilisation périurbaine des eaux usées pour l’agriculture à Hanoi

316

15.1

Mise en œuvre de la CPS pour la réhabilitation de la station de traitement des eaux usées en panne à l’école secondaire presbytérienne pour garçons d’Accra (Ghana)

337

15.2

Mise en œuvre de la CPS pour concevoir un modèle de traitement des eaux usées axé sur la réutilisation pour une région non desserviedu district périurbain de Pixian, Chengdu (Chine)

340

16.1

Système d’analyse des risques et de maîtrise des points critiques

347

16.2

Perceptions de la sécurité des aliments de rue dans la région urbaine de Kumasi (Ghana)

349

16.3

Volonté de payer pour des légumes plus sûrs

350

16.4

Options de mesures incitatives discutées dans le cadre de l’étude au Ghana

352

16.5

Études de marketing social dans le contexte de l’Afrique occidentale: « La santé entre vos mains »

357

18.1

Questions dont il faut tenir compte à un stade précoce des processus multi-acteurs

400

19.1

Défis techniques et socio-institutionnels clés

420

19.2

Le consensus d’Accra: un programme de recherche, de renforcement des capacités et d’action pour l’utilisation sans risque des eaux usées et des excrétas en agriculture

426

Page Laissée Vide Intentionnellement

LISTE DES FIGURES

1.1

Prélèvements d’eau douce pour l’utilisation agricole en l’an 2000 et pays qui signalent l’utilisation d’eaux usées ou d’eaux polluées pour l’irrigation

8

1.2

Options pour réutiliser les eaux usées à des fins agricoles

24

2.1

Combinaisons réalisables d’interventions fondées sur les fermes et réduction de coliformes thermorésistants sur les feuilles de laitue à Kumasi, au Ghana...

47

4.1

Relation dose-réponse pour l’infection par le virus de Norwalk dans une étude de provocation sur des humains

74

4.2

Relation dose-réponse pour E. coli O157:H7 fondée sur huit éclosions différentes à l’aide d’un modèle dose-réponse à deux niveaux, permettant une variation entre les éclosions

75

4.3

Évaluation des risques de l’exposition annuelle à des épinards irrigués avec quatre concentrations différentes d’Ascaris dans les eaux uséespour plusieurs taux de consommation

85

4.4

Risques annuels estimés d’infections à Ascaris associées à l’expositionaux épinards cultivés dans des sols amendés avec des biosolides

86

4.5

Risques annuels estimés d’infections à Ascaris associées à l’expositionde carottes cultivées dans des sols amendés avec des biosolides

87

5.1

Schéma des méthodes recommandées (approche A) et non recommandées (approche B) pour déterminer les risques annuels d’infection

99

6.1

Évaluation comparative des concentrations en macro-éléments dans les eaux usées non traitées et traitées de Haryana (Inde)

116

6.2

Dynamique du carbone organique dans le sol consécutivement à l’irrigation avec de l’eau douce et à l’irrigation avec des eaux usées pendant15 et 25 ans en Inde

119

6.3

Phosphore total (PT) par rapport aux distances en avaldu point de déversement, Rio Guanajuato (Mexique), 1998

121

6.4

Conductivité électrique (CE) par rapport aux distances en aval du pointde déversement, Rio Guanajuato (Mexique), 1998

122

6.5

Qualité de l’eau du début à la fin, zone d’irrigation de Tula (Mexique), 1997-1998

122

7.1

Cadre de l’analyse des risques

142

7.2

Réduction des risques et compromis sur les coûts

147

10.1

Un des étangs artificiels utilisés par les agriculteurs dans les exploitations maraîchères informelles urbaines à Kumasi (Ghana)

209

10.2

Réservoir de béton utilisé par de petits exploitants à Lomé (Togo). Les étangs sont interreliés par le biais de tubes et sont remplis à l’aide d’une pompe depuis un puits tubulaire; et à d’autres endroits, également depuis des cours d’eau...

210

10.3

Arrosoirs avec toile moustiquaire pour éviter les débris à Dakar (Sénégal)

211

10.4

Barrage dans la rivière Musi, en aval de Hyderabad, Andhra Pradesh (Inde)

213

10.5

Un agriculteur debout sur une bûche de bois alors qu’il prend de l’eau d’un étang artificiel à Kumasi (Ghana)

213

10.6

Un agriculteur qui prend de l’eau dans un cours d’eaux usées à l’aide d’un arrosoir muni d’une corde à Ouagadougou (Burkina Faso)

214

10.7

Élévation des vannes d’entrée des pompes hors du sédiment des canaux d’irrigation près de Hyderabad (Inde)

215

10.8

Système simple d’irrigation au goutte à goutte fabriqué en Inde et essayé au Ghana pour la laitue. Des ajustements sont nécessaires pour augmenter la densité de plantation

216

10.9

Tenir un arrosoir à pomme à une faible hauteur réduit la projection de sol déjà contaminé sur les récoltes (Kumasi, Ghana)

217

12.1

Approche à barrières multiples dans la chaîne alimentaire des eaux usées où le traitement seul est une barrière insuffisante aux pathogènes

262

12.2

Types de désinfectants utilisés selon la catégorie de restaurants à Cotonou (Bénin)

272

13.1

Distribution projetée de la population de consommateurs de laitues irriguées avec des eaux usées dans les régions urbaines du Ghana

287

13.2

AVCI évitées grâce aux interventions

295

13.3

Voie d’expansion illustrant les interventions les moins intéressantes

297

14.1

La chaîne de l’eau: cadre conceptuel illustrant les liens en amont et en aval...

312

15.1

Schéma du cadre de planification de la conception pour les services (CPS) pour le traitement des eaux usées et des méthodes correspondantes

335

16.1

Description des quatre « P » dans le domaine du marketing social

351

16.2

Cadre proposé pour la campagne multistratégique en vue de l’adoption d’interventions sans traitement, dans les champs et à l’extérieur des champs, pour réduire les risques sanitaires découlant de l’irrigation avec des eaux uséesdans les régions urbaines du Ghana

359

17.1

Représentation schématique du processus de recherche chez l’exploitant agricole

376

17.2

Comparaison des opinions des spécialistes avec la motivation exprimée des agriculteurs pour un changement possible des comportements dans le sud du Ghana

378

17.3

Les préférences des agriculteurs quant aux personnes de confiance pour l’enseignement des innovations en agriculture

379

17.4

Les préférences des agriculteurs quant à la méthode d’apprentissage des nouvelles pratiques

379

18.1

Le processus du projet WASPA

394

18.2

Schéma de l’approche de PMAP au sein du RUAF, Afrique occidentale

397

19.1

Population mondiale depuis 1950, projetée jusqu’en 2050

415

19.2

Pays ayant les plus grandes zones irriguées avec des eaux usées non traitées ou traitées

418

LISTE DES TABLEAUX

1.1

Quelques caractéristiques de pays utilisant des eaux usées pour l’irrigation

8

2.1

Exemples des différents types de dangers associés à l’utilisation des eaux usées en agriculture dans les pays en développement

33

2.2

Mortalité mondiale et AVCI découlant de certaines maladies en lien avec l’utilisation des eaux usées en agriculture

37

2.3

Données utilisées pour évaluer les risques pour la santé

38

2.4

Vue d’ensemble des mesures de protection de la santé

43

2.5

Réductions des pathogènes réalisables grâce à des mesures choisies de protection de la santé

45

3.1

Classification des maladies liées à l’agriculture irriguée avec des eaux usées...

55

3.2

Pertes d’AVCI, risques de maladies, rapports maladie/infectionet risques d’infections tolérables pour les rotavirus, les Campylobacter et les Cryptosporidium

57

3.3

Incidence des maladies diarrhéiques (MD) pppa en 2000 par région et par âge

57

3.4

Mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santéet réductions connexes des pathogènes

59

3.5

Irrigation restreinte: risques médians d’infection par l’ingestion de sols contaminés par les eaux usées dans une agriculture à forte intensité de main-d’œuvre avec une exposition de 300 jours par année

61

3.6

Irrigation restreinte: risques médians d’infection par l’ingestionde sols contaminés par les eaux usées dans une agriculturehautement mécanisée avec une exposition de 100 jours par année

61

3.7

Irrigation non restreinte: réductions nécessaires des pathogènes pourdivers niveaux de risque tolérable d’infection à rotavirus découlantde la consommation de laitue et d’oignons irrigués avec des eaux usées

62

3.8

Comparaison entre les incidences observées de maladies diarrhéiqueset les risques prévus d’infection à rotavirus dans la valléedu Mezquital (Mexique)

63

4.1

Contenu en œufs d’helminthes (OH) des eaux usées et des bouesde différents pays

81

5.1

Comparaison des méthodes de Karavarsamis et Hamilton (2010) et de l’OMS(2006) pour déterminer les risques annuels d’infection au rotavirus pppaliés à la consommation de laitues irriguées avec des eaux usées

101

5.2

Risques médians d’infection au norovirus par personne par année liésà la consommation, tous les deux jours, de 100 g de laitue irriguéeavec des eaux usées

102

5.3

Risques médians d’infection à Ascaris liés à la consommation de carottes crues irriguées avec des eaux usées chez des enfants de moins de 15 ans

104

5.4

Risques médians d’infection au norovirus pppa liés à la consommationde 10 à 12 g de laitue irriguée avec des eaux usées quatre fois par semaine

104

6.1

Composants des eaux usées et répercussions possibles

112

6.2

Concentrations en macro-éléments (N, P, et K) dans les eaux usées générées par certaines villes en Inde

116

6.3

Concentrations en oligo-éléments (Fe, Zn et Mn) dans les eaux usées générées par certaines villes en Inde

117

6.4

Les effets de 15 et 25 ans d’irrigation avec des eaux usées surdes caractéristiques physiques choisies des sols

119

6.5

Salinité et sodicité moyennes dans les eaux usées généréesdans le sous-continent indien

123

6.6

Concentrations maximales recommandées (CMR) dans l’eau d’irrigationde quelques métaux et métalloïdes sélectionnés

125

6.7

Différences entre les concentrations moyennes d’ions métalliques (Zn, Cd et Pb) dans la paille de trois variétés de blé et dans les échantillons de sol ayant fait l’objet d’une attaque à l’eau régale dans des zones irriguées avec l’eau de canaux et dans des zones irriguées avec des eaux usées

127

6.8

Durée prévue pour que les sols agricoles irrigués avec des eaux usées atteignent les charges limites en métaux dans trois endroits au Pakistan

128

6.9

Concentrations maximales tolérables de quelques pesticides, contaminants émergents et autres polluants dans les sols irrigués avec des eaux usées

129

7.1

Prévisions des coûts des interventions sans traitement à l’échelle de la ferme..

146

8.1

Concentrations de microorganismes dans les eaux usées et les boues d’épuration de différents pays

163

8.2

Caractéristiques des processus de traitement des eaux usées en référence à leur applicabilité au traitement avant la réutilisation agricole dans les pays en développement

175

9.1

Caractéristiques des boues de vidange (BV) dans des villes sélectionnées des pays en développement

189

9.2

Vue d’ensemble des options choisies et rendements prévus d’élimination (récupération) dans les systèmes de traitement pour la séparation solide-liquide des boues

191

9.3

Efficacité de l’inactivation des pathogènes pour différentes optionspeu coûteuses de traitement des boues de vidange

197

9.4

Éléments traces contenus dans les biosolides récupérés des marais artificiels

198

11.1

Classification de la biodisponibilité des métaux

230

11.2

Options d’ingénierie in situ et ex situ adoptées pour les sols réhabilités contaminés par des métaux et métalloïdes

231

11.3

Amendements des sols utilisés pour l’immobilisation in situ de métaux et métalloïdes

233

11.4

Études de cas sélectionnées sur la phytoremédiation

234

11.5

Potentiel de rendement de certaines cultures de grain, de fourrage, de légumes et de fibres en fonction de la salinité moyenne de la zone racinaire

242

11.6

Paramètres pour l’évaluation des méthodes d’irrigation courammentutilisées dans la réduction des risques

243

11.7

Concentrations des cations totaux (mmolc par litre) et de calcium (mmolc par litre), et rapport calcium/cations totaux dans les échantillons d’eaux usées

247

12.1

Facteurs ayant une incidence sur la survie des pathogènesdans l’environnement

265

12.2

Temps de survie de certains pathogènes excrétés dans le sol et sur la surface des cultures à 20-30 °C

265

12.3

Effets de certaines méthodes de désinfection sur les niveaux de coliformes fécaux sur la laitue en Afrique occidentale

274

13.1

Efficacité des interventions avec traitement et sans traitement

287

13.2

Sommaire des coûts pour les options sans traitement (campagne nationale)...

292

13.3

Sommaire des coûts de deux options avec traitement

292

13.4

Rapports coût-efficacité des interventions

296

13.5

RCE des interventions pour la réduction des maladies diarrhéiques

301

16.1

Facteurs déterminants des comportements externes et stratégies potentielles d’intervention dans le secteur informel des restaurants de rue au Ghana

355

16.2

Facteurs déterminants des comportements internes et stratégies potentielles d’intervention dans le secteur informel des restaurants de rue au Ghana

356

17.1

Prévalence des maladies perçues chez les agriculteurs travaillant sur des exploitations irriguées à l’intérieur et aux environs d’Addis Abeba

366

17.2

Perception des agriculteurs de l’utilisation des excrétas humains en agriculture

369

17.3

Mesures identifiées par les agriculteurs pour réduire les risques sanitaires lors de l’irrigation avec des eaux usées

373

18.1

Classification des partenariats et des plateformes multi-acteursselon les pouvoirs relatifs exercés par les intervenants

390

19.1

Caractéristiques de deux principaux types d’irrigation avec des eaux usées

417

Page Laissée Vide Intentionnellement

ABRÉVIATION!

ACE

analyse coût-efficacité

ACV

analyse du cycle de vie

AT

azote total

AVCI

années de vie corrigées du facteur invalidité

BSTEU

bassins de stockage et de traitement des eaux usées

BV

boues de vidange

CAPP

connaissances, attitudes, perceptions et pratiques

CE

conductivité électrique

CEC

pouvoir d’échange cationique

CMSD

cadre de moyens de subsistance durables

CNUEH

Centre des Nations Unies pour les établissements humains (ONU-Habitat)

CPS

conception pour les services

CSR

carbonate de sodium résiduel

CSSRI

Central Soil Salinity Research Institute (Institut central de recherche sur la salinité des sols)

CU

coefficient d’uniformité

DBO

demande biochimique d’oxygène

DCO

demande chimique en oxygène

DFID

Department for International Development (ministère du Développement international)

DJA

dose journalière admissible

DJT DS

dose journalière tolérable déchets solides

DU

détournement d’urine

EQRC

évaluation quantitative des risques chimiques

EQRM

évaluation quantitative des risques microbiens

ES

étangs de stabilisation

FAO

Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture

FILTER

filtration et irrigation pour le traitement des terres et la réutilisation des effluents

G

géofiltration

GCRAI

Groupe consultatif pour la recherche agricole internationale

HACCP

analyse des risques et maîtrise des points critiques

IC

Intervalle de confiance

IWMI

Institut international de gestion de l’eau

MDT

matières dissoutes totales

MMC

méthode de Monte Carlo

MS

matières en suspension

MST

matières solides totales

MVS

matières volatiles en suspension

MVT

matières volatiles totales

NV

norovirus

OH

œufs d’helminthes

OMS

Organisation mondiale de la santé

ONU

Organisation des Nations Unies

ONUDI

Organisation des Nations Unies pour le développement industriel

OSA

objectifs en matière de salubrité alimentaire

PAP

planification d’actions participatives

PHP

produits d’hygiène personnelle

PMAP

planification multilatérale d’actions participatives

PNUE

Programme des Nations Unies pour l’environnement

POP

polluant organique persistant

pppa

par personne par année

PT

phosphore total

RAS

rapport d’adsorption du sodium

RCE

rapport coût-efficacité

RCED

rapport coût-efficacité différentiel

RKT

Réservoir King Talal

RUAF

Réseau international des centres de ressources sur l’agriculture urbaine et la sécurité alimentaire

STEP

station de traitement des eaux usées

SWITCH

Gestion durable de l’eau pour la santé des villes de demain

TCPA

traitement chimique primaire amélioré

TE

taille effective

TI TPA

taux d’ingestion traitement primaire avancé

TSH

temps de séjour hydraulique

UASB

réacteur anaérobique ascendant de couverture de boue

UE

Union européenne

USEPA

United States Environmental Protection Agency (Agence des États-Unis

 

pour la protection de l’environnement)

VDP

volonté de payer

VIP

latrine VIP

WASPA

Agriculture Eaux usées et Assainissement pour combattre la pauvreté

CONTRIBUTEURS ET EXAMINATEURS

CONTRIBUTEURS

Priyanie Amerasinghe, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Hyderabad, a/s de ICRISAT, Patancheru – 502 324, Hyderabad, Andhra Pradesh, Inde. p.amerasinghe@cgiar.org

Philip Amoah, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Afrique occidentale, PMB CT 112, Accra, Ghana. p.amoah@cgiar.org

Akiça Bahri, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Afrique occidentale, PMB CT 112, Accra, Ghana. a.bahri@cgiar.org

Kelly Bidwell, Innovations for Poverty Action, PMB 57, OSU, Accra, Ghana. kbidwell@poverty-action.org

Robert Bos, coordonnateur, Service Eau, assainissement et santé (WSH), Organisation mondiale de la santé, Genève, Suisse. bosr@who.int

François Brissaud, Maison des Sciences de l’eau, Université Montpellier II, 34095 Montpellier Cedex 05, France. brissaud@msem.univ-montp2.fr

Chris Buckley, Groupe de recherche sur la pollution, Université de KwaZuluNatal, Campus du Collège Howard, 4041, Durban, Afrique du Sud. buckley@ukzn.ac.za

Richard Carr, anciennement à l’unité WSH, maintenant au Programme mondial de lutte antipaludique, Organisation mondiale de la santé, Genève, Suisse. carrr@who.int

Olufunke O. Cofie, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Afrique occidentale, PMB CT 112, Accra, Ghana. o.cofie@cgiar.org

Pay Drechsel, Institut international de gestion de l’eau (IWMI), 127 Sunil Mawatha, Pelawatte, Battaramulla, Sri Lanka. p.drechsel@cgiar.org

Alexandra E. V. Evans, Institut international de gestion de l’eau (IWMI), 127 Sunil Mawatha, Pelawatte, Battaramulla, Sri Lanka. a.evans@cgiar.org

Andrew J. Hamilton, Département de gestion des ressources et de géographie, École de Melbourne sur les terres et l’environnement, Université de Melbourne, 500 Yarra Boulevard, Richmond, Victoria 3121, Australie. andrewjh@unimelb.edu.au

Frans Huibers, Université et centre de recherche Wageningen, Wageningen, Pays-Bas. frans.huibers@wur.nl

Sanja Ilic, Programme de recherche sur la santé des animaux destinés à l’alimentation, Centre de recherche et de développement agricoles de l’Ohio, Université de l’État de l’Ohio, 1680 Madison Ave., Wooster, OH 44691, États-Unis. ilic.2@osu.edu

Regina Jeitler, Université et centre de recherche Wageningen, Wageningen, Pays-Bas. regina.jeitler@hotmail.com

Blanca Jiménez Cisneros, Institut d’ingénierie, Université nationale autonome du Mexique, Ville universitaire, Apdo Postal 70472, 04510 Coyoacan, Mexique, DF. bjimenezc@iingen.unam.mx

Natalie Karavarsamis, Département de mathématiques et de statistiques, Faculté des sciences, Université de Melbourne, Parkville, Victoria 3052, Australie. nkarav@unimelb.edu.au

Hanna Karg, Département de géographie physique, Université de Freiburg, Werthmannstrasse 4, 79085 Freiburg, Allemagne. hanna.karg@gmx.de

Bernard Keraita, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Afrique occidentale, PMB CT 112, Accra, Ghana, et Département de santé internationale, Université de Copenhague, Danemark. b.keraita@cgiar.org

Doulaye Koné, Département de l’eau et de l’assainissement dans les pays en développement/Institut de recherche de l’eau du Domaine des EPF (EAWAG/ SANDEC), C.P. 611, 8600 Dübendorf, Suisse. doulaye.kone@eawag.ch

Flemming Konradsen, École de santé mondiale de Copenhague, Université de Copenhague, Øster Farimagsgade 5, DK-1014 Copenhague, Danemark. flko@ sund. ku.dk

Jeffrey T. LeJeune, Programme de recherche sur la santé des animaux destinés à l’alimentation, Centre de recherche et de développement agricoles de l’Ohio, Université de l’État de l’Ohio, 1680 Madison Ave., Wooster, OH 44691, ÉtatsUnis. lejeune.3@osu.edu

Duncan Mara, École de génie civil, Université de Leeds, Leeds LS2 9JT, Royaume-Uni. d.d.mara@leeds.ac.uk

Christine Moe, Centre pour l’eau salubre à l’échelle mondiale, Département de santé mondiale Hubert, École de santé publique Rollins, Université Emory, 1518 Clifton Rd N.E., Atlanta, GA 30322, États-Unis. clmoe@sph.emory.edu

Ashley Murray, Groupe de l’énergie et des ressources, Université de Californie, Berkeley, CA 94720-1710, États-Unis. murray.ash@gmail.com

Clare A. Narrod, Institut international de recherche sur les politiques alimentaires (IFPRI), 2033 K St. N.W., Washington, DC, États-Unis. c.narrod@cgiar.org

Inés Navarro, Université nationale autonome du Mexique, Av. Universidad 3000, Coyoacán 04510, DF, Mexique. ing@pumas.iingen.unam.mx

Kara Nelson, Génie civil et climatique, Université de Californie, Berkeley, CA 94720-1710, États-Unis. nelson@ce.berkeley.edu

Manzoor Qadir, Centre international de recherches agricoles dans les régions sèches (ICARDA) et Institut international de gestion de l’eau (IWMI), C.P. 5466, Alep, Syrie. m.qadir@cgiar.org

Liqa Raschid-Sally, Institut international de gestion de l’eau (IWMI) Afrique occidentale, PMB CT 112, Accra, Ghana. l.raschid@cgiar.org

Mark Redwood, Pauvreté urbaine et environnement, Centre de recherches pour le développement international (CRDI), C.P. 8500, Ottawa, Ontario, Canada. mredwood@idrc.ca

Christopher A. Scott, Centre Udall pour les études en politique publique et École de géographie et de développement régional, Université de l’Arizona, Tucson, AZ, États-Unis. cascott@email.arizona.edu

Razak Seidu, Département des sciences mathématiques et de la technologie, Université norvégienne des sciences de la vie, Postboks 5003, N–1432 As, Norvège. razak.seidu@umb.no

Hillel Shuval, Département des sciences de la salubrité de l’environnement, Collège universitaire Hadassah, C.P. 7456, Jérusalem, 94265 Israël. hshuval@ vms.huji.ac.il

Robert Simmons, Département des ressources naturelles, Université de Cranfield, Cranfield, Bedfordshire MK43 0AL, Royaume-Uni. r.w.simmons@cranfield.ac.uk

Andrew Sleigh, École de génie civil, Université de Leeds, Leeds LS2 9JT, Royaume-Uni. p.a.sleigh@leeds.ac.uk

Peter Teunis, Centre pour l’eau salubre à l’échelle mondiale, École de santé publique Rollins, Université Emory, 1518 Clifton Rd N.E., Atlanta, GA 30307, États-Unis. peter. teunis@emory.edu

Marites M. Tiongco, Institut international de recherche sur les politiques alimentaires (IFPRI), 2033 K St. N.W., Washington, DC, États-Unis. m.tiongco@ cgiar.org

EXAMINATEURS

Andrew Bradford, Université de Sheffield, Royaume-Uni

Stephanie Buechler, Université de l’Arizona, États-Unis

George Frisvold, Université de l’Arizona, États-Unis

Samuel Godfrey, UNICEF, Mozambique

Sasha Koo-Oshima, Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture, Italie

Kerri Jean Ormerod, Université de l’Arizona, États-Unis

Tauhidur Rahman, Université de l’Arizona, États-Unis

Lisa Roma, Université de Cranfield, Royaume-Uni

Bahman Sheikh, San Francisco, États-Unis

Thor-Axel Stenström, Institut suédois de contrôle des maladies infectieuses, Suède

Martin Strauss, Département de l’eau et de l’assainissement dans les pays en développement/Institut de recherche de l’eau du Domaine des EPF, Suisse

Wim van der Hoek, Université de Copenhague, Danemark

Gwen Woods, Université de l’Arizona, États-Unis

AVANT-PROPOS

Ce livre est destiné aux spécialistes, aux chercheurs et aux étudiants du troisième cycle des domaines de l’environnement et de la santé publique, du génie sanitaire et agricole, ainsi que de la gestion de l’irrigation au moyen des eaux usées dans les pays en développement. Il devrait s’avérer particulièrement utile à ceux qui travaillent à évaluer et à atténuer les risques sanitaires découlant de l’utilisation des eaux usées et des boues de vidange en agriculture, dans des contextes où le traitement des eaux usées est inexistant ou inapproprié pour protéger la santé publique. À cet effet, le livre met à profit les directives relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées, des excrétas et des eaux grises, tout en leur servant de complément. Ces directives ont été publiées en 2006 par l’Organisation mondiale de la santé en collaboration avec l’Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture et le Programme des Nations Unies pour l’environnement.

Le livre fait la somme de nouvelles données sur la rentabilité des mesures de traitement et de posttraitement pour la réduction des risques sanitaires, aborde les moyens de faciliter le changement des comportements vers des pratiques plus sûres et ajoute de nouvelles dimensions pour une gouvernance fondée sur la réutilisation des eaux usées.

L’ensemble des sections porte sur des enjeux clés associés à l’irrigation au moyen des eaux usées dans les pays en développement (l’évaluation des risques, l’atténuation des risques, la gouvernance en matière d’utilisation des eaux usées), alors que les chapitres individuels visent à fournir des renseignements concis principalement sur les risques microbiologiques, mais aussi sur les risques chimiques. Les auteurs associent l’eau et la santé à l’établissement et à la mise en œuvre d’options efficaces, abordables et efficientes de réduction des risques. Bien qu’il cible les pays en développement, le livre tente aussi de traiter des situations où la législation et les moyens institutionnels constituent des contraintes et où la disponibilité des données pour l’évaluation des risques est limitée. De plus, ce livre permettra d’approfondir la recherche multidisciplinaire appliquée sur les risques associés à l’utilisation des eaux usées, de même que sur leur atténuation.

Cet ouvrage n’aurait pu être produit sans l’appui du Centre de recherches pour le développement international et la Fondation Google. De nombreux autres organismes de financement ont appuyé les travaux présentés dans les chapitres individuels. Notre reconnaissance va tout spécialement au Challenge Program sur l’eau et l’alimentation du Groupe consultatif pour la recherche agricole internationale, à l’Organisation mondiale de la santé et à l’Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture pour leur collaboration soutenue.

Les rédacteurs

PARTIE 1
DÉFINIR LES BALISES

Page Laissée Vide Intentionnellement

CHAPITRE 1
Utilisation des eaux usées, des boues et des excrétas dans les pays en développement Un aperçu

Blanca Jiménez Cisneros, Pay Drechsel, Doulaye Koné, Akiça Bahri, Liqa Raschid-Sally et Manzoor Qadir

RÉSUMÉ

Après l’introduction des termes et de la terminologie associés à l’utilisation des eaux usées, des boues et des excrétas, ce chapitre met l’accent sur leurs facteurs globaux et leur importance à l’échelle mondiale en utilisant des exemples de différents pays en développement. Dans le cadre de la discussion, il convient de distinguer l’utilisation non planifiée des eaux usées découlant d’un mauvais assainissement, et l’utilisation planifiée qui tente de traiter des enjeux tant sur le plan économique que sur la rareté de l’eau. Les deux types d’utilisation des eaux usées peuvent avoir des avantages socioéconomiques importants, mais également constituer des défis et des risques institutionnels qui nécessitent différentes approches de gestion et, idéalement, différentes directives. Cette diversité rend les directives actuelles de l’OMS, qui cherchent à être universelles, difficiles à comprendre et à mettre en œuvre. Alors que la réutilisation planifiée demeurera la norme dans les pays qui peuvent se permettre le traitement, la plupart des pays en développement sont susceptibles de continuer à utiliser des eaux usées non traitées, ou seulement partiellement traitées, aussi longtemps que l’assainissement et l’évacuation des déchets n’arriveront pas à suivre la croissance de la population urbaine. Il existe toutefois des options pour associer la gestion des boues de vidange et des eaux usées urbaines à la demande en aliments des villes, ou d’autres formes de récupération des ressources qui offrent des possibilités de bien boucler le cycle de l’eau et des éléments nutritifs.

INTRODUCTION

Décrire l’utilisation des eaux polluées, des excrétas et des boues dans le contexte des pratiques agricoles actuelles des pays en développement n’est pas chose facile. D’une part, il y a un manque d’informations fiables et suffisantes et d’autre part, les renseignements disponibles n’utilisent pas des termes et des unités uniformes pour décrire ces pratiques, ce qui complique la comparaison des données ou l’établissement d’inventaires internationaux. Le manque de données communes est issu en partie du caractère informel de la pratique ou même, dans certains cas, de l’intention de ne pas divulguer des données. Cela peut survenir soit parce que les agriculteurs ont peur lorsqu’ils vendent leurs produits, ou parce que les gouvernements ne veulent pas reconnaître ce qui semble être une faute professionnelle. Pour ces raisons, ce chapitre présentera tout d’abord certaines définitions des termes qui seront utilisés dans l’ensemble du livre, puis il analysera les renseignements existants provenant de différentes sources en se servant, pour les raisons énoncées, de méthodes non conventionnelles afin d’établir un rapport. Malgré ces limites, les descriptions présentées sont utiles pour donner une idée de l’étendue de l’utilisation des eaux usées, des excrétas et des boues dans les pratiques agricoles des pays à revenus faible et intermédiaire.

1. CONTEXTE

L’épandage des eaux usées, des boues et des excrétas est une pratique très répandue qui s’appuie sur une longue tradition dans de nombreux pays à travers le monde. Pendant des siècles, les agriculteurs chinois ont utilisé les excréments des humains et des animaux comme engrais. Les boues provenant des eaux usées et des égouts, comme le fumier, ont aussi été utilisées par les civilisations du nord de l’Europe et de la Méditerranée. À titre d’exemple, les eaux usées étaient réutilisées aux xive et xve siècles dans les marcites milanaises et les potagers valenciens, respectivement (Soulié et Tréméa, 1991). Dans plusieurs villes européennes et nord-américaines, les eaux usées étaient évacuées vers les champs agricoles avant l’introduction des technologies de traitement des eaux usées pour prévenir la pollution des cours d’eau. À Paris par exemple, l’utilisation d’eaux usées partiellement traitées était courante jusqu’à la deuxième moitié du xxe siècle (Asano et coll., 2007). Dans les pays en développement comme la Chine, le Mexique, le Pérou, l’Égypte, le Liban, le Maroc, l’Inde et le Vietnam, les eaux usées ont été utilisées comme source de nutriments culturaux pendant de nombreuses décennies (AATSE, 2004; Jiménez et Asano, 2008). Par conséquent, l’utilisation agricole des eaux usées non traitées a été associée à l’épandage et à la production des cultures durant des siècles (Keraita et coll., 2008). Cependant, au fil des ans, elle est devenue moins populaire dans les pays développés à la suite de l’amélioration des technologies de traitement et de la sensibilisation accrue aux enjeux environnementaux et sanitaires associés à la pratique. En revanche, dans les pays en développement, en raison de divers facteurs décrits plus loin, les agriculteurs l’utilisent largement et en tirent même des avantages pour améliorer leur subsistance.

Les plus anciennes références à l’utilisation des excrétas viennent de certains pays asiatiques, où ils servaient à accroître la production piscicole pas le biais de l’aquaculture (Organisation mondiale de la santé, OMS, 2006). La gestion des boues n’est que récemment devenue un enjeu, même pour les pays développés, parce que les régions densément peuplées produisent de telles quantités de boues et d’excrétas que l’assimilation naturelle dans l’environnement est impossible, et que l’espace de stockage est limité (Centre des Nations Unies pour les établissements humains, CNUEH, 2008). En outre, la gestion est complexe et il y a un manque de soutien social: les gens préfèrent ignorer ce qui arrive aux excrétas après leur passage dans les latrines et ils sont mal à l’aise si on en parle, qu’ils vivent dans des pays développés ou non (Snyman, 2008).

Ce chapitre tente de donner une vue d’ensemble de l’utilisation des eaux usées, des excrétas et des boues de vidange en agriculture; de caractériser leur utilisation, les avantages dérivés et les coûts associés, particulièrement en ce qui concerne les conséquences sanitaires; et de fournir des perceptions concernant de telles utilisations et des perspectives d’avenir. Il convient de remarquer que bien qu’il sera fait mention des eaux récupérées ou recyclées, le cas échéant, nous porterons notre attention principalement sur les eaux usées non traitées.

2. ÉTENDUE DE L’UTILISATION DES EAUX USÉES, DES EXCRÉTAS ET DES BOUES

En dépit des limites des données mentionnées ci-dessus, une tentative est faite dans les prochaines sections pour dégager une idée d’ensemble de l’étendue de l’utilisation des eaux usées, des boues et des excrétas de par le monde en utilisant les meilleures informations disponibles.

2.1. Eaux usées

Dans la littérature, il n’existe pas d’inventaire mondial complet de l’étendue de l’utilisation des eaux usées non traitées pour l’irrigation. En fait, il n’en existe même pas pour les eaux usées traitées. Sur la base des informations provenant de pays qui fournissent des données sur les régions irriguées, on estime que plus de 4 à 6 millions d’hectares (ha) sont irrigués au moyen d’eaux usées ou d’eau polluée (Jiménez et Asano, 2008; Keraita et coll., 2008; CNUEH, 2008). Une autre estimation indique 20 millions d’hectares à l’échelle mondiale, une région qui équivaut presque à sept pour cent du total des terres irriguées dans le monde (OMS, 2006). En revanche, la région signalée comme étant irriguée avec des eaux usées traitées ne représente que 10 pour cent de ce chiffre. Dans la pratique, en raison de la sous-déclaration des zones irriguées avec des eaux polluées, la différence pourrait être beaucoup plus grande. Il y a 20 ans, l’OMS (1989) a estimé que les régions utilisant des eaux usées brutes ou des eaux polluées étaient de 3 millions d’hectares; mais de récentes données suggèrent un espace six fois plus important. Nous ne pouvons déterminer si cette différence fait référence à une augmentation de la région ou seulement à une hausse des données disponibles, mais il est possible que ce soit une combinaison des deux, étant donné la quantité croissante d’eaux usées générées et les besoins alimentaires des villes.

Les activités agricoles qui en découlent sont en effet plus courantes dans les villes et leurs alentours (Drechsel et coll., 2006), mais peuvent aussi être constatées dans les communautés rurales situées en aval de l’endroit où les villes évacuent leurs eaux, à moins qu’il n’y ait des processus de traitement ou d’autoépuration. Une grande part de cette utilisation n’est pas intentionnelle et est la conséquence de sources d’eau polluée en raison des pratiques d’assainissement et d’évacuation inappropriées dans les villes. Raschid-Sally et Jayakody (2008) suggèrent, à partir d’une enquête menée auprès des pays développés, que les eaux usées sans traitement significatif sont utilisées aux fins d’irrigation dans quatre villes sur cinq.

En ce qui concerne le volume d’eaux usées utilisées à différentes fins, la quantité varie considérablement d’un pays à un autre. La majorité de ces eaux usées est utilisée dans les pays en développement, où se trouvent 75 pour cent des terres irriguées du monde (Nations Unies, ONU, 2003), dont une petite quantité, même si ce n’est pas prévu, est utilisée dans certains pays développés (Jiménez et Asano, 2008). Dans un nouvel examen qui intègre les données de Jiménez et Asano (2008) et du CNUEH (2008), 46 pays signalent l’utilisation des eaux polluées à des fins d’irrigation (figure 1.1). Le tableau 1.1 montre une nette augmentation du PIB et du pourcentage d’assainissement amélioré dans les pays qui utilisent des eaux usées non traitées à traitées. Les pays avec un revenu moyen sont ceux qui utilisent les deux types d’eaux, ce qui indique une transition entre la réutilisation non planifiée et non contrôlée vers une réutilisation planifiée et contrôlée. Les pays qui utilisent uniquement les eaux traitées pour l’irrigation ont une couverture du réseau d’assainissement d’au moins 87 pour cent.

Peu d’études ont quantifié la contribution globale des eaux usées à l’approvisionnement alimentaire. Au Pakistan, environ 26 pour cent de la production maraîchère nationale est irriguée avec des eaux usées (Ensink et coll., 2004), tandis qu’à Hanoi, au Vietnam, une région bien plus humide que le Pakistan, environ 80 pour cent de la production de légumes provient de zones urbaines et périurbaines irriguées avec des eaux usées diluées (Lai, 2002). Parmi les grandes villes de l’Afrique occidentale, entre 50 et 90 pour cent des légumes consommés par les citadins sont produits à l’intérieur ou à proximité de la ville (Drechsel et coll., 2006), où la plupart des eaux utilisées pour l’irrigation sont polluées.

L’utilisation exclusive des eaux grises n’a pas été bien documentée, en partie parce qu’elles ont tendance à se mélanger aux eaux noires. Dans les situations où elles sont utilisées comme telles, il s’agit généralement d’une pratique interne, ce qui complique toute évaluation, mais elle gagne en popularité au Moyen-Orient pour l’irrigation. Dans certains états des États-Unis, l’utilisation des eaux grises est permise pour l’irrigation domestique et il existe une législation et des directives à cet égard. L’Australie, qui connaît des problèmes de pénurie majeure, a commandé des études sur la réutilisation des eaux grises, mais aucune information complète n’est disponible. Dans les pays où cela est permis, il y a des exemples d’utilisation des eaux grises pour les chasses d’eau après traitement. Les pays à revenus faible et intermédiaire comme l’Inde, le Mali, la Jordanie, la Palestine, l’Afrique du Sud, le Népal, le Sri Lanka, le Costa Rica et la Malaisie utilisent les eaux grises pour le jardinage et l’irrigation de cultures non alimentaires (comme le fourrage et les oliviers) (Morel et Diener, 2006).

Figure 1.1 PRÉLÉVEMENTS D’EAU DOUCE POUR L’UTILISATION AGRICOLE EN L’AN 2000 ET PAYS QUI SIGNALENT L’UTILISATION D’EAUX USÉES OU D’EAUX POLLUÉES POUR L’IRRIGATION

Image

Source: World Resources Institute (2000), complément d’information de Jiménez et Asano (2008); Keraita et coll. (2008) et du CNUEH (2008).

Tableau 1.1 QUELQUES CARACTÉRISTIQUES DE PAYS UTILISANT DES EAUX USÉES POUR L’IRRIGATION

Utilisation des eaux usées pour l’irrigation

Nombre total de pays

PIB par habitant pour 50 % des pays (en $ Us)

Couverture de l’assainissement pour 50 % des pays (en %)

Non traitées

23

880-4 800

15-65

Traitées et non traitées

20

1 170-7 800

41-91

Traitées

20

4 313-19 800

87-100

Dans la plupart des villes de l’Afrique subsaharienne, les eaux grises sont canalisées dans des drains où elles se mélangent souvent avec des eaux pluviales, des déchets solides et des excrétas provenant de la défécation à ciel ouvert avant qu’elles ne pénètrent dans les cours d’eau naturels. Puisque ces drains ou cours d’eau sont souvent utilisés pour l’irrigation, il est difficile de faire la distinction entre l’utilisation des eaux grises et des eaux usées (Cornish et Lawrence, 2001; Drechsel et coll., 2006; Qadir et coll., 2007). Une récente enquête dans deux villes du Ghana a montré que l’utilisation des eaux grises pour l’irrigation artisanale est très faible (Institut international de gestion de l’eau, IWMI, 2008), malgré le fait que les eaux grises et les eaux noires ont des réseaux séparés et que la bonne utilisation des eaux grises pourrait être encouragée. La situation peut être différente dans des régions plus sèches où l’eau du robinet est précieuse et les sources d’eau naturelles rares. La Jordanie a mis en œuvre des projets pilotes qui visent à augmenter l’utilisation des eaux grises comme dans le camp de réfugiés de Jerash, où les eaux usées sont séparées et évacuées de toutes les maisons dans l’environnement par le biais de petits fossés et canaux ouverts qui servent aux agriculteurs pour produire des cultures (OMS/CRDI, 2006). L’Inde utilise aussi des eaux grises partiellement traitées pour l’irrigation et l’assainissement des potagers (Godfrey et coll., 2007), et il semblerait que cette pratique commence à se répandre largement dans plusieurs régions.

2.2. boues de vidange, excrétas et biosolides

Le problème de la gestion des boues de vidange est aggravé par le grand nombre de systèmes d’assainissement autonome, comme les latrines, les toilettes publiques privées de réseaux d’égout ou les fosses septiques, utilisées par la majorité de la population pour évacuer les eaux noires dans les villes densément peuplées. Les boues de vidange provenant des systèmes d’assainissement autonome sont parfois transportées dans des bassins de traitement, mais sont le plus souvent déversées dans des dépressions, des cours d’eau ou l’océan, ou encore réutilisées sans traitement sur les terres agricoles, déversées dans les lacs ou étangs de pisciculture ou évacuées dans l’enceinte des ménages. En supposant une production d’un litre par jour par habitant de boues de vidange (Strauss et coll., 1997), un camion plein de 5 m3 qui rejette son contenu sans discernement équivaut à 5 000 défécations à ciel ouvert (Koné et coll., 2007a).

Ces pratiques posent un risque important pour la santé publique et ont une incidence de maladie élevée chez les vidangeurs, leurs familles, les ménages qui vivent dans la région immédiate et les populations vulnérables des villes qui possèdent surtout des latrines (OMS, 2006). Au Ghana, au Mali et au Bénin, on sait que des agriculteurs soudoient des conducteurs de camions de vidange de fosses septiques pour qu’ils déversent les matières fécales dans leurs champs. Heureusement, cette pratique pose peu de risques pour la santé des consommateurs dans le cas d’une exposition suffisante au soleil et d’une longue saison sèche qui se traduisent par la mort massive des pathogènes, ou lorsque les cultures sont des céréales (Asare et coll., 2003; Cofie et coll., 2003, 2005). Des systèmes où les boues de vidange sont tout d’abord séchées, puis mélangées à des déchets solides pour le cocompostage ont été signalés dans des stations expérimentales au Ghana et au Nigeria. Les boues décantées provenant de bassins de traitement des boues ont été utilisées pour « mélanger » le compost à partir de déchets solides, comme il a été observé à Accra, au Ghana (Drechsel et coll., 2004; Koné et coll., 2007a).

L’utilisation des excrétas est rarement rendue publique, mais on sait qu’elle a été pratiquée pendant des siècles en Asie (OMS, 2006), particulièrement en Chine (CNUEH, 2008) et au Vietnam (Jensen et coll., 2005; Phuc et coll., 2006), à la fois pour l’agriculture et l’aquaculture. En Chine, l’utilisation des excrétas en agriculture continue d’être courante et cette pratique a établi un lien économique fort entre les citadins et les agriculteurs urbains. Ainsi, les légumes cultivés dans des sols traités avec des excrétas donnent des prix de vente plus élevés. Grâce aux efforts grandissants déployés pour introduire des toilettes séparant l’urine, les premières données sur la réutilisation de l’urine ont vu le jour1.

Dans les pays développés et en développement, l’élimination des boues est un enjeu qui prend de l’ampleur parallèlement à l’augmentation du volume d’eaux usées traitées. Historiquement, les boues d’épuration ont été considérées comme étant des déchets devant être éliminés au moindre coût possible (CNUEH, 2008). En conséquence, elles ont traditionnellement été déversées dans des décharges, des trous, toute surface inoccupée et des systèmes d’évacuation des eaux (Jiménez et coll., 2004). Toutefois, les boues de vidange, les excrétas et les biosolides sont de plus en plus épandus sur les terres dans les pays à revenus faible et intermédiaire en raison du coût élevé des décharges modernes qui respectent toutes les exigences environnementales, de la difficulté de trouver des sites appropriés pour les décharges (même dans les pays développés) et des avantages de recycler les éléments nutritifs et d’améliorer les caractéristiques du sol. De par le monde, ils sont utilisés principalement (à hauteur de plus de 60 pour cent) pour fertiliser les champs agricoles ou les espaces verts. Cette pratique permet de résoudre un problème pour les municipalités, aide les agriculteurs à diminuer leurs coûts associés aux engrais organiques et minéraux, tout en pré-servant ou en améliorant la fertilité du sol. Une autre utilisation importante des boues est d’améliorer les sols dégradés des sites d’exploitation minière, de construction ou de toute autre zone perturbée (CNUEH, 2008).

3. CATALYSEURS DE L’UTILISATION DES EAUX USÉES

Dans les pays en développement, les ressources financières et physiques limitées pour traiter les eaux, la situation socioéconomique et le contexte de l’urbanisation créent des conditions d’utilisation non planifiées et non contrôlées des eaux usées. Une étude commanditée par l’Évaluation globale de la gestion de l’eau dans l’agriculture a démontré que dans 53 villes de pays en développement, les principaux catalyseurs de l’utilisation des eaux usées en agriculture irriguée sont une combinaison des facteurs suivants (Raschid-Sally et Jayakody, 2008):

1. Voir <http://conference2005.ecosan.org>.

• les capacités restreintes des villes à traiter leurs eaux usées, entraînant la pollution des sols, des cours d’eau et des sources d’eau traditionnelles pour l’irrigation;

• le manque de sources d’eau de remplacement (moins chères, fiables, accessibles ou plus sûres) dans l’environnement physique;

• la demande alimentaire des villes et les incitations du marché qui favorisent la production alimentaire à proximité des villes, où les sources d’eau sont généralement polluées.

De plus, Jiménez (2006) a souligné l’influence des facteurs socioéconomiques au niveau des ménages, comme la pauvreté et la faible scolarisation dans les pays en développement, où cohabitent le manque de perspectives d’emploi et une prise de conscience limitée des risques pour la santé. Dans de telles circonstances, la réutilisation des eaux usées peut représenter une occasion prometteuse pour la production de cultures commerciales ou pour améliorer l’approvisionnement alimentaire. Une fois que la réutilisation des eaux usées est en place et que ses avantages ont été mesurés par la population, il est difficile de changer les comportements, plus particulièrement si les changements ont un coût associé ou s’ils sont liés à des droits historiques relatifs à l’eau. Cela peut être aggravé par l’accessibilité réduite à des ressources en eau douce, que ce soit pour des raisons économiques ou physiques. La valeur nutritive des eaux usées et des boues (brutes) est intrinsèquement reconnue par les agriculteurs, ce qui est un facteur déterminant de leur utilisation.

Par contre, dans les pays plus développés, la réutilisation et le recyclage des eaux sont de plus en plus perçus comme un moyen de réagir à la pénurie physique de l’eau (notamment les changements climatiques et la gestion des sécheresses), à la réaffectation des eaux de l’agriculture à d’autres utilisations, et aussi comme une réponse économique aux transferts interbassins dispendieux. Les normes environnementales rigoureuses constituent un autre facteur qui influence le recyclage, ce qui rend l’épandage des eaux usées et des boues sur les terres à la fois inévitable et économiquement viable.

Les catalyseurs de la réutilisation agricole des boues et des excrétas sont davantage associés à des problèmes d’évacuation qu’à l’intention de récupérer leurs composants. Néanmoins, de nombreux agriculteurs les considèrent comme une ressource précieuse semblable à l’engrais de ferme. Cette utilisation bénéfique gagne en popularité et est menée dans l’intention de boucler le cycle des éléments nutritifs en vue d’assurer qu’ils retournent aux terres agricoles pour améliorer la fertilité des sols. L’une des principales différences observées entre l’utilisation des eaux usées et celle des boues et des excrétas est la plus grande acceptation d’utiliser les eaux usées, car les boues et les excrétas sont tradition-nellement perçus, dans la plupart des cultures, comme étant non seulement nuisibles, mais également un objet de honte (CNUEH, 2008).

4. TYPOLOGIE DE L’UTILISATION DE L’EAU

Différents auteurs ont tenté d’offrir des typologies pour le recyclage et l’utilisation des eaux usées (par exemple van der Hoek, 2004), mais aucune n’a été retenue unanimement ou normalisée. Cependant, en décrivant la réutilisation des eaux usées, les termes « directe », « indirecte », « planifiée » et « non planifiée » reviennent souvent. Nous les expliquons ici à l’aide d’exemples:

• L’utilisation directe des eaux usées non traitées désigne l’utilisation des eaux usées brutes depuis une sortie d’eaux d’égout, évacuées directement sur les terres où elles servent à la production agricole.

• L’utilisation indirecte des eaux usées non traitées désigne le captage d’eaux usées généralement diluées (ou d’eau d’un cours d’eau pollué) pour l’irrigation. Cette situation est courante en aval des centres urbains où les installations de traitement sont limitées. Les agriculteurs sont conscients ou non des défis relatifs à la qualité de l’eau.

• L’utilisation directe des eaux usées traitées désigne l’utilisation d’eau recyclée qui a été transportée du point de traitement ou de production au point d’utilisation sans rejet intermédiaire dans les eaux.

• L’utilisation planifiée de l’eau désigne l’utilisation consciente et contrôlée des eaux usées, qu’elles soient brutes (utilisation directe) ou diluées (utilisation indirecte). Toutefois, l’utilisation indirecte se fait le plus souvent sans planification, du moins initialement, pour l’utilisation des eaux de mauvaise qualité.

L’utilisation directe a souvent lieu dans les climats secs où les sources d’eau sont rares. Les eaux usées traitées, non traitées ou partiellement traitées sont utilisées directement pour l’irrigation sans être mélangées ou diluées. L’utilisation directe d’eaux usées traitées est la plus courante comme processus planifié dans les pays développés, notamment dans certaines régions importantes du Moyen-Orient et de l’Afrique du Nord, mais peut également avoir lieu sans planification, par exemple durant les saisons sèches lorsque les cours d’eau ne transportent que des eaux usées, comme c’est le cas de la rivière Musi à Hyderabad, en Inde.

Cependant, l’utilisation d’eaux usées diluées pour l’irrigation (utilisation indirecte) est beaucoup plus fréquente que l’utilisation directe, et se produit même dans les climats plus humides. Dans cette situation, les eaux usées, non traitées ou partiellement ou insuffisamment traitées provenant des régions urbaines sont rejetées dans des égouts, de petits cours d’eau ou d’autres affluents de plus grands cours d’eau où elles se mélangent généralement aux eaux pluviales et à l’eau douce, devenant ainsi des eaux usées diluées (ou des eaux de surface polluées). Elles sont ensuite utilisées par les agriculteurs, dont la plupart sont des utilisateurs traditionnels de ces sources d’eau. Le manque d’installations sanitaires et d’infrastructures d’évacuation appropriées dans les villes est l’une des causes directes d’une telle pollution et d’une telle utilisation (Jiménez et Asano, 2008; Raschid-Sally et Jayakody, 2008).

Cette situation ne se limite pas aux pays à faible revenu qui n’ont pas la capacité de recueillir et de traiter de manière globale les eaux usées, mais se trouve également dans les économies en plein essor comme la Chine, le Brésil et certains pays du Moyen-Orient et de l’Afrique du Nord. Par exemple, malgré d’importants investissements dans le traitement des eaux usées, la ville de Beijing réussit seulement à traiter environ la moitié des eaux usées générées et des eaux usées non traitées sont déversées dans les cours d’eau utilisés en aval par les agriculteurs (Yang et Abbaspour, 2007). De même, au Liban et en Palestine, la plupart des eaux usées provenant des réseaux d’égouts des localités sont rejetées dans les rivières avoisinantes, les wadis, et dans la mer, ainsi que sur les terres ouvertes, d’où elles s’infiltrent dans le sol avec peu ou pas de traitement (Post et coll., 2006). En dépit des règlements stricts de l’Union européenne (UE), des eaux usées non traitées sont rejetées dans les rivières qui sont utilisées pour l’irrigation dans certains pays comme l’Espagne, l’Italie et le Portugal, particulièrement durant l’été, où il y a peu ou pas de courant fluvial (Juanico et Salgot, 2008). Néanmoins, cette pratique est en baisse en raison des efforts déployés par certains pays pour accroître le niveau de traitement des eaux usées afin de respecter la législation de l’UE. En Turquie, une quantité énorme d’eaux usées domestiques est déversée dans les rivières et utilisée pour l’irrigation en raison d’installations de traitement insuffisantes ou de l’absence de traitements satisfaisants (Juanico et coll., 2008).

Dans certaines régions, les infrastructures d’irrigation construites à l’origine pour transporter l’eau douce, de surface ou souterraine sont maintenant utilisées pour les eaux usées pendant certaines périodes. Les eaux usées sont pompées dans des canaux d’irrigation en complément de l’eau douce destinée à l’irrigation. Par exemple, au Vietnam, les eaux usées provenant de Hanoi et d’autres villes le long du delta de la rivière Rouge sont pompées dans des canaux d’irrigation à certains moments de l’année pour s’ajouter à l’eau d’irrigation (Trang et coll., 2007a et b). Cependant, à l’extrémité des systèmes d’irrigation ou tout au long de la saison sèche, les eaux usées peuvent être la seule eau qui s’écoule dans les canaux de certaines régions, comme Haroonabad au Pakistan et Hyderabad en Inde (Ensink et coll., 2004; Ensink, 2006).

En Jordanie, la station de traitement des eaux usées d’As-Samra traite principalement les eaux usées domestiques de la capitale Amman. Durant leur parcours vers la vallée jordanienne, les eaux recyclées sont mélangées aux eaux pluviales des wadis avant d’être temporairement stockées dans le plus grand réservoir du pays, le réservoir King Talal (RKT), qui possède une capacité de stockage de 75 millions de mètres cubes. Le temps de séjour de l’eau dans le réservoir, qui était auparavant de 10 mois, a été réduit à quelques mois avec l’augmentation du débit des eaux usées. Environ 20 kilomètres en aval de la sortie du RKT, les réseaux de Zarqa font dévier une partie des eaux du RKT directement vers les champs de la vallée jordanienne. Le reste des eaux recyclées est finalement libéré dans le canal du Roi Abdullah qui apporte l’eau douce dans le nord de la vallée jordanienne.

5. AVANTAGES ET DÉSAVANTAGES DE RÉUTILISER LES EAUX USÉES, LES BOUES ET LES EXCRÉTAS

Bien que les catalyseurs pour l’utilisation des eaux usées, des boues et des excrétas en agriculture varient d’une région à l’autre, leur utilisation – qu’elle soit directe, indirecte, diluée ou non – présente un certain nombre d’avantages parallèlement aux risques bien connus (OMS, 1989, 2006; Scott et coll., 2004).

5.1. Avantages

En conséquence de la forte demande alimentaire mondiale, il n’est pas surprenant qu’à l’échelle planétaire, le plus grand utilisateur des eaux usées (traitées ou non) soit le secteur de l’agriculture (Jiménez et Asano, 2008). Un facteur important qui rend les eaux usées précieuses est qu’elles constituent une source d’eau fiable, et qu’elles sont disponibles toute l’année, contrairement aux précipitations pluviales ou aux cours d’eau saisonniers. Par conséquent, elles permettent des rendements plus élevés, une production à l’année, tout en augmentant la gamme de cultures pouvant être irriguées, en particulier (mais pas uniquement) dans les zones arides et semi-arides (Keraita et coll., 2008). Des études menées à HubliDharwad ont montré que les eaux usées permettaient de faire de l’agriculture pendant la saison sèche, durant laquelle les agriculteurs pouvaient vendre leurs produits trois à cinq fois le prix saisonnier du kharif (de la mousson) (Hunshal et coll., 1997). La fiabilité des eaux usées donne aussi la possibilité d’avoir plusieurs cycles de culture et une flexibilité des cultures plantées (Raschid-Sally et coll., 2005). Des situations semblables ont été signalées pour Haroonabad, au Pakistan; Accra, au Ghana; et Dakar, au Sénégal (Gaye et Niang, 2002; van der Hoek et coll., 2002; Koottatep et coll., 2006). La productivité accrue et les gains relatifs aux revenus et à l’approvisionnement alimentaire permettent aux agriculteurs des revenus plus fiables et des avantages indirects, comme celui d’utiliser les revenus pour l’éducation et pour améliorer les conditions sanitaires.

Là où les légumes sont les principales denrées produites à l’aide des eaux usées, il peut y avoir un avantage global important pour la société en termes d’un régime alimentaire plus équilibré. À titre d’exemple, dans le cas d’Accra, plus de 200 000 personnes consomment chaque jour des légumes produits à l’aide des eaux usées (Amoah et coll., 2007). D’un autre côté, c’est aussi le groupe potentiellement à risque, puisque les effets susceptibles d’être nocifs pour la santé des agriculteurs et des consommateurs sont bien établis (OMS, 2006).

Comme partie intégrante des systèmes urbains de production alimentaire, le bétail en milieu urbain contribue à la sécurité alimentaire des villes en fournissant de la viande et des produits laitiers (Bonfoh et coll., 2003; Wolf et coll., 2003). Dans les pays semi-arides, l’élevage repose principalement sur le pâturage naturel, qui est souvent limité ou en baisse en raison des faibles précipitations. Dans les pays sahéliens (c’est-à-dire au Burkina Faso, au Mali et au Sénégal), la biodiversité du fourrage a diminué au fil du temps et les espèces végétales ayant une valeur nutritive et une sapidité plus faibles deviennent prédominantes (Bonfoh et coll., 2003 et 2006; Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture, FAO, 2006; Sanon et coll., 2007; Toutain et coll., 2006). Dans le même temps, cependant, la demande pour les produits laitiers dans les villes s’est accrue en raison de l’urbanisation et de changements de régime alimentaire. Par exemple, dans les pays asiatiques, la demande pour les produits laitiers augmente selon un facteur de 3,5 par année (Moran, 2005). La réutilisation des eaux usées ou des boues de vidange pour la production fourragère apparaît comme une avenue importante et à risques relativement faibles pouvant contribuer à améliorer la résilience face aux changements climatiques et à l’insécurité alimentaire, en particulier des petites et moyennes villes des pays en développement (Koné, sous presse).

Un autre avantage bien établi de la réutilisation des eaux usées et des boues est leur teneur en éléments nutritifs. Même lorsqu’elles sont traitées, les eaux usées recyclent les matières organiques et offrent une plus grande diversité d’éléments nutritifs que tout engrais commercial peut fournir. Les biosolides, les boues et les excrétas en particulier fournissent de nombreux oligo-éléments tels le cobalt, le cuivre, le fer, le manganèse, le molybdène et le zinc, qui sont essentiels pour une croissance optimale des plantes. On estime que 1 000 mètres cubes d’eaux usées municipales utilisées pour irriguer un hectare peuvent apporter 16 à 62 kg d’azote total, 4 à 24 kg de phosphore, 2 à 69 kg de potassium, 18 à 208 kg de calcium, 9 à 110 kg de magnésium et 27 à 182 kg de sodium (Qadir et coll., 2007). Elles peuvent donc réduire la demande en engrais chimiques, spécialement lorsque les eaux usées ne sont pas diluées, et ainsi rendre les nutriments culturaux plus accessibles aux agriculteurs pauvres. À la lumière de la crise mondiale du phosphore, les excrétas et les eaux usées peuvent constituer des sources essentielles de phosphore (Rosemarin, 2004). En revanche, des concentrations excessives d’azote dans les eaux usées peuvent mener à une surfertilisation et entraîner une croissance végétative excessive, une maturité retardée ou inégale des cultures et une qualité réduite (Jiménez, 2006; Qadir et coll., 2007). Des concentrations excessives de certains oligo-minéraux peuvent également provoquer des effets toxiques sur les plantes et parfois devenir un risque pour la santé des consommateurs.

Peu d’étu des ont quantifié les gains économiques relatifs aux éléments nutritifs des eaux usées dans des conditions réelles sur le terrain. À Guanajuato, au Mexique, les économies découlant de l’utilisation des eaux usées pour fournir l’azote et le phosphore nécessaires aux cultures sont estimées à 135 $ US par hectare (Keraita et coll., 2008). Une étude comparant la production des légumes à l’aide d’eau douce et d’eaux usées non traitées à Haroonabad, au Pakistan, a révélé que les marges brutes ont été considérablement plus élevées pour les eaux usées (150 $ US par hectare), parce que les agriculteurs ont dépensé moins pour les engrais chimiques et ont obtenu de meilleurs rendements (van der Hoek et coll., 2002).

Dans le cadre d’une analyse coût-avantage des systèmes de réutilisation des eaux grises construits dans des écoles résidentielles en Inde, les avantages internes et externes surpassaient considérablement les coûts (Godfrey et coll., 2009). Bien que les études menées pour quantifier les rendements économiques soient encore peu nombreuses et qu’elles ne présentent pas d’approche méthodologique uniforme, elles indiquent toujours des gains importants parmi les agriculteurs qui ont accès aux eaux usées. Les revenus annuels déclarés dans de telles études réalisées en Inde, au Ghana, au Sénégal, au Kenya et au Mexique variaient de 420 $ US à 2 800 $ US par hectare par année (Keraita et coll., 2008). Selon des études menées au Ghana, le facteur qui a le plus d’influence sur les profits des agriculteurs n’est pas tant le rendement obtenu, mais bien la capacité de produire des cultures pour lesquelles la demande est élevée et l’offre faible, au bon moment, le résultat étant qu’elles puissent être vendues régulièrement au-dessus de la moyenne des prix (Cornish et coll., 2001). La rentabilité de ce commerce s’exprime également dans les décisions des agriculteurs de payer plus pour des eaux usées (particulièrement si elles sont riches en éléments nutritifs) que pour l’eau normale. Dans la vallée du Mezquital, au Mexique, la disponibilité des eaux usées plutôt que de l’eau douce pour l’irrigation a entraîné une hausse de loyer des terres de 170 $ US jusqu’à 350 à 950 $ US par année (Jiménez, 2005). À Quetta, au Pakistan, les agriculteurs ont payé 2,5 fois plus pour des eaux usées que pour de l’eau douce (Ensink et coll., 2004).

Alors que les agriculteurs et leurs familles sont les bénéficiaires directs, il y a des bénéficiaires indirects le long de la chaîne d’approvisionnement, incluant les ouvriers agricoles, les transporteurs, les fournisseurs, les transformateurs, les fournisseurs d’intrants et les consommateurs (Buechler et coll., 2002). Avec son faible niveau d’investissement et ses rendements rapides, cette pratique est lucrative et permet à de nombreux agriculteurs de franchir le seuil de pauvreté (Danso et coll., 2002). Dans plusieurs pays de l’Afrique occidentale, elle est particulièrement attrayante pour les migrants pauvres qui cherchent du travail en ville (Faruqui et coll., 2004).

L’épandage des eaux usées, des boues et des excrétas pour l’utilisation agricole constitue une méthode d’évacuation peu coûteuse et un système de traitement qui se sert du sol pour atténuer les contaminants. S’il est effectué dans des conditions contrôlées, il peut aussi être sécuritaire. L’utilisation des eaux usées peut également recharger les aquifères par le biais de l’infiltration ou réduire l’incidence sur les cours d’eau de surface, puisque les eaux usées sont « traitées » dans la zone vadose avant de les atteindre (Jiménez, 2006). Plusieurs constituants des eaux usées sont soumis à des processus qui les éliminent ou qui réduisent considérablement leur concentration. Il convient aussi de remarquer la baisse des coûts pour la société, eu égard à la réduction de l’utilisation des combustibles fossiles pour produire de l’engrais.

