2,6 en BIO. Au printemps 2011, la densité en BIO est supérieure à celle obtenue en SCV. La densité et la biomasse en CONV n'ont pas évolué entre les deux périodes (tableau 4a et 4b).

## Discussion et conclusion

Entre les deux périodes de prélèvement, automne 2005-2007 et printemps 2011, les différents systèmes de culture présentent des évolutions différentes : alors que les effectifs et les biomasses sont similaires en système CONV, ils augmentent fortement dans les systèmes SCV et BIO. La forte augmentation des populations de vers de terre en BIO pourrait être due à la présence, durant deux années consécutives, de luzerne, susceptible d'influencer positivement la densité de vers de terre (13). Cependant, les précédents en BIO étaient les mêmes en 2005 et il n'y avait pas de telles différences entre le CONV et le BIO.

On peut également penser que l'effet négatif des pesticides appliqués avant la mise en place de l'essai en BIO ont eu des effets négatifs sur les vers de terre jusqu'après la première campagne d'échantillonnage (2005-2007). Cela pourrait être lié aux produits de dégradation de certains pesticides qui peuvent être plus néfastes que les molécules d'origine (14 ; 15) et/ou à l'effet retard de résidus liés de pesticides (16 ; 17). De plus, les études menées en laboratoire révèlent que les pesticides, utilisés aux doses recommandées, ont souvent peu d'effet sur la mortalité mais qu'ils peuvent impacter la croissance et la fécondité des vers de terre (18 ; 19). C'est le cas pour le glyphosate et l'isoproturon, utilisés dans cet essai, qui n'ont pas forcément d'impact négatif sur la survie des vers de terre mais affectent leur croissance et leur fécondité (20 ; 18 ; 21). Ces effets sur les paramètres de vie pourraient avoir des conséquences sur la dynamique des populations de vers de terre à long terme.

La comparaison des systèmes de culture dits 'alternatifs' avec un système conventionnel montre un effet positif du système sous couvert végétal et du système biologique sur les populations de vers de terre. Le labour affecte négativement, rapidement et fortement la survie des vers de terre, ce qui explique que son arrêt (système SCV) ait un effet mesurable et important à court terme (8 ans). Les pesticides peuvent augmenter la mortalité des vers de terre mais ils affectent également d'autres paramètres de vie comme la fécondité et la croissance, et peut-être sur plusieurs générations. De nouvelles mesures seront réalisées à l'automne 2011 pour confirmer ces conclusions puisque les campagnes d'échantillonnage en 2005-2007 et 2011 n'ont pas eu lieu à la même saison.

Cette étude met en évidence l'intérêt d'essais à long terme pour évaluer l'impact des systèmes de culture sur les communautés lombriciennes. Dans certaines études (5), les résultats de comparaison de systèmes de culture sont contrastés, peut-être en partie du fait de l'âge différent des systèmes étudiés. Ceux-ci ne seraient pas forcément à l'équilibre puisque d'après Tebrügge et Düring, 1999 (3), une période de transition est nécessaire après la mise en place d'un essai pour que les systèmes atteignent leur état d'équilibre.

## Références bibliographiques

(1) Paoletti M.G., 1999 - The role of earthworms for assessment of sustainability and as bioindicators. *Agriculture, Ecosystems and Environment*, 74 : 137-155

(2) Bouché M.B., 1972 - Lombriciens de France: Ecologie et Systématique. INRA Annales de Zoologie-Ecologie animale, INRA Publication, France

(3) Tebrügge F., Düring R.A., 1999 - Reducing tillage intensity - a review of results from a long-term study in Germany. *Soil and Tillage Research*, 53 : 15-28

(4) Chan K.Y., 2001 - An overview of some tillage impacts on earthworm population abundance and diversity - implications for functioning in soils. *Soil and Tillage Research*, 57 : 179-191

(5) Hole D.G., Perkins A.J., Wilson J.D., Alexander I.H., Grice P.V., Evans A.D., 2005 - Does organic farming benefit biodiversity? *Biological Conservation*, 122 : 113-130

(6) Nuutinen, V. Haukka, J., 1990 - Conventional and organic cropping systems at Suitia .7. Earthworms. *Journal of Agricultural Science in Finland*, 62 : 357-367

(7) Liebig M.A., Doran J.W., 1999 - Impact of organic production practices on soil quality indicators. *Journal of Environmental Quality*, 28 : 1601-1609

(8) Pelosi C., Bertrand M., Roger-Estrade J., 2009 - Earthworm community in conventional, organic and no-tilled with living mulch cropping systems. *Agronomy for Sustainable Developement*, 29 : 287-295

(9) Agritox, 2005 - http://www.dive.afssa.fr/agritox/php/fiches.php
(10) Sims R.W., Gerard B.M., 1999 - Earthworms. FSC Publications, London

(11) Lacoste A., Salanon R., 2005 - Eléments de biogéographie et d'écologie. Colin, A. Nathan

(12) R Development Core Team, 2011 - R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. ISBN 3-900051-07-0, URL http://www.R-project.org/

(13) Larsson H., 1999 - Experiments with leguminous crops in a stockless organic farming system with sugar beets, in: Olesen, J.E., Eltun, R., Gooding, M.J., Jensen, E.S. Kopke, U. (Eds.), Designing and testing crop rotations for organic farming. Proceedings from an international workshop. *Danish Research Centre for Organic Farming* (DARCOF), Tjele Denmark, pp. 311-317

(14) Sinclair C.J., Boxall A.B.A., 2003 - Assessing the ecotoxicity of pesticide transformation products. *Environmental Science & Technology*, 37 : 4617-4625

(15) Gasser L., Fenner K., Scheringer M., 2007 - Indicators for the exposure assessment of transformation products of organic micropollutants. *Environmental Science & Technology*, 41 : 2445-2451

(16) Doublet J., Mamy L., Barriuso E., 2009 - Delayed degradation in soil of foliar herbicides glyphosate and sulcotrione previously absorbed by plants: Consequences on herbicide fate and risk assessment. *Chemosphere*, 77 : 582-589

(17) Lerch T.Z., Dignac M.F., Nunan N., Barriuso E., Mariotti A., 2009 - Ageing processes and soil microbial community effects on the biodegradation of soil 13C-2,4-D nonextractable residues. *Environmental Pollution*, 157 : 2985-2993

(18) Mosleh Y.Y., Paris-Palacios S., Couderchet M., Vernet G., 2003 - Effects of the herbicide isoproturon on survival, growth rate, and protein content of mature earthworms (*Lumbricus terrestris* L.) and its fate in the soil. *Applied Soil Ecology*, 23 : 69-77

(19) Yasmin S., D'Souza D., 2007 - Effect of pesticides on the reproductive output of *Eisenia fetida*. *Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology*, 79 : 529-532

(20) Springett J.A., Gray R.A.J., 1992 - Effect of repeated low-doses of biocides on the earthworm *Aporrectodea caliginosa* in laboratory culture. *Soil Biology & Biochemistry*, 24 : 1739-1744

(21) Correia F.V., Moreira J.C., 2010 - Effects of glyphosate and 2,4-D on earthworms (*Eisenia foetida*) in laboratory tests. *Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology*, 85 : 264-268
# Utilisation de modèles d'exposition aux pesticides pour la reconstitution et la mise en œuvre de scenarios réalistes de contamination de mésocosmes permettant d'étudier les impacts d'itinéraires techniques de phytoprotection sur les organismes aquatiques

Laurent LAGADIC<fnref n="1" />, Thierry CAQUET<fnref n="1" />, Benoît REAL<fnref n="2" />, Igor DUBUS³*, Nicolas SURDYK³, Anne TOGOLA³, Marc ROUCAUTE<fnref n="1" />, Arnaud AUBER<fnref n="1" />, Caroline GORZERINO<fnref n="1" />, Ana ROUCAUTE<fnref n="1" />, Marie-Agnès COUTELLEC<fnref n="1" />, Virginie DUCROT<fnref n="1" />, Alphonse QUEMENEUR⁴, Martine OLLITRAULT⁴, Didier AZAM⁴

¹INRA, Equipe Ecotoxicologie et Qualité des Milieux Aquatiques, UMR 0985 Ecologie et Santé des Ecosystèmes, Agrocampus Ouest, 65 rue de Saint-Brieuc, 35042 Rennes

²ARVALIS - Institut du Végétal, 2 Chaussée Brunehaut, Estrées Mons, BP 70156, 80203 Péronne Cedex

³BRGM, 3 avenue Claude Guillemin, BP36009, 45060 Orléans Cedex 2

⁴INRA, Unité Expérimentale Ecologie et Ecotoxicologie Aquatique, 65 rue de Saint-Brieuc, 35042 Rennes

*Adresse actuelle : FOOTWAYS S.A.S., 10 avenue Buffon, 45071 Orléans Cedex 2
Laurent.Lagadic@rennes.inra.fr

