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Certains HAP sont présents naturellement dans quelques matériaux organiques, notamment des dérivés du pétrole.

Tableau 3. Exemples de concentrations en benzo(a)pyrène dans certains matériaux organiques (Source : GTZ, 1995)

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Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). [Palayer et al., 1997] Leur synthèse lors de la formation des énergies fossiles explique leur présence dans le pétrole, le charbon et leurs produits dérivés.

Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.

On peut distinguer deux types de rejets atmosphériques de HAP :

• Les sources évaporatives (utilisation de produits contenant du goudron de houille, préservation du bois avec de la créosote et du carbolineum, utilisation du goudron pour les toits et les routes).

• Les sources thermiques (HAP dits pyrolytiques). Les rejets des sources thermiques proviennent de la combustion de combustibles solides (bois, tourbe et charbon), de carburants automobiles (diesel surtout) et de quelques procédés industriels [Holland et al., 2001].

Tableau 4. Émissions de benzo(a)pyrène liées à la combustion incomplète de matières fossiles (Source : GTZ, 1995)

Pendant les années 1990, les rejets des sources évaporatives ont diminué grâce à des restrictions sur l'usage et le contenu en HAP des matériaux [Holland et al., 2001].

Sources thermiques

Combustions domestiques

Les émissions de polluants atmosphériques des appareils de combustion dépendent des conditions de la combustion, de la qualité des installations et de la composition du combustible. Plusieurs types de HAP se forment au cours de la combustion. La quantité de HAP émise par unité d'énergie produite varie de plusieurs ordres de grandeur entre les petites et les grandes unités de combustion (dans les grandes, il est plus facile d'obtenir de bonnes conditions de combustion et de mettre en place des systèmes de contrôle des fumées) [OSPAR Commission, 2001c].

Lors de la combustion, tous les types de HAP sont formés. Le profil des HAP dépend peu du combustible et de la technique de combustion utilisés. Généralement le phénanthrène est le composé dominant et représente environ 40 % des émissions totales de HAP. Le benzo(a)pyrène représente moins de 5 % des émissions de HAP.

Les émissions de particules et de HAP sont généralement plus élevées de plusieurs ordres de grandeur lors de la phase de démarrage du feu que lors de la période de combustion stationnaire.

Les émissions suivantes de HAP ont été mesurées :

Tableau 5. Quelques facteurs d'émission de HAP (Source : OSPAR Commission, 2001c) 

Les facteurs d'émission pour la combustion du charbon et du bois dans les petits poêles et les cheminées sont considérées généralement comme étant respectivement de l'ordre de 0,3 mg/kg (environ 0,2 mg/MJ) et 40 mg/kg (environ 3 mg/MJ) [OSPAR Commission, 2001c].

D'après Eurostat (1999), la consommation de bois pour la combustion domestique devrait s'élever en 2010 à 370 PJ [Holland et al., 2001]. D'après les scénarios énergétiques issus du modèle PRIMES, la combustion de biomasse dans le résidentiel et le secteur tertiaire s'élevait à 305 PJ en 1990 et à 315 PJ en 2000. La combustion de la biomasse en général et du bois en particulier est parfois promue comme moyen de réduire les émissions de gaz à effet de serre.

Transport automobile

Les carburants automobiles, particulièrement le diesel, contiennent des proportions significatives de HAP. Leur combustion est à l'origine de rejets de HAP. Les émissions de particules des véhicules diesel contiennent de fortes concentrations de HAP.

Le CITEPA estimait qu'en 1999 le transport était responsable de 5,5  % des émissions atmosphériques totales de HAP en France.

Tableau 8. Facteurs d'émission de HAP dues au transport routier (en g/km) (Source : CORINAIR, 2004)

Les facteurs d'émission varient grandement en fonction de la substance considérée et du type de véhicules. Les véhicules légers diesel IDI sont les plus gros émetteurs.