5.2. désavantages

Parmi les désavantages de l’utilisation des eaux usées, des boues ou des excrétas non traités ou partiellement traités, les plus évidents sont les risques sanitaires liés aux pathogènes. Ces risques ont fait l’objet de nombreuses discussions ailleurs (OMS, 2006) et ils sont aussi abordés dans plusieurs chapitres de ce livre. Quelques références seront fournies ici afin de donner une idée de l’ampleur du problème. Premièrement, il convient de remarquer que les maladies sont liées à la nature du pathogène qui se trouve dans les eaux usées et qu’elles varient donc selon le modèle local de santé publique. Deuxièmement, les risques ne se limitent pas aux agriculteurs, mais peuvent être observés dans quatre groupes: les travailleurs agricoles et leur famille; les manutentionnaires des cultures; les consommateurs des cultures ou de la viande et du lait provenant de bovins en pâturage dans les champs pollués; et ceux qui vivent sur ou à proximité des zones où des eaux usées, des boues ou des excrétas sont utilisés. Dans ces groupes, les plus vulnérables de la population sont les enfants et les personnes âgées. Troisièmement, les réactions observées peuvent varier considérablement entre les pays en développement et les pays développés. Cela s’explique par le fait que la répartition et les concentrations des pathogènes, auxquels ces groupes sont exposés, sont très différentes, comme le sont aussi les conditions de vie et le niveau de résistance aux maladies entre les pays en développement et les pays développés (Jiménez, 2007; Jiménez et Wang, 2006). En outre, les statistiques sur la sécurité des aliments ne sont pas fiables parce que les normes des laboratoires sont très faibles dans la plupart des pays en développement.

Les pathogènes contaminent les cultures principalement par contact direct, bien que certains cas d’absorption par les plantes aient été enregistrés (Hamilton et coll., 2007). Outre les pathogènes, les eaux usées et les boues peuvent aussi contenir des niveaux élevés de métaux lourds et de composés toxiques organiques (Abaidoo et coll., 2009; Hamilton et coll., 2007). La contamination peut survenir, dans le cas des métaux et de certains produits chimiques organiques, par absorption par le sol, qui dépend fortement de l’emplacement (des sources potentielles de contamination), des conditions environnementales (notamment du sol), de la biodisponibilité (dans le cas de certains contaminants), du type de plantes et des pratiques agricoles (la quantité d’eau utilisée et la méthode d’irrigation) (Jiménez, 2006).

On connaît relativement bien les quantités admissibles de métaux lourds auxquelles les cultures et les sols peuvent être exposés lorsque des eaux usées, des boues ou des biosolides sont épandus (Page et Chang, 1994; CNUEH, 2008; OMS, 2006). De plus, à la fois pour les pays développés et les pays en développement, la teneur en métaux lourds des eaux usées, des excrétas et des boues provenant de sources domestiques sont généralement suffisamment faibles pour permettre leur utilisation pour la fertilisation des cultures (Jiménez et Wang, 2006; CNUEH, 2008; OMS, 2006). Toutefois, il existe toujours des situations où il convient d’être prudent, par exemple près des tanneries ou des exploitations minières (Abaidoo et coll., 2009). En général, le risque posé par des composants organiques dérivés des eaux usées est beaucoup plus faible que celui posé par l’application directe de pesticides. En comparaison avec les risques sanitaires liés aux pathogènes, les niveaux de pesticides sur les légumes, même s’ils sont élevés, étaient considérés comme d’importance secondaire dans le contexte d’un pays en développement (Amoah et coll., 2006).

Comme il est décrit ci-dessus, l’utilisation des eaux usées, des biosolides et des excrétas comporte des avantages, mais aussi des risques. Les experts recommandent fréquemment de simplement bannir cette pratique imprudente et de traiter « adéquatement » les eaux usées, les boues et les excrétas. Ces recommandations, pratiquement impossibles à mettre en œuvre dans la plupart des pays en développement pour des raisons économiques et sociales, auraient aussi comme résultat la suppression des composants de ces « déchets » qui n’agissent pas comme polluants, mais qui sont au contraire bénéfiques. Par conséquent, dans la pratique, il doit y avoir un compromis entre les avantages et les inconvénients et il convient de chercher la meilleure solution pour chaque situation, même si elle est considérée comme non conventionnelle, en particulier du point de vue des pays développés. D’un point de vue technique, la solution consistera fondamentalement à trouver une manière d’approvisionner les sols et les cultures en eau, en éléments nutritifs et en matières organiques. Il faudrait tirer profit de la capacité d’assimilation des sols, de sorte que les pathogènes ou les métaux lourds ne soient pas nocifs, tout en mettant en place des mesures supplémentaires pour livrer des aliments sains aux consommateurs. Ces mesures et d’autres options de remplacement pour la réduction des risques sanitaires sont appuyées par les directives de l’OMS (2006) là où le traitement conventionnel des eaux usées échoue pour une raison quelconque (voir les chapitres 10 à 12 de ce livre).

6. PERCEPTION OFFICIELLE ET CONSEILS STRATÉGIQUES

6.1. Eaux usées et excrétas

Les politiques visant à contrôler la réutilisation non planifiée des eaux usées, où il s’agit d’une pratique courante, sont non seulement difficiles à mettre en œuvre, mais sont même difficiles à élaborer (Drechsel et coll., 2002) parce que les gouvernements font face au choix entre la protection de la santé publique et la question éthique à savoir s’il faut empêcher les agriculteurs de cultiver au moyen de la seule source d’eau qui leur est accessible (Jiménez et Garduño, 2001). L’OMS, pour apporter son aide à ce processus décisionnel, a ces dernières années songé à la fois aux limites auxquelles font face les pays en développement pour offrir un traitement suffisant des eaux usées afin de respecter les normes relatives à la qualité de l’eau, et à la dimension de plus en plus importante associée à l’utilisation des eaux usées, à savoir les moyens de subsistance. Cela se reflète dans les directives de 2006.

Si un gouvernement conclut que la pratique doit cesser, il devrait alors mettre en place un processus complexe de contrôle, avec peu d’exemples concluants dans la pratique. Dans presque tous les pays, il existe une législation qui date de quelques années ou décennies et qui porte directement ou indirectement sur l’utilisation d’eau polluée ou d’eaux usées pour l’irrigation, qui est toujours interdite. De nombreux pays ont des directives concernant la qualité de l’eau pour l’irrigation, mais elles ne tiennent pas toujours compte des normes microbiologiques, et là où l’utilisation des eaux usées est permise, la législation exige que certaines conditions de qualité soient respectées. De telles conditions suivent habituellement les directives antérieures de l’OMS (1989), qui recommandait des seuils de qualité de l’eau (cette approche a depuis été révisée: consulter le prochain chapitre à ce sujet). Ces règlements ne sont pas respectés dans la pratique pour les nombreuses raisons énumérées plus haut. Un autre facteur est que l’irrigation avec des eaux usées a généralement lieu à l’extérieur du secteur d’irrigation officiellement reconnu. En conséquence, la plupart des gouvernements ignorent la situation ou n’ont pas d’autre choix que d’adopter une attitude de laissez-faire (Drechsel et coll., 2006).

Des efforts conjoints de l’OMS, de la FAO et du Programme des Nations Unies pour l’environnement (PNUE) déployés afin de réagir à cette situation mondiale, et de favoriser la récupération des ressources, ont abouti à un cadre réglementaire applicable et réalisable dans le monde entier pour soutenir la réutilisation des eaux usées, des eaux grises et des excrétas en agriculture et en aquaculture (Jiménez et Asano, 2008; OMS, 2006). Ces nouvelles directives s’appuient sur les précédentes mais, dans leur version de 2006, elles tiennent davantage compte des conditions sanitaires difficiles qui prévalent dans la plupart des pays en développement et suggèrent une approche à barrières multiples pour la réalisation à long terme d’un objectif universel axé sur la santé. L’OMS suggère en outre l’adaptation locale des directives, avec des réalisations progressives pour atteindre cet objectif. Cette flexibilité signifie que les autorités ont besoin de soutien pour comprendre et mettre en place la nouvelle approche. Les directives antérieures de l’OMS (1989) sont souvent considérées comme étant plus simples, notamment pour les pays qui possèdent déjà des installations complètes de collecte et de traitement des eaux usées.

La partialité qui découle envers les pays qui se situent au bas de l’échelle de l’assainissement a occasionné un malaise parmi les pays qui se trouvent en haut de l’échelle et qui n’ont pas vraiment de difficulté à mettre en pratique et à surveiller les seuils associés aux cultures ou à la qualité de l’eau. Par exemple, ces pays préfèrent utiliser des normes semblables à celles du Titre 22 de la Californie (State of California, 2001). De telles normes fixées sont à n’en pas douter très utiles là où on peut réellement les respecter grâce au traitement, et où l’utilisation des eaux usées constitue une activité planifiée et contrôlée. Cependant, il est difficile de les appliquer là où le traitement est rudimentaire ou insuffisant, et lorsque des milliers d’agriculteurs utilisent déjà des sources d’eau polluées parce qu’ils n’ont pas d’autre solution. Ici, différentes stratégies de réduction des risques sanitaires sont nécessaires. Des règlements semblables fondés sur les besoins et les capacités à l’échelle locale ont été élaborés avant la publication en 2006 des directives de l’OMS, par exemple en Australie (AATSE, 2004) et au Mexique en 1996 (Jiménez, 2005). L’avantage des directives de l’OMS est que tous les pays en développement qui avaient ignoré les directives antérieures, parce que les seuils de qualité de l’eau y étaient trop élevés, sont dorénavant mis au défi de contrôler les risques sanitaires le plus possible, plutôt que de continuer à ignorer le problème. Il en va de même pour la gestion des excrétas, que les directives de l’OMS (2006) abordent également.

6.2. boues traitées et non traitées

La gestion des boues est surtout un enjeu pour les pays développés où les installations de traitement des eaux usées permettent la génération, la séparation, le stockage, le transport et la réutilisation des boues. L’UE et les États-Unis ont une expérience considérable dans l’élaboration de politiques et de règlements pour promouvoir l’utilisation avantageuse des boues et des biosolides municipaux dans les sols. Ces régions ont analysé de façon globale les risques et les avantages des différentes options concernant l’utilisation et l’évacuation. Plusieurs autres pays ont tiré profit de cette base de connaissances et d’expériences, tout en intégrant les conditions et les besoins locaux dans leurs politiques, leurs lois et leurs règlements.

En général, les États-Unis ont adopté le concept d’évaluation des risques dans leurs règlements environnementaux contenus dans leur réglementation 40 CFR Partie 503 sur les boues datant du début des années 1990. L’approche profite pleinement de la capacité des sols à assimiler, atténuer et détoxifier les polluants. Les directives d’épandage fondées sur cette approche établissent la charge maximale admissible de polluants et donnent aux utilisateurs la flexibilité d’établir des pratiques de gestion convenables pour l’utilisation des boues d’épuration (Chang et coll., 2002). Par contre, l’UE a adopté une approche préventive, ou une approche « aucune dégradation nette » (CNUEH, 2008). Cette approche empêche toute accumulation de polluants dans les sols recevant les biosolides. En conséquence, l’UE devance les États-Unis en matière de recherche et d’élimination des produits chimiques préoccupants dans les produits d’hygiène personnelle et les produits commerciaux, occasionnant des programmes de contrôle plus dispendieux. Les deux approches portent sur la réduction des pathogènes, le potentiel d’accumulation des polluants persistants dans les sols (les métaux lourds et les produits chimiques persistants), et sur l’application de bonnes quantités d’éléments nutritifs. Une des différences importantes est que la directive de l’UE possède des limites rigoureuses supérieures pour les polluants et qu’elle restreint de manière générale les taux d’application de biosolides à des quantités inférieures à celles permises aux États-Unis. Le coût de mise en œuvre de la directive est aussi plus élevé, puisque les installations de traitement des eaux usées doivent utiliser des technologies de traitement des eaux usées de pointe en vue de minimiser les niveaux de polluants dans les eaux usées et les boues d’épuration récupérées.

Les structures de réglementation dans d’autres pays qui ne jouissent pas du même degré de ressources disponibles pour la gestion des boues d’épuration sont moins préventives. Le défi consiste à trouver l’équilibre entre la nécessité d’avoir des règlements et une exécution forte de ce qui est pratique et réalisable. Snyman (2008), par exemple, a souligné qu’en Afrique du Sud une série initiale de règlements pour la gestion des biosolides qui rejoignaient certains des règlements les plus stricts d’Europe avait rendu la gestion des boues d’épuration pratiquement impossible. Des règlements plus récents et appropriés contribuent maintenant à ce que les programmes de gestion des boues d’épuration du pays se dirigent vers des niveaux plus élevés de recyclage et une plus grande durabilité.

Les exemples de politiques de gestion des boues mises en œuvre dans des pays en développement sont toujours rares, puisque l’existence d’installations de traitement des eaux usées qui fonctionnent bien est toujours un phénomène en évolution. Il convient de souligner un exemple important qui a lieu à Paraná, au Brésil, où se trouvent des programmes pratiques, de grande envergure et couronnés de succès (Andreoli et coll., 2008). En Tunisie, des normes ont été établies pour des concentrations maximales admissibles de composants chimiques et biologiques dans les sols et les boues d’épuration. Les limites de concentration des polluants pour l’épandage des boues d’épuration se sont inspirées de règlements existants, alors que les pratiques de gestion particulières pour l’épandage et l’évacuation des boues d’épuration ont été incluses dans les normes nationales.

7. PERSPECTIVES ET CONCLUSIONS

Avec une population mondiale croissante et l’amélioration du niveau de vie, l’utilisation domestique de l’eau augmentera, de même que la production des eaux usées, des excrétas et des biosolides. Dans le même ordre d’idées, la portion de la population urbaine utilisant des systèmes d’assainissement autonome (actuellement 40 pour cent, ou 1,1 milliard des citadins du monde) augmentera avec les efforts visant à améliorer la couverture de l’assainissement. Une énorme quantité de boues de vidange devront donc être traitées dans l’avenir (Koné et coll., 2007b).

Simultanément, il existe de nombreuses régions confrontées à d’importantes pénuries d’eau douce qui réagissent de plus en plus en utilisant les eaux usées, de manière planifiée ou non. La pénurie d’eau continuera donc à être un catalyseur clé du recyclage des eaux usées, avec un assainissement inapproprié et une pollution à grande échelle de l’eau. La réutilisation sera soutenue par des perspectives économiques et environnementales pour remplacer certaines utilisations qui ne nécessitent pas une eau potable et contribueront à la récupération d’éléments nutritifs (Mekala et coll., 2007). Alors que la réutilisation planifiée (des eaux usées traitées) sera la norme dans les pays qui peuvent se permettre le traitement, la grande majorité des pays à faible revenu risquent toutefois de continuer à utiliser des eaux usées non traitées ou partiellement traitées, aussi longtemps que l’assainissement et l’évacuation ne suivront pas le rythme de croissance de la population dans les villes.

Dans le cas des eaux usées, il existe trois scénarios possibles dont les futures politiques doivent traiter:

• Continuer à promouvoir la réutilisation des eaux usées de manière traditionnelle (figure 1.2a), en utilisant des méthodes de traitement conventionnelles élaborées tout d’abord pour protéger l’environnement, puis pour réutiliser l’eau. En conséquence, les normes sont très rigoureuses et les méthodes de traitement reposent sur l’ajout d’étapes aux systèmes de traitement conventionnels pour améliorer davantage la qualité. Cela entraînera des coûts plus élevés, des systèmes plus fragiles présentant probablement une viabilité plus faible dans les pays en développement, ainsi que l’élimination des éléments nutritifs de l’eau, ce qui ne favorise pas la réutilisation agricole (Jiménez et Garduño, 2001).

• Chercher des solutions de traitement appropriées (figure 1.2b) qui ciblent bien la protection de la santé et qui améliorent la valorisation de l’eau et des éléments nutritifs (Jiménez et Garduño, 2001; Koné, sous presse). Par exemple, associer le traitement des eaux usées ou des boues de vidange à la production de fourrage peut générer des revenus supplémentaires pour l’exploitation et l’entretien, tout en soutenant les systèmes de production laitière locaux. Dans cette option, comme le traitement des eaux usées a été conçu dès le départ pour la réutilisation des eaux usées, cela peut se faire à un coût moindre que pour la première option, tout en se distinguant de la troisième option, où les risques sanitaires devraient être contrôlés uniquement avec le traitement, sans tenir compte d’aucune autre intervention.

• Appliquer une approche intégrée (figure 1.2c) associant un processus de traitement local adéquat qui, en combinaison avec des interventions (« sans traitement ») à différents points d’entrée le long de la chaîne de production et de consommation, permettra d’atteindre l’objectif sanitaire visé.

Les deux dernières options sont semblables, se distinguant uniquement par le type de méthodes d’intervention supplémentaires préconisées, et peuvent aussi s’appliquer aux boues et aux excrétas. La troisième option est conforme aux directives actuelles de l’OMS (2006).

Quant à la gestion des excrétas, il convient d’utiliser une approche plus sensible qui respecte les perceptions culturelles. L’objectif à long terme est de passer de l’ignorance des gens sur ce qui survient aux eaux usées et aux excrétas après leur évacuation, à leur éducation sur ce qui est fait – et sur ce qui pourrait être fait – avec leurs rejets comme ressource précieuse (CNUEH, 2008).

Les crises mondiales de l’engrais et de l’énergie nécessitent l’élaboration de solutions de remplacement pour produire des éléments nutritifs abordables pouvant soutenir la production agricole alimentaire. Un nouveau paradigme dans le traitement des déchets est nécessaire. La croissance de la population, l’urbanisation et une meilleure qualité de vie sont accompagnées d’une hausse de la demande en aliments et en eau, se traduisant par la génération de grandes concentrations de déchets provenant des centres urbains. En outre, il y a les impacts attendus des changements climatiques qui réduiront l’accessibilité à l’eau, ainsi qu’une conscience grandissante des besoins environnementaux en eau.

Figure 1.2 OPTIONS POUR RÉUTILISER LES EAUX USÉES à DES FINS AGRICOLES

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Source: Les auteurs.

Dans ces conditions, la récupération des ressources des biosolides, de l’eau et des éléments nutritifs devient essentielle. Les options les plus appropriées pour la réutilisation des eaux et des excrétas concernent le secteur agricole, qui compte en moyenne pour environ 80 pour cent de la consommation totale d’eau dans les pays en développement; de plus, l’agriculture accepte une qualité de l’eau inférieure par rapport aux autres utilisations (Jiménez et Garduño, 2001). En fait, la récupération des eaux et des éléments nutritifs a déjà lieu à grande échelle, mais la pratique actuelle n’est pas sans risque. Pour avancer, il est essentiel d’avoir une stratégie qui satisfait aux besoins des utilisateurs, tout en respectant les exigences publiques en matière de santé et d’environnement. Cette stratégie devrait être élaborée localement et s’appuyer sur les options et les besoins locaux, tout en contribuant au financement des installations de traitement. Un concept connexe (la conception pour les services) est décrit au chapitre 15.

Dans les cas des boues, des biosolides et des excrétas, il est prévu que la baisse de disponibilité, plus particulièrement des réserves de phosphore, recentrera de plus en plus l’attention sur l’assainissement écologique dans le sens large du terme et sur la nécessité de récupérer les éléments nutritifs.

Il existe manifestement une possibilité pour les urbanistes et les décideurs de réinventer le rôle des infrastructures de traitement des excrétas et des eaux usées en les associant à des programmes d’aménagement urbain et de sécurité alimentaire. Il est très préoccupant de constater que le taux actuel de croissance économique et l’incidence probable des changements climatiques dépassent déjà la capacité limite des écosystèmes de la Terre à produire les ressources nécessaires et à absorber la pollution causée par les activités humaines. Les répercussions du doublement prévu de la population humaine d’ici le milieu du prochain siècle, dont la plupart auront lieu dans les pays en développement, exigent qu’on définisse une stratégie claire en matière de durabilité écologique pour la gestion des ressources renouvelables.

Associer les infrastructures urbaines de gestion et de traitement des boues de vidange et des eaux usées au programme de production et de sécurité alimentaires peut attirer des ressources financières pour la construction d’infrastructures et pour assurer les coûts liés à l’exploitation et à l’entretien, alors que les urbanistes et les services publics peuvent constater les avantages économiques directs. Il s’agit aussi d’une occasion de boucler le cycle des éléments nutritifs et de l’eau par le biais d’une gestion des eaux usées et des excrétas urbains.

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CHAPITRE 2
Évaluer et atténuer les risques sanitaires associés aux eaux usées dans les pays à faible revenu Une introduction

Robert Bos, Richard Carr et Bernard Keraita1

RÉSUMÉ

Dans les milieux urbains et les régions avoisinantes, la pollution des cours d’eau naturels est à la hausse. Par conséquent, l’irrigation avec des eaux usées est une réalité de plus en plus courante près de la plupart des villes des pays en développement. Pour des raisons de capacité technique ou économique, le traitement efficace ne sera probablement pas accessible avant des années; il faut donc que les directives internationales pour protéger les agriculteurs et les consommateurs soient pratiques et qu’elles offrent des options réalisables de gestion des risques. Ce chapitre sert d’introduction aux dangers microbiologiques. La meilleure façon de les aborder est d’utiliser une approche d’évaluation et de gestion des risques étape par étape, en commençant par le traitement des eaux usées si possible, avec l’appui de différentes barrières pour les pathogènes de la ferme à l’assiette. Une modification majeure aux plus récentes directives de l’OMS relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées, des excrétas et des eaux grises en agriculture et en aquaculture (OMS, 2006) est le centre d’intérêt d’une approche holistique pour atteindre des cibles axées sur la santé, plutôt que de fixer des seuils de qualité de l’eau pour l’irrigation qui s’avèrent souvent inaccessibles. Il ne faut pas voir les objectifs d’ordre sanitaire comme des valeurs absolues, mais plus exactement comme des objectifs à atteindre à court, moyen et long terme, selon les capacités techniques du pays et ses conditions institutionnelles et économiques. Les normes locales et la mise en œuvre en soi devraient s’effectuer progressivement alors que le pays s’améliore dans le domaine sanitaire. Bien que des évaluations des risques sanitaires soient recommandées pour identifier les points d’entrée de réduction des risques et les objectifs d’ordre sanitaire, les directives offrent également des options simplifiées dans les situations où les capacités et les données de recherche sont restreintes.

1. Les opinions exprimées dans ce chapitre sont celles des auteurs uniquement et elles ne reflètent pas nécessairement les politiques et positions de l’Organisation mondiale de la santé.

INTRODUCTION

L’utilisation agricole d’eaux usées traitées, partiellement traitées ou non traitées2, ou encore d’eau de surface contaminée par des eaux usées, est courante. Dans le monde, on estime que 20 millions d’hectares sont irrigués avec des eaux usées, et parmi celles-ci, la majorité est non traitée (Jiménez et Asano, 2008; Scott et coll., 2004). Ce déséquilibre en faveur des eaux usées non traitées continuera de s’accroître tant et aussi longtemps que la pollution des cours d’eau par les effluents provenant des populations urbaines en pleine croissance ne sera pas compensée par des installations de traitement. La rareté grandissante à l’échelle planétaire d’eau de bonne qualité transformera l’irrigation avec des eaux usées d’un phénomène indésirable à une nécessité là où on ne pourra répondre à la demande en eau pour le domaine agricole. Cela ne touche pas uniquement les régions plus sèches, mais partout où les agriculteurs cherchent des terres et de l’eau pour répondre à la demande du marché, comme les régions urbaines et périurbaines de la plupart des pays en développement, où les sources d’eau propre suffisent à peine aux besoins domestiques.

L’utilisation des eaux usées, ou d’eau polluée en général, pose des risques pour la santé humaine puisqu’elles peuvent contenir des pathogènes associés aux excrétas (des virus, des bactéries, des parasites protozoaires et multicellulaires), des irritants cutanés et des produits chimiques toxiques comme des métaux lourds, des pesticides et des résidus de pesticides. Lorsque les eaux usées sont utilisées en agriculture, les pathogènes et certains produits chimiques constituent les principaux dangers pour la santé humaine par le biais de différents chemins (voir le tableau 2.1). Ces chemins d’exposition sont principalement des contacts avec les eaux usées (les agriculteurs, les travailleurs agricoles et les collectivités avoisinantes) et la consommation de produits cultivés à l’aide d’eaux usées (les consommateurs). En outre, la contamination peut découler d’une mauvaise manutention postrécolte qui peut aussi entraîner la contamination croisée des produits agricoles.

2. Le terme « eaux usées » tel qu’utilisé dans ce livre concerne les eaux usées de différentes qualités, brutes à diluées, générées par diverses activités urbaines (voir le chapitre 1).

Tableau 2.1 EXEMPLES DES DIFFÉRENTS TYPES DE DANGERS ASSOCIÉS à L’UTILISATION DES EAUX USÉES EN AGRICULTURE DANS LES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Danger

Chemin d’exposition

Importance relative

Pathogènes associés aux excrétas

Bactéries (par exemple E. coli, Vibrio cholerae, Salmonella spp., Shigella spp.)

Contact; consommation

Faible-élevée

Helminthes (vers parasites)

• Transmis par le sol (Ascaris, ankylostomes, Taenia spp.)

Contact; consommation

Faible-élevée

Schistosoma spp.

Contact

Nulle-élevée

Protozoaires (Giardia intestinalis, Cryptosporidium, Entamoeba spp.)

Contact; consommation

Faible-moyenne

Virus (par exemple le virus de l’hépatite A, de l’hépatite E, adénovirus, rotavirus, norovirus)

Contact; consommation

Faible-élevée

Irritants et infections cutanés

Contact

Moyenne-élevée

Pathogènes à transmission vectorielle (Filaria spp., virus de l’encéphalite japonaise, Plasmodium spp.)

Contact avec le vecteur

Nulle-moyenne

Produits chimiques

Métaux lourds (par exemple l’arsenic, le cadmium, le plomb et le mercure)

Consommation

Généralement faible

Hydrocarbures halogénés (dioxines, furanes, BPC)

Consommation

Faible

Pesticides (aldrine, DDT)

Contact; consommation

Faible

Source: Tableau adapté des données de l’OMS (2006).

Ce chapitre et la plupart des autres sections de ce livre visent les dangers microbiologiques, alors que les dangers chimiques sont abordés au chapitre 6 et au chapitre 11.

1. CHEMINS D’EXPOSITION DES RISQUES SANITAIRES DÉCOULANT DE L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES

Les agents étiologiques des infections associées aux excrétas sont libérés dans les excrétas des personnes infectées (ou des animaux dans certains cas). Ils comprennent les virus pathogènes, les bactéries, les protozoaires et les helminthes qui sont libérés des corps des personnes infectées (ou des animaux dans certains cas) par le biais de leurs excrétas (les excréments ou l’urine). Les pathogènes atteignent éventuellement d’autres personnes et entrent soit par la bouche (la voie fécale-orale, par exemple lorsqu’on mange des cultures contaminées) ou par la peau (le contact avec des larves infectieuses, par exemple l’ankylostomiase et la schistosomiase).

1.1. Exposition professionnelle

Les groupes les plus touchés sont les travailleurs agricoles, en raison de la durée et de l’intensité de leur contact avec les eaux usées et les sols contaminés (Blumenthal et Peasey, 2002; OMS, 2006). Par exemple, à Haroonabad, au Pakistan, on a signalé des taux de prévalence des ankylostomiases pouvant atteindre 80 pour cent chez les agriculteurs (principalement des hommes adultes) qui utilisent des eaux usées non traitées (van der Hoek et coll., 2002). Des études épidémiologiques de groupes d’agriculteurs utilisant des eaux usées ont apporté des preuves accablantes du risque élevé d’infections aux helminthes. Cela a mené à la valeur stricte des directives de l’OMS de ≤ 1 œuf par litre d’eau d’irrigation (OMS, 2006). Quoi qu’il en soit, de récentes études épidémiologiques réalisées auprès de riziculteurs au Vietnam qui utilisent des eaux usées ont révélé beaucoup plus de preuves de diarrhées et de problèmes cutanés accrus que de preuves de risque d’infections aux helminthes (Trang et coll., 2007a, b).

Il peut y avoir des contradictions entre les risques réels et ceux perçus. Les agriculteurs qui utilisent des eaux usées eux-mêmes associent rarement les infections et maladies à leurs pratiques d’irrigation (Rutkowski et coll., 2007), ce qui peut nuire aux efforts déployés pour qu’ils adoptent des mesures de réduction des risques (voir le chapitre 17). Cela met aussi en évidence la nécessité de sensibiliser les agriculteurs aux risques auxquels ils s’exposent lorsqu’ils utilisent des eaux usées pour l’irrigation. Il existe également des arguments, fondés sur des études des retombées économiques, selon lesquels les gains financiers découlant de la production agricole au moyen de l’irrigation avec des eaux usées peuvent permettre aux agriculteurs de payer pour les médicaments qui traitent les infections aux helminthes (Weldesilassie et coll., 2010). Plus de détails sur l’intégration des retombées économiques dans l’analyse des risques sont présentés au chapitre 7.

Outre les infections aux helminthes, de récentes études menées au Vietnam et au Cambodge attribuent des maladies cutanées, telle la dermatite (l’eczéma), au contact avec des eaux usées non traitées (van der Hoek et coll., 2005; Trang et coll., 2007c). Une étude réalisée dans la vallée de Kathmandu, au Népal, a révélé que plus de la moitié des 110 agriculteurs sondés qui utilisent des eaux usées ont eu des problèmes cutanés (Rutkowski et coll., 2007). Les problèmes cutanés signalés comprenaient le prurit et la vésication des mains et des pieds. Des problèmes semblables ont été rapportés par des riziculteurs le long de la rivière Musi à Hyderabad, en Inde, et par des agriculteurs de légumes urbains qui utilisent des eaux usées au Ghana (Buechler et coll., 2002; Obuobie et coll., 2006). Des problèmes avec les ongles tels que la koïlonychie (ongles en cuillère) ont aussi été signalés, mais on associe cela particulièrement aux ankylostomiases qui provoquent des carences en fer (l’anémie) et qui dégradent la formation des ongles (van der Hoek et coll., 2002). Les études menées au Vietnam n’ont pas révélé d’association entre le risque de malaises aux yeux (la conjonctivite ou le trachome) et l’exposition aux eaux usées. Néanmoins, elles recommandent d’autres études pour déterminer s’il existe un lien entre les infections cutanées et des polluants de l’eau en particulier (Trang et coll., 2007c).

1.2 Consommation de produits irrigués

En ce qui concerne les risques pour la santé associés à la consommation, la pré-occupation principale a trait aux légumes souvent mangés crus, par exemple les plats de salades crues (Harris et coll., 2003). Plusieurs études, notamment une étude prospective des cohortes (Peasey, 2000), une étude analytique descriptive (Cifuentes, 1998) et différentes études descriptives, dont une a eu lieu à Jérusalem (Shuval et coll., 1984), ont révélé des infections plus élevées à Ascaris à la fois chez les adultes et les enfants qui consomment des légumes crus irrigués au moyen d’eaux usées. Des études sur l’incidence associée aux maladies diarrhéiques découlant de la consommation de légumes contaminés ont été publiées et examinées en profondeur (Beuchat, 1998; Harris et coll., 2003).

La souche d’Escherichia coli appelée E. coli entérotoxinogène (ETEC) est souvent associée à la diarrhée (la diarrhée du voyageur) dans les pays en développement (Gupta et coll., 2007). De plus, les entérites virales (surtout le norovirus et le rotavirus) et les hépatites A sont les infections virales les plus couramment signalées à la suite de la consommation de légumes (Lindesmith et coll., 2003; Seymour et Appleton, 2001). Plusieurs vagues de diarrhées ont été associées aux légumes irrigués au moyen d’eaux usées (Shuval et coll., 1984; OMS, 2006). Toutefois, attribuer des vagues de diarrhées à des chemins d’exposition précis dans les pays en développement relève souvent du défi en raison d’autres facteurs contributifs comme une mauvaise hygiène, des installations sanitaires inadéquates et un accès restreint à de l’eau potable de qualité.

2. MALADIES ASSOCIÉES à L’UTILISATION DES EAUX USÉES EN AGRICULTURE

Chacun des risques n’entraînera pas nécessairement une maladie. De plus, des risques et voies d’exposition variés causeront différents fardeaux de maladies. L’importance relative que les dangers sanitaires causent des maladies dépend d’un certain nombre de facteurs. La capacité des agents infectieux à causer des maladies se rapporte à leur persistance dans le milieu, à la dose infectieuse minimale, à l’aptitude de produire l’immunité des humains, aux périodes de virulence et de latence (Shuval et coll., 1986). Ainsi, les pathogènes qui jouissent d’une longue persistance dans le milieu et de doses infectieuses minimales faibles, qui suscitent peu ou pas d’immunité chez les humains et qui ont de longues périodes de latence (par exemple les helminthes), présentent une plus grande probabilité de causer des infections que les autres. Compte tenu de cela, les infections aux helminthes, là où elles sont endémiques, constituent les risques les plus importants associés à l’irrigation avec des eaux usées. Les risques posés par les produits chimiques sont considérés comme faibles, sauf dans les zones localisées où on produit de grandes quantités d’eaux usées industrielles. Les maladies associées à l’exposition à des produits chimiques (à l’exclusion des symptômes aigus comme les éruptions cutanées, etc.), tel le cancer, sont plus difficiles à attribuer à l’utilisation des eaux usées en agriculture. Cela est dû au fait que les travailleurs peuvent être exposés à des combinaisons complexes de produits chimiques dans les eaux usées et à de longues périodes de latence avant que les symptômes de la maladie apparaissent, ce qui complique l’attribution de la maladie à un chemin d’exposition ou à un facteur causal précis.

Les maladies qui présentent le plus d’intérêt varient d’une région à l’autre, selon l’état local des installations sanitaires et de l’hygiène, et du degré de traitement que subissent les eaux usées avant d’être utilisées pour l’agriculture. Le tableau 2.2 donne des exemples du fardeau de certaines maladies potentiellement pertinentes à l’utilisation des eaux usées en agriculture. La plupart de ces maladies associées aux excrétas se retrouvent chez les enfants qui vivent dans les pays pauvres. Le fardeau des maladies se mesure en années de vie corrigées de l’incapacité (AVCI)3, qui devient de plus en plus une unité essentielle pour comparer les résultats des maladies découlant de différentes expositions. Nous abordons plus en détail l’utilisation des AVCI dans les chapitres suivants. Dans l’ensemble, l’OMS estime que la diarrhée seule est responsable de près de 3 pour cent de tous les décès et de 3,9 pour cent des AVCI de par le monde (Prüss-Ustün et Corvalan, 2006). La diarrhée est effectivement une maladie qu’on peut attribuer en grande partie aux facteurs environnementaux (88 pour cent, OMS, 2009), tels que l’eau potable insalubre, une mauvaise hygiène et des installations sanitaires inadéquates, de même que la consommation de cultures contaminées par des pathogènes.

3. Le concept d’AVCI permet de quantifier la contribution du « fardeau de la maladie » de la mortalité, du handicap, de l’invalidité, de la maladie et de la blessure. Une AVCI peut se traduire par une année perdue d’une vie en santé et elle se calcule selon une combinaison (1) d’années de vie perdues (AVP) découlant d’un décès prématuré et (2) des années équivalentes de vie en santé perdues en raison de l’incapacité (AVPI). Le fardeau de la maladie mesure par conséquent l’écart entre l’état de santé actuel et une situation idéale dans laquelle chacun vit vieux sans maladie ni incapacité. Consulter les pages <http://en.wikipedia.org/wiki/Disability-adjusted_life_year> et <http://www.who.int/healthinfo/global_burden_disease/en/index.html>.

Déterminer à quel point le fardeau associé aux maladies peut être attribué aux installations sanitaires inadéquates, à l’eau potable insalubre, à la mauvaise hygiène et, tout particulièrement, à la consommation de légumes irrigués avec des eaux usées constitue toujours un défi. Il y a peu d’études comparatives et celles qui existent portent sur les voies d’exposition d’origine hydrique ou alimentaire. Les aliments irrigués avec des eaux usées associent les deux catégories, mais, plus important encore, de nombreux facteurs s’entremêlent et ne sont pas mutuellement exclusifs. Le grand nombre de facteurs confusionnels complique toute attribution précise à l’utilisation des eaux usées. Une façon de relever le défi est de procéder à une évaluation des risques microbiologiques tenant compte des expositions particulières aux lieux.

Tableau 2.2 MORTALITÉ MONDIALE ET AVCI DÉCOULANT DE CERTAINES MALADIES EN LIEN AVEC L’UTILISATION DES EAUX USÉES EN AGRICULTURE

Maladie

Mortalité (décès/année)

Fardeau de la maladie (AVCI)

Commentaires

Diarrhée

1 682 000

57 966 000

99,7 % des décès ont lieu dans les pays en développement; 90 % des décès touchent les enfants; 94 % peuvent être attribués aux facteurs environnementaux.

Typhoïde

600 000

N/D

On évalue qu’il y a 16 000 000 de cas par année.

Ascaridiose

3 000

1 817 000

On évalue qu’il y a 1,45 milliard d’infections, dont 350 millions comportent des effets nocifs.

Ankylostomiase

3 000

59 000

On évalue qu’il y a 1,3 milliard d’infections, dont 150 millions comportent des effets nocifs.

Filariose lymphatique

0

3 791 000

Les moustiques vecteurs de la filariose (Culex spp.) se reproduisent dans l’eau contaminée. Cela n’entraîne pas la mort, mais des incapacités graves.

Hépatite A

N/D

N/D

On évalue qu’il y a 1,4 million de cas par année dans le monde. Des signes sérologiques d’infections antérieures varient de 15 % à près de 100 %.

N/D = non disponible.

Sources: Prüss-Ustün et Corvalan (2006); OMS (2006).

3. OUTILS POUR L’ÉVALUATION DES RISQUES

L’évaluation des risques se fonde principalement sur les données provenant d’analyses de microorganismes, d’études épidémiologiques et d’évaluations quantitatives des risques microbiens (EQRM). Ces dernières constituent une évaluation prospective plutôt qu’une extrapolation à partir d’évaluations. Traditionnellement, les analyses de microorganismes et les études épidémiologiques ont été largement utilisées dans l’évaluation des risques dans le domaine de l’agriculture irriguée avec des eaux usées, plus particulièrement auprès des agriculteurs concernés. Un certain nombre d’études épidémiologiques dans ce domaine ont révélé une prévalence plus élevée des infections parmi la population exposée par rapport aux populations non exposées. Les études ont aussi clairement associé les niveaux de pathogènes dans les eaux d’irrigation aux niveaux d’infections (Blumenthal et Peasey, 2002). Quoi qu’il en soit, du point de vue des risques potentiels pour la société ou de l’irrigation agricole planifiée au moyen d’eaux usées, l’approche épidémiologique présente des limites, car elle est relativement dispendieuse et elle ne répond pas au besoin du public, des gouvernements et des autres parties intéressées à obtenir des estimations sur les risques pour la santé avant la mise en service de projets. L’EQRM est de plus en plus utilisée à ces fins, procurant une évaluation prospective des risques quant à la situation d’irrigation avec des eaux usées à portée de main (Hamilton et coll., 2007). Le tableau 2.3 fait état des contributions et des limites associées aux principaux outils d’évaluation. Des descriptions détaillées des analyses de risques microbiologiques et des outils d’analyse des risques sont présentés dans les prochains chapitres de ce livre.

Tableau 2.3 DONNÉES UTILISÉES POUR ÉVALUER LES RISQUES POUR LA SANTÉ

Type d'étude

Contributions

Limites

Analyse des microorganismes

• Détermine les concentrations de différents organismes excrétés dans les eaux usées ou sur les produits.

• Fournit des données sur les taux de mortalité massive des pathogènes.

• Peut contribuer à identifier les sources de pathogènes.

• Utilisée pour associer les pathogènes aux infections et aux maladies.

• Dispendieuse à moins d'utiliser des indicateurs
La collecte d'échantillons peut s'avérer chronophage.

• Elle nécessite un personnel qualifié et des services de laboratoire.

• Obtenir les résultats de laboratoire prend du temps.

• On manque de procédures normalisées pour détecter certains pathogènes ou les récupérer des produits alimentaires.

• Les pourcentages de récupération peuvent présenter une grande variabilité.

• Certaines méthodes ne déterminent pas la viabilité.

Étude épidémiologique

• Mesure les maladies actuelles auprès de la population exposée.

• Peut servir à tester différentes hypothèses d'exposition.

• Peut servir aux évaluations des risques chimiques.

• Dispendieuse
La partialité peut avoir une incidence sur les résultats.

• De gros échantillons sont nécessaires.

• Autorisation éthique nécessaire.

• Besoin d'équilibre entre les pouvoirs de l'étude et sa sensibilité.

EQRM

• Peut évaluer des niveaux très faibles de risques d'infections et de maladie.

• Méthode à faible coût pour prévoir les risques d'infections et de maladies. Facilite les comparaisons des différents chemins d'exposition.

• Ses principes peuvent aussi servir aux évaluations des risques chimiques.

• Les scénarios d'exposition peuvent grandement varier et ils sont difficiles à modéliser.

• Des entrées de données validées ne sont pas disponibles pour chaque scénario d'exposition.

• Prévoit les risques associés à l'exposition d'un type de pathogène à la fois.

Source: Tableau adapté des données de l’OMS (2006).

4. DIRECTIVES POUR L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES DANS LES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Bien que certains pays, notamment les pays développés, ont des directives nationales portant sur l’utilisation des eaux usées en agriculture, les directives internationales les plus connues sont celles produites par l’ONU, en particulier celles de l’OMS. En vue de protéger la santé publique et de faciliter l’utilisation ration-nelle des eaux usées et des excrétas en agriculture et en aquaculture, l’OMS a élaboré un document sur la réutilisation des effluents comportant des méthodes de traitement des eaux usées et des mesures de protection de la santé publique (Reuse of Effluents: Methods of Wastewater Treatment and Public Health Safeguards) au début des années 1970. Ce premier document normatif de l’OMS dans le domaine de l’utilisation des eaux usées a été rédigé sans bonnes études épidémiologiques et il empruntait essentiellement l’approche à faible risque des États-Unis (Carr, 2005). En 1976, le Bulletin d’irrigation et de drainage N° 29 de la FAO sur l’irrigation, qui a servi de complément, abordait les défis associés à la qualité de l’eau en matière de salinité et de toxicité spécifique des ions (FAO, 1976). La publication de l’OMS était axée sur des seuils concernant l’eau, à savoir des niveaux critiques de pathogènes dans les eaux d’irrigation (100 coliformes 100 ml−1) qu’il ne faudrait pas dépasser, et faisait part de recommandations sur les meilleures pratiques pour traiter l’eau de manière à atteindre cette norme de qualité (Havelaar et coll., 2001).

Dans les deux décennies qui ont suivi la publication de ces documents, l’utilisation des eaux usées en agriculture dans de nombreux pays arides et semi-arides s’est accrue. Cette tendance et les enjeux pour la santé et la sécurité associés à cette pratique sont devenus l’élément moteur pour réaliser un certain nombre d’études épidémiologiques (un examen approfondi des études épidémiologiques a été préparé par Shuval et coll., 1986.) Alors que les preuves épidémiologiques étaient compilées, il est devenu évident que la publication initiale de l’OMS devait être révisée et qu’il fallait tenir compte des questions supplémentaires suivantes (Carr, 2005):

• Les normes de qualité de l’eau trop rigoureuses étaient impossibles à atteindre dans plusieurs situations et étaient par conséquent ignorées, rendant les directives inutiles.

• Les directives devaient inclure des approches de gestion des risques qui agiraient comme compléments aux processus de traitement disponibles ou qui pourraient servir en l’absence de traitement des eaux usées pour réduire les risques pour la santé.

En s’appuyant sur ces facteurs, une deuxième édition des directives de l’OMS a été publiée en 1989 (Mara et Cairncross, 1989). Le Bulletin d’irrigation et de drainage N°47 de la FAO a suivi en 1992, faisant fond des directives de 1989, tout en traitant de questions spécifiques à l’irrigation telles que la gestion de la salinité (FAO, 1992). Les deux directives ont eu une grande influence et plusieurs pays les ont adoptées, dans certains cas avec certaines adaptations. En raison des menaces pathogènes, les deux rapports ont fait valoir la nécessité d’avoir un traitement approprié des eaux usées avant leur utilisation et des critères de qualité de l’eau faciles à contrôler.

En 1997, le Rapport sur l’eau N° 10 de la FAO remettait en question le potentiel d’application des normes de qualité de l’eau de l’OMS, puisqu’il faudrait attendre une décennie ou plus pour avoir des installations de traitement adéquates et suffisantes pour contribuer à respecter ces normes (FAO, 1997). Cette publication soulignait la nécessité d’avoir des mesures intérimaires supplémentaires, en particulier des restrictions concernant les cultures. Grâce à des connaissances de plus en plus vastes et des outils pour l’évaluation des risques (comme l’EQRM), à la création du concept des AVCI et à la priorité grandissante accordée aux points de contrôle critiques pour obtenir la sécurité alimentaire, l’OMS a fait front commun avec la FAO et a débuté une autre révision historique des directives de l’OMS. La version révisée devait inclure plus de renseignements sur la manière de définir les risques tolérables pour la société en s’appuyant sur la situation actuelle des maladies dans tout pays donné, avec une accentuation plus grande sur les possibilités locales, mais également sur les limites pour atteindre une réduction des risques (Carr, 2005).

Une modification majeure consistait en un changement de cap des niveaux critiques de contamination microbienne des eaux d’irrigation aux objectifs d’ordre sanitaire (OMS, 2006). Outre le défi d’atteindre des cibles axées sur la qualité de l’eau (notamment dans les pays où le fardeau des maladies associées est le plus élevé), une autre lacune était que les seuils fondés sur la qualité de l’eau contribuaient peu à traiter de la contamination des aliments découlant de sources autres que l’irrigation. L’autre option proposée était de réduire le risque, notamment pour les consommateurs de cultures irriguées avec des eaux usées, partout où c’est possible le long de la chaîne de production et de commercialisation. Il peut s’agir de traitement des eaux usées, de pratiques d’irrigation plus sûres, de cultiver des légumes qu’on mange seulement lorsqu’ils sont bien cuits et de les laver comme partie intégrante de la préparation des aliments. En utilisant une combinaison de ces mesures préventives, il sera possible de s’approcher des cibles pour la santé qui sont établies à la fin de la chaîne, à savoir au point de consommation, de manière similaire au concept des objectifs en matière de salubrité alimentaire (CAC, 2004). Cette cible se calcule selon la réduction des pathogènes du niveau initial de contamination des cultures et peut se formuler en AVCI évitées. L’accent mis sur les « cibles » signifie que ces valeurs ne devraient pas être considérées comme des valeurs absolues, mais plutôt comme des objectifs à atteindre à court, moyen et long terme selon les conditions technologiques, institutionnelles ou financières du pays (Sperling et Fattal, 2001).

Pour mieux faire connaître les directives aux publics ciblés, on a décidé de les présenter dans des volumes différents:

• volume 1: Les aspects relatifs aux politiques et à la réglementation;

• volume 2: L’utilisation des eaux usées en agriculture;

• volume 3: L’utilisation des eaux usées et des excrétas en aquaculture;

• volume 4: L’utilisation des excrétas et des eaux grises en agriculture.

Il est possible de télécharger les directives à la page suivante: <http://www.who.int/water_sanitation_health/wastewater/gsuww/en/index.html>. Il est aussi possible de consulter des fiches de renseignements et des résumés de politiques brefs et connexes à la page suivante: <http://www.who.int/water_sanitation_health/wastewater/usinghumanwaste/en/index.html>.

5. APPROCHES POUR ATTÉNUER LES RISQUES DE L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES

5.1. les options conventionnelles et leurs limites dans les pays en développement

Le traitement des eaux usées dans des installations ou des systèmes de bassins désignés a longtemps été considéré comme la solution ultime pour réduire les risques dans l’agriculture irriguée avec des eaux usées. Le traitement des eaux usées comme mesure d’atténuation des risques a donc été largement étudié et documenté à la fois dans les pays développés et en développement (Hammer et Hammer, 2008; Mara, 2004; Metcalf et Eddy, 2002; Patwardhan, 2008). On a toutefois soulevé des questions à propos de l’efficacité des systèmes convention-nels de traitement à éliminer les pathogènes qui sont particulièrement préoccu-pants dans de nombreux pays en développement et aussi à propos de certains nouveaux composés chimiques organiques, tels les pesticides et leurs résidus, les composés pharmaceutiques actifs et les substances qui perturbent le système endocrinien. À vrai dire, la plupart des systèmes conventionnels possèdent deux volets de traitement: le traitement primaire où les matières en suspension et les matières organiques sont retirées; et le traitement secondaire pour retirer les composés organiques biodégradables. Il est possible qu’un traitement tertiaire soit aussi offert, mais l’objectif de ce type de traitement est de retirer les éléments nutritifs et les composés toxiques (Metcalf et Eddy, 2002). Ainsi, les systèmes conventionnels de traitement sont principalement conçus pour régler les questions environnementales et non les risques pour la santé humaine. Plus de 20 études menées par l’OMS pour la troisième édition de ses directives ont davantage illustré cet état de fait. L’examen a révélé de grands écarts dans l’efficacité de la diminution de divers pathogènes en unités logarithmiques par différents processus conventionnels de traitement (OMS, 2006).

Les processus utilisés dans plusieurs systèmes conventionnels de traitement, à l’exception des étangs de stabilisation, sont difficiles et dispendieux dans le contexte des pays en développement, puisqu’ils nécessitent beaucoup d’énergie, une main-d’œuvre qualifiée et qu’ils présentent aussi des coûts élevés d’installation, d’exploitation et d’entretien (Carr et Strauss, 2001). Cela explique probablement le nombre élevé d’installations de traitement dysfonctionnelles et le niveau général faible de traitement des eaux usées dans les pays en développement de moins de 1 pour cent en Afrique subsaharienne, d’environ 35 pour cent en Asie et de 14 pour cent en Amérique du Sud (OMS et UNICEF, 2000). À titre d’exemple, une enquête réalisée au Ghana a permis de constater que seuls 10 pour cent des 70 installations de traitement et étangs de stabilisation des boues de vidange signalés fonctionnent toujours comme prévu, la plupart appartenant à de plus grands hôtels (IWMI, 2009).

Il convient donc d’apporter des changements novateurs afin que le traitement conventionnel des eaux usées continue d’être perçu comme une option réaliste d’atténuation des risques sanitaires dans les pays en développement. Au cours des dernières années, certains de ces changements ont porté sur la recherche pour remodeler les systèmes conventionnels de traitement des eaux usées en vue de les rendre plus appropriés à l’irrigation, en optimisant l’eau et le contenu en éléments nutritifs dans les effluents d’eaux usées traitées, tel que mentionné dans les chapitres 14 et 15. Des études se sont aussi penchées sur la mise au point de systèmes plus efficaces dans l’élimination des pathogènes et la conservation des éléments nutritifs. Ici, nous avons fait la promotion de systèmes qui utilisent des processus biologiques à faible débit, comme les systèmes de bassins, tel que mentionné dans les chapitres 8 et 9. Les recherches mettent également de plus en plus l’accent sur les biosolides, notamment en ce qui concerne l’élaboration de mesures d’atténuation des risques pour l’utilisation des boues de vidange en agriculture, de même que sur l’impartition du traitement à l’échelle de la ferme (voir le chapitre 10).

5.2. les options non conventionnelles et l’approche à barrières multiples

En tenant compte des limites apparentes de la mise en œuvre de systèmes conventionnels de traitement des eaux usées dans de nombreux pays en développement actuellement, la troisième édition des directives de l’OMS recommande l’utilisation de « l’approche à barrières multiples ». Cette approche s’inspire du concept d’analyse des risques et de maîtrise des points critiques (HACCP) présenté par l’initiative du Codex Alimentarius, et elle repose sur des interventions ciblées à des points de contrôle clés le long de la chaîne alimentaire pour atteindre l’objectif de la sécurité alimentaire (CAC, 2004). Les points de contrôle critiques (qui peuvent être d’importantes barrières contre les pathogènes) peuvent se trouver tout le long de la chaîne d’événements, de la génération des eaux usées à la préparation des légumes à manger. Par conséquent, l’approche touche à la fois aux méthodes conventionnelles et non conventionnelles de traitement des eaux usées, de même qu’à d’autres mesures de protection de la santé pour atteindre des groupes cibles en matière de santé, qu’il s’agisse des agriculteurs ou des consommateurs. Les méthodes non conventionnelles des eaux usées comprennent l’utilisation de systèmes à faible coût comme les étangs à la ferme, les trappes à sédiments et les filtres Biosand, et les mesures de protection incluent de meilleures méthodes d’irrigation, comme l’irrigation au goutte à goutte, l’arrêt de l’irrigation avant la récolte et le lavage des produits (Keraita et coll., 2008). Dans certaines sections de l’édition 2006 des directives, ces différentes options sont regroupées comme options de « traitement » et « sans traitement », le terme « traitement » désignant tous les systèmes conventionnels de traitement (voir les chapitres 8 et 9) et le terme « sans traitement » désignant toutes les autres pratiques et mesures possibles, notamment aux champs et dans le secteur post-récolte (voir les chapitres 10 à 12). Le tableau 2.4 donne une vue d’ensemble des différentes mesures de protection de la santé et indique où elles peuvent s’appliquer dans la chaîne de production alimentaire.

Tableau 2.4 VUE D’ENSEMBLE DES MESURES DE PROTECTION DE LA SANTÉ

Mesures de protection de la santé

Lieu

Exemples

Groupes protégés

Chapitres dans ce livre

Options de traitement

Avant la ferme

Installations municipales de traitement des eaux usées (par exemple des étangs de stabilisation, des marais artificiels)

Collectivités agricoles et consommateurs

8, 9

 

À la ferme

Systèmes de traitement à la ferme (par exemple des trappes ou des pièges à sédiments, des étangs simples et des filtres à sable)

 

10, 17 (mesures de contrôle microbiologiques), 11 (mesures de contrôle chimiques)

Options post-traitement (ou sans traitement)

 

Vêtements protecteurs, y compris des gants et des chaussures

Collectivités agricoles seulement

 

 

 

Collecte et utilisation plus sûre des eaux usées (par exemple l’irrigation au goutte à goutte à faible coût, la réduction des éclaboussures, l’absorption réduite des œufs d’helminthes des sédiments)

Collectivités agricoles et consommateurs

 

 

 

Imposer une période minimale sans irrigation immédiatement avant la récolte (pour promouvoir la mortalité massive des pathogènes)

Consommateurs seulement

 

 

 

Limites relatives aux cultures (pour exclure par exemple les cultures mangées crues ou de faire pousser seulement des cultures non comestibles)

 

 

 

À l’extérieur de la ferme (secteur post-récolte)

Nettoyage, désinfection, épluchage ou cuisson des produits

 

12, 16

6. FORCES ET FAIBLESSES DES DIFFÉRENTES APPROCHES DE RÉDUCTION DES RISQUES

Tous les points de contrôle critiques ou les « barrières » potentielles présentent des forces et des faiblesses. Un facteur clé des principaux groupes d’options de « traitement » et « sans traitement » (également intitulées « post-traitement ») est qu’elles nécessitent des paramètres spéciaux pour fonctionner. Le traitement des eaux usées a un effet marginal dans plusieurs pays en développement en raison d’une étendue limitée, d’institutions qui manquent de ressources, de capacités humaines restreintes et de défis financiers importants. D’un autre côté, les options de post-traitement nécessitent que les agriculteurs, les négociants ou les fournisseurs d’aliments adoptent des pratiques plus sûres, souvent sans avantage personnel ou commercial évident ou direct. Dans le contexte des pays à faible revenu avec un enseignement public et une sensibilisation face aux questions de sécurité alimentaire limités, les options sans traitement ne sont pas une panacée quand le traitement des eaux usées n’existe pas ou est inefficace, mais elles nécessitent en réalité de déployer des efforts particuliers en ce qui a trait à la sensibilisation, aux mesures incitatives et aux règlements comme nous le décrivons dans les chapitres 16 et 17.

Le traitement et la manutention post-récolte des produits frais ne peuvent souvent pas éliminer les pathogènes sans compromettre l’aspect esthétique et la qualité physique des produits (Beuchat, 1998), à moins que ceux-ci soient toujours consommés cuits. Il apparaît ainsi davantage possible de ne pas se fier à une seule barrière ou option, mais plutôt de combiner différentes barrières allant du traitement des eaux usées aux mesures mises en œuvre aux champs et à l’extérieur des champs (voir les chapitres 10 et 12).

Jusqu’à présent, l’utilisation de l’approche à barrières multiples dans le domaine de l’agriculture irriguée avec des eaux usées n’a pas été étudiée systématiquement dans une variété de cadres. Cependant, un examen mené par l’OMS et s’appuyant sur certaines études limitées révèle que cette approche semble faisable (tableau 2.5). À titre d’exemple, dans les directives de l’OMS, une réduction des pathogènes de l’ordre de six ou sept unités logarithmiques sert de cible de rendement pour l’irrigation sans restriction en vue d’atteindre le fardeau de maladies tolérable de ≤ 10−6 AVCI par personne par année. Aux fins de contrôle, les réductions de pathogènes par unité logarithmique ne se mesurent pas à l’aide des nombres réels de pathogènes, mais bien par la diminution en nombre d’un organisme indicateur de pathogènes, qui dans la plupart des cas est E. coli. Comme l’illustre le tableau 2.5, combiner un traitement minimal des eaux usées, l’irrigation au goutte à goutte et le lavage des légumes après la récolte peut facilement se traduire par une réduction de l’ordre de six unités logarithmiques.

Tableau 2.5 RÉDUCTIONS DES PATHOGèNES RÉALISABLES GRâCE à DES MESURES CHOISIES DE PROTECTION DE LA SANTÉ

Mesure de contrôle

Réduction (unités logarithmiques)

Commentaires

Traitement des eaux usées (primaire 1 secondaire)

1 à 4

Réduction généralement réalisée grâce au traitement des eaux usées selon le type et la fonctionnalité du système de traitement.

Irrigation au goutte à goutte utilisée pour: les cultures à pousse basse

2

Les plantes racines et les cultures comme la laitue, qui poussent juste au-dessus du sol, tout en étant partiellement en contact avec lui.

Cultures à pousse élevée

4

Les cultures comme les tomates, les arbres fruitiers et les sections récoltées qui ne sont pas en contact avec le sol.

Mortalité massive des pathogènes

0,5 à 2 par jour

La mortalité massive des surfaces des cultures qui a lieu entre la dernière irrigation et la consommation. La réduction des unités logarithmiques dépend du climat (la température, l’intensité du soleil, l’humidité), du temps, du type de culture, etc.

Lavage des produits avec de l’eau

1

Laver la laitue, les légumes et les fruits avec de l’eau propre.

Désinfection des produits

2-3

Laver la laitue, les légumes et les fruits à l’aide d’une solution désinfectante faible, souvent à base de chlore, puis les rincer avec de l’eau propre.

Épluchage des produits

1-2

Fruits, choux, plantes racines.

Cuisson des produits

6-7

Immersion dans de l’eau bouillante ou presque bouillante jusqu’à ce que les aliments soient suffisamment cuits pour détruire les pathogènes.

Source: Tableau adapté et modifié à partir des données de l’OMS (2006).

7. ÉVALUATIONS ACTUELLES SUR LE TERRAIN DES OPTIONS DE RÉDUCTION DES RISQUES

La plus grande complexité des directives de 2006 de l’OMS signifie qu’elles sont parfois perçues comme étant moins conviviales. Les préoccupations portent sur les objectifs d’ordre sanitaire plus complexes et sur la nécessité d’effectuer des évaluations des risques, y compris le concept d’AVCI. Bien que les directives demandent à ce qu’on suive une certaine séquence relativement aux étapes, leur application ne devrait pas se limiter aux situations où on peut toutes les franchir. Quand une évaluation des risques comme l’EQRM est impossible en raison d’un manque de données ou de capacités de recherche et qu’on ne peut pas calculer une cible de rendement locale pour l’irrigation, on recommande de combiner les options, tel qu’illustré dans le tableau 2.5, pour atteindre une réduction cumulative des pathogènes de l’ordre de six ou sept unités logarithmiques là ou l’eau d’irrigation est susceptible d’être contaminée par des pathogènes et utilisée pour les cultures qui seront mangées crues (voir aussi les chapitres 3 et 5). Dans les pays où cette réduction logarithmique est impossible dans le contexte socioéconomique local, on peut établir d’autres cibles nationales fondées sur la santé, à condition que leurs procédures de mise en œuvre soient bien contrôlées et que les cibles soient progressivement rehaussées pour éventuellement atteindre celles qui sont recommandées. Des réductions logarithmiques inférieures peuvent aussi être ciblées lorsque des restrictions de cultures sont possibles (voir le chapitre 3).

Une autre lacune des études menées jusqu’à présent sur les options non conventionnelles ou « sans traitement », tout particulièrement l’approche à barrières multiples, est sa portée géographique restreinte (OMS, 2006). Même là où la recherche a évolué au fil des ans, comme au Ghana, mettre en œuvre la recherche représente toujours une étape à franchir (IWMI, 2009). Au Ghana, les études ont porté sur l’adaptation de mesures connues, mais aussi de mesures axées sur les fermes et à l’extérieur des fermes élaborées localement. Elles comprennent l’arrêt de l’irrigation avant la récolte, la collecte et l’utilisation d’eau plus salubre, des méthodes d’irrigation sécuritaires, des filtres à sable, des bassins de décantation sur la ferme et des mesures post-récolte comme différentes méthodes indigènes de nettoyage des légumes (voir les chapitres 10 et 12). Ces études ont montré que des mesures à faible coût ont le potentiel de réduire les pathogènes, notamment si elles sont élaborées avec l’utilisateur et si elles peuvent être utilisées en combinaison de manière à obtenir un effet cumulatif (Drechsel et coll., 2008). Cependant, leur succès est grandement lié au taux d’adoption qui nécessite une analyse appropriée des mesures économiques et sociales possibles (voir le chapitre 16).

La figure 2.1 montre un certain nombre de scénarios mentionnés dans les études sur les options fondées sur la ferme à Kumasi, au Ghana (Keraita, 2008). Le scénario un représente l’option la plus favorable aux agriculteurs, car elle comporte uniquement des modifications aux technologies existantes. Bien que cette option donne la plus faible réduction regroupée en matière de niveaux de contamination, elle demeure importante à la fois pour les saisons sèches (4,5 unités logarithmiques) et humides (2,5 unités logarithmiques), si d’autres barrières sont accessibles. En règle générale, les mesures d’intervention combinées présentent un très bon rendement durant la saison sèche, mais pas durant la saison humide en raison de la pluie, de la période d’ensoleillement moins longue et des températures habituellement inférieures. Puisqu’il s’agissait d’une étude dans un endroit précis, nous favorisons des essais semblables ailleurs.

CONCLUSIONS

Dans quatre villes sur cinq des pays en développement, et dans leurs régions avoisinantes, les eaux usées traitées, brutes ou diluées servent à l’irrigation en agriculture. Même si les régions sont petites, ces fermes se spécialisent souvent dans la production de cultures commerciales très périssables avec une part de marché significative (Raschid-Sally et Jayakody, 2008). Il est important de reconnaître que dans de nombreux cas où les eaux usées sont utilisées en agriculture, leur traitement efficace ne sera probablement pas accessible avant de nombreuses années. Les directives internationales doivent donc être pratiques et offrir des solutions de gestion des risques possibles qui maximiseront la protection de la santé, tout en facilitant l’utilisation avantageuse de ressources rares. En vue d’obtenir les meilleurs avantages pour la santé, la troisième édition des directives de l’OMS offre des outils, des méthodes et des procédures pour établir des cibles axées sur la santé qu’on peut atteindre au moyen de différentes barrières contre les pathogènes, de la source des eaux usées à la consommation des aliments irrigués avec des eaux usées. Cette approche à barrières multiples devrait être mise en œuvre avec d’autres mesures pour la santé comme l’éducation sanitaire, la promotion de l’hygiène et l’accessibilité à de l’eau potable et à des installations sanitaires adéquates.

Figure 2.1 COMBINAISONS RÉALISABLES D’INTERVENTIONS FONDÉES SUR LES FERMES ET RÉDUCTION DE COLIFORMES THERMORÉSISTANTS SUR LES FEUILLES DE LAITUE à KUMASI, AU GHANA

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Source: Keraita (2008).