## Contexte et problématique

L'utilisation de pesticides peut être à l'origine de la contamination des écosystèmes aquatiques, notamment ceux qui jouxtent les parcelles agricoles. Bien que des progrès aient été réalisés pour l'évaluation des risques liés à l'utilisation des pesticides dans un contexte de pré-homologation (c'est-à-dire avant leur mise sur le marché), de nombreuses incertitudes subsistent en ce qui concerne (i) la caractérisation de l'exposition des organismes et (ii) les effets résultant d'expositions multiples à des mélanges de pesticides sur les organismes aquatiques non cibles et leurs conséquences fonctionnelles sur les écosystèmes aquatiques. En effet, les données disponibles proviennent essentiellement d'études réalisées préalablement à la mise sur le marché des substances et concernent le plus souvent des substances étudiées de manière individuelle en laboratoire ou en mésocosmes. Quelques travaux ont porté sur les effets de mélanges de pesticides, notamment dans le cadre de deux programmes financé par les APR 1999¹ et 2002² du Programme 'Pesticides' du Ministère chargé de l'Ecologie, mais très peu ont étudié les effets d'itinéraires techniques de protection des cultures réellement mis en œuvre, ou bien en prenant seulement en compte la dérive des brouillards de pulvérisation comme voie de contamination (1). Or, la contamination des milieux aquatiques naturels implique de nombreuses substances actives et leurs produits de dégradation, souvent présents de manière simultanée, et des voies de transfert multiples. Financé par le ministère de l'Ecologie suite à l'APR 2006 du programme de recherche 'Evaluation et réduction des risques liés à l'utilisation des pesticides', le programme EMERITAT (Étude Modélisation-Exposition-Risque d'itinéraires Techniques en milieu AquaTique) avait pour objectif l'évaluation des risques des produits phytosanitaires sur des communautés d'organismes aquatiques dans des conditions réalistes d'exposition. L'étude a pris en compte à la fois la diversité des substances actives et les périodes d'application de l'intégralité des pesticides entrant dans les itinéraires techniques de protection phytosanitaire (ITK) préconisés pour la lutte contre les bioagresseurs lors de deux années successives (blé-colza) choisies au sein d'une rotation pois-blé-colza-maïs. Les ITK retenus correspondaient d'une part à une conduite de culture dite "classique" et d'autre part à une stratégie qualifiée de "bas intrants pesticides". Cette dernière intègre différentes actions destinées à réduire le

<footnote n="1">¹ Modifications structurales et fonctionnelles de communautés d'organismes aquatiques exposées à un mélange d'herbicide et d'adjuvant en mésocosmes lentiques ; 2000-2004. Coord. : G. Lacroix (ENS, Paris).</footnote>

<footnote n="2">² Changements d'échelle et évaluation du risque écotoxicologique de mélanges entre substances actives herbicides et adjuvant - CEREMEL ; 2003-2007. Coord. L. Lagadic (INRA, Rennes).</footnote>
risque lié à l'utilisation des pesticides (réduction de la fréquence de traitement, réduction des doses, substitution de substances actives, décalage des dates de semis). Deux scénarios agropédoclimatiques, correspondant à des sols hydromorphes, ont été définis à partir de deux situations environnementales contrastées, à savoir l'Ouest de la France (site de La Jaillière) et l'Est du Bassin Parisien (site de la Brie), pouvant conduire à des flux différents de substances actives vers les milieux aquatiques. L'objectif principal du programme était d'établir si la mise en œuvre d'une stratégie de type "bas intrants pesticides" permettait ou non de réduire à la fois le risque écotoxicologique et les effets engendrés sur les communautés de microalgues et d'invertébrés, à la fois en termes de structure et d'un point de vue fonctionnel. Au delà, l'exploitation des résultats du programme EMERITAT vise à améliorer les préconisations fournies par les conseillers agricoles afin de prendre en compte de manière réaliste l'impact que peuvent avoir les itinéraires techniques sur les écosystèmes aquatiques et améliorer ainsi la construction de programmes de protection des cultures permettant de lutter efficacement contre la dégradation de la qualité des eaux superficielles.

# Matériel et Méthodes

## Itinéraires techniques de protection phytosanitaire

Sur la rotation culturale étudiée au cours de ce programme, la conduite de culture "classique" de la succession blé-colza nécessite 10 passages au champ tandis que l'ITK "bas intrants pesticides" n'en nécessite que 6. L'itinéraire "classique" implique l'application de 16 substances actives (correspondant à des IFT substances actives de 7,16 et 6,14 pour le blé et le colza, respectivement), tandis que l'itinéraire "bas intrants pesticides" se limite à 12 applications (correspondant à des IFT substances actives de 3 et 3,64 pour le blé et le colza, respectivement). Huit de ces molécules sont communes aux deux ITK.

## Modélisation des transferts

Les transferts de substances actives vers les milieux aquatiques sont dépendants de divers phénomènes physiques, chimiques et biologiques depuis la zone d'application vers l'atmosphère, le sol, les eaux souterraines et les eaux de surface. Dans le cadre de cette étude, les transferts issus d'une parcelle drainée vers une pièce d'eau réceptacle ont été simulés *in silico*, pour une succession de trois années climatiques moyennes. Les modèles numériques correspondants ont été appliqués à des sols hydromorphes présents sur les sites de La Jaillière (Ouest de la France) et de la Brie (Est du Bassin Parisien). Pour chacune de ces deux situations agropédoclimatiques, les transferts simulés étaient les pertes par drainage (modèle MACRO), le ruissellement (modèle PRZM) et la dérive de pulvérisation (courbes de Ganzelmeier). Par combinaison des 2 situations agropédoclimatiques et des 2 itinéraires techniques, 4 modalités de traitement ont été définies : "Jaillière Classique" (J.CLA), "Jaillière Bas Intrants pesticides" (J.BIP), "Brie Classique" (B.CLA) et "Brie Bas intrants pesticides" (B.BIP). Pour chacune de ces modalités de traitement, les concentrations hebdomadaires prédites par les modèles ont été utilisées pour contaminer des mares expérimentales (mésocosmes) et étudier, pendant deux années consécutives, les réponses des communautés de microalgues et d'invertébrés.

## Expérimentations en mésocosmes

L'étude a été réalisée dans 16 mésocosmes circulaires d'environ 9 m³, situés à l'air libre et soumis aux conditions climatiques naturelles (température, éclairement, précipitations). Trois réplicats étaient utilisés pour chaque modalité de traitement et quatre mésocosmes ont été utilisés comme témoins. La contamination des mésocosmes a été réalisée avec des préparations commerciales lorsqu'il s'agissait d'apports par dérive, alors que des substances actives pures ont été utilisées lorsque les apports étaient issus du drainage et du ruissellement.

Divers paramètres environnementaux et différents compartiments biologiques ont fait l'objet d'un suivi réalisé à l'aide de méthodes développées pour ce type d'expérimentations (2,3). Un suivi permanent de la température de l'air et de l'eau, de la pluviométrie et du rayonnement photosynthétiquement actif (PAR) a été réalisé. De même, la température, le pH, la concentration en oxygène dissous et la conductivité ont été mesurés chaque semaine dans l'eau des mésocosmes. Des prélèvements d'eau ont été réalisés une fois par mois afin de déterminer les concentrations en ammonium, en nitrates et en orthophosphates. La dynamique des substances actives dans l'eau ainsi que de leurs métabolites a été suivie. Pour cela, des échantillons intégrateurs de l'ensemble de la colonne d'eau ont été prélevés dans tous les mésocosmes traités 24 h après la contamination et dans tous les mésocosmes toutes les 3 semaines. Les résidus de pesticides ont été analysés en GC-MS après extraction liquide-liquide ou en UPLC-MS-MS selon la nature chimique de la substance considérée. Les valeurs de concentrations en résidus ont été utilisées pour déterminer le temps de demi-vie dans l'eau et la concentration pondérée d'exposition pour chaque substance (4). Elles ont aussi été utilisées pour
estimer, à chaque date d'échantillonnage, le niveau de risque associé pour les producteurs primaires et les invertébrés aquatiques par le calcul d'Unités Toxiques (UT).

La concentration en chlorophylle a dans l'eau a été déterminée chaque semaine et des prélèvements de périphyton ont été effectués à l'aide de lames de verre suspendues pendant 3 semaines à 20 cm sous la surface de l'eau. L'évolution au cours du temps de l'abondance et de la diversité du zooplancton a été suivie grâce à des prélèvements effectués chaque semaine dans la colonne d'eau des mésocosmes. La communauté de macro-invertébrés a été étudiée grâce à la mise en œuvre d'un échantillonnage stratifié basé sur l'emploi de substrats artificiels et de pièges à émergence. Afin d'évaluer les effets des traitements sur la fonctionnalité écologique des systèmes, une étude de la dynamique de la dégradation de la litière d'aulne (Alnus glutinosa) a été mise en place. Pour cela, des lots de feuilles d'aulne collectées en automne et séchées à l'air libre ont été pesés et introduits dans des pochettes à grandes mailles (5 mm) et dans des pochettes à mailles fines (0,25 mm). Dans le premier type de pochettes, la dégradation de la litière est liée à la fois à l'action des macro-invertébrés détritivores et des micro-organismes tandis que dans le second type la dégradation est uniquement liée aux micro-organismes. L'évolution de la masse de feuilles au cours du temps a été utilisée pour estimer le taux de dégradation de la litière, en ajustant aux données un modèle de décroissance exponentielle. Parallèlement, les invertébrés contenus dans les pochettes ont été identifiés et dénombrés.

## Résumé des principaux résultats

### Modélisation des transferts

Les résultats de la modélisation des transferts ont montré que, dans les scénarios étudiés, la dérive était généralement la voie majeure de contamination des milieux aquatiques, suggérant que le type de situation agropédoclimatique considéré était de moindre importance. Toutefois, une contribution non négligeable du ruissellement et du drainage a été mise en évidence pour des substances appliquées en automne, comme le diflufenican, l'isoproturon, le mésosulfuron-méthyl ou encore le prosulfocarbe. Cette contribution était plus importante dans le cas du scénario "La Jaillière", en cohérence avec les propriétés des sols. Le même type de résultat a été obtenu pour un fongicide appliqué au printemps dans les deux ITK, le boscalide.