Sources non-thermiques

La créosote

La créosote peut contenir jusqu'à 85 % de HAP. Entre 20 et 40 % du poids total peut être attribué aux 16 HAP définis comme polluants prioritaires par l'EPA. Les niveaux de benzo(a)pyrène sont de l'ordre de quelques centaines de ppm [Royal Haskoning, 2003a].

Tableau 6. Proportion des créosotes en HAP (% en masse) [Source : Rayzal et al., 1998]

Les émissions de HAP sont surtout dues :

• aux fuites des récipients et des réacteurs dans lesquels sont contenus la créosote et traités les bois,
• à l'évaporation des composés volatils de HAP du bois traité,
• à l'égouttage du bois traité.

Lorsque le bois est stocké à l'horizontale, les HAP migrent à travers le bois ce qui aboutit aussi à des émissions. Les quantités rejetées dépendent du type de créosote, du bois et des méthodes de préservation utilisées [OSPAR, 2001b].

Des HAP sont émis également lorsque des bois traités sont incinérés.

D'après Holland et al. (2001), on estime à 46 kg les émissions atmosphériques de B[a]P dues au traitement du bois avec du carbolineum en 2010 en Europe.

Suite aux diverses applications du bois traité à la créosote, les HAP peuvent être émis par migration dans le bois, par évaporation et par lessivage dans le sol et dans les eaux de surface.

Dans le bois traité à la créosote, les composés de créosote ne sont pas liés aux fibres du bois mais elles migrent à l'intérieur de celui ci. Au soleil, le bois peut transpirer : la créosote apparaît à sa surface. Cela arrive lorsque le bois est saturé en créosote ou lorsque la créosote contient une forte proportion de composés volatils. [Braunschweiler, 1996]

Une étude britannique a montré que les HAP dominants dans la fraction volatile du bois traité à la créosote étaient le phénanthrène, le fluorène et le pyrène, qui sont parmi les HAP les moins toxiques. D'après cette même étude les émissions atmosphériques de HAP dues au bois traité à la créosote étaient estimées au Royaume Uni à environ 100 tonnes, c'est à dire dans le même ordre de grandeur que les émissions dues aux véhicules [Gevao et al., 1998].

Les fuites de créosote du bois vers le sol est un processus long. Une étude finlandaise estime que cela prend entre 5 et 10 ans. [Braunschweiler, 1996]

Les composés solubles dans l'eau de la créosote passent facilement dans les eaux. Des études ont montré que 70 à 80  % des HAP qui fuient dans les eaux et provenant de la créosote sont des naphtalènes et des composés à faible température d'ébullition, phénanthrène, acénaphtène [OSPAR, 2001b].

Les micro organismes sont susceptibles de dégrader biologiquement les HAP dans le sol. Les eaux de surface sont touchées par le lessivage des composés de la créosote solubles dans l'eau, tels que le phénanthrène, l'acénaphtène et le dibenzofurane. Du fait de leur faculté d'adsorption sur les particules, ils s'accumulent aisément dans les sédiments [OSPAR, 2001b].

Les goudrons de houille

Les goudrons de houille sont susceptibles de rejeter des HAP notamment lors de leur fin de vie, qu'ils soient éliminés ou valorisés.

Les eaux de ruissellement peuvent mobiliser les HAP par le lessivage des revêtements routiers. Elles peuvent également emporter les particules atmosphériques chargées d'HAP déposées au sol. Cependant les avis semblent divisés à ce sujet. Ainsi Hugener et al. (1999) contestent l'importance du relargage par lessivage des revêtements dont l'appréciation aurait été exagérée. En effet, le liant et les HAP eux mêmes sont faiblement solubles dans l'eau. En revanche, d'après Pépin (1998), des essais de percolation effectués sur des enrobés bitumineux concassés mettent en évidence un relargage significatif des HAP dans les premiers percolats.