Il existe toujours bon nombre de questions ouvertes pour la recherche et l’application, dont certaines sont soulignées dans le dernier chapitre de ce livre. Afin de bien interpréter et mettre en application les directives de façon appropriée aux conditions locales, il faut favoriser une approche politique à grande échelle qui comprendra une législation, de même que des mesures incitatives positives et négatives pour appuyer l’adoption de bonnes pratiques sans traitement ou de post-traitement. Les efforts déployés pour améliorer le traitement des eaux usées sont importants et doivent s’accélérer. Les directives actuelles de l’OMS peuvent soutenir des organismes de normalisation locaux, nationaux et internationaux dans leurs efforts pour élaborer leurs propres procédures et protocoles sur la manière d’atteindre les cibles recommandées en matière de santé. Les procédures varieront au sein des régions et entre elles selon les différences dans les conditions technologiques, institutionnelles et financières. Bien que les objectifs d’ordre sanitaire demeureront des données de base dans n’importe quel contexte précis, les normes locales et la mise en œuvre réelle devraient évoluer progressivement alors que le pays s’améliore sur le plan de l’assainissement.

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PARTIE 2
LES RISQUES ET L’ÉVALUATION DES RISQUES

Page Laissée Vide Intentionnellement

CHAPITRE 3
Analyse et épidémiologie des risques Les directives de 2006 de l’OMS pour l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture

Duncan Mara et Robert Bos1

RÉSUMÉ

Ce chapitre passe en revue les réductions nécessaires des pathogènes recommandées dans les directives de 2006 de l’OMSpour l’utilisation sans risque des eaux usées, des excrétas et des eaux grises en agriculture, qui reposent sur un fardeau supplémentaire tolérable de la maladie de ≤ 10−6 années de vie corrigées de l’incapacité (AVCI) perdues par personne par année. La technique quantitative d’analyse des risques microbiens, combinée à 10 000 essais de simulations des risques de Monte Carlo, est détaillée ici, et les estimations du risque médian qui en découlent pour différents niveaux de réduction des pathogènes pour l’exposition par l’irrigation avec ou sans restriction sont également présentées. Cela permet de choisir des combinaisons adéquates de mesures de réduction des pathogènes (le traitement des eaux usées et des mesures post-traitement de protection de la santé), de manière à ce que le fardeau de la maladie additionnelle qui en découle ne surpasse pas 10−6 AVCI perdues par personne par année.

1. Les opinions exprimées dans ce chapitre sont celles des auteurs et elles ne reflètent pas nécessairement les points de vue ou politiques de l’Organisation mondiale de la santé.

INTRODUCTION

L’Organisation mondiale de la santé a publié la troisième édition de ses directives pour l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture en septembre 2006 (OMS, 2006). Ces principes se distinguent de ceux de la deuxième édition (OMS, 1989), tout particulièrement en ce qui a trait aux éléments suivants:

• L’utilisation d’une approche fondée sur les risques pour estimer les réductions nécessaires des pathogènes viraux, bactériens et protozoaires.

• Pour protéger la santé de ceux qui travaillent dans les champs irrigués avec des eaux usées (à savoir l’irrigation restreinte), ou qui y sont exposés, les réductions nécessaires des pathogènes doivent se réaliser uniquement par le traitement des eaux usées.

• Pour protéger la santé des consommateurs de produits alimentaires irrigués avec des eaux usées (à savoir l’irrigation non restrictive), les réductions nécessaires des pathogènes peuvent se réaliser par une combinaison adéquate de traitement des eaux usées (généralement au niveau requis pour l’irrigation restreinte) et de mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé, comme souligné plus bas.

Les directives de 2006 constituent essentiellement un code de bonnes pratiques de gestion afin d’assurer que, lorsque les eaux usées sont utilisées en agriculture (principalement pour l’irrigation des cultures, y compris les cultures vivrières qui sont ou pourraient être mangées crues), elles sont utilisées de manière sécuritaire avec un minimum de risques pour la santé. Elles sont donc beaucoup plus qu’un ensemble de données de référence. Cependant, dans la pratique, les ingénieurs de traitement et de réutilisation des eaux usées doivent savoir comment utiliser les recommandations des directives pour concevoir des systèmes de réutilisation des eaux usées qui ne nuiront pas à la santé publique. Cela signifie qu’ils doivent comprendre en détail les bases des directives pour que les systèmes de réutilisation des eaux usées qu’ils conçoivent soient sécuritaires.

Il existe deux grands groupes de maladies associées aux eaux usées et attribuables à l’utilisation agricole des eaux usées (tableau 3.1) dont les directives et ce chapitre tiennent compte:

• les maladies virales, bactériennes et protozoaires, pour lesquelles les risques sanitaires sont déterminés par l’évaluation quantitative des risques microbiens (EQRM);

• les maladies helminthiques, pour lesquelles les directives établissent une valeur recommandée en s’appuyant sur des études épidémiologiques.

La base de la protection de la santé humaine dans les directives est que le fardeau supplémentaire de la maladie, en raison de maladies virales, bactériennes et protozoaires découlant du travail dans des champs irrigués avec des eaux usées ou de la consommation de cultures irriguées avec des eaux usées ne devrait pas dépasser 10−6 AVCI perdues par personne par année (voir l’encadré 3.1). Ce niveau de protection de la santé a été utilisé par l’OMS dans ses directives de 2004 sur la qualité de l’eau potable (OMS, 2004), et donc, les risques pour la santé qui découlent de l’utilisation des eaux usées en agriculture sont les mêmes que ceux associés à la consommation de l’eau potable entièrement traitée – c’est fondamentalement ce que les consommateurs veulent, puisqu’ils s’attendent à ce que les aliments qu’ils mangent soient aussi sûrs que l’eau qu’ils boivent.

Tableau 3.1 CLASSIFICATION DES MALADIES LIÉES à L’AGRICULTURE IRRIGUÉE AVEC DES EAUX USÉES

Catégorie

Caractéristiques de transmission environnementales

Exemples majeurs d'infection

Groupes d'exposition en agriculture urbaine et risques relatifs d'infection

Maladies fécales-orales non bactériennes

Non latentesa

Persistance faible à moyenneb

Incapables de se multiplier

Infectiosité élevée

Virales:

Hépatites A et E

Diarrhée à rotavirus

Diarrhée à norovirus

Travailleurs agricoles: +c

Consommateurs: + + +

 

 

Protozoaires:

Amibiase

Cryptosporidiose

Giardiase

Cyclosporiase

 

Maladies fécales-orales bactériennes

Non latentes

Persistance moyenne à élevée

Capables de se multiplier

Infectiosité moyenne à faible

Campylobactériose

Choléra

Infection à E coli pathogène

Salmonellose

Shigellose

Travailleurs agricoles: + Consommateurs: + + +

Géohelminthiases

Latentes

Très persistantes

Incapables de se multiplier

Infectiosité très élevée

Ascaridiose

Ankylostomiase

Trichurose

Travailleurs agricoles: + + +

Consommateurs: + + +

+ + + risque élevé; + + risque moyen; + risque faible (ces risques portent sur l’utilisation d’eaux usées non traitées. Des mesures de contrôle de traitement et post-traitement pour la protection de la santé peuvent réduire ces risques au niveau tolérable de ≤ 10−3 par personne par année, tel que mentionné plus bas.)

a La latence est la durée à l’extérieur de l’hôte humain nécessaire pour que le pathogène devienne infectant.

b La persistance est la durée pendant laquelle le pathogène peut survivre dans l’environnement à l’extérieur d’un hôte humain.

c Il convient de remarquer que les travailleurs agricoles sont généralement aussi des consommateurs.

Source: Feachem et coll. (1983).

Pour les maladies virales, bactériennes et protozoaires, ce fardeau supplémentaire tolérable de la maladie de 10−6 AVCI perdues pppa se « traduit » par des risques tolérables de maladies et d’infections que voici:

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Trois pathogènes de « référence » ont été sélectionnés: le rotavirus, qui est un pathogène viral; le Campylobacter, un pathogène bactérien; et le Cryptosporidium, un pathogène protozoaire. Le tableau 3.2 donne les pertes d’AVCI par cas de diarrhée à rotavirus, campylobactériose et cryptosporidiose ainsi que les rapports maladie/infection correspondants. (Un meilleur pathogène viral de référence serait maintenant le norovirus, pour lequel de nouvelles données dose-réponse sont dorénavant disponibles. Voir le chapitre 5.)

À partir des données du tableau 3.2, une valeur de « calcul » de 10−4 pppa a été choisie pour le risque tolérable de maladie à rotavirus et de 10−3 pppa pour le risque tolérable d’infection à rotavirus correspondant. Le premier est extrêmement sécuritaire, puisqu’il est d’un ordre de grandeur de trois à quatre fois inférieur à l’incidence actuelle de maladies diarrhéiques dans le monde (tableau 3.3).

Tableau 3.2 PERTES D’AVCI, RISQUES DE MALADIES, RAPPORTS MALADIE/INFECTION ET RISQUES D’INFECTIONS TOLÉRABLES POUR LES ROTAVIRUS, LES CAMPYLOBACTER ET LES CRYPTOSPORIDIUM

Pathogène

AVCi perdues par cas de maladie

Risque tolérable de maladie pppa équivalent à 10−6 AVCI perdues pppaa

Rapport maladie/ infection

Risque tolérable d’infection pppab

Rotavirus: (1) PIc

1,4 × 10−2

7,1 × 10−5

0,05d

1,4 × 10−3

Rotavirus: (2) PDc

2,6 × 10−2

3,8 × 10−5

0,05d

7,7 × 10−4

Campylobacter

4,6 × 10−3

2,2 × 10−4

0,7

3,1 × 10−4

Cryptosporidium

1,5 × 10−3

6,7 × 10−4

0,3

2,2 × 10−3

a Risque tolérable de maladie = 10−6 AVCI perdues par personne par année (pppa) ÷ AVCI perdues par cas de maladie.

b Risque tolérable d’infection = risque de maladie ÷ rapport maladie/infection.

c PI, pays industrialisés; PD, pays en développement.

d En ce qui concerne les pays en développement, les AVCI perdues par mortalité au rotavirus ont été réduites de 95 pour cent pour ne pas tenir compte des décès chez les enfants de moins de deux ans qui ne sont pas exposés aux aliments irrigués avec des eaux usées. Le rapport maladie/infection pour les rotavirus est faible, car l’immunité est principalement développée à l’âge de trois ans.

Source: Les valeurs d’AVCI de Havelaar et Melse (2003).

Tableau 3.3 INCIDENCE DES MALADIES DIARRHÉIQUES (MD) PPPA EN 2000 PAR RÉGION ET PAR ÂGE

Région

Incidence des md pour tous les âges

Incidence des md chez les enfants de 0 à 4 ans

Incidence des md chez les personnes de 5 à 80 ans et plus

Pays industrialisés

0,2

0,2-1,7

0,1-0,2

Pays en développement

0,8-1,3

2,4-5,2

0,4-0,6

Moyenne mondiale

0,7

3,7

0,4

Source: Mathers et coll. (2002).

1. ÉVALUATION QUANTITATIVE DES RISQUES MICROBIENS

Les directives ont adopté une approche d’EQRM normalisée (Haas et coll., 1999) pour l’analyse des risques associée à la méthode de 10 000 itérations de Monte Carlo (Mara et coll., 2007). Les équations de base sont:

Modèle exponentiel dose-réponse (pour Cryptosporidium):

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Modèle dose-réponse Bêta-Poisson (pour rotavirus et Campylobacter):

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Risque annuel d’infection:

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PI(d) est le risque d’infection d’une personne exposée à une dose unique de pathogènes d – c’est-à-dire, le nombre de pathogènes ingéré à n’importe quelle occasion; PI(A)(d) est le risque annuel d’infection d’une personne découlant de n expositions par année à la dose unique de pathogènes d; N50 est la dose infectieuse médiane; et α et r sont les « constantes d’infectiosité » des pathogènes – pour rotavirus, N50 = 6,17 et α = 0,253, pour Campylobacter, N50 = 896 et α = 0,145 et pour Cryptosporidium, r = 0,0042 (Haas et coll., 1999).

Dans la pratique, les équations 3.4, 3.5 et 3.6 sont utilisées comme suit:

• PI(A)(d) dans l’équation 3.4 est établie à égalité avec 10−3 pppa (le risque tolérable d’infection au rotavirus).

• Le nombre de journées d’exposition (n dans l’équation 3.6) est déterminé (ou sélectionné) – par exemple pour la consommation de laitue sur des jours alternés n = 365/2.

• PI(d) est ensuite calculé à partir de l’équation 3.6 (par exemple pour n = 365/2, PI(d) = 5,5 × 10−6 par personne par exposition).

• Pour cette valeur de PI(d), d est calculé à partir soit de l’équation 3.4 ou de l’équation 3.5.

• Cette dose d représente le nombre de pathogènes ingérés avec la laitue (ou d’autres cultures) en supposant qu’elle se trouve dans n’importe quel volume d’eaux usées traitées qui reste sur la laitue (ou une autre culture) après l’irrigation – par exemple, Shuval et coll. (1997) ont trouvé que 11 ml demeurait sur 100 g de laitue.

• Ce nombre de pathogènes (par exemple par 11 ml) s’exprime par litre et, en sachant le nombre de pathogènes par litre d’eaux usées non traitées, la réduction logarithmique requise (en fait la réduction « log10» requise) des pathogènes est déterminée.

Cette réduction logarithmique requise des pathogènes est obtenue à l’aide d’une combinaison de traitements des eaux usées et de mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé détaillées dans le tableau 3.4.

Tableau 3.4 MESURES DE CONTRôLE POST-TRAITEMENT POUR LA PROTECTION DE LA SANTÉ ET RÉDUCTIONS CONNEXES DES PATHOGèNES

Mesure de contrôle

Réduction des pathogènes (unités logarithmiques)

Notes

Irrigation au goutte à goutte

2 à 4

Réduction de deux unités logarithmiques pour les plantes basses, et réduction de quatre unités logarithmiques pour les cultures à haute croissance.

Mortalité massive des pathogènes

0,5 à 2 par jour

Mortalité massive après la dernière irrigation avant la récolte (la valeur varie selon le climat, le type de culture, etc.).

Lavage des produits

1

Lavage des laitues, des légumes et des fruits avec de l’eau propre.

Désinfection des produits

3

Lavage de la laitue, des légumes et des fruits avec une solution désinfectante faible, puis rinçage avec de l’eau propre.

Épluchage des produits

2

Fruits, plantes racines.

Source: Figure de réduction associée à la désinfection des produits de Amoah et coll. (2007).

1.1. simulations des risques de monte Carlo

En règle générale, il y a un certain degré d’incertitude au sujet des valeurs des paramètres utilisés pour déterminer les réductions logarithmiques des pathogènes – par exemple, il est peu probable qu’il reste toujours exactement 11 ml d’eaux usées sur 100 g de laitue après l’irrigation. Par conséquent, pour tenir compte de cette incertitude, il est préférable d’attribuer une série de valeurs à chaque paramètre (par exemple, 10 à 15 ml d’eaux usées demeurent sur 100 g de laitue après l’irrigation), plutôt qu’une seule valeur « fixe » (par exemple exactement 11 ml), bien qu’on puisse attribuer une valeur fixe à n’importe quel paramètre si on le souhaite. Un programme informatique sélectionne ensuite au hasard une valeur pour chaque paramètre à partir de la série de valeurs indiquées pour elle et détermine les risques qui en découlent2. Le programme répète ce processus un très grand nombre de fois (habituellement pour un total de 10 000 fois), puis il détermine le risque annuel d’infection médian. Le grand nombre de répétitions permet d’enlever en partie l’incertitude associée aux valeurs des paramètres et rend les résultats produits par les simulations de Monte Carlo beaucoup plus robustes, bien qu’évidemment ils sont aussi bons que les hypothèses retenues. Le chapitre 5 décrit une méthode améliorée pour déterminer les risques annuels d’infection.

2. Les programmes informatiques de la méthode d’EQRM-Monte Carlo utilisés pour les directives de 2006 sont accessibles à la page suivante: <http://www.personal.leeds.ac.uk/~cen6ddm/QMRA.html>.

2. IRRIGATION RESTREINTE

Le scénario d’exposition élaboré dans les directives pour l’irrigation restreinte est l’ingestion involontaire des poussières du sol par les personnes qui travaillent, ou les jeunes enfants qui jouent, dans des champs irrigués avec des eaux usées. Il s’agit d’un scénario probable, puisque le sol saturé d’eaux usées pourrait contaminer les doigts des travailleurs ou des enfants et que certains pathogènes peuvent être transmis à leur bouche et être ainsi ingérés. La quantité de sol ingérée involontairement de cette manière a été signalée (mais pas spécifiquement pour ce scénario d’irrigation restreinte) comme pouvant atteindre 100 mg par personne par journée d’exposition (Haas et coll., 1999; OMS, 2001). Deux sous-scénarios ont été étudiés: (a) l’agriculture hautement mécanisée et (b) l’agriculture à forte intensité de main-d’œuvre. Le premier représente l’exposition dans les pays industrialisés où les travailleurs agricoles labourent, sèment et récoltent généralement à l’aide de tracteurs et de matériel connexe et où on s’attend à ce qu’ils portent des gants et qu’ils soient habituellement conscients de l’importance de l’hygiène lorsqu’ils travaillent dans des champs irrigués avec des eaux usées. Le deuxième représente les pratiques agricoles des pays en développement dans les situations où les tracteurs ne sont pas utilisés et où les gants ne sont pas portés (et souvent les chaussures), et où il n’y a généralement pas de promotion de l’hygiène.

2.1. Agriculture à forte intensité de main-d’œuvre

Les résultats des simulations des risques de l’EQRM et de Monte Carlo sont donnés dans le tableau 3.5 pour différentes qualités d’eaux usées (exprimés comme une série logarithmique des quantités d’ E. coli par 100 ml) et pour une exposition de 300 jours par année (la note du tableau 3.5 donne la série de valeurs attribuées à chaque paramètre). On peut constater que le risque médian d’infection à rotavirus est de 10−3 pppa pour une qualité d’eaux usées de 103—104 E. coli par 100 ml. Ainsi, le risque d’infection tolérable à rotavirus de 10−3 pppa est atteint par une réduction de quatre unités logarithmiques – c’est-à-dire de 107—108 à 103—104 E. coli par 100 ml. Le tableau montre aussi que les risques d’infection à Campylobacter et à Cryptosporidium sont tous inférieurs à ceux pour l’infection à rotavirus.

Tableau 3.5 IRRIGATION RESTREINTE: RISQUES MÉDIANS D’INFECTION PAR L’INGESTION DE SOLS CONTAMINÉS PAR LES EAUX USÉES DANS UNE AGRICULTURE à FORTE INTENSITÉ DE MAIN-D’œUVRE AVEC UNE EXPOSITION DE 300 JOURS PAR ANNÉEa

Qualité du sol (E. coli par 100g)b

Rotavirus

Risque médian d’infection pppa à Campylobacter

Cryptosporidium

107–108

0,99

0,50

1,4 × 10−2

106–107

0,88

6,7 × 10−2

1,4 × 10−3

105–106

0,19

7,3 × 10−3

1,4 × 10−4

104–105

2,0 × 10−2

7,0 × 10−4

1,3 × 10−5

103–104

1,8 × 10−3

6,1 × 10−5

1,4 × 10−6

100–1000

1,9 × 10−4

5,6 × 10−6

1,4 × 10−7

a Évalués grâce à 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 10–100 mg de sol ingéré par personne par jour pendant 300 jours par année; 0,1–1 rotavirus et Campylobacter, et 0,01-0,1 ookyste de Cryptosporidium, par 105 E. coli; N50 = 6,7 ± 25 % et α = 0,253 ± 25% pour le rotavirus; N50 = 896 ± 25 % et α = 0,145 ± 25 % pour le Campylobacter; r = 0,0042 ± 25% pour le Cryptosporidium. Aucune mortalité massive des pathogènes (comme scénario le plus défavorable).

b On assume que la qualité des eaux usées est la même que celle du sol – c’est-à-dire qu’on suppose que le sol est, comme scénario le plus défavorable, saturé d’eaux usées.

Source: Mara et coll., 2007.

2.2 Agriculture hautement mécanisée

Les risques simulés pour différentes qualités d’eaux usées et pour une exposition de 100 jours par année sont énumérés dans le tableau 3.6, qui montre qu’une réduction de 3 unités logarithmiques, de 107–108 à 104–105E. coli par 100 ml, est nécessaire pour atteindre le risque tolérable d’infection à rotavirus de 10−3 pppa.

Tableau 3.6 IRRIGATION RESTREINTE: RISQUES MÉDIANS D’INFECTION PAR L’INGESTION DE SOLS CONTAMINÉS PAR LES EAUX USÉES DANS UNE AGRICULTURE HAUTEMENT MÉCANISÉE AVEC UNE EXPOSITION DE 100 JOURS PAR ANNÉEa

Qualité du sol (E. coli par 100g)b

Rotavirus

Risque médian d’infection pppa à Campylobacter

Cryptosporidium

106–107

6,8 × 10−2

1,9 × 10−3

4,7 × 10−5

105–106

6,7 × 10−3

1,9 × 10−4

4,6 × 10−6

104–105

6,5 × 10−4

2,3 × 10−5

4,6 × 10−7

103–104

6,8 × 10−5

2,4 × 10−6

5,0 × 10−8

100–1000

6,3 × 10−6

2,2 × 10−7

≤ 1 × 10−8

a Évalués grâce à 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 10–100 mg de sol ingéré par personne par jour pendant 100 jours par année; 0,1–1 rotavirus et Campylobacter, et 0,01–0,1 ookyste de Cryptosporidium, par 105 E. coli; N50 = 6,7 ± 25 % et α = 0,253 ± 25 % pour le rotavirus; N50 = 896 ± 25 % et α = 0,145 ± 25 % pour le Campylobacter; r = 0,0042 ± 25 % pour le Cryptosporidium. Aucune mortalité massive des pathogènes (comme scénario le plus défavorable).

b On assume que la qualité des eaux usées est la même que celle du sol – c’est-à-dire qu’on suppose que le sol est, comme scénario le plus défavorable, saturé d’eaux usées.

Source: Mara et coll., 2007.

3. IRRIGATION NON RESTREINTE

Les scénarios d’exposition utilisés dans les directives pour l’irrigation non restreinte sont la consommation de laitues irriguées avec des eaux usées (Shuval et coll., 1997) et la consommation d’oignons irrigués avec des eaux usées (une feuille et un légume-racine, respectivement).

3.1. simulations des risques

Pour l’irrigation non restreinte, une approche légèrement différente a été adoptée. Le programme d’EQRM-Monte Carlo a déterminé les réductions logarithmiques nécessaires de rotavirus pour différents niveaux de risque annuel tolérable d’infection à rotavirus. Les résultats, présentés dans le tableau 3.7, montrent que pour le risque tolérable d’infection à rotavirus de 10−3 pppa, les réductions nécessaires de pathogènes sont de six unités logarithmiques pour les cultures autres que les légumes-racines et de sept unités logarithmiques pour les légumes-racines. Le tableau montre également que la consommation de plantes racines nécessite une réduction de une unité logarithmique de pathogènes de plus que la consommation de cultures autres que les légumes-racines, et que les réductions de pathogènes requises changent d’un ordre de grandeur avec chaque changement d’ordre de grandeur du risque tolérable.

Tableau 3.7 IRRIGATION NON RESTREINTE: RÉDUCTIONS NÉCESSAIRES DES PATHOGèNES POUR DIVERS NIVEAUX DE RISQUE TOLÉRABLE D’INFECTION à ROTAVIRUS DÉCOULANT DE LA CONSOMMATION DE LAITUE ET D’OIGNONS IRRIGUÉS AVEC DES EAUX USÉESa

Niveau de risque tolérable d’infection à rotavirus (pppa)

Niveau nécessaire correspondant de réduction des rotavirus (unités logarithmiques)

 

Laitue

Oignons

10−2

5

6

10−3

6

7

10−4

7

8

a Évalués grâce à 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 100 g de laitue et d’oignons mangés par personne par deux jours; 10–15 ml et 1–5 ml d’eaux usées qui restent après l’irrigation sur la laitue et les oignons, respectivement; et 0,1–1 rotavirus par 105 E. coli; N50 = 6,17 ± 25 % et α = 0,253 ± 25 %. Aucune mortalité massive des pathogènes.

Source: Mara et coll., 2007.

Cette réduction de six à sept unités logarithmiques pour l’irrigation non restreinte s’obtient mieux par une réduction de trois à quatre unités logarithmiques grâce au traitement des eaux usées, comme requis par l’irrigation restreinte, à laquelle s’ajoute une réduction de deux à quatre unités logarithmiques grâce aux mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé (tableau 3.4). Ces mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé sont extrêmement fiables: par essence, elles ont toujours lieu.

4. VÉRIFICATION ÉPIDÉMIOLOGIQUE DE L’APPROCHE D’EQRM

Mara et coll. (2007) ont utilisé les données de terrain rapportées par Blumenthal et coll. (2003) sur les incidences de maladies diarrhéiques parmi les travailleurs agricoles et les consommateurs dans la vallée du Mezquital, au Mexique, afin d’obtenir des estimations d’EQRM des risques d’infection à rotavirus durant la saison sèche de cinq mois. Il a été constaté que, si les hypothèses utilisées dans les simulations des risques d’EQRM-Monte Carlo correspondaient étroitement aux conditions sur le terrain, la concordance entre les incidences observées de maladies diarrhéiques et le risque d’infection à rotavirus simulé étaient très proches à la fois pour les travailleurs agricoles et les consommateurs (tableau 3.8).

5. ŒUFS D’HELMINTHES

La recommandation des directives est que les eaux usées utilisées en agriculture devraient contenir ≤ 1 œuf d’helminthe par litre. Les helminthes mentionnés ici sont les nématodes intestinaux de l’homme: Ascaris lumbricoïdes (ascaris de l’homme), Trichuris trichiura (trichocéphale de l’homme) et Ancylostoma duodenale et Necator americanus (ankylostomes de l’homme); Feachem et coll. (1983) donnent des détails sur les maladies qu’ils causent et sur leurs cycles de vie.

Cette recommandation est la même que celle énoncée dans les directives de 1989 (OMS, 1989), mais avec deux différences importantes: elle repose maintenant sur des preuves épidémiologiques qui révèlent que ≤ 1 œuf par litre protège les adultes, mais pas les enfants de moins de 15 ans (Blumenthal et coll., 2000); et que lorsque les enfants de moins de 15 ans sont exposés, il faut avoir des mesures de contrôle supplémentaires, comme le déparasitage régulier (par leurs parents ou à l’école).

Le chapitre 5 détaille la méthode d’EQRM-Monte Carlo pour évaluer les risques d’infection à Ascaris.

Tableau 3.8 COMPARAISON ENTRE LES INCIDENCES OBSERVÉES DE MALADIES DIARRHÉIQUES ET LES RISQUES PRÉVUS D’INFECTION à ROTAVIRUS DANS LA VALLÉE DU MEZQUITAL (MEXIQUE)

Scénario d’irrigation

Qualité des eaux usées (E. coli par 100 ml)

Incidence observée de maladies diarrhéiques par personne aux cinq mois

Risque médian estimé d’infection à rotavirus par personne aux cinq mois

Irrigation restreinte

103–105

0,37

0,33a

Irrigation non restreinte

103–105

0,38

0,39b

a Hypothèses: la qualité du sol par 100g assumée comme étant de la même qualité que celle des eaux usées par 100 ml; 10–100 mg de sol ingéré par personne par jour pendant 65 jours en cinq mois; 0,1–1 rotavirus par 105 E. coli; ID50 = 6,7 ± 25 % et α = 0,253 ± 25 %. Aucune mortalité massive des pathogènes.

b Hypothèses: 100g d’oignons consommés par personne par semaine pendant cinq mois; 1–5 ml d’eaux usées qui restent sur 100g d’oignons après l’irrigation; 0,1–1 rotavirus par 105 E. coli; mortalité massive de 0–1 unité logarithmique de rotavirus entre la récolte et la consommation; ID50 = 6,7 ± 25 % et α = 0,253 ± 25 %.

Source: Mara et coll. (2007).

6. SOMMAIRE DES RECOMMANDATIONS DES DIRECTIVES

Les directives de 2006 de l’OMS font des recommandations, soit expressément ou implicitement:

• Pour protéger la santé de ceux qui travaillent dans des champs irrigués avec des eaux usées contre des risques excessifs d’infections virales, bactériennes et protozoaires, il devrait y avoir une réduction de trois à quatre unités logarithmiques de pathogènes, à atteindre par le traitement des eaux usées.

• Pour protéger la santé de ceux qui consomment des cultures vivrières irriguées avec des eaux usées contre des risques excessifs d’infections virales, bactériennes et protozoaires, il devrait y avoir une réduction de six à sept unités logarithmiques de pathogènes, à atteindre par le traitement des eaux usées (une réduction de trois à quatre unités logarithmiques, comme pour l’irrigation restreinte), alliée à des mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé offrant ensemble une réduction supplémentaire de deux à quatre unités logarithmiques de pathogènes.

• Pour protéger la santé de ceux qui travaillent dans les champs irrigués avec des eaux usées et ceux qui consomment des cultures vivrières irriguées avec des eaux usées contre des risques excessifs d’infections helminthiques, les eaux usées traitées devraient contenir ≤ 1 œuf de nématode intestinal humain par litre.

Ces directives sont examinées, et des recommandations sont faites pour les mettre à jour dans le chapitre 5.

RÉFÉRENCES

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Feachem, R. G. et coll. (1983). Sanitation and Disease: Health Aspects of Wastewater and Excreta Management, Chichester, John Wiley and Sons.

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Shuval, H. I., Y. Lampert et B. Fattal (1997). « Development of a risk assessment approach for evaluating wastewater reuse standards for agriculture », Water Science and Technology, vol. 35, n° 11-12, p. 15-20.

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CHAPITRE 4
Approches pour évaluer et établir des normes fondées sur les risques sanitaires à partir des données disponibles

Inés Navarro, Peter Teunis, Christine Moe et Blanca Jiménez Cisneros

RÉSUMÉ

L’information sur la relation dose-réponse des pathogènes entériques d’origines hydrique et alimentaire est un composant important de toute réflexion sur les risques sanitaires pouvant être associés à la réutilisation des eaux usées, des boues ou des excrétas pour la production de cultures alimentaires. Les trois sources principales d’information sur les relations dose-réponse sont: les études de provocation sur des humains, les études sur des animaux et les enquêtes épidémiologiques. L’information sur la dose-réponse des quatre pathogènes entériques représentatifs (le virus de Norwalk, E. coli O157:H7, Giardia lamblia et Ascaris lumbricoïdes) sont présentés à titre d’exemple. En plus des informations sur la dose-réponse, l’application de l’évaluation quantitative des risques microbiens pour étudier les risques potentiels pour la santé associés à la consommation de cultures vivrières irriguées avec des eaux usées ou fertilisées avec des biosolides nécessitent des informations sur plusieurs facteurs. Il s’agit des voies de transmission, de l’occurrence (fréquence et concentration) des pathogènes dans les eaux usées et les biosolides, de la persistance de la viabilité ou de l’infectiosité des pathogènes dans l’environnement et sur les cultures vivrières, et de la consommation des cultures (la quantité et la fréquence). Les évaluations des risques d’infection à Giardia lamblia et à Ascaris associées aux cultures vivrières selon différents scénarios sont présentées et elles illustrent comment les directives de l’OMS et les mesures de réduction des pathogènes (tel le lavage des produits) peuvent avoir un effet important ou négligeable sur la réduction des risques d’infection associés aux cultures vivrières irriguées ou fertilisées avec des eaux usées et des biosolides.

INTRODUCTION

Les directives de l’OMS relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées, des excrétas et des eaux grises (OMS, 2006) reposent sur l’élaboration et l’utilisation d’objectifs sanitaires avec comme but d’atteindre un certain niveau de protection de la santé chez une population exposée. Ce niveau de protection de la santé peut être atteint en utilisant une combinaison d’approches de gestion des risques (par exemple des restrictions pour les cultures, des techniques d’application plus sûres, le contrôle de l’exposition humaine) (OMS, 2006). Dans certains cas, il est impossible de mettre complètement en œuvre le niveau souhaité de protection à un moment donné. Pour cette raison, les directives de l’OMS suggèrent l’élaboration de règlements qui permettent une mise en œuvre progressive. Cela peut se faire au fil du temps de manière ordonnée, selon les circonstances et les res-sources de chaque pays ou région. Pour atteindre cet objectif, chaque pays doit tenter d’élaborer un plan de gestion des risques axé sur le contexte local. Par exemple, dans les directives de l’OMS, une réduction générale des pathogènes de l’ordre de six à sept unités logarithmiques est utilisée comme un objectif de performance sécuritaire pour une irrigation non restreinte (voir le chapitre 2).

Afin d’ajuster l’objectif selon les pathogènes d’intérêt local et les moyens d’utilisation des eaux usées, l’évaluation quantitative des risques microbiens (EQRM) peut servir d’outil possible. La qualité de l’analyse d’EQRM est étroitement liée à la disponibilité de l’information dose-réponse. Cette information indique la relation entre l’exposition à des doses précises de pathogènes et la probabilité de développer une infection ou des symptômes chez l’hôte exposé. Les relations dose-réponse sont assujetties aux caractéristiques de virulence du pathogène, ainsi qu’aux facteurs de susceptibilité de l’hôte. Pour prévoir les risques, il faut estimer la probabilité de l’infection, conditionnelle à l’exposition, ainsi que la probabilité de la maladie (aiguë), conditionnelle à l’infection. Sans exposition, l’infection ne peut avoir lieu et, de même, sans infection, une personne ne peut pas devenir malade. Cet énoncé en apparence trivial a d’importantes conséquences pour l’évaluation quantitative des risques: si l’évaluation de l’exposition indique que la probabilité d’exposition est inférieure à un certain niveau, les probabilités d’infection, ainsi que de maladie, ne peuvent généralement pas dépasser ce niveau de risque. Certains microorganismes sont hautement infectieux, comme l’exemple du virus de Norwalk, décrit plus loin dans ce chapitre. L’exposition à des doses même faibles d’agents hautement infectieux peut être associée à un grand risque d’infection et de maladie.

L’information sur la relation dose-réponse des pathogènes d’origines hydrique et alimentaire est un composant important de toute réflexion sur les risques sanitaires pouvant être associés à l’irrigation ou à la réutilisation des eaux usées, des boues et des excrétas pour la production de cultures alimentaires. Les informations disponibles sur la dose-réponse des pathogènes entériques proviennent de trois sources principales d’information: les études de provocation sur des humains, les études de provocation sur des animaux et les enquêtes sur les éclosions. Ce chapitre examinera ces sources d’information et les considérations pour leur utilisation au profit de l’évaluation des risques, en tenant compte des différents types de microorganismes préoccupants. Les informations de dose-réponse sur quatre pathogènes entériques seront présentées à titre d’exemple. La mise en pratique de la procédure de l’OMS (2006) pour élaborer des recommandations en vue de réduire les risques d’exposition aux pathogènes est la même quel que soit le type de pathogène. Par conséquent, ce chapitre décrit uniquement son application aux œufs (Ascaris) d’helminthes.

1. ÉTUDES DE PROVOCATION SUR LES HUMAINS

L’information la plus fiable sur les doses-réponses provient peut-être des études de provocation sur des humains où on peut bien caractériser à la fois l’exposition et la réponse. Dans ces études, l’exposition (c’est-à-dire la dose) est contrôlée en administrant différentes dilutions d’une suspension pathogène. Cet inoculum doit subir des essais de sécurité rigoureux pour s’assurer qu’il contient uniquement le pathogène cible et pas d’autres substances nocives. En outre, la suspension doit être titrée – par culture (pour les bactéries et certains virus) et par la réaction en chaîne de la polymérase (pour certains virus), ou encore par comptage microscopique ou par comptage de particules de kystes, d’ookystes ou d’œufs (pour les parasites et les helminthes). Cependant, la quantité exacte du pathogène cible ingéré (ou inhalé pour l’exposition à l’air) dans chaque dose est inconnue, mais doit être estimée à partir des informations sur le titre de la suspension et de la dilution. Pour cette raison, l’estimation de l’exposition fait partie intégrante de l’évaluation de la dose-réponse.

Les modèles exponentiels et le modèle bêta de Poisson (voir plus bas) sont deux relations dose-réponse qui peuvent être élaborées à partir d’hypothèses biologiquement plausibles sur le processus d’infection. Les paramètres de dose-réponse les plus prometteurs pour ces modèles en ce qui concerne un certain nombre de pathogènes humains ont été résumés par Haas et Eisenberg (2001).

L’utilisation de volontaires humains limite la gamme de pathogènes dans les études de provocation sur des humains à des pathogènes relativement bénins qui entraînent des symptômes bénins qui sont soit auto-limités ou résolus par un traitement et qui ne sont pas associés à des effets néfastes pour la santé à long terme. Ces études sont par conséquent soumises à un examen sérieux par des commissions sur l’éthique en vue d’assurer que la santé, la vie privée et les droits de la personne des volontaires soient entièrement protégés. Pour des raisons éthiques, ces études ne comptent généralement que des sujets adultes en bonne santé qui sont capables de comprendre le protocole de l’étude et de donner un consentement éclairé pour participer à l’étude. Tous les candidats volontaires font l’objet d’un examen de bonne santé et d’immunocompétence avant d’être sélectionnés pour s’assurer que les expériences n’auront pas de conséquences graves pour les personnes concernées. Les volontaires qui reçoivent l’inoculum du pathogène sont habituellement admis dans une unité de recherche clinique de manière à bien surveiller et noter leurs symptômes pour qu’ils puissent bénéficier de soins médicaux appropriés au besoin. Des échantillons des selles, des sérums, de sang total, de salive et de vomissures sont recueillis, et parfois des biopsies intestinales sont recueillies, de façon systématique avant et après, pour détecter les indicateurs d’infection. L’infection peut être caractérisée par l’excrétion du pathogène à l’étude tel que détecté dans les échantillons de selles et de vomissures ou par la réaction immunitaire, par exemple une hausse dans le sérum de pathogène spécifique ou les anticorps salivaires, ou encore la preuve d’une réaction immunitaire cellulaire.

1.1 Rôle de l’immunité

Un facteur dont on doit tenir compte à la fois dans l’évaluation quantitative des risques microbiens et l’information des études de dose-réponse des agents infectieux est le rôle de l’exposition antérieure et de l’immunité protectrice potentielle dans les études de provocation sur des humains. En ce qui concerne les pathogènes entériques communs, comme le norovirus et Cryptosporidium, il est probable que de nombreux candidats volontaires aient eu des infections antérieures à ces pathogènes et que cette exposition/infection ait une incidence sur la réaction de l’hôte qui subit la provocation. Dans les études sur l’infectiosité du norovirus, la présence d’anticorps spécifiques au norovirus dans le sérum est apparue comme étant une référence de susceptibilité à l’infection au norovirus et ne semblait pas offrir de protection (Lindesmith et coll., 2003). Dans les études sur l’infectiosité de Cryptosporidium, les volontaires qui étaient sérologiquement « naïfs » par rapport à Cryptosporidiumétaient beaucoup plus susceptibles de développer une infection après la provocation que les volontaires qui avaient des titres mesurables plus élevés d’anticorps sériques contre Cryptosporidium (Teunis et coll., 2002b).

Le défi posé par l’immunité protectrice limite le transfert de modèles dose-réponse des pays industrialisés vers les pays en développement si l’exposition aux organismes pathogènes spécifiques est sensiblement différente. Un exemple est le virus de l’hépatite A, où les résultats fondés sur des modèles dose-réponse externes sont susceptibles de surestimer le risque pour de grandes parties de la population locale qui pourraient déjà avoir eu l’infection à l’hépatite A durant l’enfance et qui ne sont plus sensibles à l’infection. L’EQRM peut relever ce défi grâce à ses calculs.

1.2. Hétérogénéité dans la virulence de la souche et la sensibilité de l’hôte

La variation dans l’infectiosité parmi différents isolats provenant de la même espèce de pathogène (génétiquement) s’est révélée considérable, au moins aussi importante que les différences entre les différentes espèces (Chen et coll., 2006; Teunis et coll., 2002a). De même, la variation dans la sensibilité à l’infection et à la maladie parmi les hôtes humains peut être importante (Teunis et coll., 2002b, 2005). Dans une étude de provocation sur le virus de Norwalk, les volontaires du groupe sanguin O étaient beaucoup plus sensibles à l’infection que ceux des autres groupes sanguins, et ceux du groupe A semblaient moins sensibles à l’infection. De plus, un groupe de volontaires complètement résistants à l’infection et à la maladie du virus de Norwalk a été observé, et cette résistance a été attribuée à des facteurs génétiques qui pourraient coder pour le site de liaison du virus (Lindesmith et coll., 2003). Enfin, il convient de remarquer que la plupart des pathogènes sont initialement identifiés lors de l’éclosion de la maladie, où les souches les plus virulentes ont tendance à être détectées et les hôtes les plus sensibles ont tendance à devenir malades. Cependant, dans les études de provocation chez les humains, les hôtes sont triés et sélectionnés en fonction de leur santé et les organismes utilisés pour les tests sont enclins à être moins virulents relativement à la maladie. Ainsi, les données provenant des poussées et des études de provocation chez les humains – qui sont malheureusement menées principalement dans les pays développés – ont tendance à représenter les côtés opposés du continuum des doses-réponses.

2. AUTRES SOURCES D’INFORMATION SUR LES DOSES-RÉPONSES

Les problèmes associés à la recherche de données appropriées sur les doses-réponses, même pour les pathogènes dangereux, ont mené les évaluateurs de risques à considérer des données de substitution: des pathogènes ou des hôtes de substitution, ou les deux.

2.1. Études de provocation sur les animaux

Un agent pathogène humain peut souvent être adapté à son hôte, rendant sa réaction chez une espèce d’hôte de substitution distinctement différente de son comportement « normal » (Teunis et coll., 2004). En gardant à l’esprit que l’évaluation quantitative des risques associe non seulement les causes et les conséquences, mais tente aussi de quantifier la relation entre l’exposition et les effets sur la santé, les études de provocation chez les animaux ne conviennent pas particulièrement pour fournir de l’information sur les doses-réponses chez les humains. De plus, dans certains cas où il existe des données sur l’infectiosité chez les animaux et les humains, elles ne semblent pas concorder. Par exemple, des données provenant de souris immunodéficientes et de volontaires humains pour Cryptosporidium ont révélé des similitudes surprenantes (Teunis et coll., 2002b; Yang et coll., 2000), tandis que des données sur les lapins et les poussées d’infection à E. coli pathogène chez les humains ont révélé une très faible concordance (Haas et coll., 2000; Teunis et coll., 2004).

2.2. informations provenant d’enquêtes épidémiologiques

De récentes études ont tenté d’utiliser des enquêtes épidémiologiques comme source d’information sur les doses-réponses (DuPont et coll., 1995; Navarro et coll., 2009). Peu de flambées ont été suffisamment documentées pour soutenir une telle analyse puisque non seulement il faut connaître la population exposée et concernée (malade, infectée), mais il faut également avoir une certaine connaissance de l’exposition. Pour un petit sous-groupe de toutes les flambées signalées, cette information est accessible, et une forme nouvelle de méta-analyse peut être réalisée. Même une seule flambée peut fournir des informations utiles (Teunis et coll., 2004, 2005). Une évaluation des doses-réponses utilisant plusieurs flambées différentes doit tenir compte des niveaux additionnels de variation entre les épidémies (Takumi et coll., 2009; Teunis et coll., 2008). Un modèle dose-réponse multiniveau convient mieux pour décrire de telles données et peut tenir compte des différences dans les conditions d’exposition et les différences des propriétés intrinsèques des pathogènes et des hôtes.

3. EXEMPLES D’INFORMATION SUR LES DOSES-RÉPONSES DE PATHOGèNES ENTÉRIQUES SÉLECTIONNÉS

3.1 Norovirus

Les norovirus sont probablement la cause la plus courante de gastro-entérites épidémiques aiguës non bactériennes et peuvent être transmis par des aliments, de l’eau, des surfaces et des mains contaminés par des matières fécales. Les norovirus sont des pathogènes particulièrement préoccupants pour la qualité des produits. Plusieurs flambées multipays de norovirus associées à des framboises provenant de Chine ou d’Europe de l’Est qui ont été irriguées avec des eaux agricoles contaminées ont été décrites (Hjertqvist et coll., 2006). De nombreuses flambées de norovirus ont été associées à des salades et à des fruits coupés (Gallimore et coll., 2005; Herwaldt et coll., 1994). La plupart de ces éclosions ont été attribuées à la contamination des produits causée par un contact avec des personnes infectées qui manipulent les aliments, mais il est possible que certaines de ces flambées découlent aussi de produits qui sont devenus contaminés dans les champs ou pendant la récolte et le transport. Des faits obtenus lors des épidémies suggèrent que ces virus sont assez persistants dans l’environnement et qu’ils sont très infectieux.

L’infectiosité du virus de Norwalk, un prototype de norovirus, a été examinée dans une série d’études de provocation sur les humains (Teunis et coll., 2008a). Des données provenant de ces études ont été utilisées pour construire un modèle dose-réponse (figure 4.1). Un modèle à occurrence unique pour l’infection microbienne a été ajusté pour l’agrégation des virus en réalisant une analyse conjointe des études de provocation avec des inoculums agrégés et désagrégés de virus. Les paramètres du modèle (alpha, bêta) décrivent une distribution bêta de l’unité d’infectiosité (le virion) et indiquent que le virus de Norwalk est l’agent le plus infectieux jamais décrit. La dose infectieuse médiane a été estimée à 18 copies du génome du virus (telle que mesurée par une RT-PCR quantitative en temps réel), et le virus était très infectieux à faibles doses (une probabilité moyenne d’infection d’environ 50 pour cent pour un seul génome de virus), ce qui est particulièrement pertinent en ce qui a trait à la contamination environnementale des produits. De plus, ces études de provocation ont révélé des différences dans la sensibilité de l’hôte et l’immunité protectrice potentielle par le biais d’une réaction immunitaire de la muqueuse (Lindesmith et coll., 2003). À des doses très élevées testées, le taux d’infection semblait se stabiliser à environ 75 pour cent (figures 4.1a et 4.1b), ce qui suggère qu’une certaine partie de la population peut être protégée de l’infection.

3.2. E. coli O157:H7

E. coli O157:H7 a aussi été associé à un certain nombre d’épidémies causées par des produits contaminés. En 2006, une grande éclosion causée par E. coli O157: H7 ayant touché plusieurs États américains a été liée à la consommation d’épinards frais et comptait plus de 200 cas confirmés en laboratoire (Wendel et coll., 2009). Le modèle dose-réponse pour E. coli O157:H7 (figure 4.2) montre que l’infectiosité de ce pathogène présente une variation considérable entre les poussées, mais qu’elle est susceptible d’être élevée (environ un pour cent de probabilité d’infection pour une seule unité formatrice de colonie). L’exposition à des doses même faibles de E. coli O157:H7 est associée à des risques inacceptablement élevés d’infection et de maladie diarrhéique aiguë (Teunis et coll., 2008b). Puisqu’une telle infection peut également entraîner des séquelles graves, comme le syndrome hémolytique et urémique (SHU), notamment chez les enfants, la présence de ce pathogène doit être considérée comme un risque important en tout temps.

Un modèle à occurrence unique pour l’infection microbienne a été ajusté pour l’incertitude due à l’hétérogénéité de l’exposition rencontrée durant l’éclosion. Le modèle a été analysé dans un cadre hiérarchique (à deux niveaux) pour permettre une variation à l’intérieur et entre les éclosions, et pour prévoir l’infectiosité de ce pathogène en généralisant parmi toutes les éclosions incluses. L’infectiosité prévue s’est exprimée comme une infectiosité à unité unique et à distribution bêta, avec des paramètres (alpha, bêta). La figure 4.2 indique les fractions infectées observées; les meilleurs ajustements des relations dose-réponse pour chaque éclosion; et l’incertitude dans les probabilités d’infection prévues (comme la densité).

Figure 4.1 RELATION DOSE-RÉPONSE POUR L’INFECTION PAR LE VIRUS DE NORWALK DANS UNE ÉTUDE DE PROVOCATION SUR DES HUMAINS

Modèle ajusté conjointement à (a) un inoculum primaire agrégé et (b) à un inoculum secondaire dispersé, obtenus auprès d’un volontaire infecté par l’inoculum primaire. Les graphiques montrent les fractions infectées observées, la relation dose-réponse qui convient le mieux et l’incertitude dans les probabilités d’infection prévues « P(inf) », comme la densité

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Source: Teunis et coll. (2008b).

3.3. Protozoaires

Des exemples de modèles d’infection pour Giardia et Cryptosporidium mis en pratique dans les pays industrialisés se trouvent dans Rose et coll. (1991) et Teunis et coll. (2002a, 2002b). La prévalence de la giardiase varie généralement entre deux et cinq pour cent des personnes des pays industrialisés (Farthing, 1993). Dans les cent (Medicine Health, 2009) et peu d’études ont été réalisées pour quantifi er les risques, notamment par rapport au Cryptosporidium. Ainsi, compte tenu de pays en développement, la prévalence de la giardiase peut atteindre 20 à 30 pour l’importance du Giardia pour la santé publique dans les pays en développement, les applications d’EQRM sont illustrées, en tenant compte du fait que: la réaction sanitaire dans chaque pays peut varier puisque certaines infections peuvent être endémiques et les personnes peuvent développer une immunité; l’exposition à des pathogènes peut varier considérablement au niveau local et, par conséquent, l’exposition peut être très différente entre les pays industrialisés et les pays en développement (Jiménez, 2003; Jiménez et Wang, 2006).

Figure 4.2 RELATION DOSE-RÉPONSE POUR E. COLI O157:H7 FONDÉE SUR HUIT ÉCLOSIONS DIFFÉRENTES à L’AIDE D’UN MODèLE DOSE-RÉPONSE à DEUX NIVEAUX, PERMETTANT UNE VARIATION ENTRE LES ÉCLOSIONS

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Source: Teunis et coll. (2008b).

3.4 Risques relatifs aux protozoaires et pratique de réutilisation

Cryptosporidium et Giardia sont tous les deux souvent signalés en lien avec des maladies d’origine hydrique et ont causé de nombreuses éclosions de maladie à travers le monde en raison de leur grande infectiosité (Isaac-Renton et coll., 1994) et de leur résistance à la désinfection chimique (Finch et coll., 1994; Rennecker et coll., 1999). Le traitement conventionnel des eaux usées est réputé réduire le nombre d’ookystes de Cryptosporidium et de kystes de Giardia par une moyenne de 99,950 pour cent (réduction logarithmique de 3,17) et 99,993 pour cent (réduction logarithmique de 4,14), respectivement (Rose et coll., 1996). Malgré tout, ces parasites protozoaires sont souvent détectés dans des effluents de traitement tertiaire (Gennaccaro et coll., 2003; Quintero-Betancourt et coll., 2003; Ryu, 2003). C’est la raison pour laquelle l’évaluation des risques se concentre sur l’examen des occurrences de Giardia et Cryptosporidium dans les sources d’eau afin de déterminer le traitement approprié nécessaire pour obtenir des niveaux de sécurité précis pour l’eau potable. De plus, les deux pathogènes sont généralement reconnus comme causes de maladies hydriques d’origine récréative (Slifko et coll., 2000). La plupart des éclosions de maladie hydrique d’origine récréative sont le résultat de contaminations fécales accidentelles ou de connexions croisées dans les piscines. Toutefois, la contamination d’eaux naturelles destinées aux loisirs par des déchets animaux n’est pas bien documentée ou reconnue (Gerba et Gerba, 1995). Des éclosions de giardiases et de cryptosporidies d’origine alimentaire ont aussi été signalées (Insulander et coll., 2008; Rose et Slifko, 1999).

Historiquement, les eaux récupérées ont été utilisées pour des applications agricoles, comme l’irrigation des pâturages ou l’irrigation de cultures non alimentaires, et ont souvent été perçues comme une méthode d’évacuation des eaux usées. La tendance a évolué maintenant vers des utilisations non conventionnelles des eaux recyclées, comme l’irrigation horticole urbaine, l’évacuation des toilettes, l’utilisation commerciale et industrielle, et la réutilisation indirecte de l’eau potable (United States Environmental Protection Agency (USEPA), 2004). Cependant, les préoccupations à propos de la qualité microbiologique des eaux recyclées et des risques sanitaires potentiels qui y sont associés limitent son utilisation à grande échelle.

Un examen des risques pour la santé de différents groupes associés à l’utilisation des eaux usées en irrigation a indiqué qu’on n’a pas trouvé de preuve directe de transmission des maladies pour les groupes exposés de consommateurs, bien qu’il y avait des preuves de l’occurrence de protozoaires sur la surface des légumes irrigués avec des eaux usées (Carr et coll., 2004). Pour les travailleurs agricoles et leur famille, le risque d’infection par Giardia intestinalis a été jugé insignifiant pour le contact avec des eaux usées traitées et non traitées, mais une augmentation du risque d’amibiase a été associée à un contact avec les eaux usées non traitées. Pour les collectivités avoisinantes, il n’y avait pas de données sur la transmission des infections causées par des protozoaires découlant de l’irrigation par aspersion avec des eaux usées et le risque ne peut être évalué (Armon et coll., 2002; Blumenthal et coll., 2000; Blumenthal et Peasey, 2002).

Les risques d’infection par Giardia spp. et Cryptosporidium parvum dans les pays industrialisés ont été associés à l’eau potable, mais jamais à l’utilisation d’eau recyclée (Asano, 1998). Toutefois, des problèmes avec la réutilisation des eaux usées ont été signalés dans les pays en développement où il y a des preuves de risque accru d’infection à Giardia, par exemple dans une population agricole du Mexique (Cifuentes et coll., 2000), dans la vallée jordanienne (Mutaz, 2007) et à Asnara, en Érythrée (Srikanth et Naik, 2004).

L’occurrence d’ookystes deCryptosporidium et de kystes de Giardia dans les eaux recyclées et l’évaluation des risques associée à ces parasites protozoaires n’ont pas été bien documentées (Gennaccaro et coll., 2003; Jolis et coll., 1999; Quintero-Betancourt et coll., 2003). Bien que des efforts importants soient déployés pour améliorer l’évaluation des risques pour Cryptosporidium, en raison des dangers bien établis pour les sujets immunodéprimés, peu de données sur l’évaluation des risques pour Giardia sont disponibles (Zmirou-Navier et coll., 2006).

3.5. Modèle dose-réponse pour Giardia lamblia

Les données sur les doses infectieuses montrent une différence considérable mentionnée par différents auteurs pour le même type de microorganismes. Pour Giardia lamblia, Feachem et coll. (1983) ont signalé 19 kystes, et Kadlec et Knight (1996) ont par la suite indiqué entre 25 et 100 kystes. Cependant, les espèces et souches de Giardia sont connues pour avoir une dose infectieuse faible (Cooper et Olivieri, 1998). Des études réalisées sur des volontaires humains il y a 40 ans ont révélé une relation dose-réponse entre la probabilité de l’infection (telle que mesurée par l’excrétion fécale) et la dose ingérée de Giardia lamblia (Rendtorff, 1954). La dose minimale d’ingestion qui s’est avérée capable d’initier l’infection de deux volontaires (100 pour cent) était de seulement 10 kystes, mais aucun des volontaires infectés n’a développé de symptômes gastro-intestinaux.

Le modèle dose-réponse pour évaluer la probabilité de l’infection à la suite de l’ingestion de kystes de Giardia lamblia est une équation exponentielle (Rose et coll., 1991) reposant sur des données expérimentales développées par Rendtorff (1954):

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P représente la probabilité quotidienne et individuelle d’infection, r représente les paramètres d’infectiosité spécifiques à l’organisme, et N représente la dose quotidienne de parasites ingérés. La valeur la mieux ajustée pour Giardia est de 0,0199 (95 pour cent d’IC [intervalle de confiance]: 0,0044-0,0566) (Rose et coll., 1991). Le même modèle exponentiel s’applique pour le Cryptosporidium parvum avec r = 0,0042 (DuPont et coll., 1995) en utilisant des données provenant d’une étude de provocation sur des humains.

3.6. Exemples d’évaluation quantitative des risques microbiens pour Giardia lamblia

L’application la plus courante du modèle dose-réponse exponentiel pour Giardia concernait l’EQRM pour l’eau potable, afin de définir le traitement des eaux nécessaire pour réduire le risque de giardiase d’origine hydrique (Regli et coll., 1991; Teunis et coll., 1997; Zmirou-Navier et coll., 2006). Moins d’applications peuvent être trouvées pour les risques de giardiase provenant de la réutilisation des eaux usées, des boues ou des excrétas (Schönning et coll., 2007). La plupart d’entre elles ont été réalisées dans les pays industrialisés plutôt que dans les pays en développement. À titre d’exemple, il y a eu une étude épidémiologique et d’évaluation des risques microbiens (Zmirou-Navier et coll., 2006) qui a été menée dans le sud de la France, où la fonction dose-réponse découlant des données épidémiologiques concordait avec les estimations de risques infectieux prévues par la courbe dose-réponse établie par Rendtorff (1954). Une autre étude (Regli et coll., 1991) donne une description détaillée de la manière dont l’évaluation des risques peut être utilisée comme approche pour déterminer quel niveau de traitement des eaux et de réduction de Giardia est nécessaire pour assurer que le risque d’infection par Giardia découlant de l’eau potable traitée soit inférieur à une infection par 10 000 personnes par année.

Un autre exemple qui expose en détail les efforts déployés pour améliorer l’évaluation des risques pour l’infection par Giardia est la recherche de Teunis et coll. (1997). Chacun des facteurs contribuant à l’évaluation quantitative des risques pour Giardia lamblia a été traité comme une variable aléatoire pour laquelle une distribution appropriée a été proposée pour analyser l’incertitude dans les estimations du risque d’infection. Il a été découvert que les principaux facteurs contributifs sont: la concentration de kystes dans l’eau brute; l’efficacité de récupération de la méthode de détection; la viabilité des kystes récupérés; l’élimination des organismes dans le processus de traitement; et la consommation quotidienne d’eau du robinet non bouillie. Dans cette étude, le calcul du risque d’infection dû à l’exposition à des kystes de Giardia dans l’eau potable provenant d’un approvisionnement d’eau de surface aux Pays-Bas a montré que l’incertitude sur l’efficacité d’élimination estimée du processus de traitement domine les incertitudes liées à d’autres facteurs contributifs.

Un autre exemple est l’œuvre d’un programme de recherche canadien (Saint-Laurent Vision 2000), qui a quantifié le risque de Giardia d’origine hydrique (et aussi de Cryptosporidium) dans 45 stations de traitement de l’eau potable. Un modèle de Monte Carlo a été élaboré (Barbeau et coll., 2000) en utilisant une distribution des valeurs du paramètre r, qui a été créé à l’aide de 1 000 répétitions bootstrap des données originales de Rendtorff et coll. (1954), comme il a été décrit ailleurs (Haas et coll., 1996, 1999).

Le risque potentiel de Giardia associé à l’utilisation d’eaux usées récupérées a été évalué par Ryu et coll. (2007) pour trois scénarios d’exposition: l’irrigation du paysage pour des terrains de golf; des terrains de jeux; et des complexes récréatifs. Dans cette étude, un risque d’infection à Giardia relativement faible a été estimé à partir de l’exposition aux effluents tertiaires provenant de sept stations de traitement des eaux récupérées situées dans le sud-ouest des ÉtatsUnis, où des pratiques de désinfection double – la chloration et la désinfection par ultraviolets – ont démontré une meilleure réduction de ce parasite.

Un exemple d’EQRM et d’analyse des risques et de maîtrise des points critiques (HACCP) a été mis en pratique dans une station de traitement tertiaire des eaux usées dans la ville de Hässleholm, en Suède (voir Westrell et coll., 2004). Là-bas, les boues primaires et biologiques (déshydratées et digérées en anaérobiose) sont stockées à l’extérieur de la station d’épuration des eaux usées avant d’être réutilisées sur des terres agricoles. Le risque d’infection par Giardia, comme partie intégrante d’une plus longue liste de pathogènes sélectionnés à des fins de contrôle, a été estimé. Les scénarios d’exposition chez les humains ont été considérés pendant le traitement, la manutention, l’épandage sur les sols et la consommation de cultures crues, ainsi que par le biais de l’eau dans une zone humide et la baignade. Il a été constaté que la consommation de légumes cultivés sur des sols amendés avec des boues présentait un risque plus faible et a entraîné un nombre faible d’infections annuelles (2 × 10−3 risque médian par année) que prévu. Cependant, les auteurs ont souligné qu’il pourrait y avoir un risque beau-coup plus grand si les organismes étaient présents en concentrations plus élevées dans des blocs de boue plutôt que répartis de manière homogène comme présumé. Il convient aussi de tenir compte des règlements suédois actuels qui nécessitent un intervalle de 10 mois entre la fertilisation des boues et la récolte des cultures pour la consommation crue. Dans le cadre de cette étude, toutefois, on a utilisé le pire des scénarios en présumant un intervalle d’un mois seulement.

3.7. questions relatives à la dose-réponse

La relation dose-réponse pour Giardia définie par Rendtorff (1954) a été mise en pratique dans de nombreuses études d’évaluation des risques depuis 1990. Ces études ont utilisé le modèle dose-réponse exponentiel pour estimer les risques de giardiase à partir de différentes voies d’exposition et elles révèlent l’étendue de l’expérience acquise grâce à son utilisation dans l’évaluation des risques.

Une préoccupation concerne le rapport asymptomatique/symptomatique des infections à Giardia, parce que dans les expérimentations de Rendtorff, la réaction positive a été mesurée par l’excrétion de kystes, mais la maladie n’a pas été déterminée. L’infection à Giardia est généralement asymptomatique chez les humains (Benenson, 1990; Farthing, 1994), avec environ 39 pour cent des infections à Giardia chez les enfants de moins de cinq ans et 76 pour cent des infections à Giardia chez les adultes qui ne présentent aucun symptôme. Des infections symptomatiques, cependant, ont été rapportées à un taux de 50 à 67 pour cent et aussi élevé que 91 pour cent, tandis que la giardiase chronique peut se développer parmi la population infectée, pouvant atteindre jusqu’à 58 pour cent (Rose et coll., 1991) de celle-ci. En outre, il existe des preuves qu’il peut y avoir un certain degré d’immunité de la population, associée à l’exposition à des kystes de Giardia dans l’eau potable (Roxstrom-Lindquist et coll., 2006). Ainsi, le rapport maladie/infection est très variable (Nash et coll., 1987), et les estimations des risques fondées sur l’infection comme résultat final peuvent surestimer le nombre de cas des maladies.

Une autre question importante en ce qui a trait à la courbe dose-réponse reposant sur les données de Rendtorff est l’incertitude sur les différences d’infectiosité en raison de la variation des souches et de la réaction immunitaire à l’infection par différentes populations. Les données de Rendtorff proviennent d’une seule souche de Giardia lamblia et d’un échantillon relativement petit d’adultes. Par conséquent, la variabilité liée à l’infectiosité de différentes souches et à la réaction immunitaire des hôtes ne peut être traitée (Zmirou-Navier et coll., 2006). L’intervalle de confiance pour la probabilité d’infection à une dose spécifique ne tient pas compte de ces incertitudes lorsqu’on utilise le modèle comme outil de prévision. Ainsi, ces limites doivent être prises en considération dans les études d’évaluation des risques (Rose et coll., 1991).

En présumant que la relation dose-réponse découlant des données de Rendtorff est représentative, on peut surestimer les risques de giardiase en supposant que tous les kystes de Giardia détectés dans l’eau sont viables et qu’ils sont des espèces qui infectent les humains (Rose et coll., 1991). À ce jour, il n’y a pas de données sur la viabilité des kystes de Giardia détectés dans les eaux récupérées (Ryu et coll., 2007). D’autre part, la sous-estimation des risques peut s’avérer plus préoccupante en raison de la sous-estimation de l’exposition par l’inefficacité des méthodes de concentration et de détection des kystes de Giardia dans l’eau. En dépit de ces limites, le modèle dose-réponse pour Giardia peut être utile pour interpréter les données des éclosions de maladie d’origine hydrique et les données de surveillance des maladies associées aux diverses voies d’exposition (Rose et coll., 1991).