### Effets sur les microalgues et les invertébrés

Dans le cas des itinéraires techniques de protection du blé :

- les substances utilisées dans le cas des conduites de cultures "classiques" ou "bas intrants pesticides" n'ont pas eu d'effet ou n'ont eu que des effets modérés sur les caractéristiques physico-chimiques de l'eau et sur les communautés de microalgues, même si, pour ces dernières, des effets un peu plus marqués ont pu être observés pour les organismes du périphyton exposés aux substances proposées dans l'itinéraire technique "bas intrants pesticides" lorsque celles-ci atteignent le milieu aquatique au printemps ;

- les substances utilisées dans le cas des conduites de cultures "classiques" ou "bas intrants pesticides" ont été à l'origine d'effets modérés et, le plus souvent, prononcés à court terme sur (i) le zooplancton, impacté par les substances apportées au milieu aquatique à l'automne dans le cas des itinéraires techniques "classiques" et au printemps dans le cas des itinéraires techniques "bas intrants pesticides" et (ii) les insectes émergents, impactés sur la période printemps-été, surtout dans le cas de l'itinéraire technique "bas intrants pesticides" ;

- les substances utilisées dans le cas des conduites de cultures "classiques" ou "bas intrants pesticides" ont été à l'origine d'effets prononcés, y compris sur le long terme, sur les macroinvertébrés benthiques et, corrélativement, sur la dégradation de la litière, ceci traduisant une atteinte fonctionnelle des écosystèmes aquatiques liée à une réduction marquée et durable de l'abondance de nombreux taxons d'invertébrés consommateurs de débris végétaux, (principalement crustacés et mollusques et, dans une moindre mesure, insectes ; Fig. 1).
<figure><img src="image_34.png" /></figure>

Figure 1. Relation entre la vitesse moyenne de fragmentation des feuilles d'aulne (coefficient k, moyenne ± s.e.) et l'abondance d'animaux consommateurs de débris végétaux au sein des pochettes à grandes mailles pour chacune des 5 modalités de traitement (Témoin ; JC: Jaillière Classique ; BC: Brie Classique ; JB: Jaillière Bas intrants pesticides ; BB: Brie Bas intrants pesticides) au cours des trois campagnes d'étude.

Dans le cas des itinéraires techniques de protection du colza :

- l'absence d'effet des substances utilisées dans le cas des conduites de cultures "classiques" ou "bas intrants pesticides" sur les caractéristiques physico-chimiques de l'eau, les communautés de microalgues (phytoplancton et périphyton), et les insectes émergents, même si ces derniers ont été modérément (transitoirement) affectés dans le cas des itinéraires techniques "classiques" ;

- la présence d'effets prononcés, à plus ou moins court terme (i.e., avec ou sans restauration) des substances utilisées dans le cas des conduites de cultures "classiques" ou "bas intrants pesticides" sur le zooplancton, les macro-invertébrés benthiques et la dégradation de la litière (figure 2), ces effets se produisant le plus souvent lors des apports de pesticides à l'automne et en hiver, sauf dans le cas des itinéraires techniques "bas intrants pesticides" où les effets sur les macro-invertébrés benthiques ont été observés sur la période printemps-été.

Dans le cas des deux types de culture, les différences de résultats entre les deux situations agropédoclimatiques sont faibles. Ceci suggère que les effets découlent pour l'essentiel des apports en pesticides liés à la dérive (ces apports sont identiques pour les deux situations) et que les autres voies de transfert contribuent peu à l'impact final des traitements. Il apparaît donc que la limitation des pertes par dérive au moment des traitements (emploi de buses anti-dérives, augmentation des ZNT, etc.) est le principal levier sur lequel agir pour réduire les impacts non intentionnels des traitements sur les milieux aquatiques situés à proximité des parcelles.

Sur la base des mesures de concentrations en résidus de pesticides dans l'eau, il est possible d'identifier les substances responsables des effets observés. En dehors d'un éventuel effet ponctuel du mélange d'herbicides appliqués lors du premier traitement des itinéraires techniques de protection du blé, les effets sont liés à la contamination par :

- les insecticides pyréthrinoides ; il s'agit plus particulièrement de la bifenthrine (itinéraire "classique") et de la deltaméthrine (itinéraires "classique" et "bas intrants pesticides"), les effets de la lambda-cyhalothrine ayant été en général moins marqués.
- le cyprodinil, fongicide utilisé sur le blé dans le cas des traitements "bas intrants pesticides". L'effet drastique de cette substance est partiellement dû à un surdosage lors du deuxième traitement mais dès la première application les niveaux d'exposition étaient suffisamment élevés pour présenter un risque important pour les communautés d'invertébrés (zooplancton et macroinvertébrés).

## Conclusions

Les résultats issus du programme EMERITAT ont permis de comparer différents scénarios d'exposition des eaux de surface représentatifs des systèmes drainés français, selon que la conduite culturale fait appel à des itinéraires de protection phytosanitaire "classiques" ou "bas intrants pesticides". Il apparaît que les itinéraires techniques "bas intrants pesticides", visant à réduire l'utilisation des pesticides, ne donnent pas encore entière satisfaction en termes de réduction des impacts sur les milieux aquatiques. La mise en œuvre d'itinéraires technique destinés à minimiser l'impact environnemental nécessite donc certaines reconsidérations, notamment en ce qui concerne l'utilisation des insecticides (en particulier la bifenthrine pour la protection du blé, la deltaméthrine pour la protection du colza) et la mise en œuvre d'une substitution de substances dans le cas des fongicides (cas du cyprodinil).

Sur un plan plus général, ce programme a mis en évidence l'intérêt du couplage entre modélisation et approches expérimentales en écotoxicologie pour l'évaluation environnementale des pratiques de protection des cultures. En outre, les informations sur la toxicité des produits vis-à-vis des organismes aquatiques peuvent être utilisées directement à des fins réglementaires, notamment dans le cadre de suivis post-homologations des substances actives.

## Références bibliographiques

(1) Arts G.H.P., Buijse-Bogdan L.L., Belgers J.D.M., Van Rhenen-Kersten C.H., Van Wijngaarden R.P.A., Roessink I., Maund S.J., Van Den Brink P.J., Brock T., 2006. Ecological impact in ditch mesocosms of simulated spray drift from a crop-protection programme for potatoes. *Integrated Environmental Assessment and Management*, 2: 105-125.

(2) Hanson M.L., Graham D.W., Babin E., Azam D., Coutellec M.-A., Knapp C.W., Lagadic L., Caquet Th., 2007. Influence of isolation on the recovery of pond mesocosms from the application of an insecticide. 1. Study design and planktonic community responses. *Environmental Toxicology and Chemistry*, 26: 1265-1279.

(3) Caquet Th., Hanson M.L., Roucaute M., Graham D.W., Babin E., Lagadic L., 2007. Influence of isolation on the recovery of pond mesocosms from the application of an insecticide. 2. Benthic macroinvertebrates responses. *Environmental Toxicology and Chemistry*, 26: 1280-1290.

(4) Van Wijngaarden R.P.A., Van den Brink P.J., Crum S.J.H., Oude Voshaar J.H., Brock T.C.M., Leeuwangh P., 1996. Effects of the insecticide Dursban 4E (Active ingredient chloropyrifos) in outdoor experimental ditches: I. Comparison of short-term toxicity between the laboratory and the field. *Environmental Toxicology and Chemistry*, 15: 1133-1142.
# Analyse expérimentale de la réponse de descripteurs structurels et fonctionnels des communautés de macroinvertébrés aquatiques à une exposition à un fongicide

Yannick BAYONA<fnref n="1" />,², Marc ROUCAUTE<fnref n="1" />, Kevin CAILLEAUD², Anne BASSERES², Laurent LAGADIC<fnref n="1" /> & Thierry CAQUET<fnref n="1" />

² Service Environnement, Total Petrochemicals, Pôle d'Etude et de Recherche de Lacq, BP47, F-64170 Lacq
yannick.bayona@rennes.inra.fr

L'évaluation du risque écotoxicologique des toxiques fait souvent intervenir la mesure de divers paramètres ou descripteurs dans des systèmes expérimentaux complexes, de type micro- ou mésocosmes, ou dans des milieux naturels. Si ces paramètres s'avèrent le plus souvent satisfaisants lorsqu'il s'agit d'évaluer les conséquences des effets létaux et/ou à court terme des substances testées, leur pertinence pour la mise en évidence des conséquences des effets non létaux, indirects et/ou à long terme ou pour la transposition des résultats obtenus en conditions expérimentales aux situations naturelles est parfois sujette à caution, notamment en ce qui concerne les possibilités d'aborder la dynamique de restauration des écosystèmes perturbés. Par ailleurs, alors que l'évaluation du risque repose pour l'essentiel sur des critères structurels, il y a une demande de plus en plus importante pour une mise en cohérence des activités humaines avec la préservation des services écosystémiques. Il y a donc un besoin de descripteurs additionnels susceptibles de révéler d'éventuels effets "subtils" des toxiques sur les performances fonctionnelles des communautés et de développer des approches mixtes qui associent caractérisation taxonomique et écologique des assemblages d'espèces.

L'objectif de ce projet, réalisé en partenariat avec le Service Environnement de Total Petrochemicals dans le cadre d'une thèse CIFRE, est d'évaluer expérimentalement la pertinence de différents descripteurs pour la mise en évidence des effets directs et indirects des toxiques et d'analyser leur évolution au cours de périodes de restauration post-contamination. Il s'agit aussi de déterminer si des réponses identiques sont obtenues selon qu'il s'agit d'un écosystème lotique ou lentique. Trois hypothèses sont testées :

- certaines caractéristiques fonctionnelles pourraient être fortement altérées par les toxiques tandis que d'autres ne le seraient pas, en raison de l'existence d'une redondance fonctionnelle.

- la résilience des communautés lotiques serait plus élevée que celle des communautés lentiques, en raison d'une recolonisation par l'amont.

- la résistance des communautés lentiques pourrait être plus importante que celle des communautés lotiques du fait de la sélection de certains traits biologiques (respiration aérienne, tolérance à l'hypoxie, etc.) en leur sein.