L'impact sur l'environnement est tributaire des propriétés physico chimiques des HAP considérés, de l'abrasion des revêtements superficiels enduits de goudron et du lessivage des goudrons pris dans la masse des enrobés. Cet impact est non négligeable, mais peut être ralenti par la faible solubilité des liants hydrocarbonés et des HAP dans l'eau, mais également par la structure fermée à faible porosité des chaussées. [Brazillet et al., 2001]

Des émissions de HAP peuvent également avoir lieu lors des traitements en fin de vie des déchets routiers. Ainsi, lors du recyclage à chaud par exemple, de faibles teneurs en goudron peuvent déjà conduire à des émissions atmosphériques de HAP qui atteignent des valeurs supérieures à la limite d'exposition admissible [Brazillet, 2001]. Toute augmentation de 12 ° C de la température de traitement des enrobés provoque un doublement des émissions de substances nocives [Hugener, 1999].

Pneumatiques et caoutchouc

Les HAP peuvent être des constituants présents dans des huiles qui sont utilisées comme huiles de dilution dans la production de pneumatiques. L'huile de dilution est incorporée dans la matrice de caoutchouc et demeure incorporée dans le caoutchouc du pneu final. Par conséquent, cette huile de dilution peut être également présente dans les débris de pneumatiques.¹⁴

Des HAP peuvent être émis lors de la production des pneumatiques, lors de leur utilisation ou lors de leur élimination.

D'après le Comité scientifique sur la toxicité, l'écotoxicité et l'environnement (CSTEE), les HAP contenus dans les pneumatiques ne contribuent que très marginalement à la présence de HAP dans l'environnement : il estime que l'usure des pneus est responsable de moins de 2 % des émissions anthropogéniques totales de benzo(a)pyrène. L'usure des pneus contribue à environ 1 % des concentrations totales de HAP dans les sédiments (ils représentent environ 4 % des émissions automobiles de HAP, elles mêmes représentant environ 30  % de la concentration des sédiments en HAP). [CSTEE, 2003]

[14] Commission des communautés européennes (2004). Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final.

Boues de station d’épuration

D'après (Feix, 1995) cité par (Bernal, 2005), la teneur moyenne des boues de 40 stations d'épuration était en moyenne la suivante pour les principaux HAP :

Ces composés sont pour les 8 premiers d'entr eux, presque totalement abattus dans les eaux usées par les stations d'épuration, et sont en très grande partie transférés dans les boues (sauf naphtalène).

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Niveau national

25 installations françaises sont répertoriées dans la base de données française IREP comme émetteurs de HAP. Les installations les plus émettrices appartiennent aux secteurs du travail des métaux, de la raffinerie et de la chimie.

Tableau 10. Émissions de HAP des installations ICPE en France en 2004 (en kg) (Source : extrait de la base de données IREP)

Rhône-Alpes

Les effluents des 168 entreprises de Rhône Alpes ont été étudiés [DRIRE Rhône Alpes, 2001]. Dans ceux ci le flux de HAP s'élevait à 10 g.j^-1 en 1993 et 55 g.j^-1 en 1998 (13 établissements en rejetaient).

Tableau 11. Rejets industriels aqueux de HAP en Rhône-Alpes

Midi-Pyrénées

Lors d'une campagne de mesures effectuée en 1997 sur 90 établissements industriels de Midi Pyrénées, il a été mesuré un flux total de HAP de 87,29 g.j^-1, sur 13 établissements. Le ratio PEC/PNEC est supérieur à 1 pour les établissements suivants  : Aluminium Péchiney (09), Aluminium Péchiney (65). Le flux journalier est compris entre 100 g et 1 kg pour les établissements suivants  : Grande Paroisse (31) et AP Lanemazan (65) [DRIRE Midi Pyrénées, 1998].