L’information dose-réponse actuelle pour Giardia repose sur des hôtes adultes en santé. D’un point de vue de santé publique, il ne s’agit pas du groupe le plus important. En comparaison avec les nouveaux-nés, les personnes âgées et les autres groupes à risque, les risques d’infection estimés à l’aide de ces données peuvent constituer une sous-estimation pour certains sous-groupes de la population (Teunis et coll., 1997). D’autres facteurs, tels que l’état nutritionnel, une maladie prédisposante et une exposition antérieure joueront également un rôle dans la détermination de la susceptibilité à l’infection et les résultats de celle-ci (Flannagan, 1992).

3.8. Œufs d’helminthes

Tel que décrit dans le chapitre 2, les helminthiases sont souvent associées à l’utilisation des eaux usées, des boues ou des excrétas en agriculture. Les helminthiases sont transmises par l’ingestion d’œufs d’helminthes qui sont les œufs d’une grande variété de vers pathogènes (Jiménez, 2009), et sont considérés comme les particules biologiques les plus résistantes dans le domaine de l’ingénierie de l’environnement. L’apparition d’œufs d’helminthes dans des eaux usées et des boues dans les pays en développement se distingue de celle des pays industrialisés en raison de la prévalence bien moins grande de ces infections dans ces derniers (Jiménez, 2009). La présence d’œufs d’helminthes dans les eaux usées ou les boues ne peut pas être déduite de la présence ou de la concentration de coliformes fécaux qui sont seulement des indicateurs bactériens de contamination fécale. De plus, les coliformes fécaux se comportent différemment des œufs d’helminthes dans les systèmes conventionnels de désinfection. Par exemple, les œufs d’helminthes ne peuvent être inactivés à l’aide de chlore, de rayons ultraviolets ou d’ozone (Jiménez, 2007). Les différences dans les conditions sanitaires (tableau 4.1) signifient que le contenu d’œufs d’helminthes (OH) dans les eaux usées et les boues peut être de 7 à 80 fois plus élevé dans les pays en développement que dans les pays développés.

L’OMS (2006) a établi un critère limite de surveillance de ≤ 1 OH par litre d’eaux usées utilisées pour l’irrigation. Dans les boues de vidange, l’OMS suggère une limite de 1 OH g−1 MST (MST: matières solides totales). Ces valeurs ont été établies sur la base des données épidémiologiques et non en utilisant des approches d’évaluation des risques (Navarro et coll., 2009). Malheureusement, compte tenu des concentrations initiales élevées d’œufs d’helminthes dans les eaux usées et les boues de nombreux pays en développement, ces critères exigent une très grande efficacité des méthodes de traitement (< 99 pour cent), qui sont souvent inabordables. Ainsi, il est nécessaire de déterminer si ces valeurs sont vraiment nécessaires pour protéger la santé humaine et comment l’efficacité des autres méthodes d’intervention, comme le lavage des produits, sont efficaces. Pour toutes ces raisons, il est important d’évaluer le risque et, pour ce faire, une courbe dose-infection est nécessaire.

Tableau 4.1 CONTENU EN œUFS D’HELMINTHES (OH) DES EAUX USÉES ET DES BOUES DE DIFFÉRENTS PAYS

Pays ou région

Eaux usées municipales, OH l−1

Boues, OH g−1 msT

Pays en développement

70-3 000

70-735

Brésil

166-202

75

Égypte

Aucunes données

Moyenne: 67;

maximum: 735

Ghana

Aucunes données

76

Jordanie

300

Aucunes données

Mexique

6-98 dans les villes Jusqu’à 330 dans les régions rurales et périurbaines

73-177

Maroc

840

Aucunes données

Ukraine

60

Aucunes données

France

9

5-7

Allemagne

Aucunes données

< 1

Grande-Bretagne

Aucunes données

< 6

États-Unis

1-8

2-13

Source: Jiménez (2009).

3.9. Exemples de dose-réponse et d’EQRM utilisées pour les œufs d’helminthes

Dans les pays en développement, il est difficile d’obtenir des données épidémiologiques. Cela s’explique par la nature endémique des infections aux helminthes, comme l’ascaridiose, la trichurose et la schistosomiase, par le nombre de sources d’infection et par les délais observés entre l’exposition au pathogène et la réaction symptomatique. Malgré ces limites, une analyse d’EQRM a été réalisée en utilisant une courbe dose-réponse élaborée par Navarro et coll. (2009), avec des informations disponibles dans trois études antérieures. La première était une étude épidémiologique établissant la prévalence d’Ascaris lumbricoïdes dans la vallée du Mezquital, au Mexique (Blumenthal et coll., 1996; Cifuentes et coll., 1991, 1993). La deuxième source de données était une étude sur la qualité des eaux usées évaluant la présence d’Ascaris lumbricoïdes dans les eaux usées utilisées pour irriguer la vallée (Jiménez et coll., 1992). La troisième étude consistait en une recherche expérimentale sur la présence d’Ascaris lumbricoïdes dans les cultures poussant sur des sols enrichis avec des biosolides (Jiménez et coll., 2006).

3.10. dose-réponse d’Ascaris lumbricoïdes

Les données provenant de ces études ont servi à élaborer une relation dose-réponse pour l’exposition à Ascaris lumbricoïdes par le biais de l’ingestion de cultures crues irriguées avec des eaux usées. La population qui nous préoccupe se composait d’enfants de moins de 15 ans provenant de différentes collectivités dans la vallée du Mezquital (taille de l’échantillon: 3 346 personnes). Il s’agit du groupe le plus vulnérable de la vallée, avec des taux annuels de prévalence d’Ascaris lumbricoïdes très élevés variant entre 10 et 17 pour cent (Blumenthal et coll., 1996; Cifuentes et coll., 1991, 1993). Ce groupe est exposé à différentes concentrations d’œufs d’helminthes sur les cultures, parce que la qualité des eaux usées utilisées pour l’irrigation varie à travers la vallée en raison de la sédimentation dans plusieurs réservoirs. Cette variation (de 33 à 73 œufs d’Ascaris lumbricoïdes/5 litres d’eaux usées) a été caractérisée à partir de données mesurées dans les canaux d’irrigation de la vallée, en tenant compte de la variation dans la viabilité des œufs (52 à 93 pour cent). De plus, des hypothèses ont été faites dans l’estimation de la dose d’exposition; il a été supposé que 10 ml d’eaux usées demeurent (Shuval et coll., 1997) dans chaque 100 g de produits consommés crus de manière à ce que les niveaux d’Ascaris sur les cultures variaient de 0,42 à 1,15 Ascaris par 100 ml d’eau dans la culture. L’ingestion de 100 g de cultures crues par semaine pendant un an a été évaluée comme une consommation moyenne raisonnable pour un enfant.

La relation dose-réponse optimale pour les données épidémiologiques, en suivant la procédure de Haas et coll. (1999), était un modèle bêta de Poisson (alpha = 0,104 bêta = 1,096) pour évaluer le risque d’une infection par Ascaris lumbricoïdes pour un enfant qui consomme des cultures crues une fois par semaine pendant un an. Une description détaillée des estimations se trouve dans Navarro et coll. (2009).

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Cette relation dose-réponse se concentre sur la prévalence des infections plutôt que sur la maladie. Elle s’applique uniquement à l’infection à Ascaris lumbricoïdes dans un scénario type d’irrigation avec des eaux usées au Mexique, mais elle peut ne pas être représentative d’autres helminthiases communes dans les pays en développement avec une infectiosité et une gravité de la maladie différentes (Jiménez, 2007). Par conséquent, il faudrait reproduire cette méthode dans d’autres pays en développement pour s’adapter à la relation dose-réponse de leurs scénarios locaux. En reconnaissant qu’il y a plusieurs sources d’incertitude dans le modèle proposé, certaines améliorations peuvent être considérées selon la disponibilité des données. Par exemple, pour réduire les incertitudes, il faut des données appropriées pour la région à l’étude relativement aux types de cultures, à l’échelle des niveaux de pathogènes dans les eaux usées, à l’estimation de la quantité d’eaux usées qui reste sur les cultures, de même qu’à l’éventail de la consommation et de la fréquence de culture typiques. En outre, l’utilisation de distributions de probabilités pour décrire les variables du modèle permettra d’améliorer la confiance face aux prévisions d’infection.

3.11. EQRM pour Ascaris lumbricoïdes

Les résultats d’une EQRM pour Ascaris lumbricoïdes, fondés sur une dose-réponse élaborée dans l’équation plus haut, sont présentés en vue d’analyser les risques potentiels de la réutilisation agricole des eaux usées et des boues dans les pays en développement, et d’établir des limites réalisables et fondées sur les risques relativement aux œufs d’helminthes dans les eaux usées et les boues, plutôt que sur des critères reposant sur des données épidémiologiques limitées et l’efficacité des processus de traitement. Deux scénarios ont été examinés pour illustrer comment évaluer les critères de sécurité en utilisant l’EQRM: la consommation d’épinards crus irrigués avec des eaux usées non traitées; et la consommation d’épinards et de carottes crus cultivés dans des sols amendés avec des biosolides.

Les données disponibles sur la qualité des eaux usées utilisées pour l’irrigation, la quantité d’eaux usées qui reste dans les cultures, ainsi que la population concernée (les enfants de moins de 15 ans) et la fréquence d’exposition (une fois par semaine pendant un an) utilisées pour l’élaboration de la dose-réponse ont été examinées. En outre, les données sur les taux d’ingestion (TI) des enfants pour chaque légume (TI de carottes, TI d’épinards) disponibles dans une base de données internationale (USEPA, 1997 et 2002) ont servi à l’EQRM, plutôt qu’une estimation ponctuelle de 100 g/j utilisée précédemment. Ces nouvelles sources de données et hypothèses améliorent l’évaluation des risques et permettent l’analyse de la viabilité de l’exposition. Une description détaillée des estimations des doses d’exposition et des calculs de risques se trouve dans Navarro et coll. (2009) et dans Jiménez et Navarro (2009).

3.12. Risque d’infection découlant de la consommation de légumes crus irrigués avec des eaux usées non traitées

Le risque annuel prévu d’infection à Ascaris lumbricoïdes associé à une seule semaine d’exposition à des épinards irrigués avec des eaux usées et mangés crus après la récolte, évalué à l’aide du modèle bêta de Poisson, variait de 5 × 10−2 à 9 × 10−1 par enfant par année. Cette estimation suppose un taux d’infection de 5 à 89 pour cent parmi la population exposée après une année et illustre un scénario de la pire éventualité où il n’y avait aucune mesure d’hygiène.

Si une procédure de lavage est ajoutée après la récolte (par exemple, à l’aide d’une solution détergente faible et d’un bon rinçage avec de l’eau potable) et qu’elle réduit la concentration d’œufs d’Ascaris de 1 log10 (OMS, 2006), les estimations de risque d’infection par Ascaris sont réduites par deux ordres de grandeur (entre 5 × 10−3 à 2,5 × 10−1 par enfant par année). Le taux d’infection prévu serait à moins de 17 pour cent par année, sauf lorsque les valeurs maximales pour les niveaux d’Ascaris dans les eaux usées utilisées pour l’irrigation (115 œufs d’Ascaris/5 litres) et la consommation (270 g/j) sont présumées (figure 4.3).

L’incidence des infections de moins de trois pour cent pourrait se produire si l’efficacité de la procédure de lavage est encore améliorée, se traduisant par une réduction de deux logarithmes de l’exposition à Ascaris (entre 6 × 10−4 à 2,7 × 10−2 par enfant par année).

Ces résultats montrent que le risque d’infection par Ascaris dépend de la concentration du pathogène dans les eaux usées et du taux d’application sur les cultures (CAscaris), ainsi que la quantité de cultures potentiellement contaminées qui sont consommées (TIépinards). Nous montrons comment le risque d’infection pourrait être réduit si un meilleur lavage des produits récoltés était réalisé.

Par conséquent, compte tenu de ces facteurs qui influencent les estimations des risques sanitaires, même si le risque global d’infection peut s’élever à plus de 10−4 (6 × 10−4 à 3 × 10−2 par enfant par année), une mise en application réalisable et moins risquée des eaux usées pour l’irrigation dans la région pourrait se faire si CAscaris ≤ 115 œufs d’Ascaris lumbricoïdes/5 litres (l’équivalent de 23 œufs d’ Ascaris viables par litre) est utilisée pour l’irrigation. Ce niveau de protection de la santé pourrait bien être renforcé grâce à des méthodes d’intervention, dont des campagnes sanitaires pour améliorer la récolte et les procédures de lavage commerciales et des consommateurs, entre autres pratiques.

Figure 4.3 ÉVALUATION DES RISQUES DE L’EXPOSITION ANNUELLE à DES ÉPINARDS IRRIGUÉS AVEC QUATRE CONCENTRATIONS DIFFÉRENTES D’ASCARIS DANS LES EAUX USÉES POUR PLUSIEURS TAUX DE CONSOMMATION

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Source: D’après Jiménez et Navarro (2009).

3.13. Risque d’infection découlant de la consommation de légumes crus cultivés dans des sols amendés avec des biosolides

Pour évaluer les risques liés à la consommation des légumes crus cultivés sur des sols fertilisés avec des biosolides (0,25, 1, 4 et 37 OH/g MST), les résultats d’une étude expérimentale ont été utilisés pour estimer le nombre de pathogènes sur les cultures, en supposant que Ascaris lumbricoïdes comptait pour 90 pour cent du contenu total d’œufs d’helminthes (OH/g) dans les épinards (6,5-305 Ascaris/ 100 g) et les carottes (0,3-49 Ascaris/100 g). Une description détaillée des données est publiée ailleurs (Jiménez et coll., 2006).

Le risque annuel de consommation d’épinards crus cultivés dans des sols amendés avec des biosolides, après la récolte, sans méthode d’intervention, a été estimé à une infection par enfant par année. Dans ce cas, contrairement aux estimations des risques associés à l’irrigation avec des eaux usées, les taux d’infection estimés étaient semblables aux taux d’incidence d’ascaridioses observés dans la région (< 17 pour cent) – en supposant un critère de la USEPA (1993) de HO/4g MST équivalant à 0,25 HO/g MST pour les biosolides et une procédure de lavage qui permet une réduction de 2 log10 dans la concentration d’œufs d’ Ascaris lumbricoïdes sur les épinards (figure 4.4). Cela s’applique à un taux de consommation d’épinards par les enfants de ≤ 65g/j une fois par semaine pendant un an. Le critère de 0,25 HO/g MST pour les biosolides est une limite restrictive pour les pays en développement, où il est difficile de réduire la teneur généralement élevée d’OH dans les boues à de tels niveaux.

Figure 4.4 RISQUES ANNUELS ESTIMÉS D’INFECTIONS à ASCARIS ASSOCIÉES à L’EXPOSITION AUX ÉPINARDS CULTIVÉS DANS DES SOLS AMENDÉS AVEC DES BIOSOLIDES

Image

Source: D’après Navarro et coll. (2009).

Une EQRM comparative sur les épinards et les carottes cultivés dans des sols amendés avec des biosolides (Navarro et coll., 2009) illustre que le risque pour la santé varie aussi selon le type de culture. Ces résultats ont indiqué que le risque annuel (4,5 × 10−3 à 9,6 × 10−1 infections à Ascaris par enfant par année) à la suite de l’ingestion de carottes crues est inférieur au risque annuel associé à la consommation d’épinards. En fait, une limite initiale pour la région, avec des taux annuels d’infection estimés à < 22 pour cent, peut être établie à un contenu de 4 OH/g MST dans les biosolides pour un taux de consommation de carottes moyen de ≤ 100g/j une fois par semaine pendant un an (figure 4.5). Cette situation, bien que non idéale, s’avérerait être une limite de sécurité acceptable avec des réductions graduelles permettant d’améliorer progressivement les conditions sanitaires, sociales et économiques locales, puisque cette limite est réalisable dans les pays en développement.

Ces scénarios réels illustrent une approche d’EQRM pour examiner les risques d’infection à Ascaris associés aux cultures qui sont soit irriguées avec des eaux usées ou cultivées dans des sols qui ont été amendés avec des boues de vidange. Ces analyses indiquent que les différences dans le niveau d’exposition aux organismes pathogènes peuvent être le résultat de variations de concentrations d’OH dans les légumes et des modèles de consommation. Pour améliorer la confiance dans les risques estimés prévus par ces analyses, les facteurs qui contribuent à la variabilité accrue doivent être mieux caractérisés afin d’établir des limites d’OH sûres et réalisables pour les eaux usées et les biosolides qui sont utilisés pour la production agricole alimentaire dans les pays en développement. Les autres facteurs influençant les concentrations d’OH dans les légumes incluent les pratiques d’irrigation, les différences entre l’accumulation d’œufs sur les cultures racines ou les autres, les taux d’épandage des excrétas et l’efficacité de la réduction des œufs pendant le lavage des produits. Par conséquent, la présence et la concentration réelles d’Ascaris lumbricoïdes dans les cultures vivrières per mettront d’améliorer la confiance dans l’estimation des risques.

Figure 4.5 RISQUES ANNUELS ESTIMÉS D’INFECTIONS À ASCARIS ASSOCIÉES À L’EXPOSITION DE CAROTTES CULTIVÉES DANS DES SOLS AMENDÉS AVEC DES BIOSOLIDES

Image

Source: D’après Navarro et coll. (2009).

4. NORMES SUR LES ŒUFS D’HELMINTHES POUR LES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Les analyses présentées ci-dessus montrent que les limites des directives de l’OMS pour la réutilisation des eaux usées et des boues dans la production agri-cole peuvent être trop restrictives pour les pays en développement. Ces résultats indiquent que les seuils recommandés pour les concentrations d’OH dans les eaux usées et les biosolides pourraient être haussés d’un ordre de grandeur pour certains paramètres, sans augmenter de manière importante le risque d’infection à Ascaris au-dessus des taux endémiques actuels. Bien qu’on puisse prévoir des taux d’infection à Ascaris plus élevés par une modification des seuils et que les estimations des risques surpassent 10−4 par enfant par année, changer les normes sur les OH à ceux qui prévoient des taux d’infection qui sont toujours moins que la prévalence endémique locale pourrait induire une amélioration graduelle de l’état de santé de la population. Enfin, les limites sur les concentrations de pathogènes dans les eaux usées et les biosolides utilisés pour l’irrigation ou la fertilisation devraient être mises en œuvre dans un cadre intégré pour la gestion des risques, où d’autres sources d’exposition aux helminthes et l’impact de mesures de protection sanitaire supplémentaires, comme les améliorations dans le lavage des produits, peuvent être prises en considération.

CONCLUSIONS

Mise en application d’approches d’évaluation des risques microbiens

Tel que présenté ici, il est possible d’examiner les risques potentiels d’infection associés à la consommation des cultures vivrières qui sont irriguées avec des eaux usées ou fertilisées avec des biosolides en utilisant une approche d’EQRM. La mise en application de l’EQRM à cette situation nécessite d’avoir de l’information sur les relations dose-infection des pathogènes, les voies de transmission, la survenue (fréquence et concentration) des pathogènes dans les eaux usées et les biosolides, la persistance de la viabilité ou de l’infectiosité des pathogènes dans l’environnement et sur les cultures vivrières et la consommation des cultures (quantité et fréquence). Cette approche permet l’exploration de différents scénarios de simulation qui peuvent inclure des interventions pour réduire l’exposition – comme le traitement des eaux usées ou des biosolides, ou encore le lavage des produits.

Cependant, l’évaluation des risques associés à l’ingestion de cultures vivrières irriguées ou fertilisées avec des eaux usées, des biosolides ou des boues de vidange devrait tenir compte du contexte local des voies d’exposition probables, de la présence et de la concentration des pathogènes dans les eaux usées et les biosolides, et des taux de maladies endémiques. La disponibilité des données locales pour ces entrées dans le modèle d’évaluation des risques peut être très limitée ou même inexistante, notamment dans les pays en développement.

Estimation de l’exposition

Les pathogènes sont rarement mesurés dans les échantillons environnementaux (eaux usées, biosolides, boues de vidange, sols et cultures) en raison des ressources en laboratoire nécessaires pour ces analyses. Les données d’organismes microbiens indicateurs (comme E. coli ou coliphage) peuvent être plus faciles à recueillir dans les pays en développement et peuvent donner une indication de l’ampleur des concentrations de pathogènes dans les eaux usées, les biosolides ou sur les produits (Salgot et coll., 2006). De même, la mesure des microorganismes microbiens indicateurs peut également fournir des informations sur l’ampleur de la réduction microbienne qui survient à la suite d’interventions spécifiques, comme le lavage des produits ou la modification des méthodes d’irrigation. L’utilisation et le choix d’indicateurs microbiens pour les pathogènes d’origine hydrique ont été examinés en profondeur par le National Research Council (2004). Toutefois, pour les helminthes, il n’y a pas d’indicateur de remplacement.

Estimation de la dose-réponse

L’information sur les doses-réponses est un élément indispensable de l’évaluation des risques microbiens. Tel qu’il a été décrit dans ce chapitre, les données dose-réponse ne sont pas disponibles pour tous les pathogènes d’intérêt et il y a plusieurs sources d’incertitude dans les données dose-réponse existantes. Cette information provient souvent d’études menées sur des adultes en bonne santé dans des pays industrialisés et peut ne pas exprimer la réaction des sous-groupes vulnérables dans la population (les jeunes enfants et les personnes âgées) ou des populations dans les pays en développement, où il peut y avoir une plus grande immunité locale à des infections précises qui sont endémiques. Les données dose-réponse des épidémies dans les pays en développement sont également rares à cause du manque de ressources pour les enquêtes. Ainsi, il peut s’avérer impossible de les utiliser comme source pour estimer la relation dose-réponse dans le contexte des pays en développement. Dans certains contextes, des données sur la diarrhée des enfants ou les infections aux helminthes peuvent être disponibles à partir des systèmes de surveillance gouvernementale, de cliniques de santé publiques ou privées, d’enquêtes nationales sur la démographie et la santé ou d’études de recherche spécifiques. En utilisant l’EQRM, il peut être possible de tester la pertinence potentielle de différentes fonctions dose-réponse en validant avec les données épidémiologiques (Haas et Eisenberg, 2001) ou en comparant les risques prévus aux taux de maladies réels signalés dans les systèmes de surveillance ou les études de recherche.

Directives pour l’utilisation sans risque des eaux usées, des biosolides et des boues de vidange pour les cultures vivrières

L’évaluation des risques microbiens peut servir d’outil pour mesurer l’utilité des directives et des normes internationales sur les niveaux acceptables de pathogènes dans les eaux usées, les biosolides et les boues de vidange utilisés dans la production de cultures vivrières dans un contexte défini qui tient compte des voies d’exposition locale, de l’immunité locale et d’autres risques pour la santé. L’EQRM peut servir à élaborer des directives locales sécuritaires et appropriées pouvant être adaptées pour que la production agricole évolue et que la santé et la qualité de vie des communautés s’améliorent.

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CHAPITRE 5
Outils pour l’analyse des risques Mise à jour des directives de 2006 de l’OMS

Duncan Mara, Andrew J. Hamilton, Andrew Sleigh, Natalie Karavarsamis et Razak Seidu

RÉSUMÉ

Ce chapitre examine les développements qui ont découlé de la publication, en 2006, des directives de l’OMS relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture. Les six principaux développements sont: la reconnaissance que le fardeau supplémentaire tolérable des maladies pourrait se révéler comme une exigence exagérée dans le contexte de nombreux pays en développement; les avantages de se concentrer sur les risques d’infection isolés pour mesurer des foyers potentiels d’épidémies lorsqu’on évalue l’acceptabilité des risques; une méthode plus rigoureuse pour estimer les risques annuels; la disponibilité des données dose-réponse en ce qui concerne le norovirus; l’utilisation de l’EQRM pour estimer les risques d’infection liés à Ascaris; ainsi qu’une évaluation détaillée des réductions de pathogènes obtenues grâce au lavage et à la désinfection des produits. La mise en place de ces développements entraînera des estimations plus réalistes de réduction des pathogènes requises pour l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture, et aussi l’utilisation de processus plus simples de traitement des eaux usées.

INTRODUCTION

Depuis la publication en 2006 des directives de l’OMS relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées traitées en agriculture (OMS, 2006), il y a eu plusieurs développements pertinents sur les techniques d’analyse de risques et sur l’inter-prétation des risques qui en découlent. Parmi ceux-ci se trouvent:

• La reconnaissance qu’un fardeau supplémentaire tolérable de maladie qui équivaut à une perte ≤ 10−6 en années de vie corrigées de l’incapacité (AVCI) par personne par année (pppa) pourrait être trop exigeant dans le contexte de nombreux pays en développement et qu’une perte d’AVCI ≤ 10−5 ou même ≤ 10−4 pppa pourrait s’avérer suffisante pour protéger la santé des populations (OMS, 2007).

• Un argument convaincant selon lequel il faut se concentrer sur les risques d’infection isolés pour mesurer le « foyer potentiel d’épidémie », plutôt que les risques annuels seulement lorsqu’on évalue l’acceptabilité des risques (Signor et Ashbolt, 2009).

• Une méthode d’estimation des risques annuels plus rigoureuse (Karavarsamis et Hamilton, 2010; voir aussi Benke et Hamilton, 2008).

• La disponibilité des données dose-réponse pour le norovirus (Teunis et coll., 2008).

• L’utilisation de l’EQRM pour estimer les risques d’infection liés à Ascaris (Navarro et coll., 2009).

• (L’évaluation de la réduction des pathogènes obtenue grâce au lavage et à la désinfection des produits (Amoah et coll., 2007).

1. FARDEAU TOLÉRABLE DES MALADIES MOINS EXIGEANT

Dans son ouvrage sur les niveaux de protection (levels of protection), qui compte parmi les documents de la révision évolutive de ses directives sur la qualité de l’eau potable, l’OMS (2007) déclare: « dans des lieux ou situations où le fardeau global des maladies découlant d’expositions microbiennes, chimiques ou radiologiques à travers l’ensemble des voies d’exposition est très élevé, établir un risque annuel [de perte] d’AVCI de 10−6 par personne par année à la suite d’une exposition d’origine hydrique aura peu d’impact sur le fardeau global des maladies dans cette zone. Par conséquent, établir un niveau moins exigeant de risque acceptable, de l’ordre de 10−5 ou 10−4 d’AVCI perdues par personne par année à la suite d’une exposition d’origine hydrique serait plus réaliste, tout en respectant l’objectif d’offrir une eau plus sûre de grande qualité et en favorisant une amélioration progressive de la qualité de l’eau. » En suivant les mêmes principes que ceux du cadre de travail de Stockholm (Fewtrell et Bartram, 2001), ceci pourrait être adapté et appliqué à l’utilisation des eaux usées en agriculture.

Ainsi, pour les collectivités qui présentent des taux élevés de maladies diarrhéiques, il est probablement irréaliste d’établir un fardeau supplémentaire tolérable de maladies qui équivaut à une perte d’AVCI ≤ 10−6 pppa; un niveau plus réaliste pourrait être une perte d’AVCI ≤ 10−5 pppa pour les consommateurs de légumes irrigués avec des eaux usées et mangés crus et une perte d’AVCI ≤ 10−4 pppa pour ceux qui travaillent (ou jouent) dans les champs irrigués avec des eaux usées. Pour ces derniers, on pourrait établir un niveau moins exigeant si on leur donne l’option de faire un choix éclairé en ce qui concerne leurs conditions de travail et donc leurs risques professionnels (il s’agit d’un groupe de personnes facilement identifiable qui peut recevoir un traitement au besoin, par exemple des sels par voie orale pour la réhydratation et des médicaments anti-helminthiases).

Les travailleurs agricoles seraient ainsi protégés, au moins partiellement, par un traitement des eaux usées atteignant une réduction des pathogènes de deux ordres de grandeur inférieurs à celle obtenue avec une perte d’AVCI ≤ 10−6 pppa, qui constitue une baisse de seulement une à deux unités logarithmiques. De même, les consommateurs seraient protégés par une réduction globale des pathogènes d’un ordre de grandeur inférieur à celle obtenue avec une perte d’AVCI ≤ 10−6 pppa, qui correspond à une baisse de seulement une à deux unités logarithmiques par le traitement des eaux usées, complété par une baisse de quatre à cinq unités logarithmiques obtenues grâce aux mesures post-traitement de contrôle pour la protection de la santé. Cette question sera traitée ultérieurement dans ce livre.

2. RISQUES D’INFECTION ISOLÉS POUR MESURER LE « FOYER POTENTIEL D’ÉPIDÉMIE »

La probabilité d’infection utilisée comme référence d’acceptabilité est généralement celle calculée pour une probabilité d’infection sur toute une année, où des événements d’exposition indépendants au cours de l’année permettent d’estimer le risque annuel (comme présenté dans la section ci-dessous). Cependant, le niveau instantané de risque d’infection pour la population exposée varie au cours de l’année, avec des foyers d’épidémies habituellement associées à des périodes plus courtes de risque accru. Signor et Ashbolt (2009) présentent des arguments en faveur de l’adoption généralisée de périodes de référence plus courtes (c’est-à-dire par exposition ou par jour) avec des probabilités d’infection ciblées qui serviront à évaluer les rapports et les références sur les risques. Ils soutiennent que, ce faisant, on aurait la chance d’améliorer la gestion des risques des maladies associées à l’eau, avec en plus une stimulation pour réduire l’apparition et l’impact d’événements responsables des pics. Signor et Ashbolt suggèrent que pour la conception ou la fonctionnalité d’un objectif visant un risque annuel de maladie de 10−4 par personne, une probabilité quotidienne de tomber malade ou une probabilité d’exposition à une seule maladie de 10−6 par personne respecterait les objectifs initialement visés, tout en favorisant la prise en charge des mesures pour contrôler le développement des fluctuations à court terme de risques défavorables. On pourrait généraliser cela à un risque de maladie isolé de 10−(x+y) pppa pour un risque annuel acceptable de maladie de 10x par personne, où la valeur de y dépend de la fréquence de l’exposition. Les risques d’infection correspondants seraient bien entendu plus bas.

3. MÉTHODE PLUS RIGOUREUSE D’ESTIMATION DES RISQUES ANNUELS

Karavarsamis et Hamilton (2010) recommandent une méthode supérieure d’estimation des risques annuels d’infection à partir des simulations d’EQRM-Monte Carlo. Cette méthode est décrite en détail à l’encadré 5.1 à titre d’approche A. En résumé, elle représente adéquatement la variation quotidienne du risque d’infection dans la détermination du risque annuel, à la différence de la pratique courante (approche B), qui consiste à extrapoler une estimation imprécise du risque annuel à partir du risque d’infection de n’importe quelle journée d’exposition (comme dans la procédure utilisée par Mara et coll., 2007, et dans les directives de 2006 de l’OMS). Karavarsamis et Hamilton font remarquer que des calculs répétés par le biais de la simulation ne résolvent pas les lacunes de la dernière approche: ils produisent simplement une distribution d’estimations imprécises. Les estimations des risques découlant de l’utilisation des deux méthodes dans cinq contextes d’irrigation avec des eaux usées, présentés dans le tableau 5.1, montrent que bien que les risques médians des deux méthodes soient semblables, la méthode de Karavarsamis et Hamilton atteint un taux de 95 % de risques, ce qui est parfois considéré comme risque annuel minimum et qui se situe à un ordre de grandeur inférieur à celui de la méthode de l’OMS (2006).

4. ESTIMATIONS DES RISQUES D’INFECTION AU NOROVIRUS

Le virus pathogène de « référence » utilisé dans les directives de 2006 était le rotavirus. Toutefois, le norovirus (NV) est un meilleur virus de référence, qui est une cause très courante, si ce n’est la plus courante, des gastro-entérites, et certainement la cause la plus courante des gastro-entérites d’origine virale touchant tous les groupes d’âge (Widdowson et coll., 2005), bien que le rotavirus touche principalement les enfants de moins de trois ans. Pour ce virus, il existe maintenant des données dose-réponse (Teunis et coll., 2008).

Tableau 5.1 COMPARAISON DES MÉTHODES DE KARAVARSAMIS ET HAMILTON (2010) ET DE L’OMS (2006) POUR DÉTERMINER LES RISQUES ANNUELS D’INFECTION AU ROTAVIRUS PPPA LIÉS à LA CONSOMMATION DE LAITUES IRRIGUÉES AVEC DES EAUX USÉESa

Qualité des eaux usées (E. coli par 100 ml)

Risque d’infection au rotavirus par personne par année

Oms (2006)

Karavarsamis et Hamilton (2010)

Médian

95e centile

Médian

95e centile

107-108

1

1

1

1

103-104

0,29

0,70

0,36

0,39

100-1 000

3,4 × 10-2

0,11

4,5 × 10-2

4,9 × 10-2

10-100

3,5 × 10-3

1,3 × 10-2

4,6 × 10-3

5,1 × 10-3

1-10

3,4 × 10-4

1,2 × 10-3

4,6 × 10-4

5,1 × 10-4

a Estimations obtenues à l’aide de 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 100g de laitue mangée par personne tous les deux jours; 10 à 15 ml d’eaux usées restant sur 100g de laitue après l’irrigation; 0,1-1 rotavirus par 105 E. coli; aucune mortalité des pathogènes; N50 = 6,7 ± 25 % et α = 0,253 ± 25 %.

Source: Les auteurs.

Les risques tolérables d’infections et de maladies causées par des NV correspondant à une perte tolérable d’AVCI de 10−5 pppa ont été déterminés en utilisant une perte d’AVCI de 9 × 10−4 par cas de maladie provoquée par des NV (Kemmeren et coll., 2006) et d’un rapport maladie/infection aux NV de 0,8 (Moe, 2009), comme suit:

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L’ensemble des données de Teunis et coll. (2008) sur les doses-réponses des NV a été utilisé à la place de l’équation du modèle bêta de Poisson dans le programme informatique de la méthode d’EQRM-MC pour déterminer les risques médians d’infections au NV pppa (Teunis et Havelaar, 2000); le programme s’inspirait de la méthode de Karavarsamis et Hamilton, décrite dans cette section. Les estimations obtenues du risque médian sont présentées dans le tableau 5.2, de même que les hypothèses sur lesquelles elles s’appuient (qui sont les mêmes que celles utilisées dans les directives de 2006, mais sans la mortalité massive des pathogènes) (Mara et Sleigh, 2010a). Cela montre qu’une réduction de cinq unités logarithmiques se traduit par un risque d’infection au NV de 2,9 × 10−2 pppa, ce qui est seulement un peu plus élevé qu’un risque tolérable d’infection au NV de 1,4 × 10−2 pppa déterminé plus haut.

Tableau 5.2 RISQUES MÉDIANS D’INFECTION AU NOROVIRUS PAR PERSONNE PAR ANNÉE LIÉS à LA CONSOMMATION, TOUS LES DEUX JOURS, DE 100 G DE LAITUE IRRIGUÉE AVEC DES EAUX USÉESa

Qualité des eaux usées (E. coli par 100 ml)

Risque médian d’infection au norovirus pppa

107-108

1

106-107

1

105-106

1

104-105

0,94

103-104

0,25

100-1 000

2,9 × 10-2

10-100

2,9 × 10-3

1-10

2,9 × 10-4

a Estimations obtenues à l’aide de 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 10 à 15 ml d’eaux usées restant sur 100g de laitue après l’irrigation; 0,1-1 norovirus par 105 E. coli; aucune mortalité massive entre la dernière irrigation et la consommation.

Source: Mara et Sleigh (2010a).

5. ESTIMATIONS DES RISQUES D’INFECTION à ASCARIS

Les directives 2006 de l’OMS relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture (OMS, 2006) font la même recommandation pour les œufs d’helminthes que dans leur version de 1989 (OMS, 1989): ≤ 1 œuf de nématode intestinal chez l’humain par litre d’eaux usées traitées. Les nématodes intestinaux humains les plus importants ici sont: Ascaris lumbricoïdes (ascaris de l’homme), Trichuris trichiura (trichocéphale de l’homme), Ancylostoma duodenale et Necator americanus (ankylostomes de l’homme). Cependant, des études épidémiologiques au Mexique ont montré que même si cette valeur recommandée protège les adultes, elle ne protège pas les enfants de moins de 15 ans (Blumenthal et coll., 1996). Blumenthal et coll. (2000) ont donc recommandé d’abaisser la valeur recommandée à ≤ 0,1 œuf par litre là où des enfants de moins de 15 ans sont exposés et où les conditions du sol favorisent la survie des œufs. Mais cette recommandation n’a pas été acceptée par le groupe international d’experts qui a participé à l’élaboration et à la révision des directives lors d’une rencontre qui s’est tenue à Genève en juin 2005, en raison du fait qu’il est trop difficile de mesurer sur le terrain une concentration d’œufs aussi faible que 0,1 par litre. Cependant, si les eaux usées sont traitées dans des étangs de stabilisation (ES), qui représentent généralement le meilleur processus de traitement des eaux usées dans les pays en développement (Mara, 2004), la concentration d’œufs dans l’effluent peut se déterminer simplement à partir de la concentration d’œufs dans les eaux usées brutes (qui est relativement facile à mesurer), en utilisant l’équation de réduction des œufs dans les ES donnée par Ayres et coll. (1992).

Puisque les directives de 2006 de l’OMS ne protègent pas la santé des enfants de moins de 15 ans contre les maladies causées par des nématodes intestinaux (à moins qu’ils ne soient déparasités à la maison ou à l’école), l’EQRM peut servir à déterminer comment protéger au mieux les enfants de moins de 15 ans contre les infections à Ascaris, maintenant que des données dose-réponse sur Ascaris sont disponibles (pour plus de détails, voir le chapitre 4).

Pour une perte tolérable d’AVCI de 10−5 pppa, une perte d’AVCI par cas d’ascaridiose de 8,25 × 10−3 (Chan, 1997) avec, comme pire scénario, un rapport maladie/infection à Ascaris de un (c’est-à-dire que tous ceux qui sont infectés aux Ascaris développent une ascaridiose), le risque tolérable d’infection à Ascaris s’obtient de la manière suivante:

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Les risques médians d’infection à Ascaris pppa liés à la consommation de carottes crues irriguées avec des eaux usées contenant un nombre précis d’œufs d’Ascaris par des enfants de moins de 15 ans ont été déterminés à l’aide d’un programme informatique d’EQRM-Monte Carlo, s’inspirant de la méthode de Karavarsamis et Hamilton, décrite dans ce chapitre. Les estimations obtenues des risques médians d’infection à Ascaris, de même que les hypothèses sur lesquelles elles s’appuient, sont présentées dans le tableau 5.3 (Mara et Sleigh, 2010b). Cela montre qu’une contamination d’un œuf par litre se traduit par un risque d’infection à Ascaris de 6 × 10−3 pppa et une contamination de 0,1 œuf par litre, par un risque de 6 × 10−4 pppa; ces risques sont respectivement plus et moins élevés que le risque tolérable d’infection à Ascaris de 10−3 pppa déterminé plus haut. On pourrait en déduire une confirmation de la conclusion de Blumenthal et coll. (1996), selon laquelle une contamination ≤ 1 œuf par litre ne protège pas les enfants de moins de 15 ans, et ainsi renforcer la recommandation de Blumenthal et coll. (2000) selon laquelle, lorsque des enfants de moins de 15 ans sont exposés, la valeur guide devrait être un niveau de contamination ≤ 0,1 œuf par litre. Cependant, comme il est mentionné dans les directives 2006 de l’OMS (et dans le chapitre 3), les mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé (tableau 5.4) permettent d’atteindre des niveaux significatifs de réduction des pathogènes et par conséquent, le traitement des eaux usées n’a pas à viser la réduction totale des pathogènes nécessaire pour protéger la santé des consommateurs. Nous abordons cette question plus en profondeur plus loin.

6. RÉDUCTION DES PATHOGÉNES OBTENUE GRÂCE AU LAVAGE ET À LA DÉSINFECTION DES PRODUITS

Les directives de 2006 allouent une réduction des pathogènes de une unité logarithmique au lavage dans de l’eau propre des légumes irrigués avec des eaux usées, une réduction de deux unités logarithmiques à la désinfection des produits et aussi une réduction de deux unités logarithmiques à l’épluchage des produits. Amoah et coll. (2007) ont fait des enquêtes sur des « méthodes de lavage courantes et améliorées pour la réduction des coliformes et des œufs d’helminthes sur les légumes » dans les zones urbaines de l’Afrique occidentale, où on a découvert que 56 à 90 pour cent des ménages et 80 à 100 pour cent des restaurants utilisent un certain désinfectant pour laver les légumes-feuilles crus, alors que les autres utilisent uniquement de l’eau. Lors d’études en laboratoire, la désinfection des légumes avec de l’eau de Javel® (une solution de chlore couramment utilisée pour laver la salade en Afrique occidentale francophone) a permis d’obtenir une réduction de trois unités logarithmiques de coliformes fécaux sur la laitue après un temps de contact de dix minutes et un rinçage ultérieur dans de l’eau propre. Les œufs d’helminthes ont été éliminés plus efficacement de la laitue en la lavant sous l’eau du robinet; cela a permis d’obtenir une réduction de neuf à un œuf par 100 g. Plus de détails sur le sujet sont donnés dans le chapitre 12.

Tableau 5.3 RISQUES MÉDIANS D’INFECTION À ASCARIS LIÉS À LA CONSOMMATION DE CAROTTES CRUES IRRIGUÉES AVEC DES EAUX USÉES CHEZ DES ENFANTS DE MOINS DE 15 ANSa

Nombre d’œufs d’Ascaris par litre d’eaux usées

Risque médian d’infection à Ascaris pppa

Notes

100-1 000

0,86

Eaux usées brutes dans des régions hyper endémiques.

10-100

0,24

Eaux usées brutes dans des régions endémiques.

1-10

2,9 × 10-2

Eaux usées traitées.

1

5,5 × 10-3

Qualité des eaux usées devant respecter les directives de 1989 et 2006 de l’OMS.

0,1-1

3,0 × 10-3

Eaux usées à très haut niveau de traitement.

0,1

5,5 × 10-4

Qualité des eaux usées recommandée par Blumenthal et coll. (2000).

0,01-0,1

3,0 × 10-4

Eaux usées traitées dans des régions non endémiques.

a Estimations obtenues à l’aide de 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 30 à 50 g de carottes crues consommées par enfant par semaine (Navarro et coll., 2009); 3-5 ml d’eaux usées restant sur 100 g de carottes après l’irrigation (Mara et coll., 2007); N50 = 859 ± 25 % et α = 0,104 ± 25 %; aucune mortalité massive des Ascaris entre l’irrigation finale et la consommation.

Source: Mara et Sleigh (2010b).

Tableau 5.4 RISQUES MÉDIANS D’INFECTION AU NOROVIRUS PPPA LIÉS À LA CONSOMMATION DE 10 À 12 G DE LAITUE IRRIGUÉE AVEC DES EAUX USÉES QUATRE FOIS PAR SEMAINEa

Qualité des eaux usées (E. coli par 100 ml)

Risque médian d’infection au norovirus pppa

107-108

1

106-107

1

105-106

0,97

104-105

0,30

103-104

3,6 × 10-2

100-1 000

3,6 × 10-3

10-100

3,6 × 10-4

1-10

3,6 × 10-5

a Estimations obtenues grâce à 10 000 simulations de Monte Carlo. Hypothèses: 10 à 15 ml d’eaux usées restant sur 100g de laitue après l’irrigation; 0,1-1 norovirus par 105 E. coli; aucune mortalité massive des pathogènes entre la dernière irrigation et la consommation.

Source: Mara et Sleigh, 2010a et b.

7. APPLICATION EN AGRICULTURE URBAINE DANS LES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Le niveau d’exposition varie en fonction des différences dans les habitudes de consommation, ce qui doit être pris en compte dans les calculs de risques. Par exemple, Seidu et coll. (2008) ont révélé que les habitants des zones urbaines du Ghana consomment généralement de 10 à 12 g de laitue dans des « aliments prêts à manger » quatre jours par semaine. Cela fait référence à une situation précise dans un pays en développement et peut, ou pas, représenter ce qui se passe ailleurs, mais c’est beaucoup moins que les 100 g de laitue consommés tous les deux jours mentionnés par Shuval et coll. (1997) pour illustrer la situation en Israël. Les risques d’infection pour cette consommation ghanéenne de laitue ont été simulés à l’aide d’un programme informatique d’EQRM-Monte Carlo s’inspirant de la méthode de Karavarsamis et Hamilton, décrite dans ce chapitre. Les risques qui en découlent, de même que les hypothèses sur lesquelles ils s’appuient, sont présentés dans le tableau 5.4, qui montre qu’une réduction de quatre unités logarithmiques entraîne un risque d’infection au norovirus de 3,6 × 10−2 pppa, ce qui est légèrement supérieur au risque tolérable d’infection au norovirus déterminé dans la section pour une perte tolérable d’AVCI de 10−5 pppa. (Bien sûr, si une plus grande quantité de laitue était mangée, le risque d’infection augmenterait de façon correspondante.) La réduction nécessaire de quatre unités logarithmiques (tableau 5.4) pourrait être atteinte grâce, par exemple, à une réduction d’une unité logarithmique à travers le traitement des eaux usées et par une réduction de trois unités logarithmiques à travers la désinfection des produits (ou, si la désinfection n’est pas pratiquée de manière régulière ou fiable, une réduction de deux unités logarithmiques par le biais de la mortalité massive des pathogènes issue d’un délai entre la dernière irrigation et la récolte, et une réduction d’une unité logarithmique par le lavage des légumes dans de l’eau propre).

7.1. Répercussions pour le traitement des eaux usées

Dans l’exemple donné ci-dessus, le traitement des eaux usées est nécessaire pour obtenir seulement une réduction des pathogènes de l’ordre d’une unité logarithmique. Cela peut facilement se faire à l’aide de processus de traitement très simples, tels qu’un bassin anaérobie, un système à trois réservoirs ou trois bassins et une sédimentation sur toute une nuit. Le système à trois réservoirs ou à trois bassins est exploité comme un processus en série à alimentation intermittente: pour une journée donnée, le premier réservoir ou bassin est rempli avec des eaux usées, pendant que le contenu du second réservoir ou bassin est en sédimentation et que le contenu du troisième réservoir ou bassin est utilisé pour l’irrigation. Il s’agit d’un système très fiable et presque infaillible. Dans l’agriculture urbaine à petite échelle, contrairement à l’agriculture à grande échelle, un seul réservoir suffit généralement (et est plus abordable): pour une journée donnée, le contenu du réservoir est utilisé le matin pour arroser les cultures, puis le réservoir est de nouveau rempli et on laisse le temps au contenu de sédimenter jusqu’au lendemain matin.

En ce qui concerne les œufs d’helminthes, on estime que dans les régions où l’ascaridiose est endémique, les eaux usées brutes contiennent 100 œufs d’Ascaris par litre. Une réduction de trois unités logarithmiques des œufs est nécessaire pour obtenir une contamination résiduelle de 0,1 œuf par litre. Pour les légumes-racines consommés crus, et en présumant qu’une réduction de deux unités logarithmiques est obtenue grâce à l’épluchage des légumes avant la consommation (OMS, 2006), le traitement des eaux usées est nécessaire pour obtenir une réduction d’une unité logarithmique, de 100 à 10 œufs par litre. Il est possible d’obtenir cette réduction à l’aide d’une des trois méthodes décrites plus haut. Dans les régions hyper endémiques (1 000 œufs par litre d’eaux usées brutes), une réduction supplémentaire en unités logarithmiques est nécessaire; cela pourrait se faire en lavant les légumes pelés avec une solution légère de détergent puis en les rinçant avec de l’eau propre.

NOTES

Les programmes informatiques d’EQRM-Monte Carlo utilisés dans le cadre de ce chapitre sont disponibles à la page suivante: <http://www.personal.leeds.ac.uk/~cen6ddm/QMRA.html>. Tous ces programmes, à l’exception de celui qui concerne Ascaris, utilisent un intervalle pour une quantité donnée de pathogènes correspondant à une concentration en E. coli – par exemple, 0,1-1 pathogène par 105 E. coli. Cette approche a été suivie par Shuval et coll. (1997) et adoptée dans les directives de 2006 de l’OMS, puisqu’il y a très peu, et dans de nombreux cas pas du tout, de données sur le nombre de pathogènes dans les eaux usées des pays en développement, tandis que les données pour E. coli sont disponibles et si ce n’est pas le cas, faciles à obtenir. Toutefois, établir un intervalle pour la quantité de pathogènes à 105-105 par 105 E. coli dans les programmes d’EQRM-MC (c’est-à-dire assimilant les quantités de pathogènes à celles d’E. coli) signifie que les programmes déterminent directement les risques associés aux pathogènes, ainsi, la première colonne des tableaux 5.1, 5.2 et 5.4 illustrerait la qualité des eaux usées en termes de tranches de quantité de pathogènes par 100 ml (ou toute autre unité de volume utilisée), plutôt qu’en termes de tranche de quantité d’E. coli par 100 ml.

RÉFÉRENCES

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CHAPITRE 6
Contraintes non pathogènes liées à l’irrigation avec des eaux usées

Manzoor Qadir et Christopher A. Scott

RÉSUMÉ

Le volume et l’ampleur des eaux usées urbaines générées par l’utilisation domestique, industrielle et commerciale de l’eau ont augmenté parallèlement à la croissance de la population, l’urbanisation, l’industrialisation, l’amélioration des conditions de vie et le développement économique. La plupart des gouvernements des pays en développement ne disposent pas de ressources suffisantes pour traiter les eaux usées. Par conséquent, malgré les restrictions officielles et les répercussions possibles sur la santé, les agriculteurs de nombreux pays en développement utilisent les eaux usées sous formes diluées, non traitées ou partiellement traitées et en retirent un large éventail de bénéfices. Outre les dangers microbiologiques, la pratique peut poser une variété d’autres risques potentiels: un ajout excessif et souvent déséquilibré d’éléments nutritifs dans le sol; l’accumulation de sels dans le sol (selon la source d’eau, particulièrement des sels de sodium); des concentrations plus élevées de métaux et de métalloïdes (notamment où il y a des industries) qui atteignent des niveaux phytotoxiques à long terme; de même que l’accumulation de nouveaux contaminants, comme les produits pharmaceutiques résiduels. Comme toutes ces possibilités de contraintes liées à l’utilisation des eaux usées varient considérablement selon les sites et les régions, il convient de bien contrôler la qualité des eaux usées, leurs sources et leur utilisation pour une évaluation localisée des risques et de leur atténuation.

INTRODUCTION

L’augmentation de la population, l’urbanisation, de meilleures conditions de vie et le développement économique ont conduit à une production de volumes d’eaux usées de plus en plus importants, issus des secteurs domestique, industriel et commercial (Asano et coll., 2007; Lazarova et Bahri, 2005; Qadir et coll., 2009). Dans la plupart des pays en développement, les systèmes de drainage et d’évacuation des rejets urbains regroupent les eaux usées domestiques et industrielles. Bien que les gouvernements des pays en développement disent que la gestion de la qualité de l’eau demeure une priorité et une préoccupation majeure, la plupart d’entre eux ne disposent pas de ressources suffisantes pour traiter les eaux usées. En Inde, seulement 24 pour cent des eaux usées générées par les ménages et les industries sont traitées avant d’être utilisées en agriculture ou d’être rejetées dans les rivières (Minhas et Samra, 2003). Au Pakistan, seuls deux pour cent des eaux usées sont traitées (IWMI, 2003). On trouve des défis similaires dans d’autres régions de l’Asie, de l’Afrique et de l’Amérique latine (Scott et coll., 2004). Dans la plupart des villes des pays en développement, il n’y a pas d’installations de traitement des eaux usées et lorsqu’il y en a, elles ne fonctionnent pas correctement (Qadir et coll., 2007). Par conséquent, des eaux usées partiellement traitées, diluées ou non traitées sont détournées puis utilisées par des agriculteurs urbains et périurbains pour faire pousser une gamme de cultures (Ensink et coll., 2002; Murtaza et coll., 2009).

Contrairement à la situation de la gestion des eaux usées dans la majorité des pays en développement, l’utilisation d’eaux usées recyclées (traitées) a subi une croissance au cours des dernières années dans plusieurs pays du Moyen-Orient et de l’Afrique du Nord, de la Méditerranée, et dans certaines régions des ÉtatsUnis, de l’Amérique latine et de l’Australie (Qadir et coll., 2007; USEPA, 2004).

Malgré les restrictions officielles et les répercussions possibles sur la santé, les agriculteurs de nombreux pays en développement utilisent des eaux usées diluées, non traitées ou partiellement traitées parce que:

• Les eaux usées sont une source d’eau fiable, ou souvent la seule source disponible, pour l’irrigation durant toute l’année.

• L’irrigation avec des eaux usées permet souvent de réduire la nécessité d’épandre des engrais, car elles contiennent des éléments nutritifs.

• Les eaux usées nécessitent moins d’énergie, même lorsqu’il faut les pomper, si la source d’eau propre est une eau souterraine profonde, ce qui réduit les coûts.

• Les eaux usées génèrent des avantages supplémentaires, y compris des revenus plus élevés provenant de la production et de la commercialisation de cultures de grande valeur ajoutée telles que les légumes, ce qui crée des possibilités d’emploi à l’année (Buechler et Mekala, 2005; IWMI, 2003; Keraita et Drechsel, 2004; Keraita et coll., 2008; Lazarova et Bahri, 2005).

Les recherches et les prises de décisions sur l’irrigation avec des eaux usées ont davantage porté sur les impacts pour la santé des consommateurs et producteurs de légumes, sur les conséquences économiques relatives à la subsistance des producteurs, de même que sur la diversité, la qualité et les prix des produits. Toutefois, les répercussions biophysiques (à la fois positives et négatives) de l’utilisation et de la gestion des eaux usées dans les écosystèmes agricoles ont suscité relativement peu d’attention (Asano et coll., 2007; Lazarova et Bahri, 2005; Pescod, 1992; Pettygrove et Asano, 1985; Qadir et coll., 2009).

Ce chapitre porte sur la qualité environnementale des eaux usées et de leurs sites d’utilisation, y compris les plans d’eau naturels où elles sont rejetées, par le biais de l’analyse d’études de cas conceptuelles et empiriques des composants et processus suivants: les niveaux de concentration en macro-éléments et oligoéléments; les concentrations en sels totaux et en ions spécifiques; les concentrations en métaux lourds; ainsi que la présence et la concentration en composés organiques. La qualité environnementale et les possibilités et contraintes liées à ces composants et processus (tableau 6.1) constituent le centre d’intérêt de ce chapitre. Les risques liés aux organismes pathogènes (les virus, les bactéries, les protozoaires, les œufs d’helminthes et les coliformes fécaux) sont étudiés dans les chapitres 3, 4 et 5.

1. SOURCES D’EAUX USÉES ET RÉPERCUSSIONS POSSIBLES

« Eaux usées » est un terme générique utilisé pour toute eau dont la qualité a été compromise par des activités anthropiques. Les eaux usées urbaines peuvent être considérées comme une combinaison d’une partie ou de l’ensemble des effluents domestiques, avec des effluents provenant d’établissements commerciaux et industriels en plus des eaux pluviales qui ne s’infiltrent pas dans le sol, et divers autres types d’écoulements urbains. Les eaux usées contiennent un large spectre de contaminants provenant de différentes sources qui justifient un traitement convenable pour retirer de telles substances avant d’utiliser l’eau en agriculture pour faire pousser une large variété de cultures.

Les eaux grises constituent 50 à 80 pour cent des eaux usées résidentielles. Il s’agit d’un terme précis qui fait référence aux eaux domestiques issues du lavage de la vaisselle, de la lessive et des bains, mais elles n’incluent pas les eaux usées provenant des toilettes, qu’on appelle des eaux noires. Les eaux grises se distinguent des eaux noires par leur quantité et leur composition en contaminants chimiques et biologiques. Elles tiennent leur nom de leur apparence trouble et de leur état d’eau ni douce, ni très polluée.

Les eaux usées contiennent différents types et niveaux de concentration en composants indésirables, selon leur origine et leur degré de traitement. En règle générale, les eaux usées industrielles contiennent des concentrations plus élevées en métaux, métalloïdes, matières volatiles et semi-volatiles, que les eaux usées domestiques et elles nécessitent un traitement plus poussé avant qu’on puisse les évacuer ou les utiliser. En revanche, les eaux usées domestiques contiennent des concentrations plus élevées en pathogènes. En raison de la présence de résidus de détergents et de savons, les eaux usées domestiques sont habituellement alcalines (pH > 7), à moins qu’elles ne soient mélangées à certains composants industriels acides. Dans le cas d’un mélange d’eaux usées domestiques et industrielles, une situation courante dans les pays en développement, la composition des eaux usées brutes varie selon le type et le nombre des unités industrielles et les caractéristiques des composants résiduels. Le tableau 6.1 présente un aperçu des différents constituants des eaux usées et de leurs effets potentiels sur l’agriculture, les écosystèmes et la santé humaine, de même que leur importance à l’échelle régionale.

Tableau 6.1 COMPOSANTS DES EAUX USÉES ET RÉPERCUSSIONS POSSIBLES

Composants

Impacts

 

Répartition géographique

 

Positifs

Négatifs

 

Macro-éléments: azote (N), phosphore (P) et potassium (K)

• Aucun besoin ou besoin limité d’engrais chimiques contenant de l’azote, du phosphore et du potassium.

• L’azote fourni par les eaux usées contribue à la bonne levée des cultures dans les premières phases de croissance en atténuant les effets négatifs de l’excédent de sels présent dans les eaux usées ou dans le sol avant l’irrigation.

• Le phosphore ajouté aux sols irrigués par les eaux usées contribue à la bonne conduite des cultures tout au long de la période de croissance.

• La concentration optimale de potassium contribue à atteindre la maturité et une bonne qualité des cultures, tout en atténuant les effets négatifs de l’excédent de sels (particulièrement le sodium) issu de l’irrigation avec des eaux usées ou présent dans le sol avant l’irrigation.

• Un excédent d’azote par le biais des eaux usées peut favoriser une croissance végétative excessive (biomasse verte), des retards dans la maturité des plantes, une pourriture noire et un faible rendement économique.

• Un excédent d’azote et de phosphore dans les eaux usées peut causer l’eutrophisation de cours d’eau naturels et dans les systèmes d’irrigation, la croissance indésirable d’algues, de périphytons et de mauvaises herbes.

• Le lessivage de l’azote peut entraîner la pollution des eaux souterraines et la méthémoglobinémie (généralement chez les nourrissons) dans des cas où on boit des eaux souterraines riches en azote (notamment des concentrations élevées de nitrates, NO3).

• Le phosphore peut s’accumuler dans le sol, où il reste immobile.

• Particulièrement dans les pays en développement, où les eaux usées ont de grandes concentrations en matières organiques (de sources domestiques, résidentielles et d’industrie de transformation alimentaire) et sont utilisées sous formes non traitées, partiellement traitées ou diluées.

Matières dissoutes totales (MDT) et principaux éléments ioniques: sodium (Na), calcium (Ca), magnésium (Mg), chlorure (Cl) et bore (B)

• Le calcium fourni par les eaux usées améliore la structure du sol et compense les effets négatifs des concentrations élevées en sodium et en magnésium découlant de l’irrigation.

• Une concentration élevée d’électrolytes, particulièrement celle découlant des sels de calcium, améliore les propriétés hydrauliques des sols à faible perméabilité.

• Un excédent de sodium et de magnésium peut entraîner la détérioration de la structure du sol et des effets indésirables sur les propriétés hydrauliques telles que le taux d’infiltration et la conductivité hydraulique.

• Un excédent de sels a une incidence sur la croissance des plantes par le biais des processus osmotiques.

• Possibilité d’effets ioniques spécifiques, y compris la phytotoxicité, avec le chlore, le bore et le sodium.

• Détérioration de la qualité naturelle des eaux de surface recevant des eaux usées ou des eaux de drainage issues des terres irriguées avec des eaux usées.

• Le lessivage du sel dans les eaux souterraines.

• Particulièrement dans les régions arides et semiarides comportant des terres généralement à salinité élevée où on pratique une irrigation à grande échelle avec des eaux usées et où le drainage agricole est soit inexistant ou non fonctionnel, dans les endroits où on réutilise des eaux de drainage salées pour l’irrigation.

Métaux et métalloïdes: cadmium (Cd), chrome (Cr), nickel (Ni), zinc (Zn), plomb (Pb), arsenic (As), sélénium (Se), mercure (Hg), cuivre (Cu), manganèse (Mn)

• Aucun besoin ou besoin minimal d’engrais fournissant des ions métalliques essentiels comme le cuivre, le zinc, le fer et le manganèse.

• Des concentrations excédentaires dans les sols irrigués et dans l’environnement peuvent atteindre des niveaux phytotoxiques.

• Absorption systématique par les plantes, notamment celles consommées par les hommes et les animaux.

• Toxicité possible chez les hommes et les animaux.

• Contamination possible des eaux souterraines dans des conditions de forte perméabilité du sol et de nappe phréatique peu profonde.

• Particulièrement dans les régions à industrialisation rapide, comme l’Asie du Sud et du Sud-Est, où les rejets industriels sont souvent mélangés aux eaux usées domestiques.

• En Afrique, plus localisée par exemple près des zones minières ou des tanneries.

Teneur élevée en matières organiques, en matières en suspension et en particules d’algues

• Les matières organiques ajoutées par le biais des eaux usées améliorent la structure du sol; peuvent accroître la capacité d’échange cationique, avec une possibilité de libération graduelle des éléments nutritifs essentiels à la croissance des plantes.

• Les matières organiques peuvent aussi contenir certains ions métalliques indésirables sous des formes moins disponibles pour les plantes.

• Peuvent contenir des éléments nutritifs.

• Obturation de réseaux de micro-irrigation comme les goutteurs et les disperseurs d’arrosage.

• Conditions d’hypoxie en raison de la baisse de la concentration d’oxygène dissous dans l’eau.

• Apparition possible de conditions septiques

• Possibilité d’une plus grande mortalité chez les poissons et les autres espèces aquatiques.

• Particulièrement dans les pays en développement où les eaux usées à haute teneur en résidus d’origines alimentaire, industriel ou organique sont utilisées sous formes brutes ou partiellement traitées.

Contaminants émergents (produits pharmaceutiques résiduels, composés perturbateurs endocriniens, résidus actifs de produits d’hygiène personnelle)

• Peu de preuves démontrant une absorption par les plantes et une incorporation dans la chaîne alimentaire, spécialement dans les pays en développement où l’utilisation de produits pharmaceutiques et de cosmétiques est inférieure à celle des pays développés.

• Contamination possible des eaux souterraines par les contaminants émergents et d’autres contaminants, notamment dans des conditions de forte perméabilité du sol et de nappe phréatique peu profonde.

• Particulièrement dans les pays développés où les industries libèrent des produits pharmaceutiques résiduels, des composés perturbateurs endocriniens et des résidus actifs de produits d’hygiène personnelle dans les eaux usées sans traitement.

Pathogènes: virus, bactéries, protozoaires, œufs d’helminthes, coliformes fécaux

• Aucuns

• Ils peuvent entraîner une variété de maladies transmissibles chez les agriculteurs, les vendeurs et les consommateurs telles que la diarrhée, la fièvre typhoïde, la dysenterie, le choléra, les gastro-entérites, l’ascaridiose, l’hépatite, l’ulcère, l’intoxication alimentaire.

• Particulièrement dans les pays à faible revenu des régions tropicales où l’assainissement est faible et la charge des maladies endémiques élevée, comme en Afrique subsaharienne.