Des expérimentations en mésocosmes ont été mises en place sur deux plates-formes. Une première expérimentation a été réalisée sur la plate-forme des Rivières Pilotes du Pôle de Recherche et Développement de Mont Lacq (PRDML) de Total Petrochemicals du 28 septembre au 15 décembre 2010. La plate-forme comporte 16 canaux linéaires (40×0,5×0,5 m) avec un débit de 12m³/h par canal. Elle est alimentée par une prise d'eau située au niveau du barrage d'Artix (64) alimenté par le Gave de Pau. Le plan expérimental comportait 4 canaux témoins et 4 canaux contaminés avec du thirame (concentrations nominales : 35 et 170 µg/L ; 2 réplicats par concentration). Une seconde expérimentation est en cours sur la

<footnote n="1">¹INRA, UMR0985 Écologie et Santé des Écosystèmes, Équipe Écotoxicologie et Qualité des Milieux Aquatiques, Agrocampus Ouest, 65 rue de Saint Brieuc, F-35042 Rennes Cedex</footnote>
plate-forme de l'Unité Expérimentale d'Ecologie et Ecotoxicologie Aquatique (U3E) de l'INRA de Rennes. Les mésocosmes utilisés sont des bassins circulaires d'environ 9 m³ (diamètre = 3,2 m ; profondeur : 0,9 m). Ils sont disposés en extérieur et sont donc exposés aux conditions climatiques naturelles (température, luminosité, précipitations). Ils ont été préparés sur le modèle de ceux utilisés au cours d'expérimentations antérieures (Hanson et al., 2007). Le plan expérimental comporte 4 mésocosmes témoins et 4 mésocosmes contaminés avec du thirame (concentrations nominales : 35 et 170 µg/L ; 2 réplicats par concentration). L'expérimentation a commencé en mai 2011 et doit s'achever en décembre 2011.

Dans les deux cas, le thirame a été apporté sous forme d'une préparation commerciale en poudre, l'Ordoval® à 80% de thirame. Pour les systèmes lotiques il a été procédé à une contamination en continu pendant 3 semaines alors que dans le cas des systèmes lentiques, 4 traitements ont été réalisés à une semaine d'intervalle.

Les mêmes paramètres ont été mesurés dans l'eau des deux types de systèmes expérimentaux (concentration en thirame et en oxygène dissous, pH, température, et conductivité). Par ailleurs, divers compartiments biologiques ont été étudiés grâce à un échantillonnage régulier. Le périphyton et les macroinvertébrés benthiques ont été échantillonnés toutes les 3 semaines à l'aide de substrats artificiels dans les deux types de systèmes tandis que le phytoplancton et le zooplancton ont été échantillonnés de façon hebdomadaire uniquement dans les systèmes lentiques. Parallèlement plusieurs campagnes de mesure de vitesse de dégradation de la litière d'aulne glutineux (Alnus glutinosa) ont été réalisées. Les feuilles de cette espèce sont connues pour leur palatabilité pour les invertébrés et leur assimilation facile. Afin de distinguer la contribution à la dégradation des feuilles due aux macroinvertébrés de celle associée à l'activité des microorganismes, nous avons constitué des jeux de pochettes à litière constitués pour chacun d'une pochette à petites mailles (PM, vide de maille = 0,25 mm ; dégradation par les microorganismes uniquement) et d'une pochette à grande mailles (GM, vide de maille = 5 mm ; dégradation par les microorganismes et les macroinvertébrés). Dans chaque pochette a été introduite une masse connue (3±0,1 g) de feuilles d'aulne séchées à l'air libre. Quatre jeux ont été introduits dans chaque mésocosme, dont 3 ont été utilisés pour l'estimation du taux de dégradation et un pour la réalisation de prélèvements destinés aux analyses de concentration en ergostérol (estimation de la biomasse d'hyphomycètes). Pour cela, 12 rondelles de limbe (en évitant les nervures) ont été prélevées et conservées à -80°C avant d'être analysées. Deux campagnes (comportant à chaque fois 3 semaines d'immersion) ont été réalisées afin de mettre en évidence un éventuel effet des traitements sur l'activité de fragmentation. La première s'est déroulée durant la période de contamination, et la seconde pendant la période de restauration post-traitement (2 mois après la fin de l'exposition). La vitesse de décomposition de la litière est estimée par le coefficient k (j⁻¹) de la fonction exponentielle négative qui relie la biomasse de litière et le temps (Gessner et Chauvet, 2002) :

$$B(t)=B_0 e^{-kt}$$

où : $B_0$ est la biomasse initiale de feuilles (g) et t correspond au temps écoulé depuis le début de l'expérimentation (j).

Dans les canaux expérimentaux, l'exposition au thirame a eu des effets significatifs sur les communautés de macroinvertébrés à partir de trois semaines après le début de la période d'exposition. Les groupes les plus négativement impactés sont les mollusques gastéropodes (Physidae et Lymnaeidae). Inversement, une augmentation de l'abondance des larves de Diptères Orthocladiinae a été observée dans les canaux traités. Un effet négatif du thirame sur la dégradation des feuilles d'aulne dans les pochettes à grandes mailles a été mis en évidence pour les deux concentrations testées et pour les deux campagnes de mesure (Figure 1). Aucun effet n'a été mis en évidence en ce qui concerne les pochettes à petites
mailles, ce qui suggère que ce sont surtout les macroinvertébrés qui ont été affectés. Ceci est confirmé par les résultats du dosage de l'ergostérol qui n'ont pas mis en évidence d'effet des traitements sur la biomasse des hyphomycètes et ceci quel que soit le type de pochette considéré.

Dans le cas des mésocosmes lentiques, les effets de la contamination par le thirame sur la structure des communautés de macroinvertébrés ont été moins importants. De même, aucun effet significatif n'a été observé sur la dégradation de la litière (Figure 1).

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 1. Vitesse moyenne (± e.t.) de dégradation de la litière d'aulne dans les différents mésocosmes. A. Mésocosmes lotiques ; B. Mésocosmes lentiques. GM= pochettes à grandes mailles, PM= pochettes à petites mailles (différence significative par rapport aux témoins, ANOVA et test post-hoc de Dunnett, *** : p<0,001).</figcaption></figure>

Les modifications structurelles induites par le thirame ont eu des conséquences fonctionnelles significatives dans le cas des systèmes lotiques. L'absence de relation de ce type dans les systèmes lentiques pourrait découler soit de niveaux d'exposition au thirame différents (les analyses de résidus sont en cours), soit d'une sensibilité plus faible des communautés lentiques. Les analyses complémentaires actuellement en cours devraient permettre de tester ces hypothèses. Elles apporteront aussi des informations complémentaires sur les réponses d'autres descripteurs (diversité fonctionnelle, niche trophique réalisée, ...).

**Mots-clés** : invertébrés aquatique, écotoxicologie, écologie fonctionnelle, évaluation du risque, bioindication.

Références

Gessner M., Chauvet E. 2002. A case for using litter breakdown to assess functional stream integrity. *Ecological Applications* 12:498-510.

Hanson M.L., Graham D.W., Babin E., Azam D., Coutellec M.-A., Knapp C.W., Lagadic L., Caquet Th. 2007. Influence of isolation on the recovery of pond mesocosms from the application of an insecticide. I. Study design and planktonic community responses. *Environmental Toxicology and Chemistry* 26:1265-1279.
# Adaptation de l'indice SPEAR aux mésocosmes lentiques pour caractériser l'exposition des communautés d'invertébrés aquatiques aux pesticides

Marc ROUCAUTE, Arnaud AUBER, Thierry CAQUET, Laurent LAGADIC

UMR0985 Écologie et Santé des Écosystèmes, Équipe Écotoxicologie et Qualité des Milieux Aquatiques, INRA, Agrocampus Ouest, 65 rue de Saint Brieuc, F-35042 Rennes
marc.roucaute@rennes.inra.fr

Les mésocosmes lentiques sont couramment utilisés pour l'évaluation du risque écotoxicologique des pesticides pour les milieux aquatiques. La pertinence des informations obtenues à l'aide de ces dispositifs dépend notamment de la vulnérabilité aux pesticides des communautés qu'ils hébergent, une communauté comportant des espèces vulnérables étant davantage susceptible de révéler les effets néfastes des substances testées. Il semble donc utile de pouvoir caractériser, *a priori*, la vulnérabilité vis-à-vis des pesticides des communautés d'invertébrés présentes dans des systèmes expérimentaux en vue d'évaluer le potentiel de détection des effets par ces outils. De plus, un tel descripteur de vulnérabilité pourrait permettre de caractériser, *a posteriori*, le niveau d'impact des traitements appliqués sur les mésocosmes. Jusqu'à présent toutefois, il n'existe pas d'outils de bioindication spécifiques des pesticides qui soient adaptés aux milieux stagnants.

Les métriques du système *SPEAR* (*SPEcies At Risk*) développé à l'UFZ de Leipzig (Liess et von der Ohe, 2005) ont été proposées pour caractériser le niveau d'exposition des communautés d'invertébrés aquatiques aux pesticides. Ces métriques sont calculées à partir du nombre ou de l'abondance des espèces à risque au sein des communautés. L'assignation d'une espèce au groupe des espèces vulnérables (*SPEAR*) ou non (*SPEcies NOT At Risk*) est basée sur un ensemble de traits biologiques et écologiques. Toutefois, cet indice a été développé et testé pour être appliqué en rivière.

Au cours de ce travail, nous avons adapté cette démarche aux conditions spécifiques des expérimentations en mésocosmes lentiques, en proposant un nouvel indice *LSPEAR* (*Lentic SPEAR*). Dans ce système, la catégorisation d'une espèce ou d'un groupe taxonomique dépend :

- de sa sensibilité moyenne aux toxiques organiques (*S*) :

$$S = \log \left( \frac{CL_{50} D. \text{magna}}{CL_{50} \text{Taxon } i} \right) \geq -0,36 \quad \text{pour LSPEAR}$$

- de son temps de génération, qui doit être supérieur à 6 mois pour que l'espèce ou le groupe soit considéré comme vulnérable.

- de la capacité du taxon à la dissémination aérienne à la date du prélèvement. Les espèces d'insectes ne peuvent être considérées comme à risque qu'en dehors de leur période d'émergence.

Par ailleurs, nous avons créé une troisième catégorie, celle des espèces opportunistes, qui n'existe pas dans la version originale du système *SPEAR*. Cette catégorie regroupe les taxons tolérants, à temps de génération court et présentant une probabilité de (re)colonisation aérienne au moment de l'échantillonnage.
L'indice LSPEAR est calculé à chaque date d'échantillonnage selon la formule :

$$LSPEAR = \frac{\sum_{i=1}^{S} \log(n_i + 1) \times y_i}{\sum_{i=1}^{S} \log(n_i + 1)}$$

Avec S, le nombre total de taxons ; nᵢ l'abondance du taxon i et yᵢ = 1 si le taxon est LSPEAR, 0 si LSPEnotAR et -1 si le taxon est opportuniste.