Poitou-Charentes

La DRIRE Poitou Charentes a publié en 1997 un inventaire des rejets de micropolluants dans 27 établissements industriels de la région. Sur les 30 points de rejet examinés, un seul point est concerné par des rejets de HAP  : il s'agit de Leroy Somer à Angoulême, fabricant d'entraînements électromécaniques et électroniques pour l'industrie et fabricant/concepteur d'alternateurs (concentration : 6 cg.l^-1) [DRIRE Poitou Charentes, 1998].

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Les émissions de HAP proviennent d'une grande diversité de sources.

Les rejets dans l'environnement sont principalement atmosphériques. Les HAP sont généralement associés à des particules mais peuvent également être présents dans la phase gazeuse. (INERIS 2003)

Bien que les sources présentant la plus grande importance varient selon les pays, les principales sources sont les suivantes :

• produits de préservation du bois (bois traité à la créosote) ;
• combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans le secteur résidentiel (en particulier combustion domestique de bois) ;
• combustion incomplète de combustibles fossiles par les véhicules automobiles (surtout les véhicules diesel) ; les moteurs (particulièrement les moteurs diesels) rejettent des HAP généralement fixées sur les particules carbonées (fumées noires)  ; cette pollution est accentuée par un mauvais entretien des véhicules et par l'absence de dispositif antipollution ;
• combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans les autres installations fixes (en particulier les installations petites ou anciennes); incinérateurs d'ordures ménagères ;
• quelques procédés industriels : production de goudron et d'asphalte, production de coke, craquage catalytique du pétrole.

On peut citer d'autres sources comme les matériaux de dragage, les rejets des installations offshore, la navigation et les déversements d'hydrocarbures (surtout pétrole brut) [OSPAR Commission, 2001a].

Bien que principalement anthropiques, les sources d'émission de HAP peuvent aussi être le fait de combustions naturelles (feux de forêt, activités volcaniques) [Palayer et al., 1997].

Tableau 12. Rejets atmosphériques de HAP en France (en tonnes) (Source : CITEPA / CORALIE / format SECTEN [Fontelle et al., 2005])

En France, d'après le CITEPA, les rejets atmosphériques de HAP sont causés essentiellement par le secteur résidentiel et tertiaire (92  % des émissions nationales en 1999) et, dans une moindre mesure, par le transport routier, l'agriculture et l'industrie manufacturière. Les émissions du secteur résidentiel/tertiaire sont essentiellement dues à la combustion de bois et de charbon.

[15] Selon les définitions de la CEE NU : les émissions répertoriées hors total ne sont pas incluses, à savoir les émissions maritimes internationales et le trafic aérien au dessus de 1 000 mètres.

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Bilan des rejets dans les eaux

Les sources principales de présence de HAP dans l'eau semblent être les suivantes :

• les eaux de ruissellement en milieu urbain (par temps de pluie, il s'agit d'une cause majeure de pollution des eaux de surface ; il s'agit notamment du ruissellement sur les voiries, contaminées par la circulation automobile) ;
• les effluents urbains par temps sec ;
• les huiles usagées (pollution diffuse, due à des rejets et des fuites + rejet liquide dans la nature d'environ 40 % des huiles de vidange, soit 50 000 t.an^-1) ;
• les dépôts atmosphériques (en 2003 EMEP estimait que la déposition de benzo(a)pyrène en France s'est élevée à 8 450 kg en 2001, dont 6 500 kg (77 %) en provenance de France) ;
• les marées noires et dégazages.

D'autres sources sont les suivantes :

• les effluents industriels (pratiques à risques : utilisation de produits de pyrolyse comme le goudron de houille, la créosote, le brai et noir de fumée, l'huile anthracénique ; le lavage des gaz de combustion ; le refroidissement des charbons lors de la production de coke) ;
• les canalisations d'eau potable antérieures à 1949 ;
• les activités pétrolières (hors marées noires), telles que l'extraction, les pertes naturelles des gisements de pétrole et le raffinage [Palayer et al., 1997].