2. AVANTAGES

2.1. Source d’approvisionnement en eau fiable pour l’irrigation

En général, un approvisionnement fiable en eau pour l’irrigation et un apport en éléments nutritifs essentiels constituent des intrants indispensables pour les systèmes de production agricole; pour une large part, l’irrigation avec des eaux usées remplit ces deux conditions. Cela s’avère particulièrement important dans les situations où les eaux usées constituent la seule source d’eau d’irrigation disponible durant toute l’année. On estime qu’au moins 20 millions d’hectares sont irrigués de par le monde avec différentes formes d’eaux usées – traitées, non traitées, partiellement traitées et diluées (Jiménez et Asano, 2008; Raschid-Sally et Jayakody, 2008). En ce qui concerne le potentiel d’irrigation dans les pays qui produisent de grands volumes d’eaux usées, Minhas et Samra (2004) ont évalué que les eaux usées générées par les grands centres urbains en Inde seulement peuvent irriguer 1,5 million d’hectares. L’approvisionnement par ces eaux est continu et n’est pas tributaire de la pluie, bien qu’il soit toujours sujet à la pénurie pour cause de sécheresse, de défaillance des systèmes de canaux d’irrigation et d’accès à l’électricité. En dépit du fait que les parcelles dans les zones irriguées avec des eaux usées sont souvent petites, l’irrigation permet une exploitation agricole sur toute l’année, ce qui peut aider les petits exploitants à lutter contre la pauvreté.

2.2. Disponibilité des éléments nutritifs

Le potentiel en éléments nutritifs des eaux usées est fonction de leur composition, qui à son tour est déterminée par des aspects liés à la source de production, à la dilution et au traitement. Le tableau 6.2 illustre bien cela et montre les concentrations en macro-éléments (azote, N; phosphore, P; et potassium, K) dans les eaux usées générées par certaines villes en Inde. Les concentrations de ces éléments nutritifs varient considérablement: N (11 à 98 mg par litre), P (1 à 30 mg par litre) et K (16 à 500 mg par litre).

Tableau 6.2 CONCENTRATIONS EN MACRO-ÉlÉMENTS (N, P, ET K) DANS LES EAUX USÉES GÉNÉRÉES PAR CERTAINES VILLES EN INDE

Lieu

N (mg l–1)

P (mg l–1)

K (mg l–1)

Références

Nagpur

55-68

9-11

31-37

Kaul et coll. (2002)

Calcutta

14-17

1-2

16

Mitra et Gupta (1999)

Haryana

32-70

15-30

250-500

Gupta et coll. (1998)

Haryana

25-98

4-13

28-152

Baddesha et coll. (1986)

Indore

11-64

1

20-54

CSSRI (2004)

Les concentrations en éléments nutritifs varient beaucoup dans les eaux usées. Bien que la capacité d’approvisionnement en éléments nutritifs soit considérée comme le principal atout dans l’utilisation des eaux usées en agriculture, bien gérer la mise à disposition de ces éléments nutritifs contenus dans les eaux usées constitue un défi. On considère généralement que le traitement réduit la majeure partie des éléments nutritifs, ce qui implique que les agriculteurs préfèrent les eaux usées non traitées aux eaux usées traitées comme source d’irrigation. Une évaluation comparative des concentrations en macro-éléments dans des eaux usées non traitées et des eaux usées traitées de Haryana, en Inde (figure 6.1), suggère l’inverse et révèle que les eaux usées traitées contenaient encore des concentrations suffisantes de ces éléments nutritifs (Yadav et coll., 2002). La concentration d’azote dans les eaux usées non traitées (40,1 mg par litre) était réduite à 29,7 mg par litre dans les eaux usées traitées, indiquant un maintien de 74 pour cent de l’azote. Les pourcentages de phosphore et de potassium dans les eaux usées traitées s’élevaient respectivement à 79 et 57 pour cent.

Figure 6.1 ÉVALUATION COMPARATIVE DES CONCENTRATIONS EN MACRO-ÉLÉMENTS DANS LES EAUX USÉES NON TRAITÉES ET TRAITÉES DE HARYANA (INDE)

image

Source: D’après les données de Yadav et coll. (2002).

En plus des macro-éléments, l’irrigation avec des eaux usées apporte aussi une variété d’oligo-éléments comme le fer (Fe), le zinc (Zn), le manganèse (Mn) et le cuivre (Cu). Le tableau 6.3 donne de l’information sur les concentrations en oligo-éléments dans les eaux usées générées par certaines villes en Inde.

Tableau 6.3 CONCENTRATIONS EN OLIGO-ÉLÉMENTS (Fe, Zn ET Mn) DANS LES EAUX USÉES GÉNÉRÉES PAR CERTAINES VILLES EN INDE

Lieu

Fe (mg l–1)

Zn (mg l–1)

Mn (mg l–1)

Références

Nagpur

1,41-1,57

0,9-1,2

0,14-0,20

Kaul et coll. (2002)

Calcutta

449-656

0,3-0,4

0,65-0,66

Mitra et Gupta (1999)

Haryana

6-25

1,6-28,0

0,8-2,8

Gupta et coll. (1998)

Haryana

0,6-21,8

0,13-0,90

0,25-0,60

Baddesha et coll. (1986)

Indore

0,14-0,21

0,01-0,11

0,19-2,14

CSSRI (2004)

Bien que la valeur fertilisante des eaux usées revête une grande importance, il convient d’assurer un contrôle périodique pour estimer les charges en éléments nutritifs des eaux usées et d’ajuster l’épandage d’engrais (Lazarova et Bahri, 2005). Un excès d’éléments nutritifs peut entraîner des déséquilibres dans l’alimentation fertilisante, une croissance végétative indésirable ou une maturité irrégulière, et cela peut aussi réduire la qualité des plantes et polluer les eaux souterraines et superficielles. Néanmoins, un approvisionnement optimal en macro-éléments et en oligoéléments par le biais d’eaux usées traitées élimine ou minimise le besoin de recourir à l’épandage d’engrais chimiques dispendieux.

3. MATIÈRES ORGANIQUES ET CARBONE ORGANIQUE

Comme pour l’approvisionnement en éléments nutritifs par le biais de l’irrigation avec des eaux usées, la présence de matières organiques dans les eaux usées peut avoir des répercussions positives ou négatives, selon la nature de ces matières. En ce qui a trait aux effets positifs, les matières organiques apportées par l’intermédiaire des eaux usées améliorent la structure du sol, agissent comme magasin à éléments nutritifs essentiels pour la croissance des cultures et augmentent certaines charges caractéristiques des sols irrigués, comme la capacité d’échange cationique (CEC) qui peut retenir des ions métalliques indésirables sur les sites d’échange cationique, les rendant ainsi moins disponibles pour les plantes. Puisque les métaux lourds sous forme ionique sont des ions à charge positive, une hausse de la CEC se traduit par une plus grande possibilité d’adsorption des cations sur les sites d’échange du sol.

Des études menées en Inde sur les effets à long terme de l’irrigation avec des eaux usées sur les caractéristiques physiques du sol révèlent une augmentation de la stabilité structurale, de la capacité de rétention, de la conductivité hydraulique et de la porosité totale (Jayaraman et coll., 1983; Minhas et Samra, 2004). Il y avait presque une hausse de ces paramètres pédologiques correspondant à la durée de l’irrigation avec des eaux usées. Par exemple, la conductivité hydraulique du sol irrigué avec de l’eau douce était de 19,1 cm h−1, celle-ci est montée à 23,6 cm h−1 après 15 ans d’irrigation avec des eaux usées, soit une hausse de 24 pour cent de la conductivité hydraulique du sol. Ce chiffre a atteint 26,6 cm h−1 après 25 ans d’irrigation avec des eaux usées, soit une hausse de 39 pour cent par rapport aux sols irrigués avec de l’eau douce (tableau 6.4). Les données sur l’augmentation graduelle de la conductivité hydraulique dans les sols irrigués avec des eaux usées présument une hausse d’environ 1,5 pour cent par année. La conductivité hydraulique des sols est un paramètre physique essentiel qui indique la facilité du déplacement des eaux à travers le sol. L’augmentation d’autres paramètres physiques du sol, comme la stabilité structurale, la capacité de rétention et la porosité totale, contribuent au stockage de l’eau dans le sol, augmentant ainsi l’efficacité de l’utilisation de l’eau et la productivité. Cela s’avère particulièrement important dans des conditions où les ressources en eau pour l’agriculture sont rares.

Outre les effets bénéfiques des matières organiques sur les paramètres physiques du sol, la charge en carbone organique des sols irrigués avec des eaux usées augmente sans tenir compte des conditions pédologiques et agroclimatiques. Baddesha et coll. (1997) ont observé une hausse du niveau de carbone organique du sol dans la tranche supérieure de 0,3 m avec l’utilisation d’eaux usées pour l’irrigation en Inde. Minhas et Samra (2004) ont signalé que des sols sablo-limoneux irrigués avec des eaux usées présentaient des concentrations en carbone organique supérieures à ceux irrigués avec de l’eau souterraine. Des études sur les effets à long terme de l’irrigation avec des eaux usées indiquent une hausse de 80 pour cent du carbone organique du sol après 15 ans d’irrigation avec des eaux usées (Jayaraman et coll., 1983; Minhas et Samra, 2004). Le niveau du carbone organique dans les sols irrigués avec de l’eau douce était de 1,42 pour cent, celui-ci a augmenté jusqu’à 2,56 pour cent (figure 6.2). Telle qu’illustrée par la charge en carbone organique des sols irrigués avec des eaux usées pendant 25 ans, cette tendance est confirmée par l’observation du pourcentage en carbone organique qui a augmenté jusqu’à 4,63 pour cent, indiquant ainsi une hausse de 226 pour cent par rapport aux sols irrigués avec de l’eau douce, et une hausse de 81 pour cent par rapport aux sols irrigués avec des eaux usées pendant 15 ans.

Bien que les sols des régions arides et semi-arides présentent de faibles concentrations en carbone organique (Lal, 2001), cet apport en carbone est non seulement important pour que le sol réalise ses fonctions productives et environnementales, mais il joue également un rôle essentiel dans le cycle global du carbone (Lal, 2004). En plus de fournir les éléments nutritifs essentiels et d’améliorer les caractéristiques physiques du sol, l’irrigation avec des eaux usées contribue à atténuer l’accélération de l’effet de serre en augmentant le carbone organique des sols, qui constitue un paramètre crucial de qualité des sols.

Tableau 6.4 LES EFFETS DE 15 ET 25 ANS D’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES SUR DES CARACTÉRISTIQUES PHYSIQUES CHOISIES DES SOLS

Paramètre physique du sol

Eau douce

Eaux usées (15 ans)

Eaux usées (25 ans)

Stabilité structurale (%)

72,4

84,4 (17)a

83,5 (15)

Capacité de rétention (%)

33,2

49,7 (50)

59,8 (79)

Conductivité hydraulique (cm h–1)

19,1

23,6 (24)

26,6 (39)

Porosité totale (%)

36,2

49,7 (37)

59,8 (65)

a Les figures entre parenthèses des deux dernières colonnes indiquent pour les paramètres choisis la hausse en pourcentage dans les sols irrigués avec des eaux usées par rapport aux sols irrigués avec de l’eau douce.

Source: Modifié à partir des données de Jayaraman et coll. (1983); Minhas et Samra (2004).

Figure 6.2 DYNAMIQUE DU CARBONE ORGANIQUE DANS LE SOL CONSÉCUTIVEMENT À L’IRRIGATION AVEC DE L’EAU DOUCE ET À L’IRRIGATION AVEC DES EAUX USÉES PENDANT 15 ET 25 ANS EN INDE

image

Source: D’après les données de Jayaraman et coll. (1983).

4. SELS SOLUBLES ET CALCIUM

Les concentrations élevées en matières dissoutes de la plupart des eaux usées peuvent en général avoir des conséquences négatives sur leur utilisation pour l’irrigation, comme l’indique le tableau 6.1. Cependant, pour certains sols sodiques et salins sodiques ayant une faible perméabilité (un taux d’infiltration faible et une faible conductivité hydraulique), la présence d’électrolytes inorganiques dans les eaux usées, particulièrement lorsqu’ils sont issus de sels de calcium, améliore les propriétés hydrauliques. Ces sols se caractérisent par la présence en excès de sodium (Na1) à des niveaux qui peuvent nuire à la structure du sol. Les problèmes structuraux de ces sols créés par certains processus physiques (la désagrégation, le foisonnement et la dispersion de minéraux argileux) et des conditions précises (croûtage superficiel et compactage) peuvent affecter la circulation de l’eau et de l’air, le ruissellement et l’érosion, l’ensemencement, la levée, la pénétration des racines et le développement des cultures (Qadir et Schubert, 2002). Par conséquent, des eaux usées à forte teneur en électrolytes avec une proportion adéquate en cations bivalents comme le Ca2+ peuvent servir à améliorer les sols sodiques et salins sodiques sans avoir à recourir à un amendement calcique (voir le chapitre 11).

5. INCONVÉNIENTS

5.1. Excès d’éléments nutritifs

Maintenir des niveaux adéquats d’éléments nutritifs dans les eaux usées représente un défi important en raison des incidences négatives relatives à leur apport en excès dans les sols irrigués avec des eaux usées. Dans le cas des macro éléments, comme l’azote et le phosphore, il existe trois possibilités d’incidence:

• Un excédent d’azote par le biais des eaux usées peut entraîner une croissance végétative excessive (biomasse verte), des retards dans la maturité des cultures, une pourriture noire et un faible rendement économique.

• Un excédent d’azote et de phosphore dans les eaux usées peut causer l’eutrophisation de cours d’eau naturels, la croissance indésirable d’algues, de périphytons et de mauvaises herbes dans les systèmes d’irrigation.

• Le lessivage de l’azote peut entraîner la pollution des eaux souterraines et la méthémoglobinémie (une réduction de la capacité du sang à transporter l’oxygène, élément vital, dans tout le corps, généralement chez les nourrissons) dans des cas où on boit des eaux souterraines riches en azote (notamment des concentrations élevées en nitrates, NO3).

Les nitrates sont hautement solubles et peuvent se déplacer facilement dans les sols irrigués avec des eaux usées. Les conséquences de la rétention des éléments nutritifs et des autres contaminants des eaux usées dans le sol sont qu’ils n’atteignent pas les cours d’eau dans lesquels les eaux usées seraient autrement évacuées.

Quoi qu’il en soit, la répercussion du rejet des eaux usées sur les eaux réceptrices constitue un défi de taille. Notamment dans les régions arides et semiarides, où le prélèvement d’eau d’irrigation à partir de courants fluviaux dont les débits dominants sont constitués de flux d’eaux usées et d’eaux de drainage, deux processus biophysiques ont été observés dans différents contextes à l’échelle mondiale. Premièrement, les concentrations élevées en éléments nutritifs ont tendance à s’améliorer grâce à l’utilisation des eaux usées sur les sols et au prélèvement du phosphore et de l’azote par les produits agricoles. Les plantes fourragères herbacées conviennent particulièrement à l’irrigation avec des eaux usées (avec un débit relativement continu toute l’année) et agissent pour retenir l’azote et le phosphore dans les eaux usées. La figure 6.3 présente les résultats sur la concentration de phosphore total (PT) par rapport aux distances en aval du point de déversement des eaux usées dans un fleuve au Mexique (Scott et coll., 2000).

Figure 6.3 PHOSPHORE TOTAL (PT) PAR RAPPORT AUX DISTANCES EN AVAL DU POINT DE DÉVERSEMENT, RIO GUANAJUATO (MEXIQUE), 1998

image

Source: Scott et coll. (2000).

Le deuxième processus est la concentration en sels dans les eaux réceptrices, liée à la fois aux taux élevés de matières dissoutes totales (MDT) contenus dans les eaux usées et à la grande utilisation de l’irrigation avec des eaux usées, soit à travers le lessivage ou la disponibilité dans les sources d’approvisionnement. La réutilisation successive d’eaux usées le long de la rivière accumule les MDT, alors que la demande biochimique d’oxygène (DBO) et les concentrations des autres éléments nutritifs diminuent, comme le montrent les figures 6.4 et 6.5 pour les rivières à flux d’eaux usées dominants localisées au Mexique, dans deux endroits distincts. McCartney et coll. (2008) ont signalé des résultats semblables pour Hyderabad, en Inde.

5.2. Excès en sels et en sodium

Comme mentionné plus haut, les eaux usées sont plus riches en sels que l’eau douce parce que les sels y sont ajoutés à partir de différentes sources (Qadir et Minhas, 2008). Il n’existe aucun moyen économiquement durable de retirer les sels lorsqu’ils s’intègrent aux eaux usées, parce que les techniques sont très dispendieuses. C’est le cas des résines échangeuses de cations ou des membranes d’osmose inverse, qui servent uniquement à produire de l’eau recyclée de grande qualité (Toze, 2006a). Les eaux usées salées contiennent des niveaux excédentaires de sels solubles, tandis que les eaux sodiques se caractérisent par des niveaux excédentaires de Na1. Dans de nombreux cas, les autres sels et le sodium (Na1) sont présents dans des concentrations excédentaires, menant à des eaux usées salées et sodiques (Qadir et coll., 2007).

Figure 6.4 CONDUCTIVITÉ ÉLECTRIQUE (CE) PAR RAPPORT AUX DISTANCES EN AVAL DU POINT DE DÉVERSEMENT, RIO GUANAJUATO (MEXIQUE), 1998

image

Source: Scott et coll. (2000).

Figure 6.5 QUALITÉ DE L’EAU DU DÉBUT À LA FIN, ZONE D’IRRIGATION DE TULA (MEXIQUE), 1997-1998

image

Source: Scott et coll. (2000).

Les sels et les autres contaminants inorganiques dans les eaux usées proviennent de deux grandes catégories d’industries. La première catégorie comprend les industries qui produisent des déchets avec des concentrations élevées en sels. À titre d’exemple, on retrouve les usines de fibres textiles artificielles et l’industrie de fabrication de produits chimiques (hydroxyde de sodium, savon et détergents), entre autres. La deuxième catégorie comprend les industries qui produisent des déchets toxiques de différents niveaux de toxicité; par exemple des pesticides, des engrais, des produits pharmaceutiques et des déchets riches en chrome (Minhas et Samra, 2004). La quantité et le type de sels utilisés au sein d’une industrie et le traitement qui y est associé ont une incidence sur la qualité de ses eaux usées. De plus, les conséquences sont complexes lorsque les flux de saumures industrielles ou commerciales ne sont pas évacués dans des égouts distincts, mais dans les principaux égouts urbains qui transportent les eaux usées vers les installations de traitement ou vers des canaux d’évacuation qui donnent sur les champs des agriculteurs. Il n’existe pas de restrictions sur les concentrations de sel dans les eaux usées industrielles qui sont déversées dans les égouts urbains (Lazarova et Bahri, 2005). Par conséquent, les niveaux de salinité et de sodicité dans les mélanges d’eaux usées domestiques et d’eaux usées industrielles varient considérablement selon les concentrations de sels et le volume proportionnel d’eaux usées industrielles par rapport à celui des eaux usées domestiques.

Des caractéristiques associées à la salinité et à la sodicité des eaux usées générées dans différentes régions du sous-continent indien sont données au tableau 6.5. Les niveaux de salinité (CE) variaient de 1,9 à 4,0 dS m−1, alors que les niveaux de sodicité (RAS) se situaient entre 3,2 et 20,8. En ce qui concerne l’accumulation de sels dans les sols irrigués à Faisalabad, au Pakistan, Simmons et coll. (2009) ont trouvé dans les sols irrigués avec des eaux usées des niveaux de salinité (CE) et de sodicité (RAS) de 51 à 63 pour cent supérieurs à ceux des champs irrigués avec de l’eau douce. En outre, l’alcalinité du sol avait augmenté légèrement avec l’irrigation par des eaux usées (pH de 8,92), par rapport à l’irri gation par l’eau des canaux (pH de 8,75).

Tableau 6.5 SALINITÉ ET SODICITÉ MOYENNES DANS LES EAUX USÉES GÉNÉRÉES DANS LE SOUS-CONTINENT INDIEN

Lieu

CE (ds m–1)a

RAS

CSR (mmolc–l–1)

Références

Faisalabad

3,1

16,0

4,2

Qadir et Minhas (2008)

Karnailwala

2,3

12,6

2,3

Hussain (2000)

Judgewala

4,0

20,8

6,2

Hussain (2000)

Marzipura

3,0

16,7

5,2

Hussain (2000)

Haryana

1,9

3,2

4,5

Qadir et Minhas (2008)

a Comme paramètre de salinité, CE fait référence à la conductivité électrique; les paramètres de sodicité sont composés du rapport d’adsorption du sodium (RAS) et du carbonate de sodium résiduel (CSR).

Les sels excédentaires apportés par l’irrigation avec des eaux usées entraînent des effets négatifs sur les cultures, les sols et l’eau souterraine. La croissance des plantes est influencée par les effets osmotiques et spécifiques des ions, ainsi que par le déséquilibre ionique. Les effets osmotiques abaissent le potentiel hydrique externe, rendant l’eau moins disponible pour les plantes. Des niveaux excédentaires de certains ions, comme la Na1 et le chlorure (Cl), entraînent des effets spécifiques aux ions et provoquent une toxicité ou une carence en certains éléments nutritifs dans les plantes (Grattan et Grieve, 1999). Dans le cas d’irrigation avec des eaux usées sodiques, les concentrations excédentaires de Na1 et de bicarbonate (HCO3-) se traduisent par le développement graduel d’un problème de sodicité dans les sols, aboutissant ainsi à des problèmes structuraux liés à certains processus physiques (Qadir et Minhas, 2008). L’irrigation avec des eaux usées salines ou sodiques peut avoir une incidence sur la qualité de l’eau souterraine. Dans des sols bien drainés, il existe une possibilité de déplacement des sels et des autres contaminants à travers le profil pédologique vers des aquifères libres (Bond, 1998). La qualité des eaux usées, les caractéristiques du sol et la qualité initiale des eaux souterraines réceptrices sont les facteurs importants qui déterminent l’importance de l’effet des sels contenus dans les eaux usées sur la qualité des eaux souterraines.

5.3. Métaux et métalloïdes

Certains métaux et métalloïdes sont essentiels à la bonne croissance végétale, mais sont toxiques à des concentrations élevées; c’est par exemple le cas pour le cuivre (Cu), le molybdène (Mo), le nickel (Ni), le sélénium (Se) et le zinc (Zn). La plupart des industries dans les pays en développement rejettent des effluents non traités contenant différentes concentrations de métaux et de métalloïdes. Puisqu’il n’y a pas séparation des eaux industrielles et domestiques, les réseaux d’égout transportent un mélange d’eaux usées industrielles et domestiques. Les métaux particuliers rejetés ainsi que leurs concentrations varient selon le type d’industrie. Plusieurs études au Pakistan révèlent que les effluents déversés dans les principales villes du pays avaient des concentrations en chrome (Cr), plomb (Pb) et cadmium (Cd) plus élevées que les limites admissibles dans l’eau d’irrigation (Hussain, 2000; Khan et coll., 2007; Murtaza et coll., 2008). L’Organisation des Nations Unies pour le développement industriel (ONUDI, 2000) a signalé que les industries de textile, de tannerie, de peinture et de ciment à Karachi (Pakistan) rejetaient des effluents bruts contenant des concentrations de plomb (Pb) supérieures au seuil tolérable aux sorties des installations. En Afrique également, où les plus grandes industries sont situées souvent uniquement le long de la côte, on a trouvé des cours d’eau pollués par le chrome près des tanneries (Binns et coll., 2003). Les niveaux seuils de métaux et de métalloïdes sont présentés dans le tableau 6.6. Pour les niveaux seuils dans les sols, consulter Chang et coll. (2002).

Plusieurs études ont été menées pour évaluer l’influence de l’irrigation avec des eaux usées sur les concentrations de métaux et de métalloïdes dans les sols et les cultures (Bahri, 2009; Hamilton et coll., 2007; Lazarova et Bahri, 2005; Minhas et Samra, 2004; Qadir et coll., 2000; Simmons et coll., 2009). Dans un programme d’échantillonnage complet réalisé dans deux régions périurbaines de Faisalabad, au Pakistan, Simmons et coll. (2009) ont quantifié les effets de l’irrigation à long terme avec des eaux usées brutes sur la qualité des sols ainsi que les rendements et la qualité des grains et de la paille de trois variétés de blé. La paille de blé est utilisée comme fourrage dans la région. En ce qui concerne la contamination par des métaux lourds et les risques potentiels par le biais de la chaîne alimentaire fourrage-lait-aliments, ils n’ont pas trouvé de différences importantes dans les concentrations en cadmium et en zinc entre les parcelles irriguées avec de l’eau douce et celles irriguées avec des eaux usées à travers une analyse de sols ayant fait l’objet d’une attaque à l’eau régale. Les concentrations d’ions métalliques dans les sols restaient sous les niveaux maximaux admissibles préconisés par la Commission européenne pour le cadmium, le plomb et le zinc dans les sols amendés avec des boues. Dans toutes les variétés de blé soumises à l’irrigation avec des eaux usées, les concentrations de cadmium et de plomb restaient inférieures aux niveaux maximaux admissibles dans les produits alimentaires (tableau 6.7).

Tableau 6.6 CONCENTRATIONS MAXIMALES RECOMMANDÉES (CMR)a DANS L’EAU D’IRRIGATION DE QUELQUES MÉTAUX ET MÉTALLOÏDES SÉLECTIONNÉS

Élément

CMR mg l−1

Remarques

Aluminium

5,00

Peut bloquer la productivité dans les sols acides (pH < 5,5), mais des sols plus alcalins au pH > 7,0 précipiteront les ions et élimineront toute toxicité.

Arsenic

0,10

La toxicité pour les plantes varie énormément, allant de 12 mg par litre pour le fourrage au Soudan à moins de 0,05 mg par litre pour le riz.

Béryllium

0,10

La toxicité pour les plantes varie énormément, allant de 5 mg par litre pour le chou vert à 0,5 mg par litre pour les haricots nains.

Cadmium

0,01

Toxique à des concentrations aussi faibles que 0,1 mg par litre dans la solution nutritive pour les haricots, les betteraves et les navets. On recommande des limites prudentes.

Chrome

0,10

Généralement pas reconnu comme élément essentiel de la croissance végétale. On recommande des limites prudentes.

Cobalt

0,05

Toxique pour les plants de tomates à 0,1 mg par litre dans la solution nutritive. Il a tendance à être inactivé par les sols neutres et alcalins.

Cuivre

0,20

Toxique pour un certain nombre de plantes de 0,1 à 1,0 mg par litre dans la solution nutritive.

Fer

5,00

Non toxique pour les plantes dans des sols aérés, mais peut contribuer à l’acidification des sols et à la perte de disponibilité du phosphore et du molybdène.

Lithium

2,50

Toléré par la plupart des cultures jusqu’à 5 mg par litre. Mobile dans le sol. Toxique pour les agrumes à de faibles concentrations avec une limite recommandée de < 0,075 mg par litre.

Manganèse

0,20

Toxique pour un certain nombre de cultures, de quelques dixièmes à quelques mg par litre dans les sols acides.

Molybdène

0,01

Non toxique pour les plantes à des concentrations normales dans le sol et l’eau. Peut s’avérer toxique pour le bétail si le fourrage est cultivé dans des sols présentant des concentrations élevées de molybdène libre.

Nickel

0,20

Toxique pour un certain nombre de plantes, de 0,5 à 1,0 mg par litre; toxicité réduite à un pH neutre ou alcalin.

Plomb

5,00

Peut inhiber la croissance des cellules végétales à des concentrations très élevées.

Sélénium

0,02

Toxique pour les plantes à de faibles concentrations et toxique pour le bétail si le fourrage est cultivé sur des sols présentant des niveaux relativement élevés de sélénium.

Zinc

2,00

Toxique pour de nombreuses plantes à des niveaux très variés de concentrations; toxicité réduite à pH ≥ 6,0 et dans des sols à texture fine ou organiques.

a La concentration maximale repose sur un taux d’épandage de l’eau qui respecte les bonnes pratiques d’irrigation (10 000 m3 ha-1 an-1). Si le taux d’épandage de l’eau dépasse de beaucoup ce chiffre, les concentrations maximales devraient être ajustées en conséquence. Il n’y a pas lieu de faire un ajustement pour des taux d’application inférieurs à 10 000 m3 ha-1 an-1. Les valeurs données concernent l’eau utilisée à long terme dans un site.

Source: Ayers et Westcot (1985); Pescod (1992).

S’appuyant sur une enquête menée le long du fleuve Musi en Inde, Minhas et Samra (2004) ont détecté le transfert d’ions métalliques des eaux usées au lait de vache par le biais d’herbes cultivées dans des sols irrigués avec des eaux usées et utilisées pour nourrir les animaux. La proportion d’échantillons présentant des quantités excédentaires de polluants dans l’herbe allait de quatre pour cent pour le cadmium à 100 pour cent pour le plomb. Les échantillons de lait étaient hautement contaminés par les deux ions métalliques, de 1,2 à 40 fois supérieurs aux limites admissibles. Qadir et coll. (2000) ont découvert que dans le cas de l’irrigation avec des eaux usées brutes, les légumes-feuilles accumulaient certains métaux comme le cadmium en plus grandes quantités que les légumes sans feuilles. Sharma et coll. (2007) ont conclu que l’irrigation avec des eaux usées augmentait la contamination des parties comestibles des légumes par le cadmium, le plomb et le nickel, et que cela posait à long terme des risques potentiels pour la santé. Des conclusions similaires ont été documentées lors d’une étude menée à Harare, au Zimbabwe, où les agriculteurs utilisaient des eaux usées pour irriguer des légumes-feuilles (Mapanda et coll., 2005). En règle générale, les concentrations d’ions métalliques dans le tissu végétal augmentent avec les concentrations dans l’eau d’irrigation. Les concentrations dans les racines sont habituellement plus élevées que dans les feuilles.

En révisant l’utilisation de l’eau recyclée dans l’industrie australienne de production horticole, Hamilton et coll. (2005) ont classé les métaux potentiellement phytotoxiques contenus dans les eaux usées (eaux recyclées) en quatre groupes selon leur niveau de rétention dans le sol, leur transfert dans les plantes, leur phytotoxicité et leur risque potentiel dans la chaîne alimentaire. Ils ont classé le Cd, le Co, le Mo et le Se dans le groupe 4, celui qui pose les plus grands risques pour la santé humaine et animale, bien qu’ils soient présents dans les légumes irrigués avec des eaux usées à des concentrations qui ne sont habituellement pas phytotoxiques. Ceci est confirmé par l’OMS, qui place le bore et le cadmium sur la liste des métaux particulièrement préoccupants en raison de leur niveau élevé de toxicité et de bioaccumulation dans les légumes (OMS, 2006a).

Tableau 6.7 DIFFÉRENCES ENTRE LES CONCENTRATIONS MOYENNES D’IONS MÉTALLIQUES (Zn, Cd Et Pb) DANS LA PAILLE DE TROIS VARIÉTÉS DE BLÉ ET DANS LES ÉCHANTILLONS DE SOL AYANT FAIT L’OBJET D’UNE ATTAQUE À L’EAU RÉGALE DANS DES ZONES IRRIGUÉES AVEC L’EAU DE CANAUX ET DANS DES ZONES IRRIGUÉES AVEC DES EAUX USÉES

Irrigation

Concentration d’ions métalliques dans la paille de blé (mg kg–1)

Concentration d’ions métalliques dans le sol (mg kg–1)

 

Zn

Cd

Pb

Zn

Cd

Pb

Eau de canaux

8,66 (±1,33)a

0,064 (±0,036)

0,353 (±0,204)

55,8 (±2,69)

1,56 (±0,147)

9,79 (±0,204)

Eaux usées

10,5 (±1,89)

0,173 (± 0,133)

1,280 (±0,628)

58,7 (±6,79)

1,66 (±0,160)

8,62 (±1,33)

NMAb

c

< 1,0

< 10,0

< 300

< 3,0

< 300

a Les valeurs entre parenthèses indiquent un écart-type ±.

b Le niveau maximum admissible (NMA) s’inspire de la Directive de la Commission européenne 2002/32/EC pour le plomb (Pb) et le cadmium (Cd) dans les produits alimentaires et de la Directive 2002/32/EC pour les sols amendés avec des boues.

c Non disponible.

Source: D’après les données de Simmons et coll. (2009).

L’apport non contrôlé de métaux et de métalloïdes dans les sols par le biais de l’irrigation avec des eaux usées n’est pas souhaitable, car lorsqu’ils se sont accumulés, il est très difficile de les enlever. Cette situation peut ensuite mener à la toxicité des plantes cultivées dans des sols contaminés; à l’absorption par les légumes, entraînant des concentrations élevées de métaux et de métalloïdes dans le tissu végétal pouvant être nuisibles à la santé des humains ou des animaux qui consomment les cultures; et au transport de cette contamination des sols aux eaux souterraines ou eaux de surface, rendant ainsi dangereuse l’utilisation de l’eau à d’autres fins (Murtaza et coll., 2009).

On peut déterminer le danger potentiel que posent les métaux et métalloïdes en évaluant leur charge cumulative totale dans les sols. Le tableau 6.8 renseigne sur la durée requise pour que les sols irrigués avec des eaux usées (capacité d’échange cationique, CEC 5-15 cmolc kg–1) atteignent leurs charges limites pour certains métaux et métalloïdes. Les données utilisées représentent des sols calcaires alluviaux provenant de trois endroits au Pakistan: Faisalabad, Peshawar et Haroonabad. La durée requise pour que le cadmium atteigne sa charge limite variait entre 13 ans pour la ville très industrialisée de Faisalabad à 67 ans pour la petite ville moins industrialisée de Haroonabad. Les estimations de charge en métaux et métalloïdes suggèrent que leur accumulation est un processus lent, même dans les cas d’irrigation avec des eaux usées non traitées. Cependant, il serait très difficile d’améliorer les sols lorsqu’ils atteignent les charges limites en certains métaux et métalloïdes. Les quantités de métaux retirés par les cultures sont petites (< 10 pour cent des métaux apportés) comparativement aux quantités épandues sur les sols (Page et Chang, 1985).

Tableau 6.8 DURÉE PRÉVUE POUR QUE LES SOLS AGRICOLES IRRIGUÉS AVEC DES EAUX USÉES ATTEIGNENT LES CHARGES LIMITES EN MÉTAUX DANS TROIS ENDROITS AU PAKISTANa

Lieu

Métal

Concentration (mg L–1)

Apports annuels (kg ha–1)b

Charge limite (kg ha−1)c

Temps prévu (années)

Faisalabad

Cd

0,05

0,75

10

13

Peshawar

Cd

0,04

0,60

10

17

Haroonabad

Cd

0,01

0,15

10

67

Faisalabad

Cu

0,17

2,54

250

99

Peshawar

Cu

0,26

3,88

250

65

Haroonabad

Cu

0,35

5,22

250

48

Faisalabad

Ni

0,38

5,67

250

44

Peshawar

Ni

1,25

18,64

250

13

Haroonabad

Ni

0,14

2,09

250

120

Faisalabad

Pb

0,21

3,13

1000

319

Peshawar

Pb

0,70

10,44

1000

96

Haroonabad

Pb

0,04

0,60

1 000

1 676

a Sols calcaires alluviaux.

b Fondés sur une irrigation avec des eaux usées à 1,5 m de profondeur par année (15 000 m3 ha-1).

c En tenant compte de la capacité d’échange cationique (CEC) des sols: 5-15 cmolc kg–1.

5.4. Contaminants émergents préoccupants

Avec les changements apportés au mode de vie et l’augmentation des trains de vie, de plus en plus de contaminants sont rejetés dans les eaux usées, notamment des composés perturbateurs endocriniens, des hormones, des produits pharmaceutiques résiduels et des résidus actifs de produits d’hygiène personnelle (PHP). Les perturbateurs endocriniens (aussi appelés parfois agents hormonaux actifs) comprennent des composés d’œstradiol qu’on trouve couramment dans la pilule contraceptive, des phytoestrogènes, des pesticides et des produits chimiques industriels comme les phénols (tableau 6.9). Il s’agit de substances exogènes pouvant agir comme des hormones dans l’appareil endocrinien humain et perturber les fonctions des hormones endogènes. Ces substances ont tendance à être présentes à des concentrations très faibles même dans les eaux usées traitées et peuvent avoir des effets physiologiques nuisibles sur les animaux et les humains. Au moins 45 substances chimiques on été identifiées comme étant de potentiels polluants perturbateurs endocriniens, dont des contaminants industriels tels que les dioxines et les biphényles polychlorés (PCB), les insecticides comme le dichlorodiphényltrichloroéthane (DDT) et le carbaryl, et les herbicides (2,4-D et l’atrazine).

Tableau 6.9 CONCENTRATIONS MAXIMALES TOLÉRABLES DE QUELQUES PESTICIDES, CONTAMINANTS ÉMERGENTS ET AUTRES POLLUANTS DANS LES SOLS IRRIGUÉS AVEC DES EAUX USÉES

Polluant

Concentration dans le sol mg kg–1

Polluant

Concentration dans le sol mg kg–1

Aldrine

0,48

Méthoxychlore

4,27

Benzène

0,14

HAP (comme benzo[a]pyrène)

16,0

Chlordane

3,00

PCB

0,89

Chloroforme

0,47

Pentachlorophénol

14,0

2,4-D

0,25

Pyrène

41,0

DDT

1,54

Styrène

0,68

Dicholorobenzène

15,0

2,4,5-T

3,82

Dieldrine

0,17

Tétrachloroéthane

1,25

Dioxines

0,00012

Tétrachloroéthylène

0,54

Heptachlore

0,18

Toluène

12,0

Hexacholorobenzène

1,40

Toxaphène

0,0013

Lindane

12,0

Trichloroéthane

0,68

Source: D’après Human Health Protection (Chang et coll., 2002; OMS, 2006a).

En plus de contenir des composés perturbateurs endocriniens, les eaux usées peuvent transporter également des hormones. L’irrigation avec des eaux usées riches en hormones peut accroître la production endogène d’hormones (phytohormones) dans les cultures de légumineuses comme la luzerne. L’ingestion de cultures fourragères par les moutons et les bovins peut entraîner des problèmes d’infertilité chez les animaux (Shore et coll., 1995). Pour de nombreuses substances, comme les œstrogènes stéroïdes, la biodégradation et la sorption constituent les principaux processus d’élimination. Toutefois, il y a toujours une pénurie d’information sur la persistance de plusieurs de ces substances dans le sol (Young et coll., 2004).

Les produits pharmaceutiques résiduels (par exemple les analgésiques, la caféine, les médicaments qui réduisent le cholestérol et les antibiotiques) constituent un autre groupe préoccupant. Certaines de ces substances ont tendance à persister même après un traitement avancé des eaux usées. On s’inquiète du fait que les sols irrigués avec des eaux usées contenant de tels contaminants ne puissent les retenir, entraînant ainsi leur percolation à travers les sols vers les eaux souterraines. Bien que de nombreux produits pharmaceutiques résiduels ne soient pas nécessairement toxiques, ils peuvent avoir des répercussions sur la santé en raison de leurs effets sur les systèmes immunitaires et hormonaux des animaux et des humains.

Les niveaux de résidus des PHP actifs augmentent aussi dans les eaux usées. La percolation des résidus de PHP par le biais de sols irrigués avec des eaux usées a des conséquences sur la détérioration de la qualité des eaux souterraines, avec des effets subséquents possibles sur la santé humaine. Il peut aussi y avoir certains effets toxiques non spécifiés sous forme de développement de bactéries résistantes aux antibiotiques, à la suite de l’exposition répétée des pathogènes à des concentrations d’antibiotiques dans les eaux usées et les cours d’eau contaminés (Bouwer, 2005).

Bien que la présence de ces produits chimiques dans l’environnement et leurs potentielles conséquences écologiques soient généralement alarmantes, les concentrations trouvées jusqu’à présent dans les cours d’eau de surface et dans d’autres milieux environnementaux restent très faibles. Des effets possibles sur la santé ont été principalement associés à la vie aquatique (Young et coll., 2004), mais pas formellement aux humains, bien qu’il existe de nombreuses indications sur des possibilités d’effets nuisibles (Bouwer, 2005; Colborn et coll., 1993). Néanmoins, il y a toujours peu de données sur la présence et le devenir des micropolluants organiques: pendant et après l’irrigation, du point de vue de l’absorption par les cultures et des impacts possibles sur la santé humaine à travers la chaîne alimentaire par la consommation de légumes.

De nombreux produits chimiques pourraient subir une dégradation microbienne rapide ou une adsorption par les matières organiques du sol et seraient ainsi peu susceptibles de pénétrer le tissu végétal à partir de la racine (Chang et coll., 2002). Mais même dans cette éventualité, la comparaison des concentrations courantes dans les eaux usées brutes avec d’autres sources de ces produits chimiques indique jusqu’à présent des risques très faibles pour la santé des humains (Toze, 2006b). Nous avons besoin de plus d’études, particulièrement en ce qui concerne les modèles quantitatifs de simulation pour l’évaluation des risques.

6. ÉVALUATION DES RISQUES

Les produits chimiques peuvent avoir une incidence sur la santé des sols, des cultures et des hommes. Pour certains métaux lourds, la « barrière sol-plante » protège la chaîne alimentaire de ces éléments, dans d’autres cas il y a la bioaccumulation (voir le chapitre 11). Les niveaux admissibles de paramètres chimiques dépendent donc de leur comportement, des types de réutilisations proposées pour l’eau (par exemple aliments contre fourrage contre production de carburant) et des facteurs particuliers au site, comme le degré de dilution avec de l’eau provenant d’autres sources.

En vue d’établir des limites quantitatives en charges polluantes dans l’épandage de déchets sur les terres en général, les mêmes éléments d’information sont utilisés (Chang et coll., 2002):

• L’identification des dangers – les produits chimiques toxiques dont il faut tenir compte doivent être identifiés.

• L’évaluation de la dose-réponse et la caractérisation des risques – le niveau maximal admissible d’exposition pour les sujets exposés est déterminé pour chaque produit chimique, selon les caractéristiques de la dose-réponse associée à un niveau de risque admissible prédéterminé.

• L’analyse de l’exposition – des scénarios réalistes d’exposition illustrant le cheminement des polluants sont formulés en vue d’identifier les personnes exposées.

Analyser la qualité des eaux usées comme indicateur de risque est approprié là où des relations dose-réponse entre la qualité de l’eau et la qualité du sol, la croissance végétale et la santé humaine ont été bien établies. C’est le cas par exemple des indicateurs de salinité et de la plupart des macro et oligo-éléments qui ont une incidence sur la santé des sols et des cultures, mais cela demeure un défi de plus en plus difficile à relever en ce qui concerne leur influence sur la santé humaine.

Dans ce cas, les relations dose-réponse peuvent découler des données obtenues dans des enquêtes épidémiologiques, des extrapolations à partir d’études sur les animaux, ou des essais de toxicité sur mammifères ou cellules bactériennes. Les données épidémiologiques peuvent donner les relations cause-effet les plus réalistes, mais elles sont disponibles seulement pour un nombre très limité de produits chimiques. Un autre défi à relever, particulièrement dans les pays en développement, est d’obtenir l’investissement requis dans les capacités d’analyse des laboratoires. La longue période de latence des troubles causés par de nombreuses substances toxiques de l’environnement, comme dans le cas du cancer, réduit la qualité des données en retardant la détermination des effets (Weber et coll., 2006). Des modèles d’évaluation des risques sont nécessaires (voir l’encadré 6.1).

Une fois établies, les relations dose-réponse permettront la proposition d’une dose journalière acceptable (DJA) pour chaque produit chimique spécifique. En vue de calculer les limites numériques de l’apport des polluants dans les terres, le processus remontera quantitativement la piste du cheminement des polluants à travers la chaîne alimentaire (ou d’autres chemins d’exposition) afin d’arriver à une concentration de polluants acceptable pour le sol récepteur et prédire la « concentration inoffensive ». Afin de démontrer un risque acceptable pour la santé ou l’environnement, cette valeur devrait être supérieure à celle de la « concentration environnementale » prévue ou analysée (Weber et coll., 2006).

Parmi les éléments nutritifs et les métaux lourds, un excès ou une insuffisance dans les cultures ne dépend pas uniquement des concentrations absolues de l’élément, mais de son équilibre dans le milieu, du type de matière organique disponible à laquelle il pourrait être lié et des conditions du sol (comme l’acidité et l’état d’oxydoréduction) qui peuvent déterminer leur solubilité et leur absorption par les racines. Dans ce cas, l’analyse des eaux usées ne peut donner qu’une première indication, et c’est l’analyse du sol qui pourrait s’avérer plus appropriée. C’est également le cas pour les contaminants organiques qui sont dans le sol et qui sont soumis à un éventail de processus biotiques et abiotiques. Une option souvent négligée pour les métaux et les métalloïdes consiste en l’analyse des cultures dans les fermes respectives, particulièrement lorsqu’il est question d’une transmission par le biais de la chaîne alimentaire. L’analyse végétale offre généralement une évaluation bien plus précise d’un probable prélèvement que l’analyse du sol ou de l’eau. Toutefois, elle tient aussi compte des prélèvements à partir de toutes les sources d’éléments nutritifs localement disponibles ou de contaminants dans le sol, qu’il s’agisse de l’eau d’irrigation, des intrants chimiques agricoles ou, notamment pour l’agriculture urbaine, des gaz d’échappement des véhicules (Bakare et coll., 2004). Une telle situation exige qu’on réalise une analyse comparative avant de pouvoir tirer des conclusions à partir d’une source en particulier.

Dans tous les cas, l’échantillonnage et l’analyse devront tenir compte des variations spatiales et temporelles de la qualité de l’eau et de l’accumulation de contaminants dans le sol ou les plantes au fil du temps. Cela nécessite idéalement une surveillance à long terme ou une installation qui permet de comparer les sites à différents moments d’exposition.

Alors que l’évaluation de la salinité du sol et de l’eau sur le terrain peut être réalisée à l’aide d’une électrode, l’analyse des éléments nutritifs nécessite généralement un équipement de laboratoire plus consistant. Selon la concentration des éléments dans l’échantillon, en général le matériel devient plus complexe et dispendieux qu’il s’agisse de macro-éléments, d’oligo-éléments ou de métaux lourds. Bien que de nombreux établissements de recherche et de nombreuses universités des pays en développement disposent de laboratoires pour analyser la plupart des macro-éléments et certains des oligo-éléments, il faut souvent recourir à un soutien extérieur pour les métaux lourds ou les contaminants organiques. Une solution de remplacement à faible coût est de prévoir le risque selon les facteurs environnementaux et les pratiques d’utilisation à l’aide, par exemple, de l’indice de classement concernant l’incidence des pesticides – Pesticide Impact Rating Index (PIRI) – un logiciel gratuit développé par le CSIRO en Australie (<http://www.clw.csiro.au/research/biogeochemistry/organics/projects/piri.html>).

Lorsque les concentrations de composants comme les métaux lourds ou les contaminants organiques sont connues dans le tissu végétal, ou dans les aliments en général, qui sont éventuellement consommés par un groupe particulier de consommateurs, il est possible de calculer l’exposition (l’ingestion) humaine. L’exposition du consommateur est ensuite comparée à la « dose journalière acceptable » (DJA, voir plus haut), par exemple, lorsque l’ingestion de composants comme les pesticides pourrait être inévitable, ou à la « dose journalière tolérable » (DJT), pour les métaux lourds. On peut obtenir l’exposition à l’aide de l’équation de base suivante: exposition (mg/kg poids corporel/jour) = consommation (mg/kg poids corporel/jour) × résidu (mg/kg). Alors que les DJT sont considérées comme représentant un apport tolérable pour la durée d’une vie, elles ne sont pas aussi précises pour ne pas être dépassées dans de courtes périodes de temps. L’exposition à court terme à des niveaux supérieurs à la DJT n’est pas préoccupante, à condition que l’apport individuel moyen sur de plus longues périodes ne surpasse pas sensiblement le niveau établi (OMS, 2006b).

On peut trouver des renseignements détaillés sur l’échantillonnage et l’analyse des contaminants courants dans les livres de cours réguliers pour l’analyse du sol, de l’eau et des plantes, ou sur le site Web de l’OMS pour le Service Eau, assainissement et santé: <http://www.who.int/water_sanitation_health/fr/index.html>.

CONCLUSIONS

Bien que d’un point de vue microbiologique, les eaux usées soient davantage perçues comme un danger biophysique, leur contenu chimique présente une situation plus complexe ayant des conséquences positives et négatives sur les sols, les cultures et les cours d’eau. Il s’agit là de considérations importantes non seulement pour l’agriculteur, mais également pour la gestion du traitement et de l’évacuation des eaux usées.

Les concentrations en éléments nutritifs peuvent varier considérablement dans les eaux usées. Alors que la mise à disposition d’une source fiable pour l’irrigation et pour l’approvisionnement en éléments nutritifs sont considérées comme étant les facteurs déterminants de l’utilisation des eaux usées non traitées en agriculture, maintenir des niveaux adéquats d’éléments nutritifs dans les eaux usées constitue un défi de taille, en raison des effets négatifs possibles liés à un apport excédentaire dans les sols. En ce qui concerne le contenu en sels, il n’existe pas de moyens rentables de les retirer lorsqu’ils entrent dans les eaux usées parce que les techniques pour les enlever sont très dispendieuses et servent uniquement à produire de l’eau recyclée de grande qualité. Cependant, les eaux usées qui contiennent une bonne proportion de cations bivalents comme le calcium peuvent servir à amender les sols pauvres en calcium, comme les sols sodiques et les sols salins sodiques.

Certains métaux et métalloïdes issus de l’irrigation avec des eaux usées sont essentiels à la bonne croissance des plantes, mais sont toxiques à des concentrations élevées. La plupart des industries dans les pays en développement évacuent des effluents non traités contenant différentes concentrations de métaux et métalloïdes. Puisqu’il n’y a généralement pas de séparation des eaux usées industrielles et domestiques, les égouts peuvent transporter un mélange d’eaux usées industrielles et domestiques. Selon le niveau d’industrialisation et le type d’industries, les métaux et métalloïdes évacués et leurs concentrations varient considérablement. Dans de nombreux pays en développement, les répercussions peuvent rester localisées, mais la situation exige un suivi minutieux, tout particulièrement dans les économies en transition.

Néanmoins, la qualité de l’évaluation des risques chimiques varie considérablement selon les différents dangers. Alors que les effets des éléments nutritifs en excès ou des métaux lourds sur la productivité des sols ou la santé des cultures sont à l’étude depuis un certain temps, il n’existe que des renseignements limités sur d’autres facteurs comme le devenir et l’effet des contaminants organiques de l’eau d’irrigation sur la santé humaine. Il y a un important besoin d’acquisition de modèles informatiques semblables à ceux développés pour les évaluations des risques microbiens (voir le chapitre 5).

Comme l’approvisionnement en éléments nutritifs par l’irrigation avec des eaux usées, la présence de matières organiques dans les eaux usées peut avoir des conséquences positives ou négatives selon la nature des matières organiques apportées par l’irrigation avec des eaux usées. Par rapport aux effets positifs, les matières organiques apportées par les eaux usées améliorent la structure du sol, agissent comme magasin de stockage des éléments nutritifs essentiels pour la croissance des cultures et augmentent les caractéristiques de charge des sols irrigués. En outre, l’état du carbone organique des sols irrigués avec des eaux usées s’accroît i ndépendamment des conditions pédologiques et agroclimatiques.

La recherche de solutions « gagnant-gagnant » pour tous nécessiterait de conserver les conséquences positives de l’irrigation avec des eaux usées tout en contrôlant, évaluant et, au besoin, minimisant les effets négatifs potentiels (voir le chapitre 11). Cependant, cela exige souvent des interventions de gestion situées au-dessus du niveau de l’exploitation agricole. Autrement dit, les secteurs de l’agriculture et de l’assainissement devraient travailler ensemble.

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CHAPITRE 7
Analyse des risques intégrant les moyens de subsistance et les conséquences économiques de l’irrigation avec des eaux usées sur la santé

Marites M. Tiongco, Clare A. Narrod et Kelly Bidwell

RÉSUMÉ

Ce chapitre offre un bref examen des méthodes et des approches pour évaluer les conséquences de l’utilisation des eaux usées pour irriguer les légumes. Les cinq objectifs suivants sont pris en compte: (a) analyser les connaissances, les attitudes et les perceptions des producteurs et des consommateurs pauvres quant aux risques associés à la contamination et à l’exposition aux pathogènes, ainsi que les conséquences économiques sur la santé et les moyens de subsistance; (b) analyser les coûts et les bénéfices des interventions sans traitement à l’échelle de la ferme (par exemple l’irrigation au goutte à goutte et cesser l’irrigation avant la récolte) et au niveau post-récolte (par exemple laver et désinfecter les légumes après la récolte); (c) identifier des interventions efficaces pour réduire les risques de maladies d’origine hydrique associées à l’utilisation des eaux usées pour l’irrigation; (d) estimer la volonté des producteurs et des consommateurs de payer pour des interventions sans traitement, ou de les adopter, à différentes étapes le long de la chaîne alimentaire; et (e) évaluer les conséquences sur l’économie et les moyens de subsistance à long terme d’adopter ces interventions sans traitement qui sont identifiées comme étant efficaces et qui visent les producteurs et les consommateurs pauvres. Le chapitre se termine en faisant la synthèse d’un cadre méthodologique pour la collecte et l’analyse de données afin d’évaluer les effets sur les moyens de subsistance et les conséquences économiques des maladies causées par des pathogènes microbiens provenant des eaux usées.

INTRODUCTION

On estime que plus de 20 millions d’hectares de terres agricoles dans les pays en développement sont irriguées avec des eaux usées brutes ou diluées (voir le chapitre 1 et Jiménez et Asano, 2004; Scott et coll., 2004). Ensink et coll. (2004) ont déclaré que l’utilisation des eaux usées pour irriguer des cultures agricoles, notamment des cultures à grande valeur comme les fruits et les légumes, se pratique dans de nombreuses régions du monde en raison de la rareté des ressources en eau propre et parce que les eaux usées sont perçues par les petits producteurs comme un moyen bon marché d’améliorer la fertilité des sols et d’ajouter des éléments nutritifs essentiels à leurs cultures. Bien que les eaux usées présentent une grande valeur en éléments nutritifs, elles constituent aussi un risque pour la sécurité alimentaire en raison de la transmission possible de pathogènes (y compris des bactéries, des virus et des protozoaires) sur les fruits et les légumes qui représentent un danger potentiel pour la santé humaine.

La consommation directe d’aliments cultivés dans des terres irriguées avec des eaux usées et l’ingestion de particules de sol découlant d’une mauvaise hygiène qui permet le transfert des particules de sol aux mains puis à la bouche (ne pas laver les mains sales avant de manger) sont des exemples de voies d’exposition aux microorganismes pathogènes à partir du fumier organique, des engrais, des pesticides et des effluents entraînant des maladies infectieuses comme la fièvre typhoïde, les infections au rotavirus, le choléra et l’hépatite A (IWMI, 2006; Scott et coll., 2004). De plus, les agriculteurs et les travailleurs qui œuvrent à l’irrigation peuvent avoir des infections aux helminthes et des maladies parasitaires en raison de leur contact direct avec des eaux usées non traitées et des sols contaminés, particulièrement s’ils sont exposés pendant une longue période (Ensink, 2006). Bien qu’ils en soient conscients, il est souvent difficile d’obtenir des agriculteurs, particulièrement des petits producteurs pauvres, de changer leurs comportements en utilisant des pratiques de réduction des risques pour l’irrigation avec des eaux usées, parce que la production alimentaire à l’aide d’eaux usées génère d’importantes possibilités de subsistance1 (Buechler et Devi, 2005a, 2005b; Hamilton et coll., 2005; Toze, 2006). Par conséquent, il faut tenir compte, dans les stratégies efficaces de réduction des risques, des pratiques et des attitudes des agriculteurs face à l’adoption d’interventions pour atténuer ces risques.

1. Les moyens de subsistance représentent ici l’ensemble des activités, par exemple la culture grainetière, l’élevage des animaux de ferme et les emplois à l’extérieur de la ferme, sur lesquels se fonde le bien-être des ménages pauvres (Chambers et Conway, 1992). Les moyens de subsistance d’un ménage sont viables lorsqu’ils sont suffisants pour permettre d’affronter et de surmonter des chocs externes (comme un conflit civil ou l’apparition de nouvelles maladies qui touchent les humains, les cultures ou le bétail) et des contraintes (par exemple des intempéries répétitives et le cycle saisonnier), tout en permettant de conserver ou de rehausser les biens et les capacités sans nuire aux ressources naturelles disponibles (Chambers et Conway, 1992; Ellis, 2000; Scoones, 1998).

Le chapitre examine les méthodes pour évaluer la rentabilité de telles interventions et suggère que, pour relever ce défi, il faut aborder quatre enjeux interdépendants. Premièrement, les petits producteurs qui utilisent des eaux usées sont souvent mal informés des risques potentiels pour la santé d’infection et de maladie à la fois pour eux et pour les consommateurs de produits irrigués avec des eaux usées. Deuxièmement, les petits producteurs agissent principalement en pensant aux effets économiques positifs et à court terme sur leur subsistance, même s’ils peuvent comprendre les conséquences négatives et à long terme sur la santé. Troisièmement, les interventions pour réduire les risques sur la sécurité alimentaire associés à l’utilisation des eaux usées pour l’irrigation dans des régions urbaines et périurbaines ont tendance à constituer une mise en œuvre à grande échelle et non efficace pour les pauvres. Dans le cas des consommateurs, leurs choix comportementaux peuvent être influencés par des comportements et des expériences antérieurs, ainsi que par leur perception des risques relatifs. Par exemple, si les consommateurs mangent des légumes crus depuis des années et qu’ils n’ont pas été malades, ils peuvent penser qu’ils ne sont pas à risque, ou que la probabilité de contamination est très faible, et ils pourraient être réticents à apporter des changements à long terme à leurs façons de préparer et de consommer les aliments. En dernier lieu, les décideurs ne possèdent pas assez d’informations à savoir si les producteurs et les consommateurs seraient prêts à payer pour des interventions, ou à les adopter, afin de réduire les risques sanitaires si des mesures efficaces étaient disponibles.

En vue de mieux comprendre la complexité de ces enjeux et de trouver des solutions possibles pour minimiser les risques d’infection et de maladie découlant de la consommation et de la production de légumes irrigués avec des eaux usées, il faut effectuer une analyse des risques. L’analyse des risques est un cadre reconnu à l’échelle internationale et elle est utilisée pour identifier et évaluer les risques de maladie et de sécurité alimentaire, afin d’évaluer les options de gestion des risques et les défis associés à la santé publique et à la sécurité alimentaire (voir l’encadré 7.1). Elle comprend une évaluation des risques relativement aux conséquences biologiques et économiques, une évaluation des choix en matière de gestion des risques et une stratégie de communication des risques de manière à identifier une gamme de mesures de contrôle efficaces pour réduire un risque en particulier. Bien qu’il y ait eu un certain nombre d’évaluations des risques sur l’utilisation des eaux usées pour les cultures vivrières (Asano et coll., 1992; Fattal et coll., 2004; van Ginneken et Oron, 2000; Hamilton et coll., 2006; Petterson et coll., 2001; Shuval et coll., 1997; Tanaka et coll., 1998), à la connaissance des auteurs, il n’existe pas d’analyse de risques qui intègre l’adoption d’interventions dans le cadre de travail, à l’exception de l’approche théorique présentée par Malcolm et coll. (2004) et dans les chapitres 13 et 16 de ce livre. Être au fait de la conscience, des connaissances et des perceptions par rapport aux risques, de même qu’évaluer la volonté de payer pour ces stratégies efficaces de réduction des risques, ou de les adopter, constituent des déterminants importants pour faire des choix quant aux mesures à adopter. En outre, bien que la gestion des risques comporte un élément de surveillance et d’examen, elle ne surveille ni n’évalue l’effet à long terme de l’adoption d’une stratégie d’atténuation sur les moyens de subsistance. Puisqu’il y a de nombreux petits producteurs pauvres qui participent à la production alimentaire dans les pays en développement, et qui utilisent des eaux usées, il faut comprendre l’incidence économique des dangers liés à la sécurité alimentaire sur leurs moyens de subsistance (revenus, santé et nutrition et égalité des sexes) et sur la volonté des parties intéressées d’adopter des stratégies efficaces de réduction des risques.

Dans ce chapitre, nous proposons l’utilisation d’un cadre d’analyse des risques modifié qui tient compte de la volonté des gens de payer pour des options efficaces de réduction des risques sanitaires associés à l’utilisation des eaux usées, ou de les adopter, et d’améliorer leur subsistance. Nous explorons comment le cadre d’analyse des risques et les méthodologies visant à évaluer les coûts et les bénéfices, de même que la rentabilité des options de réduction des risques, peuvent s’intégrer aux méthodologies permettant d’évaluer les perceptions, les connaissances et les attitudes au sujet du risque, ainsi que la volonté de payer pour des mesures de contrôle, ou de les adopter. Nous tentons d’identifier les méthodologies appropriées pour évaluer les effets à long terme de l’adoption d’interventions sans traitement efficace qui visent les producteurs et les consommateurs, notamment en quoi celles-ci ont une incidence sur la productivité et les moyens de subsistance.

1. MÉTHODES ÉCONOMIQUES SERVANT À ÉVALUER L’INCIDENCE DE LA MALADIE ET DES INTERVENTIONS POUR RÉDUIRE LES RISQUES

Les effets de l’utilisation des eaux usées sur la santé et ses conséquences sociales et économiques pour les agriculteurs, les ouvriers agricoles et les membres de leur foyer, ainsi que les consommateurs de produits irrigués avec des eaux usées, ont été étudiés dans certains régions, mais ces études ne comportent pas l’évaluation des conséquences économiques sur les moyens de subsistance, comme le revenu, la richesse ainsi que la nutrition et la sécurité alimentaire (Blumenthal et coll., 2000; Ensink et coll., 2003; Feenstra et coll., 2000; van der Hoek et coll., 2002; Shuval et coll., 1986).

Dans le cas des risques pour la santé, il est nécessaire d’adopter un point de vue « de la ferme à la fourchette » en ce qui concerne les risques microbiens, car les pathogènes peuvent pénétrer pratiquement n’importe où dans la chaîne alimentaire. Les effets pour la santé peuvent découler du contact des agri culteurs ou d’autres personnes avec l’eau d’irrigation, ou par le biais de contacts directs ou indirects entre des légumes non contaminés et des légumes contaminés, et par une manipulation non hygiénique, c’est-à-dire des mains sales qui transmettent les pathogènes aux légumes. En économie de la santé, les années de vie corrigées du facteur invalidité (AVCI, voir les chapitres 2 et 3) sont utilisées pour faciliter la comparaison des risques économiques et de la rentabilité de différentes formes d’interventions. Cette approche constitue actuellement la meilleure mesure disponible pour quantifier les bénéfices pour la santé en ce qui a trait à: une réduction des infections diarrhéiques ou gastro-intestinales, et les infections aux helminthes et aux nématodes intestinaux connexes; une meilleure qualité de l’eau d’irrigation; et une réduction des coûts de la maladie pour les consommateurs (les coûts liés à la maladie comprennent les médicaments, l’hospitalisation et la consultation du médecin), ainsi qu’une moins grande perte de productivité (par exemple la rémunération perdue). Ainsi, quantifier les conséquences économiques de l’exposition à des pathogènes microbiens provenant d’eaux usées sur la santé est important pour donner aux décideurs des faits probants sur l’efficacité économique et la faisabilité technique des stratégies de réduction de risques à des endroits choisis le long de la chaîne alimentaire.

Il est cependant difficile de quantifier l’ampleur de l’effet économique des maladies d’origine alimentaire sur la santé des humains causées par l’exposition à des pathogènes associés aux excrétas et à la consommation de cultures irriguées avec des eaux usées. Il faut tenir compte de facteurs comme la multiplication des pathogènes microbiens alors que le produit se déplace le long de la chaîne alimentaire et de la réaction des acteurs du marché et des consommateurs. À titre d’exemple, les consommateurs peuvent perdre confiance dans la sécurité des produits qu’ils consomment consécutivement à l’éclosion d’une maladie d’origine hydrique, ce qui entraîne ensuite des pertes dans les parts de marché en raison de la baisse de la demande pour des fruits et des légumes. Les réactions des consommateurs dépendent généralement de l’information qu’ils ont, de leur niveau de conscience et des changements dans les prix relatifs lorsqu’ils font des choix au sujet des produits qu’ils achètent ou consomment, particulièrement s’il y a un enjeu de sécurité alimentaire qui pourrait avoir une incidence sur leur bien-être. Traiter de l’effet sur la confiance des consommateurs envers la salubrité des aliments pourrait servir de base pour évaluer les coûts et les bénéfices de la réduction des risques et de la prévention des maladies.