Nous avons appliqué cet indice aux données obtenues lors des deux années d'expérimentation du programme EMERITAT (soutenu par le programme 'Pesticides' du MEDDTL) qui consistait à analyser la réponse des communautés d'invertébrés exposées à une succession de pesticides appliqués sur une rotation culturale pois-blé-colza (Auber et al., 2011).

Le plan expérimental consistait en 16 mésocosmes de 9 m³ répartis en 3 groupes : un groupe de 4 mésocosmes témoins et deux groupes de 6 pour chacun des deux itinéraires techniques testés : "Classique" et "Bas intrants pesticides". Les dates de traitement et les doses appliquées pour chaque itinéraire ont été modélisées en utilisant des modèles adaptés aux différentes voies de transfert des pesticides des parcelles traitées vers les milieux aquatiques (dérive, ruissellement et drainage), en considérant les doses appliquées sur un champ d'un ha, et les données pluviométriques représentatives pour une série de 10 années.

Les concentrations en résidus de pesticides dans l'eau ont été mesurées sur des échantillons prélevés 24 h après chaque application ou, par défaut, une fois toutes les trois semaines. Les communautés d'invertébrés benthiques ont été échantillonnées à l'aide de substrats artificiels toutes les trois semaines.

Les données de concentration en résidus ont été utilisées pour calculer les valeurs d'Unités Toxiques correspondantes pour *D. magna* selon la formule :

$$UT \quad D. magna = \frac{C_{i,t}}{CE_{50,i}}$$

Avec Cᵢ,ₜ la concentration dans l'eau du pesticide i au temps t et CE₅₀,ₜ la toxicité aiguë de ce pesticide pour *D. magna*.

Pour chaque date de prélèvement, nous avons comparé les valeurs moyennes de LSPEAR calculées pour les communautés benthiques des mésocosmes témoins et contaminés à l'aide d'une analyse de variance suivie d'un test post-hoc de Tukey. La Figure 1 présente les évolutions au cours du temps de la différence entre ces valeurs (LSPEAR = LSPEAR traité - LSPEAR témoin) et les bornes de l'intervalle de confiance à 95% de cette différence données par le test de Tuckey. Les périodes critiques de contamination, c'est-à-dire les périodes où les valeurs d'UT étaient supérieures à 0,1, sont aussi indiquées.

L'indice LSPEAR a permis de mettre en évidence des impacts des traitements sur les communautés pour les deux types d'itinéraires techniques, notamment lorsque le niveau de contamination dépassait 0,1 TU (1/10ème de la CE₅₀ pour *D. magna*). Ceci a été observé pour plusieurs insecticides pyréthrinoïdes et pour le cyprodynil. Ces résultats sont cohérents avec ceux obtenus avec l'analyse de l'abondance des différents groupes taxonomiques par la méthode de la première courbe de réponse principale (Auber et al., 2011). Ceci suggère que le choix, a priori, de critères de vulnérabilité recoupe bien la réalité des impacts mesurés sur les communautés dans cette expérimentation.
<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 1. Evolutions de la moyenne et des bornes de l'intervalle de confiance à 95% de la différence entre les valeurs de LSPEAR calculées pour les mésocosmes contaminés et la valeur moyenne mesurée pour les mésocosmes témoins. Les périodes critiques de contamination et les substances correspondantes sont aussi indiquées.</figcaption></figure>

L'application future de cet indice en milieu naturel, suivant un gradient de contamination de milieux stagnants, permettra de mieux positionner les systèmes expérimentaux par rapport à la vulnérabilité de leurs homologues naturels, et de disposer d'un outil de diagnostic de l'exposition des milieux naturels aux pesticides. Enfin, cette étude souligne l'importance dans les approches en mésocosmes de favoriser l'installation et le développement d'une communauté d'invertébrés qui renferme une proportion significative de groupes vulnérables pour pouvoir mieux détecter l'impact, à court et à long terme, des pesticides.

**Mots-clés** : Traits, invertébrés, mésocosmes, vulnérabilité, bioindication, pesticides

Références

Auber A., Roucaute M, Togola A. & Caquet Th., 2011, Structural and functional effects of conventional and low pesticide input crop-protection programs on benthic macroinvertebrate communities in outdoor pond mesocosms. *Ecotoxicology* doi:10.1007/s10646-011-0747-5.

Liess M. & von der Ohe P.C., 2005. Analysing effects of pesticides on invertebrate communities in streams. *Environ. Toxicol. Chem.*, **24**, 954-965.
# Des bioindicateurs pour évaluer l'impact des pesticides sur les milieux aquatiques

Agnès BOUCHEZ<fnref n="1" />, Frédéric. RIMET<fnref n="1" />, Marc ROUCAUTE<fnref n="2" />, Rémy. MARCEL<fnref n="1" />, Carole. GERET<fnref n="2" /> & Thierry CAQUET<fnref n="2" />

Bien qu'indispensable, l'analyse chimique ne peut suffire à la surveillance de la qualité des milieux aquatiques vis-à-vis de la "pression pesticides". Les limites de l'approche analytique conduisent rapidement à la proposition d'outils complémentaires susceptibles d'intégrer les effets des stress environnementaux, et notamment d'outils biologiques basés sur l'analyse des communautés. Les outils de bioindication de la qualité des milieux aquatiques utilisés actuellement n'ont pas été mis au point pour mettre en évidence de façon spécifique les impacts des pesticides et échouent souvent à le faire. Il est donc important de développer des outils de bioindication capables de caractériser spécifiquement l'impact des pesticides sur les milieux naturels, afin notamment de pouvoir quantifier les progrès obtenus dans le cadre des politiques de réduction de ces intrants (plan Ecophyto 2018 par exemple). Les travaux proposés par les équipes INRA de Thonon-les-Bains et de Rennes dans le cadre des actions de recherche et développement financées par l'Onema ont pour objectifs généraux d'adapter et de tester des métriques permettant de caractériser les effets de l'exposition du périphyton et des communautés d'invertébrés benthiques aux pesticides.

Au sein du périphyton, les diatomées sont sensibles à de nombreux facteurs abiotiques tels que la lumière, le pH, la température, la nature du substrat ou bien encore la saprobie (taux de matières organiques) et la trophie (taux de nutriments phosphorés et azotés). C'est cette sensibilité qui permet de les utiliser comme indicateurs biologiques de la qualité des cours d'eau. Les indices actuels de qualité basés sur les diatomées impliquent toutefois une détermination à l'espèce et sont surtout adaptés à la mise en évidence des effets de la saprobie et de la trophie. Certaines espèces prises en compte dans les calculs sont souvent rares et leur profil écologique est donc peu robuste et la détermination à l'espèce des diatomées demande l'expertise d'une main d'œuvre qualifiée. Il semble possible d'utiliser d'autres métriques, en utilisant notamment les traits biologiques et écologiques des diatomées. Trois types de traits sont considérés dans ce projet : formes de vie (mode d'attachement au substrat, vie en colonie, mobilité), classes de tailles et guildes écologiques. Les guildes écologiques caractérisées par Passy (2007) ont été complétées (Berthon et al, 2011) et utilisées : "high profile" (espèces souvent de grandes tailles et coloniales), "low profile" (espèces de petites tailles, accrochées au substrat, centriques solitaires ou lentes) et "motile" (capables de se déplacer rapidement).

En ce qui concerne les invertébrés, les indices actuels sont surtout sensibles au niveau d'oxygénation de l'eau et aux perturbations de l'habitat physique. Dans ce projet, les travaux portent sur l'évaluation de nouveaux outils basés au moins en partie sur des informations relatives aux traits biologiques et écologiques des espèces ou groupes taxonomiques présents au sein de la communauté. Deux approches complémentaires sont explorées :

- la méthode SPEAR (Liess & von der Ohe, 2005), qui intègre la sensibilité aux toxiques organiques comme trait caractéristique des différents taxons,

- le calcul d'indices de diversité fonctionnelle basés sur différents traits (taille maximale théorique, ressources alimentaires, mode de nutrition).

Un suivi spécifique de sites représentatifs du paysage agricole local en termes de pratiques agricoles et présentant des caractéristiques différentes du point de vue de la pression en pesticides a démarré en 2010. Trois rivières ont été sélectionnées, le Cliquempoix (Manche,

<footnote n="1">¹INRA, UMR CARRTEL, Equipe RITOXE, 75 av. de Corzent, BP 511, 74203 Thonon-les-Bains Cedex</footnote>

<footnote n="2">²INRA, UMR0985 Écologie et Santé des Écosystèmes, Équipe Écotoxicologie et Qualité des Milieux Aquatiques, Agrocampus Ouest, 65 rue de Saint Brieuc, 35042 Rennes Cedex
thierry.caquet@rennes.inra.fr</footnote>
Cotentin) avec un bassin versant maraîcher, le Général (Ille-et-Vilaine) avec un bassin dominé par la polyculture et l'élevage et la Loëze (Ain), avec un bassin dominé par le maraîchage (polyculture et élevage en amont). La même démarche a été appliquée dans plusieurs stations réparties selon un gradient amont-aval : analyses physico-chimiques et de micropolluants sur eau brute, analyses de micropolluants sur sédiments, prélèvements de diatomées selon le protocole standardisé IBD et en utilisant des substrats artificiels (lames de verre) et prélèvements de macroinvertébrés selon la méthode de Usseglio-Polatera et al. (2007).

Les analyses de résidus de pesticides ont été réalisées à l'aide de méthodes multi-résidus par le Laboratoire Départemental d'Analyses de la Drôme. Les données de concentration en résidus ont été utilisées pour calculer les valeurs d'Unités Toxiques correspondantes pour *Daphnia magna* ou les microalgues selon la formule :

$$UT = \log \left( \frac{C_{i,t}}{CE_{50,i}} \right)$$

Avec $C_{i,t}$ la concentration dans l'eau du pesticide $i$ au temps $t$ et $CL_{50,i}$ la toxicité aiguë de ce pesticide pour *D. magna* ou pour les microalgues.