Un bilan de campagnes de mesures nationales dans des rejets industriels a mis en évidence que les rejets dans l'eau de HAP seraient plus le fait des secteurs de la chimie (hors pharmacie et phytosanitaires) et dans une moindre mesure des textiles. (MEDD, 2005)

Rejets aqueux diffus

Thornthon et al. (2001) ont mesuré des concentrations en HAP, liées à la circulation automobile, dans des eaux de ruissellement urbaines, de l'ordre de 2 à 3 mg.l^-1. Ils ont également cherché à estimer les teneurs en HAP dans les eaux d'assainissement urbaines. Ils donnent pour la France des teneurs de l'ordre de 0,05 à 0,44 cg.l^-1 pour les influents et de 0,02 à 0,09 cg.l^-1 pour les effluents.

Blanchard et al. (2001) ont étudié les concentrations en HAP dans plusieurs stations d'épuration des eaux de la région parisienne (notamment celle d'Achères) en 1998 et 1999. La présence de HAP semble être majoritairement due aux ruissellements d'eaux urbaines (eux mêmes chargés en HAP suite aux dépôts polluants des véhicules sur la chaussée) plutôt qu'aux dépôts atmosphériques.

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Remarque sur la mesure des HAP

La mesure des rejets de HAP ou des concentrations de HAP dans l’environnement est relativement difficile. En outre coexistent différents protocoles de mesure qui prennent en compte des groupes différents de HAP. Ces difficultés expliquent en partie la présence dans cette fiche de chiffres parfois contradictoires (le calcul des émissions de HAP par EPER et par le CITEPA par exemple).

Dans l’eau, les HAP sont généralement présents à l’état de ‘traces’, c’est-à-dire à des niveaux de concentration allant du nanogramme par litre à quelques dizaines de microgrammes par litre et leur concentration varie fortement dans le temps et dans l’espace.

La mise en évidence d’une contamination de l’environnement par les HAP nécessite donc souvent la mise en œuvre de techniques analytiques performantes. Actuellement les normes AFNOR en vigueur4 prévoient le dosage de six HAP par chromatographie liquide à haute performance et fluométrie. Parmi ces six HAP figurent le benzo(a)pyrène (le plus étudié pour sa toxicité) et le fluoranthène (le plus répandu dans l’environnement [Palayer et al., 1997]

Émissions de HAP par secteurs d'activité

Production de coke

D'après la Commission européenne (1996), une usine de production de coke rejette dans ses eaux usées environ 30 mg.l^-1 de HAP, soit environ 0,3 kg/tonne de coke. Le traitement des eaux permet de faire baisser cette concentration à 0,003 – 0,2 mg.l^-1. Le facteur d'émission global dans les eaux est de l'ordre de 0,001 kg de HAP par tonne de coke [Commission européenne, 1996 ; in Royal Haskoning, 2003a].

L'OMS IPCS (1998) indique une teneur en B[b]F de 3,8 mg/kg dans des boues résiduelles provenant de la cokéfaction du charbon. (INERIS 2004)

 Sidérurgie et métallurgie

Des HAP sont émis lors de la production de coke mais également lors de son utilisation dans l'industrie sidérurgique.

En pratique industrielle courante, un haut fourneau consomme, par tonne de fonte, 1 700 kg de minerai aggloméré, 300 kg de coke, 150 kg de charbon et 40 m3 d'oxygène.¹² La production mondiale d'acier est passée de 507 Mt en 1975 à 802 Mt en 2002.

Les émissions atmosphériques de HAP dans la sidérurgie peuvent aller de moins de 0,1 mg/t d'acier liquide pour la sidérurgie à l'oxygène à près de 1 000 mg/t d'acier liquide pour les installations d'agglomération.

Tableau 7. Émissions atmosphériques de HAP lors de la production de fer et d'acier (Source : BREF production sidérurgique, 2001)

La fusion de câbles de cuivre émet également des HAP. En effet la faible température de fusion (250 à 700 °C) rend la combustion incomplète, ce qui provoque l'émissions de HAP [United Nations Environment Programme, 2004].