1.1. Approches pour évaluer les coûts et les bénéfices des interventions

Il y a deux approches économiques générales pour estimer la valeur des changements apportés à la santé et aux risques: l’analyse coût-avantage et l’analyse coût-efficacité. L’analyse coût-avantage (ACA) sert à comprendre l’efficacité de l’intervention relativement aux conditions de base (aucune intervention) de manière objective et quantitative en vue de déterminer où une intervention devrait être initiée, poursuivie ou abandonnée. Les coûts d’une intervention et les bénéfices de son effet sont souvent évalués en lien avec la volonté du public de payer pour obtenir (les bénéfices) ou sa volonté de payer pour les éviter (les coûts); consulter la prochaine section sur l’évaluation de la volonté de payer. On peut estimer les coûts directs à l’aide d’une des approches suivantes, ou d’une combinaison de certaines d’entre elles: l’analyse d’ingénierie économique; l’analyse d’enquête sur les coûts; les estimations économétriques des coûts; et la simulation (Fearne et coll., 2004; Havelaar et coll., 2006; Valeeva et coll., 2004).

Dans l’approche d’analyse d’ingénierie économique, les coûts d’une intervention sont estimés pour chaque procédure individuelle nécessaire à sa mise en œuvre; le coût total étant la somme des coûts individuels. Ceux-ci comprennent les coûts pour mettre en œuvre et contrôler les mesures d’atténuation des risques telles qu’illustrées au tableau 7.1. Outre ces coûts structuraux, il y a les coûts accessoires (pertes de productivité) et les pertes de revenus du marché qui sont associés à la détection de la contamination ou de l’exposition. Cette approche permet aussi de faire une analyse de l’efficience par le biais de l’estimation des fonctions de coût en s’appuyant sur les données techniques et économiques disponibles. Le principal avantage de l’approche d’ingénierie est sa transparence, puisqu’il est facile de comprendre comment les chiffres ont été estimés (Fearne et coll., 2004).

Tableau 7.1 PRÉVISIONS DES COÛTS DES INTERVENTIONS SANS TRAITEMENT À L’ÉCHELLE DE LA FERMEa

Interventions (voir Keraita, 2008)

Coûts fixesb ($ US)

Coûts d’exploitation, d’entretien et de main-d’œuvre ($ Us/année)

Estimations des coûts totaux à la première année ($ US)

Systèmes d’irrigation au goutte à gouttec

De provenance locale

105

36

141

Importées

175

36

211

Pratique actuelle sans intervention

10

15

25

Meilleure utilisation des arrosoirs

10

20

30

Arrêt avant la récolte d

Bénéfice perdu (perte de rendement)

Pendant deux jours

40

14

54

Pendant quatre jours

70

13

83

Pendant six jours

100

121

112

Utilisation d’un étang pour une meilleure sédimentation

17

25

42

Filtration sur sable (deux rangées de sacs de sable)

24

43

67

a S’inspirant d’une ferme type d’environ 0,03 ha (culture de légumes irrigués dans des régions urbaines du Ghana).

b Coût associé à la préparation des sources d’eau (cours d’eau, étang artificiel) non inclus.

c S’appuyant sur la nécessité de 1 système/0,004 ha, c’est-à-dire environ sept systèmes par ferme, y compris les seaux d’eau.

d Les pertes sont évaluées à cinq pour cent de l’ensemble de la récolte par jour. Le prix de vente de la laitue est estimé à 1 $ US/m.2

Source: Hope et Keraita (2009).

La valeur de la réduction des coûts économiques peut entraîner des bénéfices en fonction des coûts associés à la mise en œuvre de chaque intervention susceptible de réduire les risques de maladies liées à des pathogènes microbiens ou d’éviter des pertes de production des cultures, ou compte tenu des économies réalisées grâce aux coûts inférieurs liés aux maladies ou des changements apportés dans la composition de la demande (Smith et coll., 2007; Bennett et coll., 2004; Disney et coll., 2003). On obtient des bénéfices indirects de la hausse de la productivité ou de la compensation des coûts, par exemple des coûts moins élevés liés à la maladie et des vies sauvées grâce à une mortalité réduite. Une intervention est considérée comme un optimum de Pareto si elle améliore la situation pour certaines personnes et qu’elle ne nuit à personne d’autre. Ainsi, pour les gouvernements, les interventions (ou les politiques) acceptables sont généralement celles dont les bénéfices sont supérieurs ou égaux aux coûts prévus.

Dès que les risques concernant les pathogènes microbiens associés à l’utilisation des eaux usées ont été évalués et décrits, et que les coûts et bénéfices des mesures de réduction des risques ont été calculés, une analyse coût-efficacité (ACE) peut être menée pour comprendre les compromis des méthodes disponibles de réduction des risques. Pour ce faire, il faut avoir l’information sur les coûts économiques de l’exposition chronique (qui comprend aussi l’infection, le trouble et le décès) de la maladie, les investissements et les coûts associés aux différentes options de réduction des risques, la probabilité de l’efficacité des diverses mesures de réduction des risques et les probabilités d’exposition chronique dans le cadre de différentes mesures de réduction des risques.

On peut réaliser des simulations à l’aide de différents scénarios: ne rien faire ou aucune intervention (base de référence); une seule intervention; ou une combinaison d’interventions.

La différence entre la base de référence et une seule intervention ou une combinaison d’inverventions constitue le gain pour la santé (AVCI évitées), ou les revenus découlant de la réduction du fardeau de la maladie grâce aux interventions. Le coût de chaque intervention est ensuite comparé aux gains en vue d’identifier l’intervention (ou la combinaison d’interventions) la plus efficace à différents niveaux de disponibilité des ressources. La comparaison des différentes interventions par rapport à la plus efficace illustre les domaines de rendement, tandis qu’une intervention pour des niveaux de ressources plus élevés montre ce qui devrait être fait si ces ressources sont disponibles.

Nous examinons quatre options hypothétiques (A, B, C, D) de réduction des risques pour mieux faire comprendre notre propos. Tel qu’illustré à la figure 7.2, l’axe des abscisses représente le coût marginal d’ajouter une des nouvelles options en comparaison à la base de référence. L’axe des ordonnées constitue la réduction du pourcentage du risque par rapport à la base de référence. L’option D peut être exclue comme choix, puisque l’option B lui est supérieure, car elle est à la fois plus efficace et moins dispendieuse. On peut limiter les choix d’une stratégie d’adoption aux options non dominées A, B et C, qui pourraient donner les meilleurs bénéfices possibles à un coût donné (Glauber et Narrod, 2001; Malcolm et coll., 2004). L’option C est la mesure optimale d’atténuation des risques, où l’avantage marginal de la politique d’atténuation des risques équivaut au coût marginal.

Figure 7.2 RÉDUCTION DES RISQUES ET COMPROMIS SUR LES COÛTS

image

Source: Keraita (2008).

Les résultats de l’ACE sont des éléments importants en matière de décisions pour la gestion des risques. Ils contribuent à examiner les options disponibles pour réduire les risques de maladie associés à l’utilisation des eaux usées en ce qui a trait à l’efficience, à la faisabilité technologique et à l’aspect pratique à des points choisis le long de la chaîne alimentaire.

1.2. Évaluer la volonté de payer pour une intervention

On peut évaluer la volonté de payer (VDP) pour des stratégies de contrôle, ou de les adopter, et la volonté d’essayer des technologies ou des interventions telles que celles décrites plus haut à l’aide de méthodes de préférence déclarées, comme l’évaluation des contingences ou l’analyse conjointe (Hammitt, 2000). Par la suite, on peut comparer la VDP estimée aux coûts de ces stratégies et technologies en vue de déterminer celles qui sont les plus efficaces du point de vue économique. Dans la méthode d’évaluation des contingences, les consommateurs recevront un scénario hypothétique comprenant le choix entre différents niveaux de risques de contamination des aliments, d’aucune contamination comme scénario de base à un haut degré de contamination (pour un examen approfondi de l’application de cette méthode, voir Birol et coll., 2006; Buzby et coll., 1995, 1998; Latouche et coll., 1998). On présente ensuite un prix aux consommateurs pour voir s’ils sont prêts à payer ce montant pour un certain niveau de sécurité. En cas de réponse positive, on leur présente ensuite un prix plus élevé pour une plus grande sécurité et ainsi de suite. Si les consommateurs répondent « non » dès le départ, le deuxième prix offre un montant et un niveau de sécurité moindres que la première option.

Dans le cadre d’une analyse conjointe, on demande aux consommateurs de classer un certain nombre de caractéristiques associées aux légumes, y compris des caractéristiques sur la salubrité des aliments et les prix. Contrairement à l’évaluation des contingences, la méthode conjointe ne demande pas directement si un consommateur serait prêt à payer pour un légume ayant des caractéristiques particulières (Halbrendt et coll., 1995). Une lacune de ces méthodes directes d’évaluation est l’information incomplète des répondants ou la partialité de l’information, car si la contamination n’est pas visible à l’œil nu, ils ne peuvent pas observer le niveau de risque, et même s’ils peuvent le voir, les conséquences de la contamination comme la gravité et les coûts de santé sont difficiles à juger (pour plus de détails sur ce problème concernant la partialité de l’information et d’autres partis pris, voir Birol et coll., 2006).

Finalement, la VDP peut être modelée comme une fonction de la gravité et de la durée de la maladie, de la réduction des probabilités et des caractéristiques des répondants (Hammitt et Haninger, 2007).

1.3. Approche pour évaluer les conséquences économiques sur les moyens de subsistance

Diverses approches – une analyse qualitative ou quantitative, ou encore une combinaison des deux – peuvent servir à évaluer l’effet de l’exposition à des pathogènes microbiens faisant suite à l’utilisation d’eaux usées pour l’irrigation sur les moyens de subsistance, notamment les revenus agricoles, le patrimoine (les économies et les assurances), la sécurité des aliments et de la nutrition, ainsi que l’égalité homme-femme. Ici, le cadre de moyens de subsistance durables (CMSD), le plus connu et documenté par le ministère du Développement international (DFID) du Royaume-Uni, est utilisé pour comprendre l’effet de l’exposition aux pathogènes microbiens provenant des eaux usées sur les biens de subsistance, les structures et processus de transformation et les stratégies de subsistance (DFID, 2000)2. Les répercussions de l’exposition et de la contamination de tous ces éléments toucheront à différents moyens de subsistance, notamment les revenus agricoles, le patrimoine (les économies et les assurances), la sécurité des aliments et de la nutrition et l’égalité homme-femme.

Les résultats des moyens de subsistance déterminent ensuite le degré de vulnérabilité future des ménages face à différents chocs et tensions, y compris les maladies associées aux excrétas comme les infections diarrhéiques et aux helminthes, de même que les poussées d’hépatite A et d’entérites virales.

2. Les trois composantes du cadre de travail sont: (a) les biens de subsistance: les changements dans l’ensemble des biens d’un ménage y compris notamment les changements dans les installations d’irrigation; les changements dans le capital humain sous forme d’information et d’éducation, de même qu’une meilleure santé et une meilleure nutrition; les changements dans les infrastructures (par exemple de bonnes pratiques agricoles, des pratiques de manipulation hygiénique, de meilleures installations de stockage) en vue d’améliorer le revenu, la sécurité alimentaire et la santé; (b) transformer les structures et processus: les changements dans les institutions, comme des normes minimales pour la réduction des pathogènes microbiens, la mise en œuvre de règlements d’analyse des risques et maîtrise des points critiques (HACCP) à différentes étapes de la chaîne de valeur, le renforcement des capacités des laboratoires et les changements dans les marchés (par exemple la demande, les prix, etc.). Nous porterons une attention particulière au rôle des marchés et des institutions qui appuient l’accès au marché et des coûts de transaction réduits en vue d’identifier les possibilités et les contraintes associées aux moyens de subsistance; (c) les stratégies de subsistance: des stratégies ex post telles que de consommer les légumes contaminés plutôt que de les vendre; des stratégies d’atténuation ex ante telles que l’adoption de mesures de réduction des pathogènes à la fois pour la production et la consommation, en investissant par exemple dans une irrigation au goutte à goutte ou par aspersion, en nettoyant et désinfectant les produits, etc.

Des méthodes qualitatives, telles que des groupes de discussion, et une appréciation participative rapide des connaissances, des attitudes et des perceptions relativement aux conséquences pour la santé de produire ou de consommer des fruits et des légumes irrigués avec des eaux usées permettraient de saisir les changements dynamiques dans les stratégies de subsistance. Une cartographie participative de la chaîne de valeur peut également être effectuée pour comprendre les relations de base entre les acteurs de la chaîne de valeur et la structure du flux des produits, de l’approvisionnement du matériel brut au marché de l’utilisateur final, de même que pour évaluer la valeur des pertes dues à la contamination microbienne (Hellin et coll., 2005). Cela comprend l’observation participative, des entrevues semi-stucturées et des groupes de discussion visant à cartographier le flux de produits irrigués avec des eaux usées de la ferme au consommateur final, en vue d’identifier les acteurs clés le long de la chaîne et de comprendre le rôle de l’irrigation avec des eaux usées dans leurs moyens de subsistance (revenus, santé et nutrition). Cartographier la chaîne de valeur peut aussi contribuer à identifier les zones à risques élevés et faibles le long de la chaîne, les défaillances et les mécanismes de coordination du marché, les mesures incitatives qui peuvent entraver ou faciliter la mise en pratique d’approches à barrières multiples pour empêcher la contamination et réduire les risques sanitaires à toutes les étapes de la chaîne. Cela peut également permettre d’identifier les enjeux réglementaires et commerciaux qui pourraient entraver ou rehausser les fonctions des institutions et organisations qui offrent des services comme l’approvisionnement en intrants, l’information sur le marché, le crédit et les normes de qualité dont les différents acteurs ont besoin pour les aider à se décider à adopter ou à mettre en place des mesures de contrôle et de prévention.

3. Les biens des ménages consistent en l’ensemble des ressources utilisées pour générer le bienêtre (Jansen et coll., 2005). Les biens se composent du capital humain (par exemple le nombre de membres au sein du ménage, leur sexe et leur âge, leurs talents, leurs connais sances, indigènes et locales ou officielles par le biais d’une formation approfondie, leur éducation informelle et formelle, leur bonne santé, leur capacité à travailler, la taille du ménage et les données démographiques); du capital naturel (par exemple le climat, les terres, héritées ou acquises, le sol, les eaux, traitées ou non, les cours d’eau, les puits, la qualité et la fertilité des sols); du capital physique (le nombre et le type d’animaux d’élevage, l’équipement et les technologies de production, les transports); des actifs financiers (les espèces, les transferts, le crédit et le débit, les économies); des facteurs localisés comme l’accès aux infrastructures et aux services publics; et du capital social (les réseaux sociaux, les relations sociales, le fait d’être membre d’associations de producteurs nationales ou à l’échelle du village, etc.).

Des méthodes quantitatives comme l’analyse de régression, les covariables et l’appariement par scores de propension, de même que les estimateurs et les modèles empiriques de différence dans la différence pour évaluer les effets de traitement différentiel, peuvent être utilisés pour analyser l’effet sur les moyens de subsistance. Cela comportera des enquêtes structurées quantitatives de la chaîne de valeur au niveau des ménages qui permettront de comprendre les conséquences économiques globales des mesures de réduction des pathogènes sur l’ensemble des biens de subsistance des pauvres3 et sur les résultats, notamment les revenus, la santé et la nutrition. La quantité et la qualité de ces biens ainsi que leur accès sont influencés par la contamination des pathogènes, y compris les tendances (par exemple durant la période de soudure), les chocs (par exemple les poussées de diarrhées) et les tensions (par exemple la diarrhée chronique). On juge que les ménages sont durables s’ils peuvent s’accommoder des tendances, des chocs et des fluctuations saisonnières sans compromettre leur capacité future à survivre.

Les interventions pour contrôler ou réduire le risque de contamination et d’exposition aux pathogènes peut survenir à différentes étapes le long de la chaîne alimentaire, à partir de la production, au cours de la récolte et post-récolte. Elles peuvent comprendre des technologies de traitement des eaux usées et des options sans traitement: des améliorations à la qualité de l’eau, le contrôle de l’exposition humaine, la gestion des eaux usées à l’échelle de la ferme et des interventions pendant la récolte et post-récolte (voir l’encadré 7.2 plus haut et Qadir et coll., 2008, pour une description détaillée de ces interventions de réduction des risques). Les technologies de traitement des eaux usées peuvent atteindre une réduction de un à six unités logarithmiques des pathogènes et un fardeau tolérable de la maladie de < 10−6 AVCI par personne par année, mais la mise en œuvre de ce traitement est très dispendieuse dans les pays en développement (Carr, 2001; OMS, 2006). Il existe des mesures sans traitement comme l’irrigation au goutte à goutte et le lavage des produits pour protéger les agriculteurs et les consommateurs à faible coût qui peuvent effectivement minimiser l’exposition aux cultures et aux humains, pouvant atteindre une réduction des pathogènes de l’ordre de six unités logarithmiques (OMS, 2006).

L’analyse de régression pourrait servir à examiner les effets sur les moyens de subsistance avec la mesure d’exposition aux pathogènes comme variable explicative contrôlant différents facteurs à l’échelle du ménage qui ont une incidence sur les moyens de subsistance, tels les revenus provenant de la production légumière et la morbidité des adultes et des enfants. La mesure d’exposition peut être regroupée selon une exposition élevée par rapport à faible, et avec ou sans maladie ou poussée diarrhéique.

1.4. Méthodes pour évaluer les conséquences économiques à long terme des interventions

Le choix de la méthode pour évaluer l’impact à long terme d’interventions efficaces sur les moyens de subsistance et la santé est guidé par la nature du problème, l’intervention choisie et l’objectif connexe, qui dans ce cas est la réduction de la contamination et de l’exposition à des pathogènes provenant de l’irrigation avec des eaux usées. Premièrement, il est nécessaire de mener une enquête initiale pour obtenir de bonnes mesures préalables à l’intervention concernant à la fois les stratégies et les résultats associés aux moyens de subsistance, car cela s’avérera essentiel à l’obtention de nombreux effets lorsqu’une série de mesures de contrôle efficaces sera introduite. L’enquête initiale permettra de recueillir de l’information sur la santé, l’éducation, les comportements, les préférences et l’utilisation de l’eau, tout en répondant aux questions à savoir comment la maladie découlant du contact avec des eaux usées non traitées mène à une perte de biens (soit par le biais des prix ou d’une perte de marché à court terme pour vendre des cultures légumières irriguées avec des eaux usées). Il faut également une évaluation des risques de base pour évaluer les expositions et la prévalence de la contamination par des pathogènes4.

Des enquêtes sur les connaissances, attitudes, perceptions et pratiques (CAPP) quant à l’utilisation des eaux usées pour l’irrigation et la préparation des aliments, de même que des expériences comportementales (des expériences de choix ou des expériences sur le terrain), pourraient servir à déterminer la volonté des agriculteurs et des consommateurs d’adopter des mesures d’atténuation efficaces. Les expériences comportementales sont aussi utiles pour faire des recherches sur quel type d’institutions serait privilégié par quel type de ménages, et comment les préférences des ménages pour différents mécanismes institutionnels (par exemple les subventions incitatives) sont influencées par leurs moyens de subsistance (par exemple des revenus de la production légumière, le total des revenus, la sécurité des aliments et de la nutrition, etc.).

Actuellement, l’évaluation des connaissances et des perceptions des pauvres sur les risques de maladies d’origine alimentaire associées aux cultures irriguées avec des eaux usées est limitée (Faruqui et coll., 2004). Nous avons besoin d’une évaluation complète de la VDP pour des technologies d’intervention en tenant compte de la durabilité, de l’acceptabilité culturelle, de la faisabilité économique, de l’acceptabilité éthique et de l’efficacité globale des interventions potentielles. Une étape pour y arriver consiste à déterminer pourquoi il y a une compréhension insuffisante des risques de maladies d’origine hydrique associées à l’irrigation avec des eaux usées et des manières d’atténuer ces risques, pour ensuite identifier des moyens efficaces d’accroître cette compréhension. Pour ce faire, une approche reconnue est l’analyse de la chaîne de valeur qui met l’accent sur la conscience, les attitudes, les perceptions, les connaissances et les pratiques des acteurs de la chaîne de valeur à propos de l’utilisation des eaux usées de façon à comprendre comment encourager au mieux les agriculteurs (et d’autres acteurs le long de la chaîne de valeur) à adopter des mesures de réduction des risques. Une telle analyse permet une introspection de la raison d’être derrière le manque de compréhension des acteurs de la chaîne de valeur quant aux risques potentiels pour la santé associés à l’utilisation des eaux usées pour l’irrigation.

4. Lors de la réalisation de l’évaluation des risques, l’évaluation de l’exposition permettra d’estimer la prévalence fondamentale des maladies d’origine hydrique (par exemple la gastroentérite aiguë, la diarrhée, l’hépatite A, l’amibiase, la dysenterie, etc.) associées à l’exposition aux pathogènes microbiens (comme les rotavirus, les norovirus, Legionella spp., Salmonella spp., E. coli, Giardia intestinalis, les helminthes et bien d’autres) dans les eaux usées pour une société donnée.

Un questionnaire structuré et une évaluation participative peuvent servir à recueillir des renseignements sur les CAPP pour l’irrigation avec des eaux usées. Les questions peuvent être classées et marquées selon leur rapport coût-efficacité dans la prévention d’infections découlant de l’utilisation avec des eaux usées. Ces scores représentent le cœfficient de pondération des CAPP quant à la réduction du risque d’infection. À titre d’exemple, on peut accorder cinq points à la plus importante mesure d’atténuation et un point à celle qui est la moins importante. Le score en pourcentage est la somme des résultats divisée par la somme des points disponibles (l’accumulation proportionnelle). Les résultats de ces CAPP pourraient aider à comprendre pourquoi la gestion de l’utilisation des eaux usées des pauvres est inadéquate. Si les intervenants étaient informés des risques pour la santé et de la perte de revenus, ainsi que des stratégies les plus efficaces à adopter, ils seraient peut-être plus prêts à mettre en œuvre de telles stratégies.

Étant donné les risques sanitaires associés à l’utilisation des eaux usées et l’importance de cibler des stratégies d’atténuation efficaces et appropriées, il est non seulement important de comprendre ce que les agriculteurs et les consommateurs disent qu’ils feront ou ce qu’ils préfèrent, mais aussi de véritablement observer ce qu’ils font ou choisissent en réalité. Des essais cliniques comparatifs aléatoires nous permettent d’observer le plus grand effet des interventions sur les biens et les résultats des moyens de subsistance (les revenus, l’état de santé et nutritionnel), dans de vraies conditions, de différentes stratégies et approches en vue d’amener un changement de comportement (Dupas et coll., en cours). Cela inclurait une analyse hypothétique pour produire des distributions de résultats des moyens de subsistance sans intervention (groupe témoin), et de les comparer à des distributions réelles (groupe expérimental) (DiNardo et coll., 1996). L’effet de l’intervention se calcule à partir de la simple différence moyenne entre les résultats du groupe témoin et du groupe expérimental: Effet = Moyenne (résultat du groupe expérimental aléatoire admissible) – Moyenne (résultat du groupe témoin aléatoire admissible). On peut aussi analyser davantage les données pour comprendre l’effet différentiel sur différents sous-groupes au sein de l’échantillon.

Une assignation aléatoire assure également la direction de causalité, c’est-à-dire offrir des arrosoirs ou des systèmes d’irrigation au goutte à goutte aux agriculteurs entraîne un fardeau de la maladie moins élevé en ce qui concerne les feuilles de laitue. Dans un cas où l’intervention est offerte uniquement aux agriculteurs plus instruits dès le départ, il est possible que ce groupe se distingue des agriculteurs moins instruits de plusieurs manières, notamment par des pratiques d’hygiène différentes et d’autres comportements qui ont une incidence sur la santé; ainsi, l’effet de l’intervention sur ce groupe ne sera pas représentatif de l’effet sur tous les agriculteurs. De plus, si le groupe témoin n’est pas identique au groupe expérimental, comme des agriculteurs plus instruits qui reçoivent le programme par rapport à des agriculteurs moins instruits qui servent de groupe témoin, l’évaluation ne montrera pas exactement les effets du programme. Il est probable que ces agriculteurs aient différents comportements et peut-être différentes réalités sanitaires indépendantes de l’intervention, et que l’effet du programme sur un groupe sera très différent de l’effet potentiel sur l’autre, et que les deux groupes connaîtront des événements externes différents. L’avantage d’assigner le traitement ou le programme de façon aléatoire est que nous savons qu’il n’y a pas de différences significatives entre les groupes expérimentaux et les groupes témoins. En choisissant le groupe expérimental, il est possible d’obtenir une partialité de la sélection. Ce problème peut être retiré des estimations de l’effet en « instrumentant » l’adoption, c’est-à-dire en trouvant des variables exogènes qui expliquent l’adoption, mais qui n’ont pas d’incidence sur les résultats. Cependant, il est difficile de trouver de tels instruments exogènes et, donc, les variables instrumentales peuvent identifier uniquement une partie de l’effet du traitement.

Les données de base ayant été recueillies avant l’intervention, il devrait y avoir au moins une enquête de suivi (des questionnaires ou des entrevues comparables à l’enquête initiale) auprès des mêmes groupes après la mise en place des interventions. Les données recueillies permettraient à la méthode des doubles différences de mesurer l’incidence économique à long terme (coûts médicaux moindres et pertes de productivité inférieures) et l’incidence sur la santé (des niveaux de pathogènes moins élevés et plus de 50 pour cent de réduction des maladies d’origine alimentaire). Comme première différence, cela permet de comparer les groupes expérimentaux (les participants et adopteurs de l’intervention) et les groupes témoin (non-participants et non-adopteurs des interventions). Ensuite, on compare les résultats avant et après des interventions comme deuxième différence. L’effet de l’intervention représente la différence moyenne entre les valeurs « avant » et « après » du résultat pour chaque groupe expérimental ou témoin.

CONCLUSIONS

L’augmentation de l’utilisation des eaux usées pour irriguer les cultures légumières continuera tant et aussi longtemps que le traitement des eaux usées demeurera limité tandis que les populations et la demande en aliments sont à la hausse, particulièrement dans les pays en développement. Comme mentionné dans les autres chapitres de cet ouvrage, l’irrigation avec des eaux usées pose un problème sanitaire pour l’ensemble de la chaîne alimentaire et nécessite par conséquent une approche d’analyse multidisciplinaire. Ce chapitre portait sur différentes méthodes d’évaluation des conséquences économiques d’une maladie, des coûts et les bénéfices des interventions, et de la volonté d’adopter des interventions ou de payer pour. Deuxièmement, le chapitre visait à fournir un cadre de travail méthodologique permettant la collecte et l’analyse de données visant à mesurer les conséquences économiques des maladies causées par des pathogènes microbiens provenant des eaux usées sur les biens des ménages; des stratégies concernant les moyens de subsistance pour réduire les risques de troubles ou de maladies d’origine hydrique; des modèles de diversification comme l’investissement dans des interventions sans traitement ou changer pour d’autres activités de subsistance; et les différents indicateurs des moyens de subsistance des producteurs, notamment les revenus, la sécurité des aliments et de la nutrition de même que l’égalité homme-femme. Le cadre de travail proposé traite de certains des défis liés à l’évaluation d’interventions et de stratégies efficaces pour que les pauvres puissent les adopter de manière à réduire les risques de troubles et de maladies associés à l’utilisation avec des eaux usées.

Le manque de compréhension et de connaissances des producteurs et des consommateurs pauvres quant à l’effet potentiel sur la santé de l’utilisation avec des eaux usées pour l’irrigation, de même que le manque d’information sur les bonnes pratiques d’hygiène alimentaire et sanitaires, peuvent tous être abordés dans le cadre d’une analyse des CAPP. En priorisant les interventions pour améliorer la santé et les moyens de subsistance, il faut tenir compte des connaissances et des perceptions des personnes pauvres quant aux risques, de même que de leur volonté de payer pour, ou d’adopter des moyens efficaces de réduire les risques sanitaires associés à l’utilisation des eaux usées. Faire la promotion de changements comportementaux nécessite plus de temps, des mesures incitatives et un renforcement fréquent, notamment pour ceux qui sont les plus vulnérables ou à risque.

Des essais cliniques comparatifs aléatoires peuvent et doivent être utilisés à la fois pour mesurer les effets et pour mener des tests relatifs à l’innovation des produits. Toutefois, faire ce type de tests inclut d’offrir une innovation programmatique à un groupe d’agriculteurs, de consommateurs, de propriétaires d’entreprises, etc., sélectionnés au hasard alors que le groupe témoin a seulement accès aux programmes ou aux services types. Des essais cliniques comparatifs aléatoires peuvent être bénéfiques pour élaborer ou améliorer les programmes et mesurer l’incidence sur l’utilisation, le fardeau de la maladie, l’efficacité opérationnelle et la commercialisation.

Pour conclure, il serait idéal d’utiliser la combinaison d’une approche avant et après et d’une approche avec et sans intervention pour bien saisir les changements dans la différence. Le problème avec cette analyse hypothétique est de trouver un groupe « sans intervention » qui n’est pas trop près du groupe « avec intervention », de manière à éviter des effets de propagation ou la contamination. Il est aussi possible que le groupe « sans intervention », lorsque les données de base sont recueillies, aura certaines interventions introduites entre le temps de l’enquête initiale et de l’enquête finale. Une enquête à mi-parcours est par conséquent suggérée pour permettre une vérification initiale de l’effet et l’analyse des changements dans l’incidence au fil du temps. La collecte de données devrait être conçue pour inclure les enquêtes initiales, de suivi et finales pour l’évaluation des interventions en vue de réduire les risques d’infection et de contamination associés à l’utilisation avec des eaux usées à long terme. En dernier lieu, les interventions mises en œuvre doivent bel et bien protéger les moyens de subsistance des producteurs, commerçants et consommateurs pauvres de manière à ce que l’adoption de ces interventions soit durable à long terme.

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PARTIE 3
MINIMISER LES RISQUES SANITAIRES

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CHAPITRE 8
Traitement des eaux usées pour l’élimination des agents pathogènes et la conservation des éléments nutritifs: Des systèmes adaptés aux pays en développement

Blanca Jiménez Cisneros, Duncan Mara, Richard Carr et François Brissaud1

RÉSUMÉ

Ce chapitre résume les principales caractéristiques des processus de traitement des eaux usées, plus particulièrement ceux qui sont adaptés aux pays en développement, du point de vue de leur potentialité à produire un effluent qui convient à une irrigation agricole sécuritaire. Le traitement se concentre sur l’abattement des pathogènes et la conservation des éléments nutritifs. Les processus de traitement des eaux usées se divisent en deux catégories principales: les systèmes « naturels » qui ne nécessitent pas une grande consommation d’énergie électrique et qui, par conséquent, conviennent mieux aux pays en développement; et les systèmes électromécaniques conventionnels qui dépendent entièrement de l’énergie et qui, s’ils sont utilisés dans des régions à faible revenu, nécessitent d’importants investissements financiers pour leur construction et une main-d’œuvre qualifiée pour une bonne exploitation et maintenance. L’élimination des agents pathogènes viraux, bactériens, protozoaires et helminthiques par les processus de traitement naturels et conventionnels les plus couramment utilisés est détaillée, et des recommandations sont présentées pour le choix du processus.

1. Les opinions exprimées dans ce chapitre sont celles des auteurs uniquement et ne reflètent pas nécessairement les politiques et positions de l’Organisation mondiale de la santé.

INTRODUCTION

Pour traiter les eaux usées municipales, afin qu’elles soient utilisées de manière sécuritaire à des fins agricoles, il est important de conserver les éléments nutritifs tout en éliminant les pathogènes. Cela impose des contraintes quant au choix du processus qui sont très différentes de celles utilisées pour l’abattement des matières organiques (c’est-à-dire la demande biochimique d’oxygène, DBO), qui constitue la préoccupation principale du traitement des eaux usées avant leur évacuation vers les eaux de surface. L’élimination efficace des pathogènes nécessite un bon choix des processus de traitement, puisque plusieurs groupes d’agents pathogènes – viraux, bactériens, protozoaires et helminthiques – doivent être éliminés à différents niveaux et, dans les pays en développement, au coût le plus faible possible.

L’information présentée dans ce chapitre, qui complète celle du chapitre 9 (le traitement des boues de vidange) et des chapitres 10 et 12 (tous les deux portant sur des options de post-traitement), est un résumé des principales caractéristiques des processus de traitement des eaux usées, plus particulièrement de ceux qui sont adaptés aux pays en développement, de par leur potentialité à produire un effluent qui convient à l’irrigation agricole, plutôt qu’une description de leurs principes de conception et d’exploitation (qui peut se trouver dans la documentation spécialisée et dans certaines des références données ici).

1. CARACTÉRISTIQUES DES EAUX USÉES

À l’échelle mondiale, les eaux usées municipales ont généralement une composition semblable en ce qui concerne leurs teneurs en matières organiques et en éléments nutritifs, mais pas pour leurs caractéristiques microbiologiques. En raison de la différence des conditions sanitaires des personnes vivant dans les pays industrialisés et en développement, la teneur en pathogènes varie beaucoup (Jiménez, 2003) et par conséquent, les options de traitement appropriées sont également différentes. Le tableau 8.1 montre les teneurs en pathogènes des eaux usées de divers pays. Il est évident qu’en vue d’atteindre des valeurs ≤ 1 œuf d’helminthe par litre et ≤ 103-104 coliformes fécaux par 100 ml dans les eaux usées traitées destinées à l’irrigation agricole (comme le recommandent les directives de l’OMS de 2006, voir les chapitres 2 et 5), les rendements efficaces pour l’élimination des œufs d’helminthes2 sont de l’ordre de 95-99,99 pour cent et de trois à six unités logarithmiques3 pour les coliformes fécaux.

Tableau 8.1 CONCENTRATIONS DE MICROORGANISMES DANS LES EAUX USÉES ET LES BOUES D’ÉPURATION DE DIFFÉRENTS PAYS

Microorganismes

Pays/Région

Eaux usées

Boues

Œufs d’helminthes (par litre)

Pays en développement

70-3 000

70-735

 

Brésil

166-202

75

 

Égypte

N/D

Moyenne: 67

Max.: 735

 

Ghana

0-15

76

 

Jordanie

300

N/D

 

Mexique

6-98 (jusqu’à 330 dans les régions pauvres)

73-177

 

Maroc

214-840

N/D

 

Pakistan

142 (Ascaris)

558 (Ascaris, Ancylostoma et Necator)

N/D

 

Ukraine

20-60

N/D

 

France

9-10

5-7

 

Allemagne

N/D

< 1

 

Grande-Bretagne

N/D

< 6

 

Russie (Irkutsk)

19

N/D

 

États-Unis

1-8

2-13

Coliformes fécaux (par 100 ml)

Ghana

104-109

 

 

Mexique

107-109

 

États-Unis

106-109

 

Salmonella spp. (par 100 ml)

Mexique

106-109

 

 

États-Unis

103-106

 

Kystes de protozoaires (par litre)

Mexique

978-1 814

 

 

 

(Entamoeba histolytica, Giardia lamblia et Balantidum coli)

 

 

États-Unis

28 (Cryptosporidium)

 

Source: Jiménez (2005, 2007); Jiménez et coll. (2004); N/D: non disponible.

L’élimination des œufs d’helminthes, des bactéries et des virus se réalise couramment à l’aide d’étangs de stabilisation des eaux usées et d’autres processus de traitement « naturels ». Cependant, lorsque des processus plus « convention-nels » ou à forte consommation d’énergie (par exemple les boues activées) sont utilisés, des méthodes de désinfection comme la chloration, l’ozonation et le rayonnement ultraviolet sont habituellement nécessaires pour l’inactivation des pathogènes. Ces méthodes de désinfection éliminent les bactéries et les virus, mais pas les œufs d’helminthes, car ils sont très résistants et se comportent différemment des bactéries et des virus lors du traitement. Les (oo)kystes de protozoaires sont légèrement moins résistants que les œufs d’helminthes (Des détails sur les mécanismes d’élimination des œufs d’helminthes se trouvent dans Jiménez, 2007, 2009.). Par conséquent, il faut choisir judicieusement le processus de sélection qui retirera les œufs d’helminthes et les (oo)kystes de protozoaires des eaux usées au niveau requis.

2. CLASSIFICATION DES ÉTAPES DE TRAITEMENT

De manière conventionnelle, il y a quatre étapes à considérer: le prétraitement, les traitements primaire, secondaire et tertiaire.

Le prétraitement comprend le dégrillage et le dessablage pour l’extraction des matières en suspension grossières telles que les corps gras, les huiles et les graisses, le sable, le gravier, les roches et toute autre grosse matière flottante (par exemple le plastique, le bois, etc.). Les niveaux de concentration en pathogènes ou en éléments nutritifs ne sont pas touchés. Dans les pays développés, un équipement spécialisé et sophistiqué, souvent muni d’un système de fonctionnement et de contrôle à distance, est utilisé. Les pays en développement se servent généralement d’un équipement à faible coût, comme des grilles à barreaux râclées manuellement et des chambres de dessablage nettoyées manuellement.

2. Il est important de souligner que l’efficacité de l’élimination des œufs d’helminthes donne plus d’information lorsqu’elle est exprimée en pourcentage, plutôt qu’en unités logarithmiques (comme dans les normes de l’OMS, 2006), et ce, en raison de leur nombre beaucoup moins élevé dans les eaux usées comparativement aux bactéries et aux virus, et de la nécessité d’obtenir des qualités d’effluents monochiffres.

3. Les unités logarithmiques sont, strictement, des unités log10, de manière à ce qu’une réduction de quatre unités logarithmiques (par exemple) = une élimination de 99,99 pour cent.

Le traitement primaire consiste généralement à la sédimentation primaire, quoique les fosses septiques, les fosses Imhoff, les réacteurs anaérobiques ascendants de couverture de boue (UASB) et les bassins anaérobies, incluant les bassins anaérobies à forte charge (HRAP), servent aussi à cela. Dans ces processus, qui ont un temps de séjour hydraulique de quelques heures, presque toutes les matières décantables qui se trouvent dans le sédiment des eaux usées se déposent au fond du réacteur, d’où elles sont régulièrement retirées (habituellement de façon continue ou au moins une fois par jour pour les bassins de décantation primaires, toutes les quelques semaines pour les UASB et une fois tous les un à trois ans pour les fosses septiques et Imhoff et les bassins anaérobies). Les boues ainsi produites contiennent des pathogènes viables (notamment des œufs d’helminthes) et nécessitent un autre traitement avant d’être utilisées sur les terres agricoles (autre que par injection dans la couche inférieure d’un sol de culture).

Les systèmes de traitement secondaire font suite au traitement primaire et sont le plus souvent associés à des processus biologiques couplés à une séparation solide/liquide. Les processus de traitement aérobies secondaires comprennent un réacteur biologique suivi d’un deuxième bassin de décantation pour enlever et concentrer la biomasse produite à partir des composés organiques des eaux usées. Les réacteurs aérobies utilisent soit des processus de biomasse en suspension (par exemple des étangs aérés, des boues activées, des fosses d’oxydation) ou des processus à biomasse fixée (des filtres bactériens, des disques biologiques). Bien que les systèmes de traitement secondaires conventionnels soient principalement conçus pour l’abattement de la DBO, des matières en suspension et souvent des éléments nutritifs (l’azote et le phosphore), ils peuvent également, avec un rendement optimisé, réduire les pathogènes bactériens et viraux d’environ 90 pour cent, les (oo)kystes de protozoaires de zéro à une unité logarithmique et les œufs d’helminthes d’environ deux unités logarithmiques, selon la concentration des matières en suspension.

Le traitement tertiaire fait référence aux processus de traitement en aval du traitement secondaire comme: l’élimination additionnelle de matières solides par floculation, coagulation et sédimentation; la filtration sur milieu granulaire; ou la désinfection. Lorsque les processus de traitement tertiaire sont utilisés, la séquence globale des processus de traitement des eaux usées est souvent décrite comme étant un « traitement des eaux usées avancé ». Le traitement tertiaire, et même dans certains cas le traitement secondaire (selon le processus choisi), est généralement inabordable et souvent trop complexe pour être exploité de manière satisfaisante dans de nombreux pays à faible revenu.

Puisque ces processus de traitement des eaux usées peuvent être utilisés à différentes étapes (primaires, secondaires, tertiaires et même combinés), chaque processus de traitement sera analysé dans ce chapitre comme une seule unité et son rôle à divers niveaux de traitement discuté.

3. DESCRIPTION DES PROCESSUS DE TRAITEMENT

Les processus de traitement « naturels » des eaux usées comprennent les étangs de stabilisation, les réservoirs de stockage et de traitement des eaux usées, les fosses septiques, les fosses Imhoff, les réacteurs UASB, les bassins anaérobies à forte charge et les marais artificiels, dont l’exploitation nécessite une faible quantité d’énergie. Les systèmes énergivores comprennent des étangs aérés, des systèmes de boues activées comprenant des fosses d’oxydation, des biofiltres et des disques biologiques. Tous ces processus, à l’exception des fosses d’oxydation et des étangs aérés, sont précédés d’une sédimentation primaire puis suivis d’une sédimentation secondaire et, si nécessaire, d’une désinfection, généralement par le biais de la chloration ou de bassins de maturation. L’infiltration-percolation peut être utilisée pour un traitement supplémentaire des effluents primaires et secondaires, et la géofiltration pour le traitement tertiaire des effluents.

3.1. Étangs de stabilisation

Les étangs de stabilisation (ES) sont des bassins peu profonds qui utilisent des facteurs naturels comme la biodégradation, la lumière du soleil, la température, la sédimentation, la prédation et l’adsorption pour traiter les eaux usées (Mara, 2004). Les systèmes d’ES consistent habituellement en une dispositon en série de bassins anaérobies, facultatifs et de maturation. Pour un rendement optimal, les étangs doivent être conçus de manière à minimiser le court-circuit hydraulique et une attention particulière doit être portée durant l’exploitation pour éviter l’accumulation irrégulière de matières solides modifiant le modèle de flux. Dans les milieux tropicaux, les systèmes d’ES bien conçus et exploités sont très efficaces pour éliminer tous les types de pathogènes sans l’ajout de produits chimiques: des abattements de deux à quatre unités logarithmiques pour les virus, de trois à six pour les bactéries pathogènes, de une à deux unités logarithmiques pour les (oo)kystes de protozoaires et jusqu’à trois pour les œufs d’helminthes (c’est-à-dire presque 100 pour cent) peuvent être atteints de manière fiable. Les valeurs exactes dépendent du nombre d’étangs en série et de leurs temps de rétention (Grimason et coll., 1996; Mara, 2004; Mara et Silva, 1986; Oragui et coll., 1987).

Les (oo)kystes de protozoaires et les œufs d’helminthes sont éliminés par sédimentation et restent ainsi dans les boues d’étang. Les virus sont enlevés par adsorption sur les matières solides, notamment des algues. Si ses matières solides se sédimentent, les virus adsorbés demeurent aussi dans les boues d’étang. Les bactéries sont éliminées ou inactivées à l’aide de plusieurs mécanismes, tels que la température, des valeurs de pH > 9,4 (induites par une photosynthèse algale rapide), et une combinaison d’une forte intensité lumineuse (longueur d’onde > 450 nm) et des concentrations élevées d’oxygène dissous (Curtis et coll., 1992).

Pour éliminer les œufs d’helminthes, un temps de rétention total minimal de 5 à 20 jours dans la série des ES est requis, selon leur concentration dans les eaux usées brutes (Mara, 2004). Pour contrôler Cryptosporidium, presque 38 jours sont nécessaires (Grimason et coll., 1996; Mara, 2004; Shuval et coll., 1986). Lorsqu’une série d’étangs est utilisée, la plupart des œufs d’helminthes sont retenus dans le premier étang. Les œufs d’helminthes demeurent viables pendant plusieurs années dans les boues d’étang. À titre d’exemple, lors d’une enquête menée dans plusieurs ES au Mexique, des teneurs de 14 œufs viables par g de MST ont été trouvées dans des boues stockées depuis au moins neuf ans (Nelson et coll., 2004).

Les ES sont plus efficaces dans les climats chauds. Dans les climats plus froids, ils peuvent toujours être efficaces, mais ils nécessitent un temps de rétention supérieur et donc plus de superficie. Dans les climats chauds, arides et semiarides, une perte importante d’eau survient en raison de l’évaporation, entraînant non seulement une perte nette d’eau d’irrigation, mais également une hausse dans la salinité des effluents. Des pertes d’eau pouvant atteindre des valeurs de 20 à 25 pour cent ont été signalées (Duqqah, 2002; Jiménez, 2005; Jiménez, 2007). Dans le centre du Mexique, les agriculteurs ont refusé d’utiliser des eaux usées traitées à cause de leur salinité élevée et au Pakistan, les agriculteurs ont évité d’utiliser des eaux usées traitées au profit des eaux usées non traitées pour des raisons semblables (Clemett et Ensink, 2006).

Les ES constituent généralement l’option de traitement au coût le moins élevé dans les milieux tropicaux où des terres peu coûteuses sont disponibles (Arthur, 1983). Ils sont relativement simples à exploiter et à entretenir, et ne nécessitent pas d’électricité. Néanmoins, la croissance de la végétation dans ou près des étangs doit être surveillée pour éviter la création d’habitats de reproduction des vecteurs.

3.2. Bassins de stockage et de traitement des eaux usées

Les bassins de stockage et de traitement des eaux usées (BSTEU), également appelés réservoirs de stockage des effluents, sont utilisés dans plusieurs pays arides et semi-arides. Ils offrent l’avantage de stocker et de traiter les eaux usées jusqu’à ce qu’elles puissent servir durant la période d’irrigation, permettant ainsi d’utiliser les eaux usées d’une année complète pendant la saison d’irrigation et ainsi d’accroître la production agricole en augmentant les surfaces irriguées. Les procédures pour concevoir des BSTEU sont expliquées en détail dans Juanicó et Dor (1999) et Mara (2004). Les BSTEU sont généralement utilisés après le traitement primaire, généralement après un bassin anaérobie, bien qu’ils puissent être employés à stocker et traiter des effluents secondaires (c’est-à-dire pour mettre à niveau une installation existante de traitement des eaux usées).

Les BSTEU éliminent deux à quatre unités logarithmiques de virus, trois à six unités logarithmiques de bactéries pathogènes et une à deux unités logarithmiques d’(oo)kystes de protozoaires. Si les bassins de traitement sont exploités comme systèmes discontinus avec des temps de rétention de plus de 20 jours, l’élimination complète des œufs d’helminthes peut être achevée (Jiménez, 2007; Juanicó et Milstein, 2004). Les BSTEU présentent des pertes par évaporation (14 pour cent) bien inférieures par rapport à celles des ES (25 pour cent) (Mara et coll., 1997).

En plus, pour agrandir les BSTEU, de petits bassins de stockage intermédiaires peuvent servir à l’élimination des pathogènes avant l’utilisation des eaux usées dans l’agriculture urbaine. De tels bassins réduisent le nombre d’œufs d’helminthes de près de 70 pour cent, à condition de ne pas perturber les sédiments lorsque le contenu des BSTEU est enlevé pour leur utilisation (Drechsel et coll., 2008). Ils sont simples à exploiter et à entretenir, et s’ils sont considérés comme partie intégrante d’un système d’irrigation, ils se traduisent par un faible coût d’investissement. Toutefois, ils peuvent faciliter la reproduction des vecteurs s’ils ne sont pas bien entretenus et exploités. Le développement d’algues peut obstruer le système de distribution de l’irrigation (comme les arroseurs et les goutteurs).

3.3. Fosses septiques, fosses Imhoff, UASB et bassins anaérobies à forte charge

Ce sont tous des systèmes de traitement naturels, presque équivalents à un traitement primaire, mais avec le potentiel de capter le biogaz produit de manière anaérobique. Le biogaz contient plus de 60 pour cent de méthane, et peut être utilisé pour cuisiner et éclairer les ménages ou, pour les plus grandes installations de traitement, pour produire de l’électricité.

Les fosses septiques, qui datent de la fin du xixe siècle, sont de simples réservoirs de séparation des matières solides/liquides des eaux usées et sont souvent utilisés à l’échelle des ménages avec des éléments épurateurs ou des puisards locaux pour évacuer les effluents décantés du réservoir, bien qu’ils puissent aussi être utilisés pour de petites stations de traitement des eaux usées avec les effluents décantés devant être traités davantage dans des ES ou des marais artificiels. Les fosses Imhoff, qui ont été créées en Allemagne en 1906, constituent une modification des fosses septiques pour les petites installations de traitement: la conception du réservoir a été améliorée pour mieux faciliter la séparation solide/liquide.

Un développement plus récent, qui date des années 1980, est le réacteur UASB. Ces réacteurs sont généralement utilisés uniquement dans des stations de traitement des eaux usées (qu’elles soient petites ou grandes). Le plus grand au monde, situé à Belo Horizonte au Brésil, a été conçu pour une population d’un million de personnes. Dans un UASB, les eaux usées entrent dans le réacteur au niveau de sa base et sont traitées durant leur passage à travers un lit de boues (la « couverture » de boues) formé par des flocons serrés de bactéries anaérobies. Le temps de séjour hydraulique est de 6 à 12 heures (Mara, 2004). Le processus de traitement est principalement conçu pour l’abattement des matières organiques, mais les UASB éliminent 86 à 98 pour cent des œufs d’helminthes, et le nombre d’œufs dans les effluents est très variable. Par exemple, au Brésil, les effluents des UASB contiennent 3 à 10 œufs par litre, mais avec un nombre élevé d’œufs dans les eaux usées brutes (jusqu’à 320 œufs par litre), les effluents peuvent en contenir plus de 45 par litre (Sperling et coll., 2002, 2003, 2004). Pour éliminer complètement et de manière fiable les œufs d’helminthes des effluents des UASB, il est recommandé de faire un traitement supplémentaire des effluents dans des ES, qui permettent aussi de réduire les niveaux de coliformes fécaux au niveau recommandé par les normes de l’OMS de 2006. Des investigations menées sur les teneurs en azote et en phosphore des effluents dans les UASB n’indiquent pas de pertes importantes (Ali et coll., 2007; van Lier et coll., 2002). Cependant, des pertes peuvent survenir en raison d’une augmentation du pH dans les lagunes de polissage des effluents des UASB (Cavalcanti, 2003).

Les UASB sont souvent considérés comme une technologie peu onéreuse. Cependant, ils sont plus dispendieux, mais pas plus efficaces que les bassins anaérobies conventionnels (Peña et coll., 2000). Une option moins onéreuse mais tout aussi efficace que les UASB est le bassin anaérobie à forte charge qui combine la simplicité des bassins anaérobies conventionnels et le bon rendement des UASB, incluant l’option de récupération du biogaz, à un coût bien moins élevé (Peña Varón, 2002).

3.4. Marais artificiels

Les marais artificiels sont des lits de macrophytes aquatiques qui poussent dans le sol, le sable ou le gravier. Il y a trois principaux types: les systèmes à flux superficiel, à flux horizontal de subsurface et à flux vertical. Bien qu’en principe n’importe quel macrophyte aquatique peut pousser dans les marais artificiels, de même que des fleurs et arbres ornementaux de grande valeur, la majorité est plantée avec des roseaux ou des joncs (par exemple des Juncus, des Phragmites) (Belmont et coll., 2004).

Les marais artificiels constituent généralement des unités de traitement secondaires ou tertiaires qui, le cas échéant, sont précédées par une fosse septique, une fosse Imhoff, un réacteur UASB, un bassin anaérobie ou une installation conventionnelle de traitement des eaux usées. Ils sont utilisés pour éliminer les matières organiques (DBO), les matières solides et les éléments nutritifs. Les zones humides sont généralement promues comme une meilleure option pour contrôler les pathogènes. Cependant, bien que des marais aient été installés dans plusieurs pays en développement, en pratique, peu de données sur l’abattement des pathogènes sont disponibles en raison du coût élevé et de la complexité des techniques analytiques que cela comporte. Les données disponibles font surtout référence aux coliformes fécaux. D’après le peu de données disponibles, l’élimination des pathogènes est très variable et dépend du climat, du type de marais et des plantes utilisées. L’élimination des pathogènes est obtenue par la filtration, par l’adsorption sur le sol ou les racines des plantes et par la prédation par des microorganismes (Jiménez, 2007). Les marais peuvent éliminer 90 à 98 pour cent des coliformes fécaux, 67 à 84 pour cent des coliphages MS2 et 60 à 100 pour cent des protozoaires (Jiménez, 2003). Plus de détails se trouvent dans Rivera et coll. (1995) et dans IWA Specialist Group (2000).

Les marais artificiels peuvent être des sources de moustiques nuisibles dont certains ont des répercussions sur la santé publique (par exemple Culex quinquefasciatus, le vecteur de la filariose de Bancroft dans de nombreuses régions des pays en développement). Des rapports provenant de l’est des États-Unis, du sud de la Suède et de l’Australie détaillent ce phénomène et présentent de possibles solutions de gestion environnementale (Russell, 1999; Schäfer et coll., 2004). De toute évidence, l’implantation des marais artificiels (plus particulièrement ceux à flux de surface) à une distance sécuritaire par rapport aux habitations humaines est importante.

3.5. Sédimentation primaire

Le traitement primaire se fait dans des bassins ayant un temps de rétention de deux à six heures. L’abattement se fait par le biais de la sédimentation et par conséquent, les pathogènes de petite taille comme les bactéries et les virus sont éliminés uniquement s’ils sont adsorbés ou piégés au sein d’une matrice de matières décantables. Pour les œufs d’helminthes, des rendements de moins de 30 pour cent peuvent être atteints.

3.6. Coagulation-floculation

La coagulation-floculation a parfois servi comme processus principal pour produire des eaux usées traitées qui conviennent à l’utilisation agricole à un coût raisonnable. Elle nécessite de faibles doses de coagulants combinées à des floculants ayant un poids moléculaire élevé et une charge à haute densité pour réduire la production de boues (Jiménez, 2009). Deux technologies de coagulation-floculation satisfont à ces exigences: le traitement chimique primaire amélioré (TCPA) et le traitement primaire avancé (TPA). Elles se distinguent par le fait que le TCPA utilise un décanteur conventionnel et le TPA utilise un décanteur lamellaire à forte charge. Le temps de séjour hydraulique est de quatre à six heures pour le TCPA, mais seulement d’une demi-heure à une heure pour le TPA. Elles sont toutes les deux efficaces pour éliminer les œufs d’helminthes tout en permettant à une partie des matières organiques et des éléments nutritifs (l’azote et le phosphore) de demeurer dans les fractions dissoutes et colloïdales des eaux traitées. Cependant, dans les deux cas, les effluents produits nécessitent toujours une étape de désinfection afin d’inactiver les bactéries et les virus, et cela peut se faire à l’aide du chlore ou de la lumière ultraviolette (Jiménez, 2007). Les œufs d’helminthes et certains protozoaires sont éliminés avec les matières en suspension en fonction des mêmes principes d’élimination de la coagulationfloculation. Le faible total des solides en suspension (TSS) obtenu durant le processus ou un avantage additionnel en permettant l’utilisation des effluents traités pour l’irrigation par aspersion ou au goutte à goutte.

Différents coagulants peuvent être utilisés. Les coagulants ferriques et à base d’alun sont les plus courants (Jiménez, 2003). La chaux a été utilisée à des doses très élevées (plus de 1 000 mg/litre) pour coaguler, mais aussi pour augmenter le pH afin d’inactiver 4,5 logarithmes de coliformes fécaux avec un temps de contact de 9 à 12 heures. Malheureusement, la production de boues est élevée et la chaux forme facilement des dépôts qui créent des problèmes d’obstruction (Gambrill, 1990; Jiménez et Chávez, 2002; Jiménez et Chávez Mejia, 1997). Le coût du TPA représente seulement le tiers du coût d’un système conventionnel de boues activées, incluant le traitement et l’évacuation des boues (à moins de 20 km) (Jiménez et Chávez, 2002). Le TPA élimine un logarithme de coliformes fécaux, un logarithme de Salmonella spp., 50 à 80 pour cent de kystes de protozoaires (Giardia, Entamoeba coli et E. histolytica) et 90 à 99 pour cent d’œufs d’helminthes (Jiménez et coll., 2001). À partir d’une teneur pouvant atteindre 120 œufs/litre, le TPA peut de manière constante produire un effluent contenant de 0,5 à 3 œufs/litre (Chávez et coll., 2004; Jiménez et coll., 2001). En ce qui concerne les éléments nutritifs, l’élimination de l’azote total est de l’ordre de 13 pour cent avec du chlorure ferrique, de 17 pour cent avec de l’alun et de 12 pour cent avec la chaux. La fraction principale éliminée est l’azote organique. L’élimination du phosphore était de 20 pour cent avec du chlorure ferrique, de 15 pour cent avec de l’alun et de 54 pour cent avec la chaux.

La coagulation-floculation peut également être utilisée pour les processus de traitement tertiaire. Les produits chimiques (par exemple le chlorure ferrique, le chlorure de fer, le sulfate d’aluminium, l’oxyde de calcium) sont ajoutés aux effluents secondaires, ce qui provoque la combinaison ou l’agrégation des très petites particules. Ces plus gros agrégats se décantent ensuite et se séparent de la phase liquide. Une plus grande élimination des matières particulaires augmente aussi celle des virus et bactéries, puisqu’ils sont souvent associés aux matières solides. Par exemple, il est possible de réduire les virus de deux à trois unités logarith miques dans des conditions optimales (Jiménez, 2003).

3.7. Traitement biologique secondaire

Il existe plusieurs options pour traiter les eaux usées biologiquement à un niveau secondaire, toutes aérobies. Ces processus éliminent de façon efficace les matières organiques et, dans une moindre mesure, les éléments nutritifs. Ils sont dispendieux et difficiles à exploiter. Le processus le plus largement utilisé est celui à boues activées, mais d’autres traitements secondaires comprennent les étangs aérés, les fosses d’oxydation et les filtres bactériens. Il y a une vaste documentation spécialisée qui décrit ces processus et détaille leur conception (par exemple Metcalf et Eddy, Inc., 2003).

Il convient de remarquer qu’Arthur (1983), dans une comparaison d’un point de vue économique des ES, des étangs aérés, des fosses d’oxydation et des filtres bactériens pour la ville de Sana’a, a découvert que les ES représentaient l’option la moins dispendieuse par rapport aux prix fonciers pouvant atteindre 50 000 à 150 000 $ US (selon le taux d’escompte utilisé), au-dessus desquels les fosses d’oxydation étaient l’option de traitement la plus abordable, les étangs aérés et les filtres bactériens étant toujours beaucoup plus dispendieux. (La méthodologie de calcul des coûts utilisée par Arthur était très rigoureuse et est toujours recommandée actuellement).

3.8. Bioréacteurs à membranes

Les effluents provenant des bassins d’aération à boues activées peuvent être davantage traités par leur passage à travers des membranes. Ces membranes possèdent un diamètre de pore très petit (20 à 500 nm), et elles fonctionnent donc à l’échelle de l’ultrafiltration et de la microfiltration. Ainsi, elles sont capables d’atteindre une réduction complète (c’est-à-dire > six unités logarithmiques) de tous les pathogènes, y compris les virus. Cependant, il est très complexe et dispendieux d’utiliser les membranes, et leur encrassement est particulièrement préoccupant, bien que les coûts et la complexité de fonctionnement diminuent avec la progression technologique (Stephenson et coll., 2000). Les bioréacteurs à membranes offrent une combinaison de traitements secondaire et tertiaire extrêmement efficace, mais également très dispendieuse. Bien souvent, la qualité des effluents surpasse de loin ce qui est exigé (et peut ainsi être considérée comme une utilisation sous-optimale des ressources rares).

3.9. Filtration

La filtration est une étape de traitement utile pour éliminer les (oo)kystes de protozoaires et les œufs d’helminthes des effluents provenant d’un traitement primaire ou secondaire, qu’il soit physicochimique (Landa et coll., 1997) ou biologique, comme les boues activées (Jiménez, 2007). Au cours de la filtration, les pathogènes et autres matières particulaires sont éliminés lors de leur passage à travers du sable ou d’autres matériaux granuleux et poreux. Les polluants sont retenus par tamisage, adsorption, filtrage, interception et sédimentation. Il existe plusieurs types de filtration, notamment la filtration granulaire à grande vitesse (> 2 m3/m2h), la filtration lente sur sable et la filtration sur lit simple ou multiple. Une filtration lente sur sable efficace nécessite une maturation optimale de la couche microbiologique de surface (la membrane biologique, ou schmutzdecke), un nettoyage et un remplissage sans court-circuitage (OMS, 2004).

La filtration rapide sur sable élimine environ une unité logarithmique de coliformes fécaux, de bactéries pathogènes (Salmonella et Pseudomonas aeruginosa) et d’entérovirus, 50 à 80 pour cent de kystes de protozoaires (Giardia, Entamoeba coli et E. histolytica) et 90 à 99 pour cent d’œufs d’helminthes (Jiménez et coll., 2001) des effluents primaires coagulés (ces rendements peuvent être améliorés en ajoutant des coagulants à l’entrée du filtre). La taille spécifique des sables moyens est de 0,8 à 1,2 mm, la profondeur minimale du filtre est de 1 m, les vitesses de filtration sont de 7 à 10 m3/m2 h et les cycles de filtration sont de 20 à 35 heures. Dans ces conditions, les effluents contiennent de manière constante < 0,1 œuf d’helminthe par litre (Jiménez, 2007; Landa et coll., 1997). Dans le cas de la filtration à lit double, utilisée comme traitement tertiaire et combinée au processus de coagulation, la réduction bactérienne peut augmenter d’environ une unité logarithmique à deux à trois unités logarithmiques (OMS, 2004).

3.10. Désinfection conventionnelle

L’efficacité de la désinfection dépend de plusieurs facteurs, notamment du type de désinfectant, du temps de contact avec les eaux usées, de la température, du pH, de la qualité des effluents et du type de pathogènes (WEF, 1996). Le chlore (libre), l’ozone et le rayonnement ultraviolet sont les principaux désinfectants utilisés pour traiter les eaux usées, cependant les chloramines peuvent servir au traitement avancé des effluents d’un traitement primaire. La désinfection devrait être optimisée pour chaque type de désinfectants. En règle générale, les bactéries sont très sensibles aux trois désinfectants. Les œufs d’helminthes et les (oo)kystes de protozoaires sont plus résistants au chlore et à l’ozone; et certains virus (par exemple les adénovirus) au rayonnement ultraviolet. Le chlore inactive une à trois unités logarithmiques de virus, deux unités logarithmiques de bactéries, 0 à 1,5 unité logarithmique d’(oo)kystes de protozoaires, mais presque aucun œuf d’helminthe. Des résultats semblables ont été obtenus avec les autres désinfectants, mais l’ozonation est beaucoup plus efficace pour inactiver les virus et le rayonnement ultraviolet conduit à une meilleure inactivation des protozoaires.

3.11. Infiltration-percolation

L’infiltration-percolation consiste essentiellement à infiltrer par intermittence des eaux usées à travers des lits de sable non saturés et grossiers d’une profondeur de 1,5 à 2,0 m. Ces systèmes traitent les effluents primaires ou secondaires. Puisque la charge hydraulique moyenne des effluents primaires et secondaires ne peut pas dépasser environ 0,25 et 0,65 m3 par jour par m2 de lit de sable, respectivement, l’utilisation de systèmes d’infiltration-percolation est limitée pour les petites installations qui desservent uniquement quelques milliers de personnes, bien qu’ils puissent servir à desservir des populations pouvant atteindre 25 000 personnes quand les effluents secondaires sont traités. De plus grandes installations nécessiteraient une trop grande surface de filtration et de grands volumes de sable.

Cette technologie à faible consommation d’énergie est reconnue comme un moyen efficace pour retraiter les effluents primaires ou secondaires avant leur réutilisation. Une surveillance complète des installations a révélé une réduction fiable du nombre d’E. coli < 1000 par 100 ml (Salgot et coll., 1996). Les œufs d’helminthes sont complètement éliminés, de même que les protozoaires comme Giardia et Cryptosporidium (Alcalde et coll., 2006).