La Löeze est la rivière la plus contaminée par les pesticides. Il y a un très net gradient amont-aval du nombre de substances détectées et quantifiées (nombre moyen ± e.s. = 9,2 ± 2,2, 16,1 ± 1,7 et 21,1 ± 2,2, pour les stations amont, médiane et aval, respectivement). Les substances les plus fréquemment détectées et quantifiées sont des herbicides (2,4-D, atrazine, diméthénamide, glyphosate, linuron, métolachlore, triclopyr) des métabolites d'herbicides (AMPA, DEA) et des fongicides (azoxystrobine, boscalid, oxadixyl, tébuconazole). C'est dans ce cours d'eau que la valeur d'UT la plus élevée a été observée (UT *D. magna* = 13,6 pour le chlorfenvinphos en mai 2011 dans la station médiane). En ce qui concerne le Cliquempoix, le nombre de substances détectées et quantifiées est plus élevé en moyenne dans les stations médiane et aval que dans la station amont (nombre moyen ± e.s. = 3,4 ± 0,6, 11,1 ± 2,1, 11,8 ± 2,0 et, pour les stations amont, médiane et aval, respectivement). Les substances les plus fréquemment détectées et quantifiées sont des herbicides (atrazine, bentazone, linuron, métazachlore), des métabolites d'herbicides (DEA) et des fongicides (azoxystrobine, boscalid, oxadixyl, tébuconazole). Pour le Général, le nombre de substances détectées et quantifiées est plus élevé dans la station aval que dans la station amont (nombre moyen ± e.s. = 5,2 ± 0,9 et 8,2 ± 1,5 pour les stations amont et aval, respectivement). Les substances les plus fréquemment détectées et quantifiées sont des herbicides (atrazine, diméthénamide, diuron, mecoprop, triclopyr) et des métabolites d'herbicides (DEA, AMPA).

En ce qui concerne les diatomées, l'analyse de l'abondance relative des différentes guildes écologiques dans les différentes stations a montré, notamment sur la Loëze, que lorsque la pression de contamination par les pesticides augmente, l'abondance relative de la guilde "motile" augmente tandis que l'abondance des espèces de la guilde "high-profile" montre une tendance inverse. Ces résultats sont cohérents avec ceux obtenus expérimentalement à l'INRA de Thonon dans des mésocosmes lotiques exposés à un mélange de diuron et de tébuconazole (Rimet & Bouchez, 2010) : pour l'impact des pesticides, les guildes écologiques sont plus sensibles que la composition en espèces, avec un accroissement de l'abondance des guildes "motile" et "low-profile" et des diatomées en tube muqueux dans les canaux contaminés et une tendance inverse pour l'abondance des espèces de la guilde "high-profile".

Dans le cas des macroinvertébrés, l'abondance relative des espèces SPEAR est négativement corrélée à la pression toxique, exprimée par la valeur maximale d'UT pour *D. magna* mesurée lorsque l'on considère l'ensemble des données ($\rho$ de Spearman = -0,78, $p$ < 0,001 ; Figure 1). Lorsque l'on considère séparément les trois rivières, la corrélation est toujours significative pour le Cliquempoix ($\rho$ de Spearman = -0,68, $p$ = 0,015) mais elle n'est plus pour la Loëze ($\rho$ de Spearman = -0,57, $p$ = 0,14) et le Général ($\rho$ de Spearman = 0,4, $p$ = 0,32). Ceci suggère que sous sa forme actuelle cet indicateur est pertinent surtout lorsqu'il
existe un gradient important de pression toxique. Des analyses sont en cours pour étudier l'influence des autres facteurs du milieu et pour tester d'autres métriques.

<figure><img src="image_37.png" /></figure>

**Figure 1.** Relation entre le logarithme de l'abondance relative des individus appartenant à des espèces à risque (% SPEAR abondance) et la valeur maximale d'UT pour *D. magna*. Les analyses des données obtenues au cours des deux années de suivi se poursuivent. Si l'utilisation d'indicateurs ou de métriques basés sur les traits des diatomées ou des macroinvertébrés semble pouvoir fournir des informations intéressantes, il reste encore de nombreuses étapes de développement et de validation à franchir avant d'envisager de les utiliser en routine pour la mise en évidence des effets des pesticides dans les milieux naturels.

**Mots-clés** : Pesticides, Bioindication, Diatomées, Invertébrés, Traits biologiques et écologiques, Rivières

Références

Berthon V., Bouchez A. & Rimet F., 2011. Use of diatom life forms and ecological guilds to assess organic and nutrient concentrations in rivers: case study of south-eastern French rivers. *Hydrobiologia*, **673**, 259-271.

Liess M. & von der Ohe P.C., 2005. Analysing effects of pesticides on invertebrate communities in streams. *Environ. Toxicol. Chem.*, **24**, 954-965.

Passy S.I., 2007. Diatom ecological guilds display distinct and predictable behavior along nutrient and disturbance gradients in running waters. *Aquat. Bot.*, **86**, 171-178.

Rimet F. & Bouchez A., 2011. Use of diatom life-forms and ecological guilds to assess pesticide contamination in rivers: lotic mesocosm approaches. *Ecol. Indic.*, **11**, 489-499.

Usseglio-Polatera P, Wasson J.-G. & Archaimbault V., 2007. Protocole de prélèvement et de traitement des échantillons des invertébrés sur le réseau de contrôle de surveillance. Ministère de l'Ecologie et du Développement Durable, Direction de l'Eau, Paris, 31 p.
# BETSI : développements conceptuels et utilisations du concept de trait fonctionnel en écotoxicologie des sols

Mickael HEDDE<fnref n="1" />, Johanne NAHMANI<fnref n="2" />, Jérôme CORTET<fnref n="3" />, Isabelle LAMY<fnref n="1" />

A l'heure actuelle, l'évaluation de l'impact des contaminations des sols tiennent peu compte de la composante biologique alors que de nombreux travaux ont démontré que les organismes du sol réagissent rapidement aux perturbations. Les traits fonctionnels des organismes correspondent aux caractéristiques des individus qui gouvernent leur relations avec l'environnement en termes de réponses et d'effets. Il s'agit de champs de recherche très actifs en écologie végétale ou aquatique. Dans cette intervention nous présentons les obejectifs conceptuels et opérationnels du projet BETSI ainsi que des applications sur des situations contaminées. L'objectif du projet BETSI est d'identifier les bases biologiques et écologiques de la réponse des invertébrés des sols aux contraintes et aux perturbations exercées sur le sol. Les traits seront définis à l'aide des résultats de la littérature et seront utilisés pour élucider l'effet de stress sur les invertébrés. Le concept a été appliqué pour évaluer la chaine de causalité entre teneurs (totales, biodisponibles) des ETM, exposition, bioaccumulation et impacts sur les communautés sur un gradient de contamination métallique. Une autre application concerne l'étude de la (re)colonisation d'un sol par les macro-invertébrés après restauration ou réhabilitation. Elle met en jeu un nombre restreint de traits fonctionnels, identifiés par un suivi pluriannuel.

**Mots-clés** : macro-invertébrés, micropolluants, traits fonctionnels

<footnote n="1">¹UR 251 PESSAC, INRA, Route de St-Cyr, F-78026 Versailles cedex</footnote>

<footnote n="2">²UMR 7146 LIEBE - UPV-M - CNRS, Campus Bridoux, Rue du Général Delestraint, F-57070 Metz</footnote>

<footnote n="3">³Laboratoire Sols et Environnement, ENSAIA, 2 avenue de la Forêt de Haye, BP 172, F-54505 Vandœuvre lès Nancy</footnote>

<footnote>mickael.hedde@versailles.inra.fr</footnote>
# Intérêts et limites des organismes sentinelles :
cas des escargots *Xeropicta derbentina* dans les vergers de
pommiers en Provence

Christophe MAZZIA<fnref n="1" />, Magali RAULT<fnref n="1" />, Juan SANCHEZ-HERNANDEZ<fnref n="1" />,
Yvan CAPOWIEZ<fnref n="2" />

Etudier les effets *in situ* des types de protection phytosanitaires (agriculture biologique, protection « raisonnée » ou conventionnelle) sur des organismes prélevés est toujours difficile à cause des facteurs de confusion et de l'histoire de ces organismes. L'utilisation d'espèces sentinelles transplantées (dans notre cas, des escargots encagés) permet de lever beaucoup ces incertitudes et de s'affranchir de ces difficultés. Nous présenterons des résultats de différente nature : (i) le suivi de marqueurs biochimiques (de type esterases) des escargots encagés 8 semaines au printemps dans les vergers qui permet de différencier les 3 types de protection phytosanitaires, (ii) la confirmation en conditions controlées des effets d'application répétées d'insecticide organophosphoré sur les esterases de *X. derbentina*, (iii) une étude complémentaire basée sur la modification du comportement de ces escargots suite à des applications d'insecticides de nature différente et (iv) une étude intégrative réalisant la corrélation entre biomarqueurs comportemental et biochimique.