Une autre source peut être importante dans certains et l'a sans doute été en France, la technique Söderberg dans l'industrie de l'aluminium de première fusion et les revêtements de coques des navires (au moins dans certaines régions). Cependant, d'après la fédération des métaux non ferreux, cette technique n'est plus utilisée en France depuis plusieurs années.

Raffinage de pétrole

L'OMS IPCS (1998) indique pour des raffineries de pétrole, une concentration de 1,3 g.m^-3 de B[b]F dans les émissions gazeuses et une concentration pouvant atteindre 0,2 g.l^-1 dans les eaux rejetées (après traitement). (INERIS 2004).

D'après le document BREF sur les raffineries, la concentration en HAP dans les effluents de leurs stations d'épuration en Europe est comprise entre 0.005 et 0.05 mg.l^-1, en moyenne annuelle.(European Commission, 2003)

Les émissions de benzo(a)pyrène sont surtout des émissions fugitives lors des opérations de chargement et d'enfournement. Les gaz de sortie de production contiennent également des HAP mais sont soumis à des traitements secondaires. Des émissions fugitives peuvent également se produire lors de la production au travers des joints des portes des fours. Elles sont difficiles à éviter complètement à cause des conditions d'opération (expansion et contraction fortes, pressions élevées à l'intérieur des fours) [Holland et al., 2001].

Le Royal Haskoning (2003a) estimait qu'en France, il y a avait sept usines de production de coke, avec une capacité de production de 7 500 kt.an^-1 et qu'elles émettaient 7,5 t.an^-1 de HAP dans l'eau. Cette estimation des émissions est sans doute à revoir à la baisse puisque le nombre de cokerie et la production ont significativement baissé. D'après Holland et al. (2001), en France en 2010, huit usines produiront du coke. Leur production s'élèvera à 5 500 tonnes par an et elles émettront, en admettant qu'elles aient mis en place les MTD, 15 kg de benzo(a)pyrène par an.

[12] Yahoo ! Encyclopédie : http://fr.encyclopedia.yahoo.com/articles/do/do_4383_p0.html.

[13] Les valeurs supérieures proviennent des installations les plus anciennes.

Rejets par substance

La présence de benzo(b)fluoranthène dans l'environnement est uniquement anthropique, elle résulte de la combustion incomplète d'hydrocarbures ou de charbon. Le raffinage du pétrole, la cokéfaction du charbon et le trafic automobile constituent également des sources d'exposition importantes.

L'indéno(1,2,3 cd)pyrène est présent naturellement dans les combustibles fossiles, les huiles brutes, les huiles de schiste, dans les feuilles de diverses espèces d'arbres (concentrations comprises entre 26 et 234 g/kg) [HSDB, 2000], dans les feuilles de tabac (18 à 38 g/kg) [HSDB, 2000], dans le terreau et le fumier de cheval (respectivement à des concentrations de l'ordre de 5 g/kg et 50 g/kg) [Verschueren, 1996]. Il a d'autre part été détecté dans les algues. (INERIS 2004)

À titre indicatif, Verschueren (1996) cite les teneurs suivantes pour l'indéno(1,2,3 cd)pyrène :

• essence (suivant l'indice d'octane) : 40 g/kg à 2,9 mg/kg ;
• huile moteur (suivant durée d'utilisation) : 0,03 mg/kg à 83 mg/kg ;
• goudron de houille : 8 g/kg ;
• gaz d'échappement de moteurs à essence : 11 à 87 g.m^-3 ;
• fumées d'incinérateurs d'ordures ménagères  : 1,8 pg.m^-3 après tour de lavage et précipitateur électrostatique, 10 g/kg dans les résidus ;
• condensats d'échappement des moteurs à essence : 268 Kg/g, 32 à 86 g.l^-1itre d'essence consommé ;
• fumée de cigarette : 4 ng/cigarette. (INERIS 2004)