3.12. Géofiltration

Pomper des effluents d’eaux usées issus d’un traitement tertiaire dans un aquifère local (mais pas un aquifère utilisé comme source d’eau potable) est une manière de stocker les eaux usées jusqu’à ce qu’elles soient nécessaires pour l’irrigation. Il s’agit toutefois d’une option dispendieuse qui n’a été employée qu’occasionnellement. Par exemple, le projet de la région de Dan en Israël est un projet de géofiltration de très grande envergure (120 à 140 M m3/an) qui est exploité depuis maintenant plus de 30 ans (Icekson-Tal et coll., 2003). La géofiltration convient particulièrement à l’irrigation non restrictive, car elle offre un stockage et un traitement de niveau comparable à celui de la qualité de l’eau potable. Cependant, son fonctionnement et son entretien ne sont pas simples. À titre d’exemple, une attention particulière doit être accordée à l’optimisation du fonctionnement des puits de récupération pour empêcher des concentrations élevées de sable dans les tuyaux et pour minimiser la croissance de biofilm et les dépôts de fer et de manganèse (Bixio et coll., 2005).

4. COMPARAISON DES MÉTHODES DE TRAITEMENT

Le tableau 8.2 résume les caractéristiques principales des processus de traitement des eaux usées présentés ici, de même que certains autres non décrits en détail. La sélection d’un processus en particulier doit reposer sur les conditions climatiques locales de même que sur les capacités économiques et des ressources humaines.

CONCLUSIONS

Pour l’irrigation agricole dans les pays en développement, il est important de choisir des processus de traitement des eaux usées qui réduisent le nombre de pathogènes tout en conservant les éléments nutritifs. Ce sont des exigences souvent difficiles à concilier et par conséquent, il faut faire une analyse détaillée de chaque situation particulière. Comme l’a illustré l’OMS (2006), il est important de réduire les niveaux de pathogènes avant d’utiliser les eaux usées pour l’irrigation des cultures. Pour que cela se fasse dans la pratique, seules les méthodes de traitement viables localement doivent être choisies. Là où, par exemple, les capacités institutionnelles de construire et d’entretenir des installations de traitement sont limitées, comme c’est le cas dans bien des pays en développement, il convient d’utiliser des systèmes naturels d’une faible technicité, en parallèle avec des mesures de contrôle post-traitement pour la protection de la santé (voir le chapitre 5). Dans les pays à revenu élevé, le traitement des eaux usées a une portée de plus en plus grande et les processus plus avancés deviennent réalisables sur les plans financiers et opérationnels, permettant ainsi à la société de se fier davantage sur le traitement des eaux usées pour empêcher la contamination des aliments découlant de l’irrigation avec des eaux usées.

Tableau 8.2 CARACTÉRISTIQUES DES PROCESSUS DE TRAITEMENT DES EAUX USÉES EN RÉFÉRENCE À LEUR APPLICABILITÉ AU TRAITEMENT AVANT LA RÉUTILISATION AGRICOLE DANS LES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Processus et conditions d’exploitation

Efficacité

Contenu en éléments nutritifs

Avantages

Désavantages

Processus de traitement naturels

Étangs de stabilisation (temps de rétention de 5 à 20 jours)

Matières organiques: élevée pour les virus, les bactéries et les protozoaires; élevée pour les œufs d’helminthes: 70 à 99 % avec haute fiabilité

Faible à moyen

Faibles coûts d’investissement et d’exploitation. Simples à exploiter. Ils ne nécessitent aucune électricité. Faible production de boues. Ils conviennent aux climats chauds ayant des taux d’évaporation moyens à faibles.

La perte d’eau découlant de l’évaporation peut être élevée, ce qui mène à une salinité accrue des effluents.

 

 

 

Ils permettent d’utiliser les eaux usées produites durant l’année entière pendant la saison d’irrigation, donnant la possibilité d’irriguer une plus grande région et d’ainsi produire plus de cultures. Ils ne nécessitent pas d’étape de désinfection conventionnelle.

Ils nécessitent beaucoup de terres. Le contenu d’algues dans les effluents peut obstruer les arroseurs s’ils sont utilisés. Ils peuvent faciliter la reproduction des vecteurs s’ils ne sont pas bien entretenus.

Réservoirs de stockage et de traitement des eaux usées

Solides en suspension: moyenne Matières organiques: faible pour les virus, les bactéries et les protozoaires; élevée pour les œufs d’helminthes: 70 à 99 % avec haute fiabilité

Élevé

Coûts d’investissement et d’exploitation très faibles. Ils ne nécessitent aucune électricité.

Les boues peuvent contenir des pathogènes viables et il convient de bien les gérer.

Réacteurs UASB et HRAP (temps de rétention de 6 à 12 heures)

Matières organiques: très élevée pour les œufs d’helminthes: 60 à 96 % avec faible fiabilité

Moyen à élevé

Faible coût. Faible production de boues. Ils ne nécessitent aucune électricité.

Les effluents peuvent causer des problèmes d’odeur. Les effluents nécessitent un traitement supplémentaire (c‘est-à-dire secondaire). Les boues nécessitent un traitement supplémentaire.

Marais artificiels (temps de rétention de quatre jours dans des marais à circulation en surface)

Matières organiques: élevée pour les pathogènes; élevée pour tous mais avec faible fiabilité pour les œufs d’helminthes: 60 à 100 %

Faible à moyen

Faible coût. Simples à exploiter. Ils ne nécessitent aucune électricité.

Ils peuvent améliorer l’environnement pour d’autres espèces, par exemple les oiseaux et les rongeurs.

Ils nécessitent beaucoup de terres. Les variables relatives au retrait des pathogènes dépendent d’un éventail de facteurs. Ils nécessitent un traitement supplémentaire (par ex. la filtration) pour retirer de façon fiable les œufs d’helminthes. Ils peuvent faciliter la reproduction des moustiques.

Les excrétas de la faune peuvent entraîner la détérioration de la qualité des effluents.

Sédimentation primaire

Sédimentation primaire (temps de rétention de deux à six heures)

Matières organiques: faible pour les œufs d’helminthes: 30 % avec faible fiabilité

Élevé

Faible coût. Technologie simple.

Faibles retraits des bactéries et des virus.

Les effluents nécessitent un traitement supplémentaire.

Les boues nécessitent un traitement supplémentaire.

TCPA (faibles doses de coagulant; temps de rétention de trois à quatre heures); traitement primaire avancé, ou TPA, (faibles doses de coagulant lorsque des floculants sont utilisés, décanteurs à forte charge, temps global de rétention de 0,5 à 1 heure)

Matières organiques: moyenne pour les œufs d’helminthes: élevée avec haute fiabilité

Moyen

Coût faible à moyen par rapport aux boues activées (le tiers du coût). Efficacité et fiabilité élevées.

Faible exigence d’espace, principalement pour le TPA.

La désinfection conventionnelle est requise pour inactiver les bactéries.

Il produit plus de boues que la sédimentation primaire, les étangs de stabilisation et les marais.

Les boues doivent être désinfectées. Il faut utiliser des produits chimiques.

Processus de traitement secondaires

Étang aéré et étang de décantation

Matières organiques: élevée

Faible à moyen

Technologie largement accessible et bien comprise. Pas besoin de sédimentation primaire. Moins dispendieux et complexe que d’autres processus à rendement élevé.

Ils nécessitent de l’électricité.

Ils nécessitent plus d’espace que d’autres processus à rendement élevé. Les boues doivent être désinfectées. Il faut avoir une étape de désinfection conventionnelle pour inactiver les virus et les bactéries.

Fosses d’oxydation

Matières organiques: élevée

Faible à moyen

Technologie largement accessible et bien comprise.

Pas besoin de sédimentation primaire.

Elles nécessitent de l’électricité.

Les boues doivent être désinfectées.

Il faut avoir une étape de désinfection conventionnelle pour inactiver les virus et les bactéries.

Filtres bactériens et décanteurs secondaires

Matières organiques: élevée pour les œufs d’helminthes: retrait moyen avec fiabilité moyenne

Faible à moyen

Coûts d’exploitation moyens.

Haute fiabilité.

Technologie largement accessible et bien comprise.

Coûts élevés d’investissement. Ils nécessitent un personnel qualifié.

Les boues doivent être désinfectées.

Il faut avoir une étape de désinfection conventionnelle pour inactiver les virus et les bactéries.

Le contrôle des mouches est nécessaire.

Boues activées et sédimentation secondaire (temps de rétention de quatre à huit heures dans le réacteur)

Matières organiques: élevée pour les œufs d’helminthes: 70 à 90 % avec faible fiabilité

Faible à moyen

Elles retirent les matières organiques avec une haute fiabilité.

Technologie largement accessible et bien comprise.

Faciles à contrôler.

Coût d’investissement et d’exploitation élevés.

Haute demande en énergie.

Elles nécessitent un personnel qualifié.

Les boues doivent être désinfectées.

Le gonflement des boues diminue le retrait des œufs d’helminthes.

Il faut avoir une étape de désinfection conventionnelle pour inactiver les virus et les bactéries.

Bioréacteurs à membranes

Matières organiques, matières en suspension et pathogènes: élevée

Faible

Ils retirent tous les pathogènes. La technologie est encore en cours de mise au point.

Coût et complexité élevés.

Les boues doivent être désinfectées.

Encrassement de la membrane.

Ils nécessitent un personnel qualifié.

Processus de traitement tertiaires

Filtration lente sur sable

Matières organiques: moyenne; pathogènes: faible à élevée

Moyen à élevé

Technologie bien connue.

Besoin de plus d’informations sur le retrait des pathogènes.

Elle nécessite beaucoup d’espace.

 

 

 

 

La manipulation des filtres lors du nettoyage et du retrait des boues peut créer des préoccupations pour la santé.

Filtration rapide sur sable (2 m3/m2h avec 0,8 à 1,2 mm de sable et 1 m de hauteur). Durée de cycle pouvant atteindre 35 h pour un traitement primaire

Œufs d’helminthes: élevée (90 à 99 %) (très élevée si un coagulant est ajouté)

Élevé si utilisée pour les effluents primaires

Haute efficacité. Haute fiabilité. Améliore le retrait des pathogènes. Technologie bien comprise. Faibles coûts supplémentaires.

Processus complémentaire à un traitement biologique ou chimique des eaux usées. Elle suppose des coûts supplémentaires.

Coagulation-floculation comme traitement tertiaire

Matières organiques: éléments nutritifs élevés: élevée

Faible

Améliorer le retrait des virus et autres pathogènes.

Faibles coûts supplémentaires.

Coût total élevé (traitement primaire + secondaire + tertiaire).

Elle augmente la production de boues. Les boues doivent être désinfectées.

Désinfection

Chloration: les doses et temps de contact varient selon les caractéristiques des effluents à traiter

Bactéries, virus et certains protozoaires: élevée

 

Coût moyen mais il s’agit du coût le plus faible pour une méthode de désinfection conventionnelle.

Technologie bien comprise.

Elle doit être utilisée pour des effluents ayant de faibles contenus en matières organiques et matières en suspension.

Elle crée des sous-produits de désinfection. Produits chimiques dangereux.

Ozonation: les doses et temps de contact varient selon les caractéristiques des effluents à traiter

Bactéries et certains protozoaires: élevée; virus: très élevée

 

Haute efficacité d’inactivation des virus.

Elle doit être utilisée pour des effluents ayant de faibles contenus en matières organiques et matières en suspension.

Coût et complexité plus élevés que pour la chloration.

Faible efficacité d’inactivation des helminthes à des doses économiques.

Elle doit être réalisée sur place. Production de sous-produits dangereux.

Rayonnement ultra-violet: les doses et temps de contact varient selon les caractéristiques des effluents à traiter

Bactéries, virus et protozoaires: élevée

 

Coûts semblables ou supérieurs à ceux de la chloration.

Efficace dans l’inactivation des bactéries, des virus et de certains protozoaires.

Aucuns produits chimiques toxiques utilisés ou produits.

Technologie bien connue.

Il doit être utilisé pour des effluents ayant de faibles contenus en matières organiques et matières en suspension, et un facteur de transmission élevé.

Il ne permet pas d’inactiver les œufs d’helminthes ni tous les protozoaires. Le rendement peut être diminué par la formation de matières particulaires et de biofilms.

Il faut bien entretenir les lampes.

Géofiltration

Infiltration-percolation: épandage d’effluents primaires ou secondaires dans un lit de sable pour l’infiltration dans les eaux souterraines locales

Œufs d’helminthes et protozoaires: élevée (en raison de leur retrait dans le lit de sable); bactéries et virus: élevée (en raison de la mortalité massive dans les eaux souterraines)

Faible

Aucune perte d’eau découlant de l’évaporation.

Exploitation simple.

Elle nécessite un grand espace.

Il faut bien entretenir le lit de sable.

Traitement des aquifères du sol: pomper des eaux usées traitées tertiaires dans un aquifère local pour les stocker jusqu’à la prochaine saison d’irrigation

Élevée (en raison de la mortalité massive pendant le long stockage)

Faible

Aucune perte d’eau découlant de l’évaporation.

Il doit être utilisé uniquement pour les effluents à faibles contenus en matières organiques et matières en suspension.

Coût et complexité élevés.

L’entretien de la pompe s’avère souvent problématique.

Sources: Alcalde et coll. (2006), Asano et Levine (1998), Clancy et coll. (1998), Jiménez (2003, 2005), Jiménez et Chávez (2002), Jiménez et Navarro (2009), Karimi et coll. (1999), Landa et coll. (1997), Lazarova et coll. (2000), Mara (2004), Metcalf et Eddy, Inc. (1991, 2003), NRMMC et EPHCA (2005), OMS (2004, 2006), Rivera et coll. (1995), Rojas-Valencia et coll. (2004), Rose et coll. (1996), Schwartzbrod et coll. (1989), Sobsey (1989), Sperling et Chernicharo (2005), Sperling et coll. (2003), Strauss (1996).

De plus, il faut connaître les types de pathogènes et leur nombre prévu dans les eaux usées locales afin d’assurer que le processus choisi soit capable de les inactiver ou de les éliminer efficacement. Il est aussi important de tenir compte de la quantité et de la qualité des boues produites pendant le traitement des eaux usées, et comment elles seront évacuées ou réutilisées localement.

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CHAPITRE 9
Options à faible coût pour la réduction des pathogènes et la récupération des éléments nutritifs des boues de vidange

Doulaye Koné, Olufunke O. Cofie et Kara Nelson

RÉSUMÉ

Récemment, l’épandage d’engrais à base d’excrétas a attiré l’attention en raison de l’augmentation des prix des engrais chimiques. Les boues de vidange provenant des systèmes d’assainissement autonome sont riches en éléments nutritifs et en matières organiques, des constituants qui contribuent à la reconstitution de la couche humifère et de la réserve d’éléments nutritifs des sols, et à l’amélioration de la structure et de la capacité de rétention des sols. C’est la raison pour laquelle elles constituent une ressource importante pour renforcer la productivité des sols de manière durable. Cependant, il y a très peu d’information dans la documentation scientifique sur les technologies de traitement permettant de récupérer les ressources nutritives des déchets humains. Ce document examine l’état des connaissances relatives aux différents processus qui ont été utilisés dans le monde. Leur efficacité quant à l’élimination des pathogènes ainsi que les performances de récupération des éléments nutritifs et des biosolides sont évaluées. Le chapitre souligne les écarts dans la recherche pour approfondir la question.

INTRODUCTION

Contrairement à la gestion des eaux usées, l’élaboration de stratégies et d’options de traitement adaptées aux conditions qui prévalent dans les pays en développement pour s’occuper des boues de vidange (BV), les sous-produits des installations d’assainissement autonome, a longtemps été négligée. Néanmoins, ces dernières années, un nombre encourageant d’initiatives pour une meilleure gestion des BV, telle la mise au point de schémas appropriés pour le traitement des BV, a vu le jour par exemple dans plusieurs pays d’Afrique occidentale (le Sénégal, le Mali, la Côte d’Ivoire, le Burkina Faso, le Ghana), d’Asie du Sud-Est (le Népal, les Philippines, la Thaïlande, le Vietnam) et d’Amérique latine. Ces initiatives aident les citadins et les autorités à relever les défis posés par ce qu’on peut désigner comme étant le « drame de la merde urbaine » – l’évacuation aveugle et désordonnée des boues de vidange dans des drains, des canaux et des espaces ouverts, créant ainsi un « film fécal » dominant dans les régions urbaines et nuisant à la santé publique, causant de la pollution, des odeurs nauséabondes et des choses désagréables à voir.

Les auteurs estiment qu’approximativement un tiers de la population mondiale (environ 2,4 milliards de citadins) se sert d’installations d’assainissement autonome, à savoir des latrines et des toilettes familiales et publiques privées de réseaux d’égout, des fosses à niveau constant et des fosses septiques. Cette situation risque de se poursuivre encore durant des décennies, puisque les réseaux d’assainissement à l’échelle de la ville ne sont ni abordables ni réalisables pour la majorité des régions urbaines des pays en développement. En considérant qu’un litre de BV/hab/jour comme taux de production moyen de BV dans les régions urbaines (fondé sur des données de la littérature et sur nos propres enquêtes), dans une ville de plus d’un million d’habitants, environ 1 000 m3/jour de BV devraient être recueillies et évacuées quotidiennement. Cependant, les taux de collecte quotidienne indiqués pour des villes beaucoup plus grandes (par exemple Accra, Bangkok et Hanoi) excèdent rarement 300 à 500 m3/jour. Cela dénote qu’une énorme quantité, si ce n’est la fraction majeure des BV générées, est évacuée sans enregistrement ou clandestinement dans la zone de peuplement urbain.

Lorsqu’elles sont pleines, les latrines sont vidées mécaniquement par des camions de vidange, ou manuellement par des ouvriers ou des membres de la famille (parfois la seule option pour les ménages les plus pauvres). Alors que les boues vidangées mécaniquement des zones aménagées et accessibles peuvent être transportées et évacuées à plusieurs kilomètres des ménages, les boues vidangées manuellement des zones inaccessibles à faible revenu sont généralement déposées dans l’enceinte de la maison familiale, à proximité des couloirs ou des drains, ou encore sur des terres ouvertes. Ces pratiques, souvent non recensées, comportent des risques importants pour la santé publique et une incidence élevée de maladies sur les opérateurs de camions de vidange, leurs familles, les ménages qui habitent la région immédiate et les populations vulnérables des villes qui utilisent les latrines. Pour parvenir à une protection efficace et durable de la santé de ces populations urbaines exposées, les futurs programmes d’approvisionnement en latrines doivent établir une approche qui relie les infrastructures d’assainissement autonome à un système de transport et de réutilisation sécuritaire ou d’évacuation et de traitement, des boues fécales vidangées (solides, liquides, ou un mélange des deux). Cette approche pourrait être différente pour la planification et les zones densément peuplées des taudis.

Les processus de traitement à faible coût des BV qui, selon les auteurs, pourraient convenir aux pays en développement comprennent principalement des options non mécanisées comme celles énumérées plus bas. Ces options ne sont pas suffisamment documentées et mises à jour dans la littérature existante.

Options de traitement à faible coût des boues de vidange présentées dans ce chapitre.

• les bassins ou étangs de décantation et d’épaississement (option non mécanisée, fonctionnement discontinu);

• les lits de séchage des boues non plantés;

• les marais artificiels;

• le compostage combiné (« cocompostage ») avec déchets solides organiques;

• le lagunage des liquides surnageants ou des eaux de lessivage des BV;

• l’épandage dans les régions chaudes arides à semi-arides;

• la digestion anaérobie avec utilisation de biogaz;

• la stabilisation à la chaux.

Ces options, à l’exception de la digestion anaérobie et de la stabilisation à la chaux, ont fait l’objet d’essais et d’enquêtes au cours de dix ans de collaboration de recherche sur le terrain avec des partenaires sélectionnés en Amérique latine, en Afrique occidentale et en Asie. L’information sur les systèmes de traitement des boues mécanisés et à forte intensité d’énergie actuellement utilisés dans les pays industrialisés est présentée dans l’ouvrage du Groupe de travail sur les boues d’épuration et des réseaux d’aqueduc de l’Association internationale pour les résidus solides et du nettoiement public (1998).

1. DÉFIS ASSOCIÉS AU TRAITEMENT DES BOUES DE VIDANGE

Le choix d’une option de traitement des BV repose principalement sur les caractéristiques des boues générées dans une commune ou une ville en particulier, ainsi que sur les objectifs du traitement (la réutilisation agricole, la mise en décharge des biosolides ou le déversement des liquides traités dans des eaux réceptrices). Comme pour les eaux usées, les caractéristiques des BV varient beaucoup à l’intérieur des villes et entre elles, selon les types d’installations d’assainissement autonome (par exemple le facteur de dilution) et si les opérations de vidange sont manuelles ou mécanisées. Les boues provenant des fosses septiques sont biochimiquement plus stables en raison de leurs longues périodes de stockage par rapport aux boues provenant d’installations qui sont vidangées chaque semaine (par exemple les latrines publiques). À titre d’exemple, dans des villes comme Bangkok, Hanoi et Buenos Aires, les fosses septiques sont les installations d’assainissement autonome prédominantes. Lorsque les fosses septiques sont vidangées, les portions solides et liquides sont habituellement pompées. Là où les fosses perdues sont utilisées pour infiltrer le surnageant des fosses septiques, elles peuvent être vidangées à cause du colmatage. Cela contribue à diluer les BV recueillies dans une habitation particulière. En Afrique occidentale, une partie importante de la population urbaine utilise les toilettes publiques, qui sont généralement très fréquentées. À Kumasi (Ghana), une ville d’un million d’habitants, 40 pour cent de la population utilisent des toilettes publiques sans égout, qui sont vidangées hebdomadairement. Les boues recueillies à partir de ces installations sont biochimiquement instables (une forte DBO5) et présentent des concentrations élevées d’ammonium (NH4+-N), puisque l’urine est évacuée avec les excréments.

Les défis particuliers associés au traitement des BV dans les pays en développement, par opposition au traitement des eaux usées, reposent sur le fait que les concentrations en pathogènes sont plus élevées d’un facteur de 10 à 100 dans les BV comparativement aux eaux usées municipales, et qu’il n’existe pas de normes et de directives appropriées, abordables et exécutoires pour l’évacuation et la réutilisation quant au traitement des BV. Le tableau 9.1 énumère les caractéristiques des BV observées par les auteurs et leurs partenaires dans des villes sélectionnées de l’Afrique et de l’Asie. Le fait que les BV présentent des caractéristiques très variées exige une sélection attentive des options de traitement appropriées, particulièrement pour le traitement primaire. Cela peut inclure la séparation solide-liquide ou la stabilisation biochimique si les BV sont encore fraîches et ont seulement subi une dégradation partielle lors du stockage et avant la collecte. Les boues de vidange et des stations de traitement des eaux usées (STEP) peuvent, en principe, être traitées par le même type d’options de traitement à faible coût.

2. POURQUOI RECYCLER LES EXCRÉTAS HUMAINS?

Les boues de vidange sont riches en éléments nutritifs et en matières organiques. Des constituants qui contribuent à réapprovisionner la couche humifère et la réserve d’éléments nutritifs dans le sol, tout en améliorant la structure des sols et leur capacité de rétention. Par conséquent, elles représentent une ressource importante pour améliorer la productivité des sols de manière durable. Malheureusement, dans la plupart des régions urbaines des pays en développement, la gestion des BV est très peu réglementée et chaotique, ce qui entraîne la contamination des sols et des cours d’eau, et met en danger la santé humaine.

Tableau 9.1 CARACTÉRISTIQUES DES BOUES DE VIDANGE (BV) DANS DES VILLES SÉLECTIONNÉES DES PAYS EN DÉVELOPPEMENT

Paramètres

Accra (Ghana)

Accra (Ghana)

yaoundé (Cameroun)

Bangkok (Thaïlande)

Alcorta (Argentine)

Type de bV

Boues des toilettes publiques a

Boues d’égout b

Boues d’égout

Boues d’égout moyennes (tranche)

Boues d’égout moyennes (tranche)

MST (mg/l)

52 500

12 000

37 000

15 350

(2 200-67 200)

(6 000-35 000) (SS)

MVT (% des MST)

68

59

65

73

50 (MVS)

DCO (mg/l)

49 000

7 800

31 000

15 700 (1 200-76 000)

4 200

DBO5 (mg/l)

7 600

840

N/D

2 300 (600-5 500)

(750-2 600)

AT (mg/l)

N/D

N/D

1 100

1 100 (300-5 000)

190

NH4-N (mg/l)

3 300

330

600

415 (120-1 200)

150

Ascaris (nombre d’œufs/g, MST)

N/D

(13-94)

2 813

(0-14)

(0,1-16)

MST: matières solides totales; MS: matières en suspension; MVT: matières volatiles totales; MVS: matières volatiles en suspension; DCO: demande chimique en oxygène; DBO5: demande biochimique d’oxygène; AT: azote total.

a Les boues recueillies à partir de latrines partagées par une population très dense ou de latrines qui ont des fréquences de vidange très élevées (semaines, mois).

b Les boues recueillies à partir de fosses septiques après deux à cinq ans. Les boues d’égout sont bien digérées et moins concentrées en matières solides et en azote que les boues des toilettes publiques.

Source: D’après les enquêtes menées par les partenaires de recherche sur le terrain de SANDEC.

De nombreux décideurs municipaux sont bien conscients toutefois que l’élaboration et l’application de stratégies de recyclage contribueraient largement à atténuer les problèmes de gestion. Néanmoins, peu de mesures ont été prises pour recycler les BV de manière durable. Il a été estimé qu’à l’échelle planétaire, l’industrie mondiale des engrais produit quelques 170 millions de tonnes de fertilisants annuellement (Association internationale de l’industrie des engrais, 2009), alors qu’au même moment, 50 millions de tonnes de fertilisants équivalents sont déversés dans les cours d’eau par le biais des réseaux d’assainissement (Werner, 2007). La récupération des matières organiques et des éléments nutritifs des eaux-vannes comme biosolides constitue une nécessité économique et une stratégie de protection urgente de l’environnement. Par conséquent, il faut élaborer des stratégies et des options technologiques à faible coût pour le traitement des excrétas qui permettent le recyclage rentable et abordable des matières organiques et des éléments nutritifs, particulièrement pour l’agriculture urbaine et périurbaine.

Drangert (1998) a signalé l’équivalent de fertilisation des excrétas humains qui est, en théorie du moins, presque suffisant pour qu’une personne cultive ses propres aliments. Cependant, la valeur des éléments nutritifs pouvant être récupérés par le recyclage serait moindre que celle contenue dans les excrétas d’origine humaine puisqu’il est impossible de tout récupérer, peu importe l’option de traitement adoptée. La teneur en éléments nutritifs des BV montre qu’il s’agit d’une ressource potentielle qui devrait être utilisée par les agriculteurs pour reconstituer la fertilité des sols en vue d’augmenter le rendement des cultures. Elles pourraient être mélangées avec des déchets solides organiques pour produire de très bons engrais. La fraction de déchets organiques dans les déchets solides reste la plus grande proportion pouvant être récupérée. La teneur élevée en matières organiques (50 à 90 pour cent) fournit une possibilité d’exploitation à travers les processus de compostage (Allison et coll., 1998; Asomani-Boateng et Haight, 1999).

3. PROCESSUS DE RÉCUPÉRATION DES ÉLÉMENTS NUTRITIFS ET D’ASSAINISSEMENT DES BIOSOLIDES

La séparation des matières solides et liquides qui composent les BV est le processus de choix dans le traitement des BV, sauf s’il est décidé de co-traiter les BV dans une installation de traitement des eaux usées existante ou planifiée, ou si les charges des BV sont petites par rapport à la circulation des eaux usées. La séparation solide-liquide peut s’effectuer par le biais de la décantation et de l’épaississement dans des étangs ou bassins, ou la filtration, et par le séchage dans des lits de séchage des boues. Le tableau 9.2 fournit une vue d’ensemble de la façon dont les processus de traitement ou les combinaisons de processus choisis sont en mesure d’atteindre des réductions de certains contaminants ou constituants. Les matières solides séparées nécessiteront dans la plupart des cas un stockage, une déshydratation, un séchage ou un compostage supplémentaire, avec comme résultat des biosolides utilisables comme engrais pour les sols. Lors de la séparation, la fraction liquide peut servir directement à l’agriculture ou à d’autres objectifs comme l’aquaculture. Dans les régions où la réutilisation n’est pas une option, elles subiront un traitement d’affinage pour satisfaire aux critères d’évacuation dans des eaux de surface ou pour éviter la pollution des eaux souterraines, là où les effluents peuvent s’infiltrer.

3.1. Récupération des biosolides par la séparation solide-liquide des boues de vidange

Le choix de bassins ou d’étangs de décantation, outre le fait qu’il dépend du type de boues à traiter, est aussi déterminé par le mode d’exploitation envisagé et par les dispositions prises pour manipuler la masse de solides qui doit être périodiquement retirée de ces unités de traitement primaires. Les quantités de matières solides produites dans des bassins de décantation et d’épaississement qui, dans leur version à faible coût, seront non mécanisées et exploitées en lot dans des cycles de chargement et de consolidation de quelques semaines à quelques mois, seront beaucoup plus petites que la masse de matières solides, provenant des étangs primaires, qui seront vidangées et manipulées. Ces derniers ont généralement des cycles d’exploitation de 6 à 12 mois, à moins que des mesures soient introduites, à la fin desquels les matières solides sont évacuées à des fréquences supérieures sans arrêter les activités de l’étang.

Tableau 9.2 VUE D’ENSEMBLE DES OPTIONS CHOISIES ET RENDEMENTS PRÉVUS D’ÉLIMINATION (RÉCUPÉRATION) DANS LES SYSTèMES DE TRAITEMENT POUR LA SÉPARATION SOLIDE-LIQUIDE DES BOUES

Options de séparation solide-liquide

Critères de conception

Objectif du traitement/abattement réalisable

 

 

 

 

Séparation solide-liquide

Polluants organiques dans la portion liquide, après séparation

Parasites (œufs d’helminthes)

Bassin de décantation et d’épaississement

TAMSa: 0,13 m3/m3 de BV d’origine humaine; TSH: ≥ 4 h;

S: 0,006 m2/plafond (Accra)

MS: 60-70 % DCO: 30-50 %

À traiter pour une amélioration supérieure dans des étangs ou des marais artificiels

Concentrés dans le décantat et les matières flottantes

Étang anaérobie et de décantation

300-600 g DBO5/m3/j; TSH: ≥ 15 jours; TAMS: 0,02 m3/m3 (Rosario) et 0,13 m3/m3(Accra)

DBO5 > 60-70 %

DBO5 filtrée > 50 %

Concentrés dans le décantat et les matières flottantes

Lits de séchage et de déshydratation non plantés

100-200 kg MST/m2/année; S: 0,05 m2/plafond (Accra)

MS: 60-80 %; DCO: 70-90 % NH4+-N: 40-60 %

À traiter pour une amélioration supérieure dans des étangs ou des marais artificiels

100 % retenus sur la matière filtrante

Lits de séchage plantés (lits d’humification)

≤ 250 kg MST/m2/année; TAMS: 20 cm/année (Bangkok)

MS > 80 % TAMS: 20 cm/année

À traiter pour une amélioration supérieure dans des étangs ou des marais artificiels

100 % retenus sur la matière filtrante

Co-compostage avec déchets solides

Rapport de mélange BV/DS = 1/2-1/3

N/D

N/D

1-2 unités logarithmiques

Étangs de stabilisation facultatifs

350 kg DBO5/ha/j

Pas pour cet objectif

Retrait de > 60 % de la DBO5 totale

Retirés par la sédimentation

a Taux d’accumulation des matières solides = la quantité de matières solides qui s’accumule dans un système de traitement jusqu’à ce que l’activité soit arrêtée. S: surface active nécessaire par habitant, TSH: temps de séjour hydraulique

Source: Kone et Strauss (2004).

3.1.1. Étangs de décantation

Des rendements de rétention des matières en suspension (MS) pouvant atteindre 96 pour cent sont obtenus dans deux séries d’étangs de décantation de boues d’égout alternés à Alcorta, en Argentine (Ingallinella et coll., 2002). Le taux concomitant d’accumulation des matières solides correspond à 0,02 m3/m3 de BV. La qualité des effluents de l’étang (DCO = 650 mg/litre, DBO5 = 150 mg/litre, NH4+-N = 104 mg/litre) ressemble à celle des eaux usées urbaines, permettant le traitement combiné des deux liquides dans un système d’étangs de stabilisation (ES) comprenant un étang facultatif et un bassin de maturation (Ingallinella et coll., 2002). Les livraisons de boues d’égout à l’étang en activité sont suspendues et le liquide surnageant transféré à l’étang parallèle quand les couches solides décantées ont atteint 50 cm. Les boues accumulées sont laissées asséchées jusqu’à l’obtention d’une concentration de matières solides totales (MST) > 20 à 25 pour cent, permettant ainsi de les pelleter. Cela peut prendre jusqu’à six mois sous le climat subtropical tempéré qui règne dans la région (400 km à l’ouest de Buenos Aires). Du matériel gonflant comme les balles de céréales, les sciures ou les copeaux de bois pourraient servir dans de telles conditions pour raccourcir le temps de stockage et de déshydratation sur place. Ce type de conception d’étang de décantation repose sur une fréquence supposée de vidange de l’étang et sur le taux d’accumulation des matières solides connu ou prévu.

3.1.2. Bassins de décantation et d’épaississement

Les bassins de décantation et d’épaississement jumelés, non mécanisés, ont été mis en place par le service de gestion des déchets d’Accra (au Ghana) en 1989 pour traiter les boues d’égout et des toilettes publiques selon des rapports de mélange d’environ 3:1. Les bassins ont fait l’objet d’études intensives par l’Institut de recherche sur les eaux du Ghana et le SANDEC de 1994 à 1997 (Heinss et coll., 1998). Le développement de quatre zones distinctes a été observé pendant que le chargement des BV était en cours: une zone d’épaississement dans le fond inférieur avec des MST pouvant atteindre 140 g/litre (14 pour cent), une zone dans le fond supérieur avec 60 g de MST/litre, une zone d’eaux décantées avec 3-4 g de MST/litre et une couche d’écume contenant jusqu’à 200 g de MST/litre. Le taux d’accumulation des matières solides décantées était de 0,16 m3/m3 de BV et la rétention des MS variait de 60 à 70 pour cent. La moyenne de la DCO et de la teneur en MS dans les effluents des bassins s’élevait à 3 000 mg/litre et 1 000 mg/litre, respectivement.

3.1.3. Lits de séchage et de déshydratation non plantés

Les lits de séchage non plantés peuvent servir à la déshydratation et au séchage des boues d’égout, des mélanges de boues d’égout et boues des toilettes publiques (selon des rapports volumétriques de > 2:1) et des boues des étangs primaires avec une teneur initiale en MST de 1,5 à plus de 7 pour cent. Le rendement de la déshydratation varie selon la teneur initiale de MST et de MVT (matières volatiles totales) ainsi que des charges appliquées. Pescod (1971), alors qu’il faisait des expériences de déshydratation et de séchage des boues d’égout sur des lits de séchage à l’échelle de la cour en Thaïlande, a trouvé qu’il fallait de = à 15 jours de déshydratation pour atteindre une teneur en MST de 25 pour cent avec des taux de charge de matières solides initiaux de 70 à 475 kg de MST/m2/année et une profondeur de charge de 20 cm. Au Ghana, des boues déshydratées avec 40 pour cent de MST ont été obtenues à partir d’un mélange de boues d’égout et de boues des toilettes publiques en 12 jours, avec un taux initial de charge de matières solides de 200 kg de MST/m2/année et une profondeur de charge < 20 cm. Avec un taux de charge de matières solides de 130 MST/m2/année, des boues avec 70 pour cent de MST ont été obtenues en neuf jours, ainsi qu’une réduction de 60 pour cent de la DBO5 et de 70 pour cent de la DCO dans le liquide de percolation (comparativement au mélange de boues brutes) (Heinss et coll., 1998).

3.1.4. Lits de déshydratation et de séchage plantés (marais artificiels)

Des marais artificiels ont été exploités avec succès par l’Institut asiatique de technologie (AIT) de 1997 à 2004 pour traiter les boues d’égout à Bangkok, contenant 14 000 à 18 000 mg de MST/litre. Un taux de charge optimal de 250 kg de MST/m2 par année a été établi, en s’appuyant sur sept ans de recherche sur le terrain avec trois projets pilotes de lits de marais artificiels (Koottatep et coll., 2005). Les lits ont été plantés avec de la Typha angustifolia (quenouille à feuilles étroites). Chaque lit avait une surface de 25 m2 et était alimenté par 8 m3 de boues d’égout une fois par semaine. L’endiguement des eaux de lessivage s’est avéré nécessaire pour obtenir suffisamment d’humidité pour les quenouilles, qui ont développé des symptômes de flétrissement au cours des saisons sèches. Globalement, l’élimination de 70 à 80 pour cent des MST, 96 à 99 pour cent des MS et 95 à 98 pour cent de la DCO totale (DCOT) a été atteinte dans la portion liquide des boues d’égout. L’abattement de la DCOT a été amélioré grâce à l’endiguement, de même que celui de l’azote grâce à la dénitrification. Des périodes de stockage de six jours se sont avérées optimales. Les marais artificiels ont pu accumuler 70 cm de boues après quatre années de fonctionnement tout en conservant leur perméabilité complète. La teneur en MST des boues déshydratées variait de 20 à 25 pour cent dans la couche supérieure (< 20 cm), à 25 à 30 pour cent dans les couches plus profondes. Dans des conditions de charge stables, la qualité des eaux de lessivage était constante. La DCOT dans les eaux de lessivage s’élevait de 250 à 500 mg/litre, les MST de 1 500 à 4 000 mg/litre et les MS de 100 à 300 mg/litre. Des expériences avec des boues biochimiquement instables et hautement concentrées comme celles provenant des toilettes publiques dans les villes d’Afrique occidentale n’ont pas été réalisées jusqu’à présent.

3.2. Récupération de l’azote

3.2.1. Bassins et étangs de décantation

L’azote perdu dans les bassins de décantation (tableau 9.2) est négligeable en raison de l’absence de nitrification dans les conditions anaérobies totalement répandues. Dans les projets d’étangs, l’azote est stocké sous forme organique par une biomasse néoformée qui se décante ensuite et s’accumule dans les sédiments. Des pertes supplémentaires peuvent survenir par la volatilisation de l’ammoniaque (NH3) si le temps de rétention hydraulique global est suffisamment long (des semaines à des mois) et que le pH s’élève au-dessus de 8, permettant la formation de NH3 dans l’équilibre NH4/NH3 tributaire du pH (Heinss et coll., 1998).

3.2.2. Lits de séchage non plantés

L’azote organique est filtré avec les matières en suspension retenues à la surface du lit (90 à 97 pour cent). Le NH3-N est perdu par volatilisation selon les conditions climatiques locales (le vent, la température, la pluie). Des expériences menées au Ghana, réalisées avec différents types de boues, se sont soldées par une récupération de l’azote de 35 à 70 pour cent (Cofie et coll., 2006).

3.2.3. Lits de déshydratation et de séchage plantés (marais artificiels)

La récupération de 55 à 60 pour cent d’azote dans les lits de déshydratation plantés traitant les boues d’égout découle principalement de l’accumulation de l’azote organique dans les couches de boues déshydratées. Les pertes d’azote proviennent de la volatilisation du NH3 et des processus de nitrification et dénitrification, et comptent pour 15 à 35 pour cent (Panuvatvanich et coll., 2009). Des eaux de percolation avec des concentrations de 100 à 200 mg/litre d’azote organique et ammoniacal et de 50 à 150 mg/litre de NH4+-N ont été observées au projet pilote de l’AIT avec des concentrations initiales de 1 000 et 350 mg/litre d’azote, respectivement (Koottatep et coll., 2005).

3.2.4. Co-compostage

La dynamique de l’azote durant le co-compostage des BV et des déchets solides organiques a été documentée (Cofie et coll., 2006, 2009). Des chercheurs ont trouvé que les concentrations les plus élevées d’azote ammoniacal récupérées à partir du co-compostage des BV avec des déchets solides organiques se sont produites au cours des stades initiaux de compostage, lorsque la dégradation des matières organiques est plus intense et que le NH4-N est produit par la minéralisation de l’azote organique. La concentration de NH4-N a diminué continuellement pendant la phase thermophile jusqu’au 40e jour et est ensuite restée relativement stable jusqu’à la fin de la maturation. On a constaté qu’après 50 jours de compostage, aucune autre dégradation significative de NH4-N n’a pu être observée étant donné que le compost devient mature avec une valeur finale de 0,01 pour cent d’azote ammoniacal.

Pour le nitrate (NO3-N), peu de nitrification peut être observée sous des conditions thermophiles. Après la phase thermophile, lorsque la température interne tourne autour de 45 °C, la nitrification commence et une baisse radicale de la concentration d’ammonium survient. Cela a commencé à se produire après 30 jours de compostage. La teneur en nitrate de 0,04 pour cent à ce point a augmenté de façon stable pour atteindre sa valeur maximale d’environ 0,12 pour cent après 60 à 70 jours de compostage.

L’azote organique et l’azote total (AT) ont des comportements similaires au cours du co-compostage des BV déshydratées avec des déchets solides organiques. Pendant la phase thermophile, la concentration d’azote demeure relativement constante. Au cours de la maturation, les niveaux d’azote ont augmenté davantage que durant la phase thermophile. La valeur finale d’azote organique était d’environ 1,05 pour cent de MST et la valeur d’AT était d’environ 1,16 pour cent de MST.

3.3. Fraction liquide des boues de vidange

Bien que des pertes élevées d’azote puissent survenir dans certains des processus de traitement énumérés plus haut, les effluents (ou eaux de lessivage) contiennent toujours de grandes concentrations d’azote pouvant servir à l’irrigation. Lorsqu’il est possible de recycler les eaux pour l’agriculture, la teneur en sels constitue souvent un facteur limitant. La conductivité électrique (CE) observée dans les liquides surnageants des bassins de décantation d’Accra variait de 8 à 10 mS/cm, mais les limites de tolérance au sel des plantes qui sont les plus tolérantes sont de 3 mS/cm. Les eaux de lessivage provenant des unités de déshydratation plantées de l’AIT présentaient des valeurs de CE de 2 à = mS/cm. Toutefois, l’effet à long terme sur la salinité du sol peut s’avérer négligeable, puisque la conductivité élevée dans les eaux de lessivage ou les liquides surnageants découle principalement de la grande concentration de NH4+.

Au Ghana, des systèmes d’étangs ont été mis au point pour la purification des effluents provenant des bassins de décantation et d’épaississement des unités de prétraitement. La croissance des algues est inhibée en raison de la teneur ammoniacale excessive causée par les boues des toilettes publiques hautement concentrées. Ces dernières présentent des niveaux de NH4+−N 1 NH3−N > 3 000 mg/litre menant à des niveaux de NH3−N dans les liquides de BV qui vont au-delà des limites de toxicité des algues (40 à 50 mg de NH3−N/litre). À Kumasi, où les boues d’égout et les boues des toilettes publiques sont recueillies puis évacuées dans des étangs selon un rapport volumétrique de 1:1, le NH3 qui se volatilise du projet d’étang de BV cause l’irritation des yeux durant des périodes de forte température et de vent faible. Les concentrations en ammonium dans les boues des toilettes publiques, couplées à des températures ambiantes > 28 °C, favorisent la libération de quantités nocives de NH3-N (Strauss et coll., 1997).

3.4. Inactivation des pathogènes (assainissement des biosolides)

Le sort des pathogènes lors des processus de séparation solide-liquide des BV dépend de leur taille et du degré d’association des particules. À cause de leur grande taille, les œufs d’helminthes sont concentrés avec les solides, tandis que les bactéries et les virus peuvent se trouver à la fois dans le liquide et s’attacher aux particules dans les solides. Dans la plupart des conditions, les œufs d’ helminthes constituent les pathogènes les plus résistants dans les BV. Bien que la mort des œufs d’helminthes dans la couche de boues des étangs a été documentée (Nelson et coll., 2004; Sanguinetti et coll., 2005), certains œufs peuvent survivre pendant de nombreuses années. Des options de traitement à faible coût comme les lits de séchage plantés, les lits de séchage non plantés ou le co-compostage peuvent atteindre une efficacité d’inactivation élevée des œufs d’helminthes lors du traitement des boues de vidange (tableau 9.3).

Les eaux de lessivage provenant des lits de séchage plantés et non plantés ne contiennent pas d’œufs d’helminthes, puisqu’elles sont filtrées avec les matières solides par la couche de sable. Au Cameroun, Kengne et coll. (2009) ont montré que les lits de séchage plantés peuvent réduire la concentration d’œufs d’helminthes de 78,9 œufs/g MST à 4,0 œufs/g MST après une période de charge de six mois, suivie d’un repos de six mois supplémentaires. Aucun œuf de Ancylostoma duodenale, Strongyloides stercoralis, Enterobius vermicularis et Taenia sp. n’était présent après une période de repos de quatre mois pour les boues. Durant la période de repos de six mois, la teneur en matière sèche des biosolides a augmenté de 51 à 77 pour cent. Cependant, les biosolides n’étaient pas entièrement assainis après cette période de stockage eu égard à la conformité avec les normes de l’OMS de moins d’un œuf/g MST pour des pratiques agricoles sans risque (OMS, 2006). Par conséquent, avant l’épandage direct sur les sols, une période de stockage supplémentaire, avec protection contre la pluie, d’au moins un mois ou un autre traitement peut être nécessaire. Des résultats similaires ont été obtenus par Sanguinetti et coll. (2005), qui ont trouvé une réduction significative de la viabilité des œufs d’Ascaris avec une baisse de l’humidité (moins de 40 pour cent) dans des lits de séchage non plantés en Argentine. Selon l’expérience des auteurs, un temps de stockage d’au moins six mois est nécessaire pour assainir les boues de vidange des lits de déshydratation plantés dans des conditions tropi cales. Le taux d’assainissement dépend du degré de séchage.

Tableau 9.3 EFFICACITÉ DE L’INACTIVATION DES PATHOGÈNES POUR DIFFÉRENTES OPTIONS PEU COÛTEUSES DE TRAITEMENT DES BOUES DE VIDANGE

Option ou processus de traitement

Réduction logarithmique des œufs d’helminthes

Durée (mois)

Références

Étangs de décantation

3

4

Fernandez et coll. (2004)

Lits de déshydratation et de séchage plantés (marais artificiels)

1,5

12

Koottatep et coll. (2005)

Lits de séchage et de déshydratation non plantés (pour le prétraitement)

0,5

0,3-0,6

Heinss et coll. (1998)

Compostage (andain, thermophile)

1,5-2,0

3

Koné et coll. (2007)

Augmentation du pH > 9

3

6

Chien et coll. (2001)

Anaérobie (mésophile)

0,5

0,5-1,0

Feachem et coll. (1983); Gantzer et coll. (2001)

Source: Tableau adapté de l’OMS (2006).

Le co-compostage a subi des essais réussis comme moyen d’assainir les boues de vidange en raison des températures élevées produites pendant le compostage anaérobie. Dans les BV déshydratées co-compostées avec des déchets solides municipaux, une réduction de plus de une unité logarithmique d’œufs d’helminthes a été obtenue après deux mois (Koné et coll., 2007). Au cours du premier mois, la température au centre de la pile de compost était supérieure à 60 °C, et près du bord, elle s’élevait initialement à plus de 45 °C. Ces températures peuvent accroître la perméabilité de la coquille des œufs d’Ascaris (Barrett, 1976), permettant le transport de composés néfastes et augmentant le taux de dessiccation des œufs (Capizzi-Banas et coll., 2004; Feachem et coll., 1983; Gaspard et Schwartzbrod, 2003). La diminution de la teneur en eau dans les œufs peut réduire la mobilité et les mouvements des larves d’helminthes, contribuant ainsi à leur décomposition (Sanguinetti et coll., 2005; Stromberg, 1997; Wharton, 1979).

Par conséquent, la combinaison de lits de séchage non plantés et de cocompostage des boues subséquemment déshydratées peut produire des bioso lides hygiéniques sûrs pour leur réutilisation dans l’agriculture. Des options supplémentaires pour le traitement incluent le maintien d’un pH élevé (CapizziBanas et coll., 2004; Gaspard et Schwartzbrod, 2003), particulièrement en présence d’ammonium (Pecson et coll., 2007; Pecson et Nelson, 2005). Un pH élevé peut être obtenu par l’ajout de chaux ou de cendres. Si la chaux vive (CaO) est utilisée, de la chaleur est aussi générée. En raison de la teneur élevée de NH4+-N des BV (tableau 9.3), une inactivation rapide des œufs d’Ascaris par la forme neutre de NH4+-N peut survenir. Toutefois, ce processus entraînera aussi une perte rapide de NH4+-N causée par la volatilisation, ce qui n’est pas souhaitable pour la récupération de l’azote. De plus, ce processus n’a pas encore fait l’objet d’essais sur le terrain pour le traitement des BV.

En s’appuyant sur des études épidémiologiques et sur l’évaluation quantitative des risques microbiens (EQRM), Navarro et coll. (2009) ont montré que des concentrations plus élevées d’œufs d’helminthes dans les biosolides n’augmentaient pas de manière significative l’exposition des consommateurs et des agriculteurs à des risques pour la santé. En effet, les normes actuelles de l’OMS (OMS, 2006) n’ont pas été élaborées à l’aide de preuves épidémiologiques sur cet aspect. En conséquence, la valeur indicative recommandée d’un œuf d’helminthe/g MST dans les biosolides semble être plus exigeante que nécessaire, et son obtention inabordable dans la plupart des cas pour les pays en développement.

3.5. Teneur en métaux lourds des biosolides

Les biosolides générés à partir des marais artificiels peuvent être recyclés dans l’agriculture sans réserve à l’égard de leur teneur en métaux lourds, puisque des essais à Bangkok ont montré de faibles concentrations en éléments traces (mg/ kg MST) de 63 Pb; 14 Ni; 26 Cr; 24 Cd; 575 Cu; 703 Zn; 186 Mn et 32 Se (tableau 9.4). Ces valeurs sont inférieures aux limites acceptables pour l’épandage ou l’évacuation des boues d’épuration dans la plupart des pays européens (Hogg et coll., 2002). Les concentrations de plomb, de nickel et de chrome sont même en dessous des valeurs limites des composts étiquetés écologiques de l’Union européenne. Ces résultats montrent que les BV vidangées mécaniquement à Bangkok ne sont pas hautement contaminées par les métaux lourds. Cependant, cela peut s’avérer préoccupant dans les endroits où les boues industrielles sont mélangées avec les BV pour l’élimination.

Tableau 9.4 ÉLÉMENTS TRACES CONTENUS DANS LES BIOSOLIDES RÉCUPÉRÉS DES MARAIS ARTIFICIELS

Paramètres

Concentration d’éléments traces (mg/kg MST)

 

Biosolides (Kengne et coll., 2009)

Co-compost DSM/BV: 3:1 (Cofie et coll., 2008)

Co-compost DSM/BV dsm: 2:1 (Cofie et coll., 2008)

Valeurs limites du compost à étiquette écologique de l’UE (Hogg et coll., 2002)

Valeurs limites des boues d’épuration de l’Espagne (Hogg et coll., 2002)

Fe

9579 ± 14

Pb

63 ± 32

24 ± 13

34 ± 41

100

750

Ni

14 ± 3

12 ± 2

9 ± 2

50

300

Cr

26 ± 4

90 ± 32

62 ± 20

100

1 000

Cd

2,4 ± 0,8

0,4 ± 0,1

0,0 ± 0,2

1

20

Cu

575 ± 283

100

1 000

Zn

703 ± 436

50

2 500

Mn

186 ± 25

Se

32 ± 16

Si

2779 ± 551

En outre, le co-compostage des BV avec du compost organique produit à partir de déchets solides ayant une teneur acceptable en métaux lourds s’est avéré être inférieur même à la stricte norme suisse pour le compost (ASCP, 2001), sauf en ce qui concerne le mercure (Hg), qui en principe peut toujours être acceptable selon d’autres normes européennes comme le résume Brinton (2001). Ainsi, le co-compostage ne pose pas de problèmes environnementaux quant à l’accumulation de métaux lourds sur des terres agricoles. Il a été observé que les concentrations de nickel et de chrome dans un rapport de mélange 3:1 (déchets solides: BV) sont beaucoup plus élevées que dans le mélange 2:1. Cette observation suppose que les métaux lourds sont introduits dans le compost par les déchets solides organiques plutôt que par les BV. Par conséquent, l’utilisation des BV comme source d’azote n’introduit pas des niveaux élevés de métaux lourds dans le compost fini.

CONCLUSIONS

Les excrétas humains recueillis comme BV depuis les systèmes d’assainissement local dans les pays en développement peuvent être convertis en biosolides sûrs ou en liquide sans pathogènes pour leur réutilisation dans l’agriculture. Bien que les concentrations de pathogènes, particulièrement les œufs d’helminthes, soient élevées dans les BV, les systèmes de filtration comme les lits de séchage (plantés et non plantés) les concentrent dans la fraction solide, livrant ainsi une phase liquide sans helminthes.

En comparant les lits de séchage plantés et non plantés, la concentration des pathogènes dans les boues accumulées des lits de séchage plantés est diminuée à cause de la réduction de l’humidité. D’autres facteurs comme la pénurie d’éléments nutritifs jouent également un rôle important dans la dégradation des pathogènes. Toutefois, les boues accumulées par des lits de séchage non plantés peuvent toujours contenir des œufs d’helminthes si le temps de séchage est insuffisant. Par conséquent, ces boues doivent être davantage traitées, c’est-à-dire par co- compostage, avant de pouvoir être réutilisées de manière sécuritaire en agriculture.

Le co-compostage thermophile avec des déchets solides organiques produit des biosolides sûrs, puisque les œufs d’helminthes sont inactivés principalement durant la phase de chauffage. En raison de leur teneur élevée en azote, les boues de vidange déshydratées constituent un bon substrat complémentaire aux déchets solides organiques qui sont riches en carbone.

Les biosolides produits à partir de ces processus sont riches en éléments nutritifs et sécuritaires, du point de vue des concentrations en métaux lourds, par rapport aux directives existantes pour la réutilisation des biosolides en agriculture. Compte tenu de la crise alimentaire actuelle, le potentiel de réutiliser les sous-produits des systèmes de traitement des BV procurera une stratégie d’atténuation concrète pour améliorer la productivité des sols agricoles et les revenus des agriculteurs, puisque ce produit est disponible à des prix concurrentiels par rapport aux engrais industriels.

LACUNES DANS LA RECHERCHE

La communauté mondiale de l’assainissement a récemment défini l’assainissement durable comme étant des systèmes qui tiennent compte de tous les aspects de la durabilité. Ils devraient protéger et promouvoir la santé humaine en offrant un environnement propre et en brisant le cycle des maladies. Pour être durable, un système d’assainissement doit être non seulement économiquement viable, mais également socialement acceptable, et techniquement et institutionnellement appropriés, tout en protégeant l’environnement et les ressources naturelles. Par conséquent, lorsqu’on améliore un système d’assainissement existant ou qu’on en conçoit un nouveau, il est recommandé de considérer les critères de durabilité suivants: les aspects sanitaires, l’environnement et les ressources naturelles; la technologie et l’exploitation; les questions financières et économiques; ainsi que les aspects socio-culturels et institutionnels (Sustainable Sanitation Alliance, SuSanA, 2008). Cela ouvre des perspectives intéressantes pour les produits à base de BV comme engrais organiques pour l’utilisation agricole dans les pays en développement. En effet, il peut y avoir un éventail de polluants dans les BV, notamment les composés pharmaceutiques, les hormones naturelles et artificielles et les pathogènes. Compte tenu du fait que l’utilisation de produits pharmaceutiques dans les pays en développement et en transition est à la hausse, la mise en application de BV non traitées à large échelle pourrait mener à des risques environnementaux imprévisibles (Lienert et coll., 2007). Par conséquent, en plus de la désinfection des BV, l’élimination des micropolluants et de leurs dérivés est considérée comme un facteur clé contribuant à la durabilité si les BV sont réutilisées en agriculture (Shannon et coll., 2008; PNUE, 2002).

Lors de l’élaboration de nouvelles options de traitement dans les pays en développement, la disponibilité d’une énergie suffisante et fiable dicte souvent le choix de la technologie ou des systèmes d’assainissement. La consommation d’énergie au cours de l’exploitation d’un système d’assainissement particulier constitue aussi un aspect clé quant à sa durabilité environnementale et économique (van Timmeren et Sidler, 2007). Il a été estimé que 75 pour cent des habitants de l’Afrique subsaharienne (550 millions de personnes) et quelques 50 pour cent des habitants de l’Asie du Sud (700 millions de personnes) n’ont pas accès à l’électricité. En raison des problèmes de production énergétique auxquels font face ces économies, il faut mettre au point des systèmes de traitement à faible énergie pour une exploitation durable et une production régulière d’engrais à base de BV, particulièrement dans les régions agricoles.

Associer les infrastructures sanitaires urbaines et l’offre de services au développement des villes peut permettre d’obtenir des ressources financières suffisantes pour construire des infrastructures et assurer les coûts d’exploitation et d’entretien, puisque les urbanistes peuvent voir les avantages économiques directs du recyclage. C’est également l’occasion de fermer la boucle des éléments nutritifs en matière de gestion des excrétas et des eaux usées urbains. Un tel lien peut être établi avec l’agriculture, qui contribue pour une part importante à l’approvisionnement alimentaire urbain.

Dans les années à venir, plus de 2,6 milliards de personnes sans accès à des installations d’assainissement améliorées devront être desservies (OMS et UNICEF, 2006). La majorité de ces personnes utilisera probablement les installations d’assainissement autonome, l’option dominante dans les pays en développement. Compte tenu de cela, on peut supposer qu’il faudra s’occuper de quantités croissantes de BV, d’excréments et d’urine déshydratés pendant des décennies à venir.

Ainsi, les objectifs et les exigences des systèmes de collecte et de traitement des eaux-vannes ou des BV peuvent être résumés comme suit:

• la récupération des éléments nutritifs et des biosolides;

• l’élimination des micropolluants;

• l’augmentation de la concentration des éléments nutritifs;

• l’assainissement des boues de vidange pour leur réutilisation;

• la mise en œuvre économique, éconergétique et axée sur le marché.

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CHAPITRE 10
Mesures mises en œuvre aux champs pour réduire les risques sanitaires microbiologiques pour les consommateurs d’une agriculture informelle irriguée avec des eaux usées

Bernard Keraita, Flemming Konradsen et Pay Drechsel

RÉSUMÉ

Ce chapitre présente des mesures mises en œuvre aux champs qui ont été élaborées et testées dans le secteur de l’irrigation informelle afin de réduire les risques microbiologiques pour la santé des consommateurs de légumes qui sont généralement mangés crus et qui ont été irrigués avec des eaux usées. Les mesures ciblent les petits agriculteurs pauvres ou les associations d’agriculteurs dans les pays en développement comme partie intégrante d’une approche à barrières multiples pour la réduction des risques sanitaires depuis la production jusqu’à la table du consommateur. Ces mesures comprennent le traitement des eaux d’irrigation à l’aide de systèmes d’étangs, de filtres et de marais; des techniques d’épandage des eaux; un programme d’irrigation; et la sélection des cultures. De plus, le chapitre fait ressortir certaines stratégies pratiques pour mettre en œuvre ces mesures, qui s’inspirent largement des expériences de terrain au Ghana. Bien que la plupart des mesures mentionnées n’éliminent pas entièrement les risques possibles pour la santé, elles peuvent compléter de manière importante d’autres barrières d’agents pathogènes. Laquelle des mesures convient, qu’elle soit seule ou combinée, dépendra des caractéristiques et des pratiques associées au site local. D’autres études sont nécessaires pour élaborer de nouvelles mesures ou les adapter à d’autres pratiques et systèmes d’irrigation dans les pays en développement.

INTRODUCTION

L’agriculture irriguée avec des eaux usées est devenue un phénomène de plus en plus courant, et encore plus avec la pénurie d’eau à l’échelle mondiale. L’irrigation avec des eaux usées crée à la fois des possibilités et des problèmes. Les possibilités de l’irrigation avec des eaux usées sont qu’elles fournissent un moyen pratique d’évacuer les déchets tout en ajoutant de précieux éléments fertilisants et des matières organiques aux sols et cultures (van der Hoek et coll., 2002). Les eaux usées procurent aussi des eaux d’irrigation fiables et appuient l’approvisionnement alimentaire urbain, particulièrement en denrées périssables, ce qui en fait une source de subsistance pour de nombreux agriculteurs et vendeurs. D’autre part, l’irrigation avec des eaux usées, notamment avec des eaux usées non traitées, facilite la transmission de maladies provenant de pathogènes et de vecteurs associés aux excrétas, d’irritants cutanés et de produits chimiques toxiques comme les métaux lourds et les pesticides. Les plus préoccupants dans les pays en développement sont les pathogènes et les irritants cutanés associés aux excrétas (Blumenthal et coll., 2000; van der Hoek et coll., 2005). Ces risques ont une incidence sur l’utilisation durable de l’irrigation avec des eaux usées et doivent être abordés. Ce chapitre met l’accent sur des mesures de réduction des risques pour les pathogènes associés aux excrétas, à savoir les risques microbiologiques pour la santé des consommateurs de salades, qui sont de plus en plus en demande.

Pendant de nombreuses années, le traitement des eaux usées était perçu comme la panacée pour réduire les risques sanitaires de l’agriculture irriguée avec des eaux usées. L’OMS, dans ses directives de 2006 relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture, a passé en revue plus de 20 études sur l’élimination de différents pathogènes par divers processus de traitement (OMS, 2006). Les études montrent que les processus biologiques, comme ils se produisent dans les systèmes d’étangs, sont particulièrement efficaces pour l’élimination des pathogènes. En effet, dans plusieurs pays développés et pays à revenu inter-médiaire comme les États-Unis, la Tunisie, l’Espagne, la France, Israël et la Jordanie, les eaux usées sont traitées efficacement avant leur utilisation dans des champs agricoles (Jiménez et Asano, 2008). Dans ces pays, l’irrigation avec des eaux usées est officielle, bien réglementée et contrôlée par des organismes bien établis (McCornick et coll., 2004).

Cependant, ce n’est pas le cas dans la plupart des pays en développement, qui n’ont pas les ressources pour des installations efficaces de traitement des eaux usées. Ainsi, de grands volumes d’eaux usées générées, particulièrement dans les régions urbaines, ne sont pas traités. Les estimations présentent des niveaux moyens d’eaux usées traitées d’environ 35 pour cent en Asie, 14 pour cent en Amérique latine et même pas un pour cent en Afrique subsaharienne (OMS, 2000). Ce traitement est souvent minimal ou partiel (niveau primaire) et les effluents sont de piètre qualité. Par conséquent, dans ces pays, des eaux usées partiellement traitées par les quelques systèmes de traitement existants et de grandes quantités d’eaux usées non traitées sont déversées dans des systèmes de drainage urbains et des cours d’eau naturels, que les agriculteurs finissent par utiliser dans les champs. Une enquête récente donne à penser que des eaux usées non traitées sont utilisées à des fins d’irrigation à l’intérieur et autour de quatre villes sur cinq dans les pays en développement (Raschid-Sally et Jayakody, 2008). Ainsi, bien que le traitement à la source des eaux usées soit important, la mise en œuvre de mesures supplémentaires à l’échelle des champs, ou de rechange dans le pire des cas, semble pour l’instant être une approche réaliste pour réduire les risques sanitaires posés par l’irrigation avec des eaux usées.

Dans les sections suivantes, quelques mesures simples testées sur des légumesfeuilles, comme la laitue et la ciboule, qui sont couramment mangés crus comme salade ou dans le cadre de la restauration rapide en milieu urbain, sont décrites. Les mesures comportent l’utilisation de sites de remplacement pour la production agricole, d’autres sources d’eau, différents types de systèmes d’étangs, la filtration à coût réduit, de meilleures manières d’aller chercher et d’utiliser l’eau, ainsi que le choix de cultures de substitution. Les exemples cités font référence dans la plupart des cas à des études détaillées menées au Ghana, appuyés par des études sur le terrain au Burkina Faso, au Sénégal, au Togo et en Inde.