**Mots-clés** : protection phytosanitaire, arboriculture, doses répétées, *Xeropicta*

<footnote n="1">¹UMR 406 Abeille et Environnement, INRA/UAPV Domaine Saint-Paul, Site Agroparc, F-84914 Avignon Cedex 9</footnote>

<footnote n="2">²UR 1115 PSH INRA, Domaine Saint-Paul, Site Agroparc, F-84914 Avignon Cedex 9
yvan.capowiez@avignon.inra.fr</footnote>
# Le paysage module le transfert et les effets de polluants métalliques chez les micromammifères

Clémentine FRITSCH<fnref n="1" />,<fnref n="2" />, Patrick GIRAUDOUX<fnref n="1" />, Michaël COEURDASSIER<fnref n="1" />, Francis RAOUL<fnref n="1" />, Amélie VANISCOTTE<fnref n="3" />, Renaud SCHEIFLER<fnref n="1" />

## Introduction

Les concepts et les implications pour le développement d'une nouvelle thématique en écotoxicologie, nommée « écotoxicologie du paysage » ont été proposés dans les années 90 (Cairns & Nlederlehner, 1996). Cependant, jusqu'à présent, très peu d'études ont été menées dans ce champ scientifique émergent. Comprendre les effets de l'arrangement spatial des habitats et des communautés en interaction sur les mécanismes de transfert et d'effets des polluants est pourtant essentiel pour évaluer l'exposition des organismes et le risque écotoxicologique associé. L'objectif de ce travail était d'étudier les transferts et les effets de polluants métalliques (ETMs, Cd et Pb) chez les micromammifères, en examinant l'influence du paysage sur ces processus.

## Matériels et méthodes

Le site d'étude se situe sur une zone de 40 km<fnref n="2" /> autour d'une ancienne fonderie, où les sols sont très fortement contaminés par des ETMs (Fritsch et al, 2010). La zone a été divisée en 160 mailles virtuelles de 500 m de côté, et le paysage a été caractérisé dans chacune d'entre elles. Les types paysagers ont été nommés sur la base de leur classe d'occupation du sol dominante. Parmi ces 160 mailles, 30 ont été sélectionnées, sur la base de leur paysage et des niveaux de pollution métallique des sols d'après des études antérieures (Sterckeman et al, 2002; Douay et al, 2008), l'objectif étant de définir un gradient de pollution des sols dans 4 types de paysages (agricole, urbain, enfriché, forestier). Les animaux ont été capturés dans ces 30 mailles en automne (10 lignes de 10 pièges / maille durant 3 nuits, total=8640 nuits-pièges), dans des habitats boisés (bois, haies, plantations,...) (Fritsch et al, 2011). Les concentrations en ETMs dans les sols ont été mesurées aux endroits où les micromammifères ont été capturés. Les animaux ont été identifiés à l'espèce et disséqués.

La bioaccumulation du Cd et du Pb a été étudiée chez une espèce herbivore/granivore, le campagnol roussâtre *Myodes glareolus* (n=243), et une espèce insectivore, la musaraigne crocidure musette *Crocidura russula* (n=163), par la mesure des concentrations en Cd et Pb dans le foie des animaux. L'influence de la pollution métallique sur les communautés de micromammifères (1338 individus appartenant à 11 espèces) a été étudiée en considérant à la fois la structure (abondance totale, richesse et équitabilité basée sur l'indice de Shannon) et la composition (densités spécifiques relatives) des assemblages.

Les relations entre concentrations en métaux dans les animaux et dans les sols et l'influence du paysage sur ces relations ont été analysées grâce à des modèles linéaires généraux (Zuur et al, 2009). Les relations entre les paramètres de structure / composition des assemblages et la pollution du sol (les concentrations en Pb dans les sols ont été utilisées comme proxy de la pollution) ont été analysées en prenant en compte l'habitat et la paysage. Les paramètres de structure ont été analysés grâce à des modèles additifs généralisés (Zuur et al, 2009), et la composition grâce à des modèles multinomiaux (Vaniscotte et al, 2009).

<footnote n="1">¹Laboratoire Chrono-Environnement, UMR 6249 Université de Franche-Comté/CNRS Usc INRA, Place Leclerc, 25030 Besançon Cedex, France</footnote>

<footnote n="2">²Alterra, Wageningen UR, PO-Box 47, 6700 AA Wageningen, Pays-Bas</footnote>

<footnote n="3">³Department of Arctic and Marine Biology, University of Tromsø, NO-9037 Tromsø, Norvège clementine.fritsch@univ-fcomte.fr</footnote>
## Résultats, discussion et conclusion

Les concentrations hépatiques en Cd et Pb chez les micromammifères montrent une augmentation significative avec la pollution du sol, et cette augmentation est plus forte chez les musaraignes que chez les campagnols (Figure 1a). Les résultats montrent que les niveaux des concentrations en ETMs et leur augmentation le long du gradient de pollution sont influencés par le paysage (Figure 1a). L'influence du paysage est espèce- et métal- spécifique. Les résultats suggèrent que les traits écologiques des espèces (préférences d'habitat, mobilité spatiale, régime alimentaire) modulent les effets du paysage sur le transfert. Récemment, des travaux ont montré l'influence de l'habitat sur l'accumulation du Cd chez les micromammifères (van den Brink et al, 2011). Il apparaît par conséquent que l'exposition des vertébrés terrestres aux polluants est déterminée par des variables agissant à différentes échelles spatiales : contamination du sol, habitat et mosaïque d'habitats.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 1. Influence du paysage sur les réponses des micromammifères à la pollution métallique des sols. a) Relations entre concentrations internes et dans les sols chez le campagnol roussâtre et la musaraigne crocidure musette : exemple du Cd. b) Variations de la structure des communautés de micromammifères le long du gradient de pollution ; la légende des paysages est la même que pour (a). c) Variations de la composition des communautés le long du gradient de pollution dans 3 paysages.</figcaption></figure>
Concernant les effets sur les communautés, les variations d'abondance et de richesse sont paysage-spécifiques (Figure 1b). Globalement, on observe une augmentation de ces 2 variables de structure jusqu'à 1000 ppm de Pb dans le sol environ, puis une diminution. L'équitabilité varie seulement avec la pollution, elle diminue le long du gradient (Figure 1b). Les densités relatives des espèces diffèrent entre paysages, et entre habitats au sein d'un même paysage (excepté dans le paysage enfriché) (Figure 1c). La pollution du sol influence la probabilité d'occurrence des différents assemblages, excepté dans le paysage enfriché (lequel n'est présent qu'en milieu très pollué). Les densités relatives des espèces opportunistes/généralistes (mulot sylvestre, crocidure musette) augmentent le long du gradient de pollution (Figure 1c). Dans certains paysages, les densités relatives d'espèces spécialistes (campagnol roussâtre, musaraignes carrelet et pygmée) diminuent le long du gradient de pollution (Figure 1c). Les effets de la pollution métallique à l'échelle des communautés de micromammifères sont donc paysage-dépendants. Cependant, une homogénéisation générale des assemblages avec la pollution (dominance des espèces généralistes/opportunistes), et par conséquent une diminution de la biodiversité, est observée. Les résultats ne montrent pas de disparition des espèces sensibles au stress métallique ou hyper-accumulatrices dans les zones très polluées.

Cette étude terrain à large échelle met en évidence une influence du paysage à la fois sur le transfert et les impacts des polluants métalliques dans les écosystèmes terrestres. De plus, ces travaux apportent des résultats et ouvrent des perspectives pour la définition de « paysages à risque », problématique essentielle dans le cadre de la gestion des terrains contaminés. Enfin, cette étude souligne l'intérêt et le besoin de développer une « écotoxicologie du paysage », et ce à travers des approches multi-échelles. Il serait sans doute pertinent de poursuivre ces recherches en étudiant l'influence d'autres caractéristiques du paysage (structure, diversité), et sur les mécanismes écologiques à l'origine de l'influence du paysage sur le transfert et les effets des polluants dans les écosystèmes terrestres.

**Mots-clés** : contaminant, transfert, assemblage, vertébrés, écotoxicologie de la faune sauvage.

Références

Cairns Jr J., Nlederlehner BR. 1996. Developing a field of landscape ecotoxicology. Ecological Applications 6: 790-796.

Douay F., Pruvot C., Roussel H., Ciesielski H., Fourrier H., Proix N., Waterlot C. 2008. Contamination of urban soils in an area of Northern France polluted by dust emissions of two smelters. Water Air and Soil Pollution 188: 247-260.

Fritsch C., Giraudoux P., Cœurdassier M., Douay F., Raoul F., Pruvot C., Waterlot C., de Vaufleury A., Scheifler R. 2010. Spatial distribution of metals in smelter-impacted soils of woody habitats: Influence of landscape and soil properties, and risk for wildlife. Chemosphere 81: 141-155.

Fritsch C., Cœurdassier M., Giraudoux P., Raoul F., Douay F., Rieffel D., de Vaufleury A., Scheifler R. 2011. Spatially explicit analysis of metal transfer to biota: Influence of soil contamination and landscape. PLoS ONE 6: e20682.

Sterckeman T., Douay F., Proix N., Fourrier H., Perdrix E. 2002. Assessment of the contamination of cultivated soils by eighteen trace elements around smelters in the North of France. Water Air and Soil Pollution 135: 173-194.

van den Brink N.W., Lammertsma D.R., Dimmers W.J., Boerwinkel M.C. 2011. Cadmium accumulation in small mammals: species traits, soil properties, and spatial habitat use. Environmental Science & Technology 45: 7497-7502.

Vaniscotte A., Pleydell D.R.J., Raoul F., Quéré J.P., Qiu J.M., Qian W., Li T.Y., Bernard N., Cœurdassier M., Delattre P., Takahashi K., Weidmann J.C., Giraudoux P. 2009. Modelling and spatial discrimination of small mammal assemblages: An example from western Sichuan (China). Ecological Modelling 220: 1218-1231.

Zuur A.F., Ieno E.N., Walker N.J., Saveliev A.A., Smith G.M. 2009. Mixed Effects Models and Extensions with R. Springer, New York, NY, USA.
<figure><img src="image_39.png" /></figure>
Communications affichées
<figure><img src="image_40.png" /></figure>
# Analyse multi-résidus de contaminants organiques exogènes dans des sols

Cédric REPINCAY, Kahina MOUSSI, Ghislaine DELARUE, Sylvie NELIEU

UR 251 PESSAC, INRA, Route de st-Cyr, F-78026 Versailles
cedric.repincay@versailles.inra.fr

Le recyclage en agriculture des produits résiduaires constitue une voie d'élimination et de valorisation, mais peut contribuer à la dispersion de produits organiques xénobiotiques ou de leurs produits de transformation. De plus, des pesticides sont souvent utilisés sur ces mêmes sites.