Evolution des rejets

Les émissions industrielles et commerciales de HAP devraient avoir beaucoup baissé en 2010. Des changements dans les produits demandés, notamment en ce qui concerne la préservation du bois, les toitures, le pavement des routes devraient réduire les émissions de HAP de ces activités à des niveaux insignifiants. La seule exception est le secteur des cokeries. Même en mettant en place les MTD, les émissions devraient rester significatives. D'après Holland (2001), il semble irréaliste d'envisager des réductions des émissions significatives au delà des MTD, à moins de fermer des usines [Holland et al., 2001].

Synthèse des rejets

Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.

Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).

La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).

Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.

La base de données BASOL du Ministère chargé de l'Environnement recense 1 460 sites pollués qui sont actuellement en cours d'évaluation ou de travaux de réhabilitation (c'est à dire des sites dont la pollution est avérée et a entraîné l'engagement d'actions de la part des responsables). Sur ces sites, 185, soit 13 %, sont pollués notamment à cause de la présence de HAP dans les eaux superficielles et/ou souterraines. À ces sites s'en ajoutent 19 qui sont toujours en activité et qui doivent faire l'objet d'un diagnostic.

Tableau 13. Sites pollués, eaux superficielles et/ou souterraines polluées par les HAP (Source : BASOL¹⁶)

Les pollutions sont majoritairement causées par des activités liées aux hydrocarbures, traitement ou dépôts (presque 40 %), et aux métaux (20 %).

[16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.

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De 2001 à 2003, un programme pilote national de surveillance des HAP a été réalisé en France. Les principales conclusions en ont été les suivantes : (INERIS, 2004) :

• La valeur cible préconisée par la directive fille pour le B(a)P (1 ng.m^-3) n'est dépassée que très légèrement et sur un nombre très limité de sites.
• L'étude des concentrations obtenues pour les HAP totaux montre des valeurs de l'ordre de 80 ng.m^-3 l'hiver et de 25 ng.m^-3 durant l'été.
• Les résultats semblent montrer, que pour les sites choisis dans ce programme pilote, et pour toutes les saisons confondues, les plus fortes concentrations des HAP totaux sont observées pour les sites trafic suivies des sites urbains, et que les plus faibles concentrations sont obtenues pour les sites industriels.

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La présence de HAP dans les eaux de surface provient notamment du dépôt de particules en suspension dans l'atmosphère, des rejets de lixiviation des aires de stockage de charbon, des effluents des usines de traitement du bois et autres industries, de l'utilisation de composts et de fertilisants. (INERIS 2003)

Dans l'eau, les HAP sont généralement présents à l'état de 'traces', c'est à dire à des niveaux de concentration allant du ng.l 1 à quelques dizaines de cg.l 1 [Palayer et al., 1997].

Le caractère lipophile des HAP se traduit par une tendance à se fixer sur les fractions organiques des matières en suspension (MES) et sédiments. Cela explique que la présence des HAP est très marquée sur les MES alors qu'elle n'est pas visible dans la phase aqueuse. [Remillon, 2003]

Bassin Adour-Garonne

L'agence de l'eau Adour Garonne a publié en 1997 un rapport de synthèse des campagnes de mesure effectuées entre 1992 et 1996 [Agence de l'eau Adour Garonne, 1997]. Plusieurs stations sont contaminées, tant pour les sédiments que pour les matières en suspension (sur la Charente, sur la Dordogne, sur le Lot et sur la Garonne à l'aval de sa confluence avec le Lot). Sur ces stations, la contamination est durable avec un risque probable d'effets écotoxiques (valeurs supérieures à 9 cg/kg de poids sec dans les sédiments).