1. MESURES DE TRAITEMENT DES EAUX AUX CHAMPS

L’OMS (2006) décrit des mesures de réduction des risques à l’extérieur des installations conventionnelles de traitement des eaux usées qu’on peut appeler des options « post-traitement » ou « sans traitement » (voir le chapitre 2). Le terme « sans traitement » est associé aux mesures comme l’irrigation au goutte à goutte, mais pas à celles qui transfèrent des processus de traitement conventionnels au champ. Les systèmes fondés sur les étangs en sont un exemple, car les étangs seuls ou en combinaison peuvent présenter des tailles très différentes (plus petits que 2 à 4 m3), s’adaptant même aux petites exploitations.

1.1. Systèmes fondés sur les étangs

Les systèmes d’étangs sont largement utilisés comme systèmes de traitement biologiques simples des eaux usées dans de nombreux pays à faible revenu, puisqu’ils sont plus économiques que la plupart des systèmes conventionnels. Dans les étangs, les œufs d’helminthes et les kystes de protozoaires sont principalement éliminés par sédimentation (Sperling et coll., 2004), tandis que les bactéries et virus pathogènes sont éliminés grâce à une combinaison de divers facteurs qui créent un milieu défavorable à leur survie (Curtis et coll., 1992). Cependant, dans les climats plus secs, l’évaporation peut entraîner une hausse de la salinité des eaux de l’étang, ce qui les rend moins convenables pour la culture (Clemett et Ensink, 2006). De plus, les systèmes d’étangs peuvent constituer d’importants sites de reproduction pour les moustiques, qui sont les vecteurs d’un certain nombre de maladies.

1.2. Bassins de stockage et de traitement des eaux usées (BSTEU)

Traditionnellement, les BSTEU ont été utilisés comme réservoirs de stockage pour les eaux usées prétraitées provenant des étangs de stabilisation (ES) et destinées à l’irrigation (Mara, 2004). Au cours du stockage, une élimination supplémentaire des pathogènes est obtenue (Athyde-Junior et coll., 2000; Cifuentes et coll., 2000). Les directives pour la conception des BSTEU sont détaillées dans Juanicó et Dor (1999) et Mara (2004). L’utilisation d’un système de sédimentation discontinue à trois étangs (remplir-laisser reposer-utiliser) a montré les meilleurs résultats pour l’élimination des pathogènes (Mara et coll., 1996). Parfois appelé le « système chinois à trois réservoirs », à un moment donné un réservoir est rempli par l’agriculteur, un autre est en cours de décantation et l’eau décantée du troisième est utilisée pour l’irrigation. Ce système nécessite une période d’un jour de décantation pour éliminer presque tous les œufs d’helminthes et atteindre une réduction de un à deux logarithmes d’autres pathogènes. En général, lorsque les BSTEU sont bien conçus, exploités et entretenus, ils peuvent atteindre une élimination de deux à quatre unités logarithmiques de virus, de trois à six unités logarithmiques de bactéries pathogènes et de 100 pour cent des œufs d’helminthes (Juanicó et Milstein, 2004; OMS, 2006).

1.3. Étangs de décantation simples à la ferme

Au Ghana, comme dans beaucoup d’autres pays de l’Afrique occidentale, des étangs artificiels peu profonds, d’environ 1 m de profondeur avec une surface variant entre 2 et 6 m2, sont largement utilisés dans les sites de maraîchage urbains. Dans la plupart des cas, ils servent de réservoirs de stockage dans lesquels les eaux pluviales et les effluents d’eaux usées y sont canalisés (figure 10.1). D’autres variations incluent l’utilisation de tambours mobiles ou de structures de béton. Les étangs sont courants dans les régions où les sources d’eau d’irrigation sont loin. Les agriculteurs les remplissent manuellement ou en pompant l’eau depuis des cours d’eau ou des puits tubulaires. L’avantage clé des étangs est la réduction de la distance de marche, particulièrement lorsque les arrosoirs sont utilisés. Selon la taille du réservoir et la fréquence d’irrigation, le remplissage est effectué après une ou plusieurs journées. Alors que l’eau est stockée, la décantation a lieu et les études au Ghana ont révélé que ces étangs sont très efficaces pour éliminer les helminthes (réduits à moins d’un œuf par litre), lorsque la sédimentation est laissée pendant deux à trois jours. L’élimination des coliformes fécaux dans la même période a été d’environ deux unités logarithmiques. Contrairement à la réduction des œufs de vers, la mortalité massive des coliformes a été importante seulement pendant la saison sèche.

Creuser un étang nécessite jusqu’à deux jours de travail humain. Avec une planche supplémentaire sur laquelle se tenir (voir plus loin), le coût pourrait être environ de 20 $ US. Les coûts d’installation seraient plus élevés là où les étangs en béton sont utilisés, comme c’est souvent le cas dans d’autres parties de l’Afrique occidentale (figure 10.2). Il existe différentes mesures possibles pour accroître la sédimentation dans ces étangs, comme l’utilisation de floculants et des moyens naturels pour optimiser la mortalité massive des pathogènes. Ces mesures pourraient contribuer à réduire encore davantage la charge des pathogènes dans ces mini étangs.

Figure 10.1 UN DES ÉTANGS ARTIFICIELS UTILISÉS PAR LES AGRICULTEURS DANS LES EXPLOITATIONS MARAîCHèRES INFORMELLES URBAINES à KUMASI (GHANA)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

1.4. Techniques de filtration

Il y a un large éventail de systèmes de filtration pouvant servir au traitement des eaux d’irrigation (Morel et Diener, 2006). Pour les installations aux champs, des filtres à sable avec des taux d’application lents (filtres à sable lents) représentent une option possible. Cependant, le sable devrait avoir une bonne configuration, c’est-à-dire une taille effective (TE) de 0,15-0,40 mm et un coefficient d’uniformité (CU) de 1,5-3,6 (Metcalf et Eddy, Inc., 1995). Les filtres à sable éliminent les microorganismes pathogènes des eaux polluées en les retenant tout d’abord dans le matériau filtrant avant d’être éliminées (Stevic et coll., 2004). La rétention s’effectue principalement par le biais du filtrage, dans lequel les plus gros micro-organismes (les protozoaires et les helminthes) sont physiquement bloqués lorsqu’ils se déplacent à travers le matériau filtrant bien condensé, et l’adsorption, dans laquelle les plus petits microorganismes comme les bactéries restent fixés au matériau filtrant. L’élimination de microorganismes pathogènes est réalisée principalement en les exposant à des conditions environnementales défavorables comme des températures élevées ainsi que par la prédation par d’autres organismes comme les protozoaires. Dans le même ordre d’idées que les filtres à sable artificiels, les sols peuvent agir comme biofiltres naturels, notamment si des textures plus petites (du limon, de l’argile) sont dominantes.

Figure 10.2 RÉSERVOIR DE BÉTON UTILISÉ PAR DE PETITS EXPLOITANTS À LOMÉ (TOGO). LES ÉTANGS SONT INTERRELIÉS PAR LE BIAIS DE TUBES ET SONT REMPLIS À L’AIDE D’UNE POMPE DEPUIS UN PUITS TUBULAIRE; ET À D’AUTRES ENDROITS, ÉGALEMENT DEPUIS DES COURS D’EAU

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

L’intervalle typique de l’élimination des pathogènes, signalé par l’OMS et s’inspirant de plusieurs études sur les filtres à sable lents, est de zéro à trois unités logarithmiques et de une à trois unités logarithmiques pour les bactéries et les helminthes respectivement (OMS, 2006). Des études menées au Ghana et utilisant des colonnes d’une profondeur de 0,5 à 1 m remplies de sable uniforme d’une TE moyenne de 0,17 mm avec un CU de 3,6 ont permis d’éliminer plus de 98 pour cent des bactéries, ce qui équivaut à une moyenne de deux unités logarithmiques par 100 ml, et de 71 à 96 pour cent des helminthes (Keraita et coll., 2008b). Ce rabattement a été significatif mais pas adéquat, car l’eau d’irrigation avait des niveaux initiaux très élevés d’organismes indicateurs. Pour un champ maraîcher urbain de 0,1 ha, une colonne de filtre à sable verticale d’une surface de 0,4 m2 placée sur un pied simple avec un réservoir de stockage des eaux a coûté environ 100 $ US. Ce montant représentait moins de cinq pour cent du revenu net moyen des agriculteurs si le système pouvait servir pendant cinq ans ou plus. La plus grande limite des filtres à sable est le colmatage que les agriculteurs peuvent régler, par exemple grâce à un préfiltre en tissu pour éliminer les débris.

Les agriculteurs en Afrique occidentale utilisent aussi d’autres formes de systèmes d’infiltration. À Ouagadougou, au Burkina Faso, les puits sont encastrés près des canaux d’eaux usées, créant un gradient hydraulique qui permet à l’eau des canaux d’infiltrer la couche de sol vers le puits. Ce faisant, la filtration a lieu, entraînant une réduction des microorganismes et de la turbidité. Les agriculteurs peuvent aussi laisser passer les eaux usées à travers des tranchées de filtres à sable, des digues de sable, des filtres à sable verticaux et de simples sacs de sable tandis qu’ils canalisent l’eau d’irrigation pour la recueillir dans des étangs de réserve. Ces types de filtres auront principalement un effet sur les protozoaires et les helminthes. Au Togo, au Ghana et au Sénégal, les agriculteurs utilisent différentes formes de tamis, mais surtout des toiles moustiquaires pliées sur le trou d’entrée des arrosoirs pour empêcher des particules comme les algues, les déchets et les débris organiques d’y entrer (figure 10.3). Ce faisant, certains pathogènes adsorbés par les matières organiques sont éliminés. Des études réalisées sur ce type de système de filtration simple ont montré une élimination d’environ une unité logarithmique pour les bactéries et de 12 à 62 pour cent pour les helminthes lorsqu’un tissu en nylon normal était utilisé (Keraita et coll., 2008b). Des matériaux de filtration peuvent également être joints au matériel d’irrigation comme les pompes. Dans tous les cas, il est recommandé de bien ajuster la dimension des mailles pour trouver le meilleur équilibre entre une prise d’eau facile et une filtration maximale des débris. Puisque les agriculteurs sont déjà familiers avec ces types de systèmes de filtration grossiers pour éliminer les obstacles visibles, il y a là une occasion de mener des études adaptatives sur le terrain avec un potentiel élevé d’adoption.

Figure 10.3 ARROSOIRS AVEC TOILE MOUSTIQUAIRE POUR ÉVITER LES DÉBRIS À DAKAR (SÉNÉGAl)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

1.5. Utilisation des infrastructures d’irrigation

Des infrastructures d’irrigation, comme des réservoirs d’eau et des déversoirs dans les canaux d’irrigation, peuvent faciliter l’élimination des pathogènes. Bien qu’ils ne soient pas conçus à cet effet, les réservoirs de stockage des eaux peuvent accroître la sédimentation des helminthes et la mortalité massive des bactéries, en particulier dans les climats plus secs. Les déversoirs, qui sont utilisés pour la régulation de l’eau d’irrigation, agissent comme pièges à œufs d’helminthes. Une étude réalisée le long de la rivière Musi à Hyderabad, en Inde, a montré que les infrastructures d’irrigation (principalement les déversoirs, voir la figure 10.4) peuvent améliorer de façon significative la qualité de l’eau (Ensink et coll., 2006). Dans l’étude, aucun œuf d’helminthe n’a été trouvé à 40 km en aval de l’endroit où 133 œufs/litre avaient été signalés au point de la rivière Musi le plus près de la ville. Des niveaux correspondants d’E. coli ont présenté une réduction de cinq unités logarithmiques à partir de sept unités logarithmiques par 100 ml d’eau. Des systèmes similaires peuvent être observés à un niveau local où les agriculteurs empêchent les cours d’eaux usées de créer des étangs dans les ruisseaux (avec trop-plein) pour recueillir l’eau. Dans certains cas, il y a des cascades complètes de telles barrières (IWMI, 2008).

2. MEILLEURES MESURES DE COLLECTE ET D’UTILISATION DE L’EAU

2.1. Collecte de l’eau d’irrigation

Dans le cadre d’essais réalisés au Ghana, la collecte minutieuse de l’eau d’irrigation avec un arrosoir, sans perturber le sédiment au point de collecte dans le cours d’eau ou l’étang artificiel, a réduit de 70 pour cent le nombre d’œufs d’helminthes dans l’eau d’irrigation. La plupart des œufs se sont sédimentés lors de la première journée de décantation. Après trois jours sans perturbation de l’étang, le nombre moyen d’œufs dans l’eau de l’étang était de moins d’un œuf par litre (Keraita et coll., 2008a). Toutefois, les agriculteurs au Ghana doivent irriguer continuellement en raison des températures élevées. Et l’utilisation régulière des étangs artificiels le matin et l’après-midi de la plupart des journées ensoleillées sans pluie perturbe l’eau continuellement. Ceci pourrait être évité grâce au « système chinois à trois réservoirs » décrit plus haut. Une autre option consiste à utiliser un tronçon de bois à travers l’étang pour éviter d’entrer dans l’eau (figure 10.5). L’eau peut aussi être recueillie à l’aide d’un arrosoir relié à une corde, ce qui évite d’avoir à entrer dans l’étang ou le cours d’eau (figure 10.6). Des conceptions plus profondes d’étangs empêchent que l’arrosoir touche la couche de sédiments lors de la collecte de l’eau (Drechsel et coll., 2008). Les coûts d’investissement se limitent à la main-d’œuvre (notamment si un système chinois à trois réservoirs est utilisé) et aux changements de comportement nécessaires pendant la collecte de l’eau.

Figure 10.4 BARRAGE DANS LA RIVIÈRE MUSI, EN AVAL DE HYDERABAD, ANDHRA PRADESH (INDE)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

Figure 10.5 UN AGRICULTEUR DEBOUT SUR UNE BûCHE DE BOIS ALORS QU’IL PREND DE L’EAU D’UN ÉTANG ARTIFICIEL À KUMASI (GHANA)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

Figure 10.6 UN AGRICULTEUR QUI PREND DE L’EAU DANS UN COURS D’EAUX USÉES à L’AIDE D’UN ARROSOIR MUNI D’UNE CORDE À OUAGADOUGOU (BURKINA FASO)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

L’eau provenant des canaux d’irrigation le long de la rivière Musi en Inde est pompée dans les champs. Le clapet de pied situé au tuyau d’entrée est généralement lourd, ce qui contribue à maintenir le tuyau en place sous l’eau. Dans plusieurs cas, le tuyau touche la couche de boues dans le canal et les sédiments sont aspirés, augmentant ainsi le risque de contamination aux métaux et aux œufs d’helminthes. Des extrémités de pompe en forme de U (figure 10.7) pourraient réduire ce risque (Luque Ruiz, 2009).

2.2. Méthodes d’irrigation

En ce qui concerne la réduction de la contamination des cultures, de bonnes méthodes d’irrigation devraient minimiser le contact entre les parties comestibles de la plante et l’eau d’irrigation contaminée. Des méthodes d’irrigation aérienne, comme l’aspersion ou avec des arrosoirs, ont le potentiel le plus élevé de transférer des pathogènes à des légumes-feuilles que si l’eau est aspergée sur des parties comestibles et en raison du plus grand déplacement des pathogènes par le biais des aérosols (Pescod, 1992). Des méthodes d’irrigation par submersion et par rigoles épandent l’eau sur la surface et sont moins susceptibles de contaminer des cultures à croissance élevée. Mais pour les cultures basses et les plantes racines, la contamination est toujours élevée. Des techniques localisées, comme l’irrigation au goutte à goutte, ont un transfert minimal de pathogènes à la surface des cultures parce que l’eau est directement appliquée sur les racines (Pescod, 1992).

Figure 10.7 ÉLÉVATION DES VANNES D’ENTRÉE DES POMPES HORS DU SÉDIMENT DES CANAUX D’IRRIGATION PRÈS DE HYDERABAD (INDE)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

Plusieurs études se sont penchées sur les effets de l’irrigation par aspersion, au goutte à goutte (à la fois à la surface et sous la surface) et par rigoles sur la contamination des cultures (Armon et coll., 2002; Bastos et Mara, 1995; El Hamouri et coll., 1996; Oron et coll., 2001; Solomon et coll., 2002). Des études ont révélé que l’irrigation au goutte à goutte se solde par une contamination comparativement inférieure sur les cultures que l’irrigation par rigoles et par aspersion. Cependant, les systèmes d’irrigation au goutte à goutte, dont la promotion est faite dans les pays développés, sont très dispendieux et sujets au colmatage, puisque l’eau polluée présente généralement des niveaux élevés de turbidité (Capra et Scicolone, 2007; Martijn et Redwood, 2005). Néanmoins, des techniques d’irrigation au goutte à goutte à faible coût comme les systèmes d’irrigation au goutte à goutte avec des seaux (figure 10.8) (on peut également utiliser des sacs) ont montré un grand potentiel d’utilisation et d’adoption dans les pays à faible revenu (Kay, 2001). De même que les systèmes plus sophistiqués, les systèmes à faible coût dont, à titre d’exemple, International Development Enterprises (IDE) fait la promotion en Inde, peuvent être ajustés aux dimensions locales des lits de légumes. Des études réalisées au Ghana utilisant des systèmes d’irrigation au goutte à goutte avec des seaux ont montré une réduction plus élevée de la contamination (jusqu’à six unités logarithmiques), notamment pendant la saison sèche (Keraita et coll., 2007b), comparativement aux deux à quatre unités logarithmiques souvent citées (OMS, 2006).

Figure 10.8 SYSTÈME SIMPLE D’IRRIGATION AU GOUTTE À GOUTTE FABRIQUÉ EN INDE ET ESSAYÉ AU GHANA POUR LA LAITUE. DES AJUSTEMENTS SONT NÉCESSAIRES POUR AUGMENTER LA DENSITÉ DE PLANTATION

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

Il n’y a presque pas d’études documentées sur les méthodes d’irrigation traditionnelles ou traditionnelles modifiées comportant des arrosoirs, des seaux, des conteneurs ou calebasses en argile en ce qui concerne la contamination des cultures. Des études menées au Ghana ont montré un grand potentiel de réduction de la contamination des légumes en modifiant la manipulation des arrosoirs pour réduire les éclaboussures de sols contaminés sur les cultures. Utiliser un arrosoir à pomme (un capuchon avec des trous) et arroser à partir d’une hauteur < 0,5 m (figure 10.9) ont réduit les coliformes thermotolérants de 2,5 unités logarithmiques et les helminthes de 2,3 œufs par 100 g de laitue, comparativement à l’utilisation d’un arrosoir sans pomme à partir d’une hauteur > 1 m (Keraita et coll., 2007a). Les changements requis sont très abordables, mais il est nécessaire de mener plus d’études pour vérifier l’efficacité sur différents types de sols et de cultures.

2.3. Calendrier d’application de l’eau

Le choix du moment pour l’irrigation, incluant sa fréquence, n’est pas seulement important pour la réduction des pathogènes, mais aussi pour diminuer la salinité. L’une des mesures de gestion de l’eau sur le terrain les plus largement documentées pour réduire les pathogènes est l’arrêt de l’irrigation quelques jours avant de récolter les cultures. Il en résulte une exposition à des conditions défavorables à la croissance des pathogènes, dont la chaleur, la dessiccation et la lumière du soleil (Shuval et coll., 1986). Des études ont donné certains intervalles de temps de survie potentiels pour les pathogènes sur les cultures, les sols et l’eau dans des climats tempérés et tropicaux (voir le tableau 12.2, chapitre 12, p. 265), tout en identifiant comment les conditions environnementales influencent la survie des pathogènes (Feachem et coll., 1983; Shuval et coll., 1986; Yates et coll., 1987). En résumé, l’inactivation des pathogènes sur les cultures est plus rapide par temps chaud et ensoleillé que dans des conditions froides, nuageuses ou pluvieuses.

Figure 10.9 TENIR UN ARROSOIR À POMME À UNE FAIBLE HAUTEUR RÉDUIT LA PROJECTION DE SOL DÉJÀ CONTAMINÉ SUR LES RÉCOLTES (KUMASI, GHANA)

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Source: IWMI (International Water Management Institute).

L’OMS (2006) indique un intervalle de mortalité massive des pathogènes de 0,5 à 2 unités logarithmiques par jour entre l’irrigation finale et la consommation, tandis que Fattal et coll. (2004) utilisent trois unités logarithmiques dans leurs modèles d’évaluation des risques. Dans une autre étude, il a été révélé que lorsque des effluents provenant de lits bactériens de 106 coliformes thermotolérants par 100 ml ont été utilisés pour irriguer par aspersion des laitues, les concentrations initiales de bactéries indicatrices surpassaient 105 coliformes thermotolérants par 100 g de poids frais. À la suite de l’arrêt de l’irrigation, aucune Salmonella n’a été détectée après cinq jours, et les niveaux de coliformes thermotolérants après 7 à 12 jours étaient comparables à ceux détectés sur les laitues irriguées avec de l’eau douce (Vaz da Costa-Vargas et coll., 1996). Au Ghana, des études d’essais sur le terrain ont révélé une réduction moyenne quotidienne de 0,65 unité logarithmique de coliformes thermotolérants sur la laitue (Keraita et coll., 2007a). Toutefois, elles ont également révélé que l’arrêt de l’irrigation dans les climats chauds entraînait des pertes de rendement proportionnellement élevées (1,4 tonne/ha de poids frais) qui pourraient rendre l’adoption de cette méthode par les agriculteurs plus difficile. En effet, à Accra ou à Kumasi, les agriculteurs irriguent la laitue de préférence deux fois par jour, alors que dans la région plus froide d’Addis Abeba, la laitue est irriguée trois fois par semaine, ce qui offre une plus grande possibilité de mortalité massive.

Des réserves ont été émises quant à l’effet de l’arrêt de l’irrigation dans les climats chauds sur certaines cultures, notamment les légumes-feuilles et les laitues qui perdront leur fraîcheur et par conséquent leur valeur sur le marché (Vaz da Costa-Vargas et coll., 1996). Il a été suggéré d’utiliser l’arrêt de l’irrigation pour les cultures fourragères qui n’ont pas besoin d’être récoltées au sommet de leur fraîcheur (Blumenthal et coll., 2000). Une élimination de plus de 99 pour cent de virus détectables a été signalée après une exposition de deux jours à la lumière du soleil, à l’appui des règlements pour un intervalle de temps convenable entre l’irrigation et la manipulation des cultures ou la saison de pâturage (Feigin et coll., 1991). La mise en pratique peut s’avérer difficile particulièrement là où la culture des légumes est une activité informelle et non réglementée, comme c’est le cas dans de nombreux pays à faible revenu. De plus, dans les pays comme le Ghana, où les agriculteurs ne commercialisent pas les légumes qu’ils produisent, mais attendent plutôt la visite des commerçants qui choisissent les cultures qu’ils souhaitent acheter, il faudra prendre des arrangements spéciaux avec les commerçants pour bien déterminer le moment opportun pour cette mesure (Keraita et coll., 2007a).

3. SÉLECTION DES CULTURES

Certaines cultures sont plus sujettes à la contamination par les pathogènes que d’autres. Par exemple, les cultures dont les parties comestibles sont davantage exposées aux sols contaminés et à l’eau d’irrigation comme les légumes-feuilles ou les cultures racines (par exemple les carottes) seront plus enclines à la contamination par des pathogènes. L’OMS, dans ses directives relatives à l’utilisation sans risque des eaux usées en agriculture, recommande des restrictions pour les cultures, notamment pour celles mangées crues (OMS, 2006). Néanmoins, un changement dans le type de cultures plantées n’est possible seulement que si la valeur sur le marché des cultures de substitution est similaire. Des restrictions relatives aux cultures peuvent être difficiles à mettre en œuvre si les conditions nécessaires comme le respect de la loi, la pression du marché et la demande pour des légumes plus propres ne sont pas en place. Ainsi, bien qu’il y ait eu des projets réussis de restrictions relatives aux cultures en Inde, au Mexique, au Pérou et au Chili (Blumenthal et coll., 2000; Buechler et Devi, 2003), cela s’est avéré impossible dans d’autres pays où l’irrigation avec des eaux usées est informelle, comme c’est le cas en Afrique subsaharienne.

4. ZONES AGRICOLES DE REMPLACEMENT OU EAUX D’IRRIGATION PLUS SûRES

L’utilisation d’eaux usées pourrait diminuer si les autorités avaient la possibilité d’offrir aux agriculteurs une eau d’irrigation plus sûre, ou d’autres endroits où l’eau n’est pas polluée. Par exemple, à Accra, au Ghana, l’eau souterraine a été trouvée à une profondeur opportune pour les pompes à pédale, mais l’eau était saline en raison d’une intrusion de sel provenant de la mer. Dans d’autres villes, le niveau de l’eau souterraine était trop profond (plus de 15 m) dans de nombreux sites pour que le forage de puits soit une option économique pour les agriculteurs. Cependant, le ministère de l’Alimentation et de l’Agriculture du Ghana a élargi son initiative nationale afin d’appuyer l’irrigation à petite échelle et a commencé le forage de puits dans plusieurs sites d’agriculture urbaine. Cette stratégie d’atténuation des risques a apparemment été couronnée de succès au Bénin, où les autorités des villes de Cotonou et de Seme-Kpodji, de même que différents ministères nationaux, ont convenu d’allouer environ 400 ha de terres agricoles de remplacement aux agriculteurs urbains. Le nouveau site a une eau souterraine non saline et peu profonde qu’on peut facilement recueillir à l’aide d’une pompe à pédale pour l’irrigation en toute saison. Environ 1 000 agriculteurs ont déclaré leur intérêt pour déménager dans ce site périurbain malgré sa distance des marchés urbains (Drechsel et coll., 2006).

5. ACCROÎTRE L’ADOPTION DE MESURES DE RÉDUCTION DES RISQUES

De nombreuses initiatives pour s’attaquer aux risques sanitaires associés à l’irrigation avec des eaux usées dans les pays à faible revenu sont toujours au niveau de l’évaluation des risques ou en phase pilote. Pour obtenir l’effet souhaité, les mesures recommandées doivent être intégrées aux pratiques agricoles de routine. Dans cette section, les expériences pratiques de certaines approches sont partagées en s’appuyant sur plusieurs projets interdépendants sur les eaux usées menés au Ghana entre 2004 et 2009. Ceux-ci étaient appuyés par le Projet de partage des connaissances en recherche du Groupe consultatif pour la recherche agricole internationale (GCRAI). Plus de détails et de leçons se trouvent dans les chapitres 16 et 17.

5.1. Partage des connaissances innovatrices

Le projet au Ghana a favorisé et facilité le partage des connaissances entre les agriculteurs et entre les agriculteurs et les scientifiques. Les résultats de recherche ont été synthétisés selon les souhaits exprimés par le service de vulgarisation pour les rendre aussi conviviaux que possible. Les documents illustraient les pratiques d’irrigation plus sécuritaires et ont été traduits dans différentes langues régionales. Ils comprenaient du matériel de formation (radio et vidéo) pour les bureaux de vulgarisation et les agriculteurs, ainsi que des chevalets à feuilles mobiles et des affiches illustrées. De plus, dans le cadre du projet, des modules sont préparés pour des stages de pratique de terrain destinés aux agriculteurs afin de leur montrer de manière efficace les meilleures pratiques. La préparation des modules a été financée par l’Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture (FAO) avec la participation des représentants des agriculteurs, des vulgarisateurs du ministère de l’Alimentation et de l’Agriculture ainsi que des spécialistes de la communication. Pour accroître la communication à travers le circuit, c’est-à-dire depuis la production jusqu’à la table du consommateur, toutes les parties prenantes ont pris part à ce qu’on appelle la « tournée de présentation », leur permettant de suivre les cultures depuis les champs jusqu’à la cuisine pour identifier les sources de risques et les options pour réduire ces risques, d’en discuter, et de comprendre la nécessité d’une approche à barrières multiples.

5.2. Obtenir la participation des autorités

Il est également important d’obtenir la participation des autorités locales et des ministères gouvernementaux concernés dès le stade initial. Au Ghana, les autorités locales, le ministère de l’Alimentation et de l’Agriculture, le secteur privé intéressé par l’hygiène alimentaire et d’autres organismes concernés tels les organismes de réglementation de l’hygiène alimentaire ont participé au projet. Certains d’entre eux participaient en tant que partenaires de recherche, d’autres coordonnaient les séances de formation qui intégraient les résultats du projet, et d’autres étaient tenus à jour par le biais de résumés des politiques et d’une participation aux réunions de projet. Cette dernière catégorie touche plus particulièrement les organismes qui établissent les politiques et les règlements pour l’utilisation des eaux usées, et qui contribuent à l’institutionnalisation des pratiques sécuritaires. Ils ont aussi comme mandat d’offrir des services de vulgarisation aux agriculteurs. La diffusion des meilleures pratiques élaborées pendant le projet s’effectuera par les vulgarisateurs du ministère de l’Alimentation et de l’Agriculture. L’objectif consiste à intégrer des pratiques d’irrigation plus sécuritaires dans le programme de vulgarisation et de formation du ministère.

5.3. Association avec d’autres projets

Les projets de réutilisation des eaux usées devraient également être associés à d’autres projets pertinents ou projets gouvernementaux qui ont les mêmes objectifs. Ces projets pourraient inclure les programmes gouvernementaux de réduction de la pauvreté pour les populations urbaines pauvres, des initiatives pour la sécurité alimentaire urbaine, des programmes nutritionnels qui mettent l’accent sur la consommation de légumes verts, des programmes de santé et des révisions des politiques courantes. Au Ghana, les résultats du projet ont influencé la Politique de l’irrigation initiée en 2008 et la révision en cours des règlements administratifs agricoles dans la capitale, Accra. Puisque les eaux usées constituent seulement une des voies par lesquelles les maladies associées aux excrétas sont transmises dans les communautés pauvres, de meilleures pratiques d’irrigation pourraient ne pas avoir beaucoup d’effets sur l’apparition d’infections intestinales si les installations sanitaires ou l’hygiène demeurent inchangées. Dans de tels cas, associer le lavage des légumes à une campagne de lavage des mains pourrait s’avérer très rentable.

5.4. Mesures incitatives

Pour accroître l’adoption de pratiques plus sécuritaires quant à la réutilisation des déchets, les agriculteurs auront besoin d’une certaine forme d’incitation. Cela concerne la plupart des changements de comportement, mais plus particulièrement les situations où les pratiques recommandées comportent une hausse des interventions, comme le travail personnel. Les études ont montré que les gens seront plus susceptibles d’adopter des innovations s’ils en retirent des avantages directs pour eux-mêmes plutôt que pour la population générale (Frewer et coll., 1998). À cet effet, les mesures incitatives sont d’autant plus importantes, car les principaux bénéficiaires ne sont pas les agriculteurs, mais les consommateurs de leurs produits (les légumes exotiques cultivés sont à vendre et non destinés à la consommation des agriculteurs). La motivation la plus évidente pour les agriculteurs d’adopter des pratiques sécuritaires serait d’obtenir des retombées économiques plus élevées pour des légumes plus sécuritaires. S’il existe une demande pour un marché connexe, des groupes de producteurs pourraient être encouragés à vendre leurs produits à l’extérieur des réseaux de vente existants pour éviter de mélanger les produits hygiéniques aux non hygiéniques. Cela pourrait se faire en reliant directement les agriculteurs aux grands groupes de consommateurs comme les hôtels et des points de vente désignés de produits hygiéniques dans les marchés et supermarchés, ou les hôtels. D’autres mesures incitatives pourraient comprendre l’appui d’institutions gouvernementales, comme l’offre de services de vulgarisation pour assurer la formation des agriculteurs, des prêts, des récompenses et la sécurité d’occupation. Des normes de certification et d’étiquetage pourraient être les mesures à moyen terme. Les médias devraient être des partenaires dans ces efforts pour promouvoir les bonnes pratiques et pour reconnaître les agriculteurs progressistes. Plus de détails sont présentés au chapitre 16.

6. CONCLUSIONS

Les mesures mises en œuvre aux champs peuvent contribuer à la réduction des risques sanitaires découlant de l’agriculture irriguée pour les consommateurs. Ces mesures devraient jouer un rôle complémentaire au traitement des eaux usées et aux autres mesures post-récolte pour réduire de façon globale les risques associés à l’irrigation avec des eaux usées. Malheureusement, les mesures mises en œuvre aux champs n’ont pas encore reçu l’attention nécessaire dans la recherche, probablement en raison de la place importante traditionnellement accordée au traitement conventionnel des eaux usées comme étant la meilleure solution pour la protection de la santé. Bien que de nombreux principes de traitement des eaux usées puissent aussi être utilisés à l’échelle des champs, l’essai sur le terrain de ces mesures est rare et leur potentiel de réduction des risques sanitaires est relativement inconnu ou pas encore entièrement prouvé. Il y a un besoin urgent pour les scientifiques de travailler avec les agriculteurs en vue d’adapter les technologies et d’améliorer leur efficacité dans l’élimination des pathogènes.

Des évaluations fournissant des preuves quant à la réduction des risques sanitaires sont également nécessaires. Celles-ci sont particulièrement importantes et urgentes dans les régions à risque élevé, comme l’agriculture urbaine dans les pays en développement, où les agriculteurs n’ont souvent pas d’autre choix que d’utiliser des eaux usées non traitées pour l’irrigation. Un défi majeur pour encourager l’adoption de mesures mises en œuvre aux champs est qu’elle requiert des changements de comportement sans avantages apparents et directs. Cela nécessite des systèmes incitatifs qui peuvent varier du soutien de la demande du marché au marketing social. Cela exige également que les agriculteurs aient des connaissances sur les risques sanitaires et qu’ils puissent recevoir une aide institutionnelle, comme le service de vulgarisation.

Les options de mesures mises en œuvre aux champs afin de réduire les risques pour la santé présentées ici sont biaisées par les expériences acquises en Afrique occidentale. Là-bas, des arrosoirs sont largement utilisés dans la production maraîchère urbaine alors que dans d’autres régions, comme en Afrique orientale, la topographie favorise des réseaux à écoulement par gravité et des systèmes d’irrigation par submersion. Laquelle des mesures s’adapte (seule ou combinée) à une situation donnée dépendra des caractéristiques et des pratiques locales. Des études plus approfondies sont nécessaires pour traiter d’autres systèmes et cultures d’irrigation des petits exploitants en vue d’élaborer de nouvelles mesures, ou d’adapter celles présentées ici.

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CHAPITRE 11
Mesures mises en œuvre aux champs pour réduire les risques pour la santé humaine et l’environnement liés aux constituants chimiques des eaux usées

Robert Simmons, Manzoor Qadir et Pay Drechsel

RÉSUMÉ

Il existe un déséquilibre important entre le nombre de publications décrivant les effets potentiels et actuels pour l’environnement et la santé des eaux usées contaminées par des produits chimiques, et les rapports soulignant les options concrètes pour minimiser les risques associés là où il n’y a pas de traitement conventionnel des eaux usées. Cet écart concerne davantage les contaminants inorganiques et organiques que l’excès de sels ou d’éléments nutritifs. Ce chapitre décrit quelquesunes des options disponibles qui pourraient être envisagées à l’intérieur et autour des champs, en ce qui concerne les métaux lourds, les sels, les excès d’éléments nutritifs et les contaminants organiques. L’accent est mis sur les options à faible coût applicables aux pays en développement. Bien que de telles mesures puissent réduire les effets négatifs jusqu’à un certain point, il demeure essentiel d’assurer le remplacement de produits chimiques dangereux dans les processus de production; que les eaux usées industrielles soient traitées à la source ou séparées des autres cours d’eaux usées utilisés à des fins d’irrigation; et que les taux d’épandage d’engrais et les subventions possibles connexes soient ajustés pour éviter la surfertilisation.

INTRODUCTION

Là où l’irrigation avec des eaux usées non traitées, partiellement traitées ou diluées ne peut pas être évitée, ou là où elle est courante, des répercussions négatives sur les cultures irriguées, les sols et l’eau souterraine qui peuvent avoir une incidence sur la santé humaine et sur l’environnement sont très probables (Ayers et Westcot, 1985; Murtaza et coll., 2009; Pescod, 1992; Pettygrove et Asano, 1985; OMS, 2006b). Plusieurs chapitres de ce livre portent sur le danger des pathogènes, sur les évaluations des risques connexes et leur atténuation. Le présent chapitre met l’accent sur les contaminants non pathogènes. Comme indiqué dans le chapitre 6, outre les produits chimiques organiques, les débris et les solutés, des composants non pathogènes des eaux d’irrigation polluées peuvent comporter un éventail d’éléments qui peuvent être des éléments fertilisants essentiels, des sels ou métaux et non-métaux indésirables à des concentrations toxiques, selon leur teneur et leur solubilité.

Les concentrations élevées de constituants chimiques dont il faut s’occuper dans les milieux irrigués avec des eaux usées peuvent être grossièrement divisées en:

• métaux et métalloïdes, notamment le cadmium (Cd), le chrome (Cr), le cobalt (Co), le molybdène (Mo), le nickel (Ni), le zinc (Zn), le plomb (Pb), l’arsenic (As), le sélénium (Se), le mercure (Hg), le cuivre (Cu) et le manganèse (Mn);

• éléments nutritifs comme l’azote (N), le phosphore (P), le potassium (K), le calcium (Ca) et le magnésium (Mg), qui, en concentrations élevées, peuvent supprimer d’autres éléments nutritifs ou nuire à la croissance végétale et à la vie aquatique;

• sels et espèces ioniques spécifiques comme le sodium (Na), le bore (B) et le chlorure (Cl);

• polluants organiques persistants (POP) comme les pesticides et ce qu’on appelle les contaminants émergents, comme les produits pharmaceutiques résiduels, les composés perturbateurs endocriniens et les résidus actifs des produits d’hygiène personnelle.

Pour éviter des effets négatifs potentiels, les options conventionnelles de traitement des eaux usées, qui peuvent contrôler la libération de la plupart de ces contaminants dans l’environnement, continuent d’être la clé pour protéger la qualité de l’eau pour des utilisations bénéfiques, notamment l’agriculture.

En théorie, on pourrait s’attendre qu’avec un développement économique et une industrialisation accrus, les normes, règlements et capacités de traitement vont connaître une croissance concomitante, permettant ainsi à une société à chaque étape de développement de traiter ses propres déchets. Cependant, il y a plusieurs chemins de développement et la croissance de chaque secteur de l’économie n’est pas toujours la même. Les économies, ou les marchés dits émergents, sont un bon exemple de ce processus. La Chine, l’Inde, le Pakistan et le Mexique comptent parmi les plus grands pays de ce groupe, mais ils sont aussi les pays les plus souvent cités en matière de pollution industrielle de l’eau à grande échelle et d’irrigation avec de l’eau très polluée (Jiménez et Asano, 2008). De nombreux autres pays à faible revenu présentent, sur une plus petite échelle, des défis similaires dans des secteurs industriels émergents ou des activités minières alors que les capacités institutionnelles, techniques et de réglementation pour le traitement des eaux usées ne sont pas encore en place. Le résultat est une situation dans laquelle non seulement les contaminants microbiologiques, mais aussi des effluents industriels, posent un danger pour les agriculteurs et les consommateurs d’aliments irrigués avec des eaux usées. Les effets environnementaux et sanitaires connexes possibles sont décrits dans un éventail de documents (Abaidoo et coll., 2009; Hamilton et coll., 2007; Stevens et McLaughlin, 2006), mais ils n’abordent généralement que brièvement ce qui pourrait être fait lorsqu’il n’y a pas d’installations de traitement conventionnel appropriées. Ce chapitre tente de combler l’écart en faisant ressortir certaines options pour les contaminants non pathogènes, dont les sels.

1. MÉTAUX ET MÉTALLOÏDES

Tous les métaux potentiellement toxiques sont naturellement présents dans l’environnement en quantités infimes et sont ingérés par le biais des aliments, de l’eau et de l’air. Le corps humain a la capacité de faire face à ces niveaux naturels. L’Organisation mondiale de la santé (OMS) a établi des directives sur la consommation admissible de différentes toxines (OMS, 2006a) et des consignes sur les valeurs dans l’eau d’irrigation (OMS, 2006b). Plusieurs de ces métaux et métalloïdes sont particulièrement préoccupants en raison de leurs effets nuisibles sur la productivité agricole, de même que sur l’environnement et la santé humaine. Dans une revue sur l’utilisation des eaux usées dans l’industrie de production horticole australienne, Hamilton et coll. (2005) ont classé les métaux potentiellement phytotoxiques en quatre groupes selon leur rétention dans le sol, leur translocation dans les plantes, leur phytotoxicité et leur risque potentiel pour la chaîne alimentaire (tableau 11.1). Ils ont classé le cadmium, le cobalt, le sélénium et le molybdène comme posant le plus grand risque pour la santé humaine et animale parce qu’ils peuvent s’accumuler dans les cultures sans les endommager. En effet, les symptômes visibles de toxicité varient d’une plante à l’autre, même si elles contiennent des concentrations élevées de métaux et de métalloïdes toxiques (Clemens, 2001). Les nouvelles directives de l’OMS considèrent aussi le cadmium comme particulièrement préoccupant en raison de ses niveaux élevés de toxicité et de bioaccumulation dans les cultures (OMS, 2006b).

Des métaux comme le cadmium, le mercure et le plomb n’ont pas de fonctions essentielles, mais ils sont nuisibles, même en petites quantités, pour les plantes, les animaux et les humains, et ils s’accumulent en raison de leur longue demi-vie biologique (Goethberg et coll., 2002). D’autres métaux et métalloïdes, comme le manganèse, le zinc, le bore et le cuivre sont des oligo-éléments essentiels en petites concentrations, mais ils sont dangereux pour les cultures en concentrations élevées. Certains, comme le cuivre et le zinc, deviennent toxiques chez les plantes avant qu’ils atteignent des concentrations suffisamment élevées pour être toxiques chez les humains. Les plantes fonctionnent ainsi comme une barrière qui atténue les risques potentiels pour la santé (Hamilton et coll., 2005; Johnson, 2006).

Tableau 11.1 CLASSIFICATION DE LA BIODISPONIBILITÉ DES MÉTAUX

Groupe

métaux

Adsorption dans le sol

Phytotoxicité

Risque pour la chaîne alimentaire

1

Ag, Cr, Sn, Ti, Y et Zr

Faible solubilité et forte rétention dans le sol

Faible

Peu de risque, car ils ne sont pas incorporés par les plantes

2

As, Hg et Pb

Matières colloï-dales fortement adsorbées

Les racines des plantes, mais pas du sol aux pousses; phytotoxiques à des concentrations élevées

Ils posent des risques minimaux à la chaîne alimentaire des humains

3

B, Cu, Mn, Mo, Ni et Zn

Moins fortement adsorbés par le sol que les groupes 1 et 2

Facilement incorporés par les plantes et phytotoxiques à des concentrations qui posent peu de risques pour la santé des humains

Théoriquement, la « barrière sol-plante » protège la chaîne alimentaire de ces éléments

4

Cd, Co, Mo et Se

Adsorption inférieure aux autres métaux

Ils posent des risques pour la santé des humains ou des animaux à des concentrations dans le tissu végétal qui ne sont généralement pas phytotoxiques

Bioaccumulation à travers le sol, les plantes et la chaîne alimentaire animale

Source: D’après Hamilton et coll. (2005).

Bien que le traitement des eaux usées constitue la meilleure option pour gérer les eaux usées dans l’agriculture, les coûts associés aux technologies axées sur l’ingénierie pour le traitement des eaux usées sont prohibitifs pour la plupart des pays en développement. Même là où les installations de traitement des eaux usées sont financées à l’externe, elles traitent habituellement uniquement une petite portion des eaux usées produites et, selon leur type, peuvent faire face à d’importants problèmes d’entretien. Néanmoins, certaines mesures mises en œuvre aux champs et options de traitement à faible coût peuvent réduire le risque pour l’environnement et la santé humaine (OMS, 2006b).

Les étapes clés à suivre sont:

• identifier quelles régions géographiques présentent des risques élevés en considérant les sources potentielles de métaux;

• faire des tests avec un contrôle qualité des échantillons de sols et de plantes pour vérifier le niveau de risque;

identifier d’autres variétés des mêmes cultures souhaitées qui incorporent le moins de métaux ou qui convertissent les toxines sous formes moins toxiques lorsque les cultures ont lieu dans des régions à risque élevé;

• élaborer des stratégies d’irrigation, de fertilisation et de gestion des résidus qui contribuent à minimiser l’incorporation des métaux par les plantes;

• recommander la production d’autres cultures avec des risques moins élevés pour la santé (restrictions relatives aux cultures) si les mesures mentionnées plus haut ne réussissent pas à protéger les humains;

• établir un zonage des régions touchées pour l’utilisation non agricole des terres ou pour des terres à réhabiliter.

La plupart des connaissances portent sur cette dernière option et sur les sites contaminés par les industries dans les pays développés, où les terres concernées ont une grande valeur et où les coûts de remédiation sont payés par le pays ou le pollueur. Dans ces situations, des options d’ingénierie in situ et ex situ sont appliquées (tableau 11.2).

Cependant, compte tenu des contraintes économiques des pays en développement et des stratégies mises en œuvre aux champs visant à traiter la contamination des eaux usées induite par les métaux et métalloïdes, les options viables de réduction des risques peuvent être classées comme suit:

• Des traitements fondés sur les sols avec des amendements non toxiques pour former des complexes insolubles de métaux et métalloïdes, rendant leur disponibilité à de faibles concentrations dans la zone racinaire.

• Des stratégies à base de plantes pour les sols et les eaux contaminés avec des métaux et métalloïdes par le biais de la culture d’espèces spécifiques de plantes capables d’accumuler les espèces ioniques ciblées dans leurs pousses, les retirant ainsi du sol ou de l’eau. Ces mécanismes comprennent la phytoremédiation (y compris l’hyperaccumulation et le phytominage), la phytoextraction induite et l’utilisation de cultures transgéniques.

Tableau 11.2 OPTIONS D’INGÉNIERIE IN SITU ET EX SITU ADOPTÉES POUR LES SOLS RÉHABILITÉS CONTAMINÉS PAR DES MÉTAUX ET MÉTALLOÏDES

Élément

Méthode, traitement, amendement

Références

Cd, Zn, As, Ti, Pb, Cu, Cr

Retrait et remplacement du sol contaminé

Confinement: couvercles, barrières verticales, etc.

Solidification et stabilisation: à base de ciment, microencapsulation par des polymères, vitrification

Séparation et concentration: lavage des sols, curage du sol à l’eau

Iimura (1981)

USEPA (1997)

Dutré et coll. (1998)

USEPA (1997)

USEPA (1997)

 

Électrocinétique

Virkutyte et coll. (2002)

Cd, Mn, Ti, Cr Cd, Cu, Pb, Zn

Immobilisation par hyperfréquence

Pré-traitement par suphidisation et dans une cellule de flottation Denver

Abramovitch et coll. (2003)

Vanthuyne et Maes (2002)

1.1. Traitements fondés sur les sols

Hamilton et coll. (2007) décrivent l’augmentation des concentrations totales de métaux lourds dans les sols irrigués avec des eaux d’égout pendant plus d’un siècle. Les auteurs ont aussi découvert une hausse des formes potentiellement biodisponibles des métaux. Cependant, les auteurs indiquent également que le tissu végétal montrait des concentrations relativement faibles, puisque les métaux étaient fortement absorbés dans le sol. Il est possible de diriger les processus qui limitent la solubilité et la disponibilité des plantes aux métaux lourds et aux métalloïdes des sols, par exemple par l’utilisation d’amendements des sols, notamment le gypse, la chaux (CaCO3), les matériaux phosphatés, le fer aqueux et les oxydes de manganèse, les minéraux argileux et les matières organiques (tableau 11.3).

Ces amendements se sont avérés capables d’immobiliser les métaux et métalloïdes par le biais de:

• la formation de minéraux phosphatés métalliques insolubles;

• la sorption des contaminants sur des surfaces d’échange de fer et d’oxydes de manganèse, la co-précipitation et la formation de composés contaminants de fer et de manganèse;

• la sorption de contaminants sur les surfaces d’échange de matières organiques comprenant du fumier, du compost et des boues;

• la sorption des contaminants sur des surfaces d’échange minérales ou l’incorporation dans la structure minérale des zéolites, des aluminosilicates naturels et des sous-produits d’aluminosilicates.

Les amendements mentionnés ci-dessus forment des complexes insolubles de métaux et métalloïdes, réduisant leur disponibilité à de faibles concentrations dans la zone racinaire et réduisant leur assimilation par les plantes (Hussain, 2000; Zhu et Alva, 1993).

Bien qu’une gestion fondée sur les sols par le biais d’ajout d’amendements pour immobiliser les métaux et métalloïdes offre de grandes possibilités pour minimiser la biodisponibilité des éléments, les limites pratiques doivent être considérées. Ces dernières incluent la gestion de sites co-contaminés par plusieurs éléments; le coût et la disponibilité des amendements; le coût de programmes de contrôle à long terme; et le caractère approprié de conditions pédologiques et climatiques précises. Des précautions doivent également être prises dans la phase post-gestion, particulièrement si le site est exposé à de l’eau acide (pH faible) qui peut transformer des complexes insolubles en formes solubles.

1.2. Traitements fondés sur les plantes

Les sols contaminés avec des métaux et métalloïdes peuvent être améliorés à l’aide de certaines espèces végétales. Cette approche est largement connue sous le nom de phytoremédiation (Chaney et coll., 2007; Cunningham et coll., 1995; Salt et coll., 1996). Étant une catégorie importante de la phytoremédiation, la phytoextraction comporte l’utilisation de plantes qui piègent les polluants pour absorber et concentrer les métaux et métalloïdes provenant du sol en biomasse aérienne, qui peut ensuite être récoltée pour éliminer les éléments du terrain (tableau 11.4). Les plantes capables d’accumuler des concentrations élevées de métaux sont connues sous le nom d’hyperaccumulateurs (encadré 11.1).

Tableau 11.3 AMENDEMENTS DES SOLS UTILISÉS POUR L’IMMOBILISATION IN SITU DE MÉTAUX ET MÉTALLOÏDES

Élément

Méthode, traitement, amendement

Références

Pb

Hydroxyapatite (HA)

Chlopecka et Adriano (1997); Zhu et coll. (2004)

Cd

Biosolides alcalins, biosolides stabilisés par la chaux

Brown et coll. (2001); Wong et coll. (2004)

Cd/Zn

Sépiolite

Alvarez-Ayuso et García-Sánchez (2003)

Ti, Zn, Cd, Mn, Pb, Hg et Co

Zéolite (naturelle et synthétique)

Chlopecka et Adriano (1997); García-Sánchez et coll. (1999); Haidouti (1997); Malliou et coll. (1994); Oste et coll. (2002)

Pb

Acide phosphorique (H3PO4) et phosphate de calcium dihydrogène (Ca(H2PO4)2)

Brown et coll. (2004); Chen et coll. (2003); Melamed et coll. (2003)

Cd et Pb

Sous-produit de déchet d’oxyde de fer

Chlopecka et Adriano (1997)

Cd, Pb et Zn

Phosphate de diammonium (DAP)

McGowen et coll. (2001)

Pb

Roche phosphatée

Basta et coll. (2001); Hettiarachchi et coll. (2001)

Pb, Cd et Zn

Superphosphate triple

Hettiarachchi et coll. (2001); Hettiarachchi et Pierzynski (2002)

Cd, Pb et Zn

Argile phosphatée

Singh et coll. (2001)

Pb

Oxyde de manganèse

Hettiarachchi et Pierzynski (2002)

Cd

Chaulage

McLaughlin et Singh (1999)

Cr (Cr(VI)

Amendements organiques

Bolan et coll. (2003)

réduction à

 

 

Cr(III))

 

 

Ni

Calcaire

Kukier et Chaney (2001)

As

Ajout simultané de chaux et de FeSO4

Warren et coll. (2003); Warren et Alloway (2003)

As

Goethite

Garcia-Sànchez et coll. (1999)

As

Boues de traitement des eaux et boue rouge

Lombi et coll. (2004)

Les concentrations de métaux accumulés dans les plantes hyperaccumulatrices peuvent être 100 fois supérieures à celles des plantes non hyperaccumulatrices qui poussent sur les mêmes substrats (Chaney et coll., 2007). Actuellement, il y a plus de 400 espèces végétales classées dans la catégorie des hyperaccumulateurs de métaux et métalloïdes (Cobbett, 2003).

Tableau 11.4 ÉTUDES DE CAS SÉLECTIONNÉES SUR LA PHYTOREMÉDIATION

Élément

Espèces

Références

As

Pteris vittata L. et Pityrogramma calomelanos

Francesconi et coll. (2002); Tu et Ma (2002); Wongkongkatep et coll. (2003); Zhang et coll. (2002)

Cd/Zn

Thlaspi caerulescens

Brown et coll. (1994, 1995a, 1995b); Lombi et coll. (2001); Schwartz et coll. (2003)

Ni

Alyssum murale, Phyllanthus serpentinus, Berkheya coddii

Abou-Shanab et coll. (2003); Chaney et coll. (2007); Kersten et coll. (1979); Robinson et coll. (1999)

Se

Astragalus racemosus

Parker et coll. (1991)

Mn

Alyxia rubricaulis, Phytolacca acinosa Roxb.

Brooks et coll. (1981); Xue et coll. (2004)

Ti

Biscutella laevigata, Iberis intermedia

Anderson et coll. (1999)

Cu

Aelanthus biformifolius, Haumaniastrum katangense

Brooks (1977); Brooks et coll. (1978)

Co

Haumaniastrum robertii

Brooks et coll. (1978)

Parce que les coûts de production d’une culture de phytoremédiation sont minimes par rapport à ceux consacrés à l’élimination et au remplacement des sols, l’utilisation de plantes pour restaurer les sols dangereux est perçue comme très prometteuse (Chaney et coll., 2007). Cela est particulièrement pertinent pour les éléments qui pourraient offrir un potentiel de phytominage économique (Ni, Co, Ti et Au). À la suite de la récolte des plantes enrichies en métaux, leur poids et leur volume peuvent être réduits en brûlant la biomasse séchée, ce qui se traduit par un minerai à haute teneur métallique.

La phytoextraction induite qui utilise l’acide éthylènediaminetétracétique (EDTA) et des espèces végétales qui produisent une biomasse élevée comme la Brassica juncea (L.) Czern (la moutarde indienne) a aussi été étudiée (Kumar et coll., 1995). Cependant, un des inconvénients observés était le lessivage également accru de plomb dans le profil pédologique (Greman et coll., 2003; Madrid et coll., 2003; Römkens et coll., 2001; Wu et coll., 2004).

Outre la phytoextraction, la phytoremédiation peut aussi être atteinte grâce à la réduction dans la biodisponibilité des métaux dans le sol (phytostabilisation), la volatilisation des polluants comme le mercure et le sélénium à partir du feuillage (phytovolatilisation) et l’élimination des contaminants par les racines des plantes provenant des eaux vives (rhizofiltration) (Pilon-Smits, 2005). La rhizofiltration est particulièrement efficace pour les applications où il y a de faibles concentrations métalliques et de grands volumes d’eau (Salt et coll., 1996).

Toutefois, la phytoremédiation a certaines limites, énumérées plus bas, dont il faut s’occuper de manière générale et de manière plus précise selon les sites et les contaminants:

• La phytoextraction de métaux et de métalloïdes peut prendre des années et des décennies, ce qui limite son application pratique.

• Elle est limitée aux sites où la concentration de contaminants (ou de cocontaminants) n’est pas toxique pour les plantes proposées pour la phytoremédiation.

• Une « ordonnance » de phytoremédiation spécifique ne peut pas être appliquée à chaque site présentant un certain contaminant chimique parce que différentes conditions spécifiques du site pourraient ne pas convenir à la plante ciblée.

• La phytoremédiation in situ est souvent réservée aux sites propices à la croissance de la plante choisie avec le contaminant situé à l’intérieur de la zone racinaire.

• Elle est limitée par la biodisponibilité des polluants. Seule une fraction peut être biodisponible, mais les normes réglementaires de dépollution nécessitent l’élimination de tous les polluants. Dans ce cas, la phytoremédiation pourrait ne pas être pertinente.

1.3. Choix des cultures et restrictions relatives aux cultures

Comme décrit plus haut, les cultures varient dans leur comportement d’absorption et donc dans leur potentiel de risques pour les humains. De plus, certaines cultures sont consommées en plus grandes quantités que d’autres et certaines servent uniquement de plantes fourragères et pourraient ne pas entrer dans la chaîne alimentaire des humains. Par conséquent, la sélection des cultures peut contribuer à réduire les risques pour la santé des humains. Par exemple, dans le cas de l’irrigation avec des eaux usées non traitées, les légumes-feuilles accumulent certains métaux comme le cadmium en plus grandes quantités que les espèces sans feuilles (Qadir et coll., 2000). Bellows (1999) donne comme règle générale un rapport d’absorption des métaux lourds de 1:10 pour les fruits et les graines par rapport aux feuilles et aux racines. Cela favorise les céréales, les légumineuses comme les fèves et les pois, les tomates ou fruits sur d’autres légumes comme la laitue, le chou-fleur, les carottes ou les épinards. Cependant, il faut tenir compte des quantités, par exemple de riz ou de légumes-feuilles, réellement mangées et donc de la contribution à l’apport alimentaire du métal ou du métalloïde, avant de demander aux agriculteurs de modifier leur système de culture. Il existe un lien étroit entre la consommation à long terme de riz contaminé au cadmium et la maladie d’Itai-Itai (Kobayashi et coll., 2002; Nordberg, 2003).

Un changement dans le choix des cultures est réalisable et durable seulement s’il y a un marché et une valeur marchande comparative pour la culture de rem-placement, à moins que des subventions soient offertes. La modification des pratiques culturales peut aussi exiger une formation supplémentaire et des outils différents, ou même une sécurité d’occupation à long terme si, par exemple, des cultures arboricoles sont recommandées. Des restrictions relatives aux cultures peuvent par conséquent être difficiles à mettre en œuvre si les conditions nécessaires ne sont pas en place. Il y a néanmoins des exemples de mise en œuvre réussie ou partiellement réussie de restrictions des cultures dans des projets d’utilisation des eaux usées de plusieurs pays comme l’Inde, le Mexique, le Pérou, le Chili, la Jordanie et la Syrie (Blumenthal et coll., 2000; Qadir et coll., 2007b). Toutefois, la probabilité de réussite semble plus faible en Afrique subsaharienne et dans d’autres pays où l’irrigation des eaux usées ne se limite pas aux systèmes d’irrigation (réglementés), mais a lieu le long de cours d’eau polluée et demeure ainsi informelle.

1.4. Zonage

Là où il n’y a plus d’options pour maintenir l’exploitation agricole, les zones touchées peuvent être cartographiées et retirées de la production. Simmons et coll. (2009) ont élaboré un modèle général de régression linéaire pour prévoir la répartition spatiale du cadmium du sol dans un système en cascade irrigué de culture du riz co-contaminé par du cadmium et du zinc en Thaïlande. Une validation préliminaire a indiqué que le modèle peut prévoir la teneur en cadmium du sol à partir d’un échantillon minimal de sol, et la proximité du champ aux exutoires primaires des canaux d’irrigation sur place et des débits d’irrigation subséquents entre les champs. Des recherches antérieures (Simmons et coll., 2005) et des études subséquentes sur la santé confirmant des dysfonctionnements rénaux provoqués par le cadmium parmi la population exposée (Swaddiwudhipong et coll., 2007; Teeyakasem et coll., 2007) ont aussi démontré la validité d’évaluer les risques pour la santé par le biais du contrôle de l’ingestion du cadmium par les voies d’exposition alimentaire en comparaison à la dose hebdomadaire admissible provisoire établie pour le cadmium par le Comité mixte FAO/OMS d’experts des additifs alimentaires (JECFA). Bien que le cadmium représente un risque élevé, comme indiqué plus haut, le seul échantillonnage de sol pourrait ne pas être un indicateur suffisant du risque réel pour la santé. Cela se reproduit dans le cas de l’arsenic (encadré 11.2). Cependant, le zonage et le retrait des régions contaminées de la production alimentaire devraient s’accompagner d’une compensation adéquate pour les agriculteurs et les propriétaires fonciers, ou encore d’autres possibilités rémunératrices pour leur subsistance, associés à une formation et à des marchés ou subventions assurés.

2. EXCÉDENT D’ÉLÉMENTS NUTRITIFS

Les eaux usées contiennent généralement de précieux éléments nutritifs, comme l’azote, le phosphore et le potassium. Selon qu’on utilise des eaux usées brutes ou diluées, les concentrations d’éléments nutritifs peuvent varier considérablement et peuvent atteindre des niveaux qui peuvent remplacer les engrais ou qui excèdent les besoins des cultures et, s’ils influencent certains éléments nutritifs, pourraient avoir une incidence sur les autres. Bien que la disponibilité de ces éléments nutritifs soit considérée comme un élément moteur pour l’irrigation avec des eaux usées dans certains pays en développement, la gestion des niveaux d’éléments nutritifs appropriés dans les eaux usées est une tâche ardue. Des études connexes font généralement face à une variété de défis qui réduisent les options de gestion pour les agriculteurs.

En règle générale, les éléments nutritifs dans l’eau d’irrigation sont immédiatement disponibles pour les cultures, aussi longtemps qu’ils demeurent dissous dans l’eau et la solution du sol, mais plusieurs processus du sol peuvent les rendre moins disponibles. Certains processus peuvent causer une perte permanente (le lessivage, la volatilisation et l’érosion) et d’autres, l’accumulation des éléments nutritifs dans le sol (l’immobilisation microbiologique, l’adsorption et les précipitations). Par conséquent, les proportions d’éléments nutritifs absorbés par les plantes sont différentes des proportions d’éléments nutritifs provenant des eaux usées (ou des engrais). Parce que les sols et les eaux usées contiennent rarement des éléments nutritifs dans des proportions optimales, des directives sont nécessaires pour optimiser l’irrigation avec des eaux usées. Janssen et coll. (2005) ont présenté un concept connexe. Il exige cependant d’avoir de l’information sur les niveaux d’éléments nutritifs dans l’eau, les sols et les plantes. Cette information pourrait ne pas être facilement accessible aux agriculteurs qui utilisent des eaux usées et qui manquent de ressources, ni aux services gouvernementaux concernés, à moins qu’on ne l’obtienne par le biais d’essais spécifiques sur le terrain.

Pour éviter des ajouts excessifs ou déséquilibrés d’éléments nutritifs particuliers aux sols et aux cultures irrigués avec des eaux usées, les agriculteurs peuvent choisir les cultures qui sont moins sensibles aux niveaux élevés d’éléments nutritifs ou qui peuvent tirer profit des teneurs élevées en phosphore et en azote. Les niveaux élevés d’azote sont ainsi davantage bienvenus sur les fermes qui se spécialisent dans les légumes-feuilles plutôt que dans les céréales. De plus, les graminées fourragères conviennent bien à l’irrigation avec des eaux usées et elles agissent à titre de capteur pour l’azote et le phosphore obtenus par le biais des eaux usées. Des taux de réduction de 84 pour cent pour l’azote et 54 pour cent pour le phosphore ont été signalés dans des pâturages irrigués avec des eaux usées au Zimbabwe (Nhapi et coll., 2002). Cependant, les options associées à la terre et au sol sont assujetties non seulement au type de culture, mais aussi aux conditions locales du sol et du site. Les sols à texture moyenne à fine, par exemple, peuvent contenir plus d’éléments nutritifs que les sols sablonneux, libérant ainsi de plus petites quantités dans l’eau percolant à travers le sol et qui s’ajoute à l’eau de la nappe souterraine. Il est nécessaire de surveiller la qualité de l’eau souterraine là où elle est peu profonde et utilisée comme eau potable.

Quand les agriculteurs n’ont pas l’option de cultiver des cultures qui tirent profit de niveaux élevés d’azote ou de phosphore, l’eau d’irrigation peut d’abord passer à travers d’autres systèmes pour transformer une partie de sa charge en éléments nutriti