La station la plus contaminée, pour les sédiments comme pour les MES est sur le Lot : on y a mesuré dans les sédiments des valeurs supérieures à 1 000 cg/kg de poids sec en 1996 pour cinq HAP sur six recherchés, dont le benzo(a)pyrène. L'origine des HAP sur le Lot pourrait être liée à des apports anciens dus à l'activité passée de la fonderie de Fumel (eau de lavage des gaz de fumée). Les HAP peuvent avoir été stockés dans les sédiments du Lot et constituer une pollution rémanente malgré l'arrêt de l'activité industrielle.

Les fortes teneurs mesurées sur la Charente à l'aval d'Angoulême pourraient être liées aux activités industrielles très présentes dans cette agglomération.

Loire-Bretagne

Dans le bassin Loire Bretagne, les concentrations en micropolluants organiques autres que les pesticides sont souvent associées aux agglomérations et à des sources de contamination multiples comme certaines industries ou des activités de combustion et d'incinération : c'est le cas du benzo(a)pyrène dans l'Indre, le Loir et la Mayenne [RNDE, 1999].

Rhin-Meuse

Dans le bassin Rhin Meuse, les fortes contaminations en micropolluants organiques sont liées pour l'essentiel aux HAP et aux PCB. Ces substances sont détectées de manière quasi systématique dans les matières en suspension, confirmant le caractère ubiquitaire de ces polluants. Les fortes contaminations en HAP observées correspondent aux principaux apports connus, ponctuels (certaines activités industrielles) ou semi diffus (zones urbanisées) [RNDE, 1999].

Dans le bassin Rhin Meuse, pour la concentration en fluoranthène dans les matières en suspension, des dépassements significatifs du seuil retenu ont été mesurés, en particulier dans le bassin houiller [Remillon, 2003].

Pour les HAP en général, dans la phase aqueuse les valeurs sont généralement inférieures au seuil de détection. En revanche une forte présence des HAP a été constatée dans les matières en suspension [Remillon, 2003].

D'après Rémillon (2003), la famille des HAP est fortement produite dans le bassin, ce qui a plusieurs raisons :

• la présence d'industries chimique, pétrochimique et sidérurgique est à l'origine d'émissions significatives ;
• la forte pression du trafic automobile provoque des émissions atmosphériques qui se déposent ensuite sur les sols et les surfaces en eau. [Remillon, 2003]

Rhône-Méditerranée-Corse

D'après l'agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse, les HAP sont la principale source de déclassement des cours d'eau sur le bassin.

Seine-Normandie

Les HAP sont omniprésents sur l'ensemble du bassin Seine Normandie notamment aux environs des grandes agglomérations urbaines, par exemple la région parisienne, l'Eure à l'aval de Chartres, le Loing à Montargis, la Vesle à l'aval de Reims ou encore les secteurs de Saint Lô et Caen [RNDE, 1999]. Les analyses effectuées, entre 1991 et 1995, sur des sédiments du bassin ont permis d'observer des fréquences de détection variant pour les six HAP de la norme AFNOR de 33 % à 87 % [Palayer et al., 1997].

Des mesures, effectuées en 1996 sur les boues de 15 stations d'épuration du bassin Seine Normandie (AESN, lab. Rouen 1996), ont permis de détecter (dans 100 % des cas) la présence des six HAP de la norme AFNOR. [Palayer et al., 1997]

La contamination de l'estuaire et de la baie de Seine par les HAP a été mise en évidence dans les compartiments dissous et particulaire, à des niveaux de concentrations élevés qui dépassent les critères d'évaluation écotoxicologiques fixés par OSPAR, et qui placent l'estuaire de la Seine parmi les sites les plus contaminés en Europe. Les zones urbaines, industrielles et portuaires de l'estuaire de l'estuaire amont sont à l'origine d'apports internes au système estuarien. Les empreintes caractéristiques des résidus de diesel, et celles classiques de processus de combustion à hautes températures ont été clairement identifiées [Tronczynski J. et al., 1999]

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