Pour effectuer une analyse pertinente des risques associés, l'identification de ces produits et la quantification de leurs niveaux de concentration constituent des éléments de base. Afin d'évaluer la présence et le devenir de ces composés, le développement de méthodes permettant l'analyse de nombreux composés présents à des concentrations généralement en trace dans des matrices complexes (typiquement de l'ordre du ppb) est nécessaire.

Nos travaux ont porté sur le développement et la validation d'une méthode d'analyse multi-résidus de 48 polluants organiques dans des sols. La méthode implique les étapes suivantes : extraction, purification et analyse par UPLC-MS/MS. Elle permet simultanément la quantification d'antibiotiques et d'autres produits pharmaceutiques, d'hormones stéroïdiennes, de plastifiants, de pesticides et de quelques sous-produits.

Cette méthode a été appliquée sur des échantillons de sols provenant de parcelles agricoles ayant reçu des eaux usées de la ville de Paris. 21 pesticides et 5 composés pharmaceutiques à des concentrations allant de la dizaine de ppb au ppb ont été quantifiés

**Mots-clés** : analyse multi-résidus, sols, contaminants organiques, antibiotiques, pesticides
# Modélisation de la volatilisation et du dépôt gazeux de pesticides sur des eaux de surface

Carole BEDOS¹, Benjamin LOUBET¹, Azzedine SAMEUT BOUHAIK¹, Amir FEIZ¹, Enrique BARRIUSO¹

¹INRA-AgroParisTech UMR 1091 EGC, F-78850 Thiverval-Grignon
Carole.Bedos@grignon.inra.fr

La contamination des eaux de surface par les pesticides est avérée (mesures dans des lacs, eaux des rivières, etc) et la contribution des voies atmosphériques à cette contamination a été démontrée. A l'échelle locale, des estimations théoriques (par modélisation) montrent l'existence de situations pour lesquelles les dépôts gazeux faisant suite à la volatilisation des pesticides depuis la surface traitée en post application peuvent s'avérer supérieurs aux dépôts par dérive ayant lieu lors de l'application, notamment en lien avec une durée de flux de volatilisation plus longue que celle de la dérive (Asman et al., 2003, Siebers et al., 2003). Or, à l'heure actuelle, lors de l'évaluation des risques de contamination des eaux de surface, seule la dérive est prise en compte. Il y a donc un besoin d'outils validés pour estimer la contribution des dépôts secs à l'échelle locale. Il s'agit d'une préoccupation au niveau européen affectant directement les démarches d'évaluation des risques lors de l'homologation.

Les principaux facteurs influençant la volatilisation depuis le sol sont : les propriétés physico-chimiques de la matière active (par ex. la constante de Henry), la persistence du composé dans le sol, les conditions ambiantes (température du sol et de l'air, l'humidité du sol et son contenu en matière organique). Le dépôt sec est quant à lui gouverné par les concentrations en pesticides dans l'atmosphère (et donc les emissions), les conditions ambiantes, la distance à la source, (et la configuration spatiale locale), les propriétés des pesticides ainsi que la nature de la surface (eau, plante, sol).

L'approche ici sélectionnée consiste à estimer : i) la volatilisation d'un composé depuis une parcelle traitée, ii) sa dispersion atmosphérique, et iii) son dépôt gazeux sur une surface aquatique située à proximité (<1 km).

Pour se faire, un modèle 1D décrivant la volatilisation depuis une parcelle traitée en sol nu (Volt'Air-Pesticides, Bedos et al., 2009) est couplé à un modèle de dispersion atmosphérique et de dépôt gazeux (FIDES-2D, Loubet et al., 2001), modèle adapté aux pesticides (Sameut, 2010). Le dépôt gazeux est paramétrisé selon une approche résistive proposée par Liss and Slater (1974) and appliquée par Asman et al. (2003) aux pesticides.

$$Rb = 1/(0,066 \text{ Sca}-0.61 \text{ u}^*) \quad \text{and} \quad Rs = \frac{Kh(Twater)}{[1,25.10^{-6} (600/Scw)-0.5 U(10)1.6]}$$

Un couplage simple entre Volt'Air et Fides est réalisé : le flux de pesticides volatilisé et les conditions micrométéorologiques locales calculés par Volt'Air sont utilisées par Fides.

Cinq pesticides de caractéristiques physico-chimiques variées ont été choisis (Tableau 1) et des simulations de 13 jours ont été réalisées dans des conditions pédoclimatiques représentatives de la région Picardie. La dimension de la parcelle traitée est de 100 m et la dose appliquée est de 1 kg ha⁻¹.
<table><caption>Tableau 1. Caractéristiques physico-chimiques des pesticides sélectionnés et résistances de surface associées.</caption><thead><tr><th>Substance</th><th>Henry's law constant<br/>Kh [-]</th><th>Vapour pressure [Pa]</th><th>Water solubility<br/>[mg L<sup>-1</sup>]</th><th>Koc<br/>[m<sup>3</sup> kg<sup>-1</sup>]</th><th>DT50 soil<br/>[day]</th><th>Rs<br/>[s m<sup>-1</sup>]</th><th>Rs/Rb<br/>[-]</th></tr></thead><tbody><tr><td>Bentazone</td><td>2.00E-13</td><td>1.70E-04</td><td>570</td><td>0.051</td><td>14.0</td><td>2.06E-3</td><td>2.22E-05</td></tr><tr><td>Ethofumesate</td><td>9.00E-08</td><td>6.50E-04</td><td>50</td><td>0.147</td><td>56.0</td><td>2.15E-2</td><td>2.31E-04</td></tr><tr><td>Acetochlor</td><td>8.64E-09</td><td>2.20E-05</td><td>282</td><td>0.156</td><td>12.1</td><td>1.31E-1</td><td>1.41E-03</td></tr><tr><td>Chlorothalonil</td><td>1.36E-05</td><td>7.60E-05</td><td>0.81</td><td>0.850</td><td>44.0</td><td>7.61E-1</td><td>8.18E-03</td></tr><tr><td>Fenpropimorph</td><td>5.50E-05</td><td>3.90E-03</td><td>4.32</td><td>2.401</td><td>25.5</td><td>8.95E-0</td><td>9.62E-02</td></tr></tbody></table>

La Figure 1 montre que pour certains pesticides les dépôts gazeux cumulés peuvent s'avérer similaires voire supérieurs aux dépôts par dérive. En effet, les dépôts gazeux de l'Acetochlor, le Chlorothalonil, et le Fenpropimorph s'élevant à 0.5%, 1% and 2% de la quantité appliquée à 250 m sont supérieurs à la dérive qui s'élève à environ 0.15%. Dans les conditions ici simulées et les pesticides choisis, la résistance de surface Rs est négligeable comparée à Rb (89 s.m-1≤ Rb ≤97 s.m-1). Ainsi, dans ce cas, l'émission par volatilisation semble être le principal facteur gouvernant le dépôt sec sur des surfaces aquatiques.

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Figure 1. Comparaison des flux de dépôt cumulés (après 13 jours) et des dépôts par dérive selon Rautmann et al. (2001). Les flux sont normalisés par la dose appliquée</figcaption></figure>

Cette étude doit être étendue à d'autres conditions pédoclimatiques et d'autres pesticides. Des simulations sur une plus large gamme de scénarios permettront d'approfondir l'analyse du processus et de construire un outil opérationnel d'évaluation des risques de contamination des eaux de surface. Il faudra néanmoins introduire la description de la volatilisation depuis un couvert végétal. Une validation à l'aide de jeux de données est aussi requise.

**Mots-clés** : Dépôt sec, échange eau-atmosphère, volatilisation, dispersion atmosphérique, échelle locale, évaluation des risques

**Remerciements** : La région Picardie, A. Gouzy (Ineris) et l'Onema pour leur contribution.

**References**

* Asman W., Jorgensen A., Jensen P. (2003) – Technical Report, Danish Environ. Protection Agency.

* Bedos C., Génermont S., LeCadre E., Barriuso E., Cellier P. (2009) – Atmos. Env., 43, 3630-3669.

* Bedos C., Loubet B., Feiz A., Barriuso E. (2010) – Progress Report, Onema project, 96 p.

* Liss P.S., Slater P.G. (1974) – Nature, 247, 181-184.

* Loubet B., Milford C., Sutton M. A., Cellier P. (2001) – JGR Atmospheres, 106, 24183-24195.

* Sameut Bouhaik A. (2010) – Intership Report, 39 p.

* Rautmann D., Streloke M., Winkler R. (2001) – Mittl. Biol. Bund. Land- Forstwirtsch, 383, 133-141.
# Effet du tassement et de l'apport de compost sur le devenir et l'impact écotoxicologique de l'isoproturon dans le sol

Laure MAMY<fnref n="1" />, Laure VIEUBLE-GONOD<fnref n="2" />, Pierre BENOIT<fnref n="2" />, Véronique CHAPLAIN<fnref n="1" />, Sabine HOUOT<fnref n="2" />, Christian MOugin<fnref n="1" />

Le tassement et la diminution de la teneur en matières organiques sont deux des principaux processus de dégradation des sols. Le tassement modifie les propriétés physiques des sols avec des conséquences sur leur fonctionnement biologique. L'apport de composts permet de compenser les déficits en matières organiques et peut contribuer à augmenter la stabilité de la structure des sols et à limiter le tassement. Mais les composts modifient aussi les propriétés biologiques et chimiques des sols. Ainsi, le tassement et l'apport de compost peuvent affecter le devenir et l'impact des pesticides dans les sols. Cependant, ceci est peu documenté.

L'objectif de ce travail est d'étudier les effets du tassement et des composts sur le devenir dans le sol et l'impact écotoxicologique de l'isoproturon (herbicide des céréales).

Des cylindres de sol non perturbés (5 cm de diamètre, 2 cm de hauteur) ont été prélevés sur le site expérimental de Feucherolles (INRA) dans les interbandes d'une parcelle témoin et d'une parcelle ayant reçu des composts de déchets verts et boues pendant plusieurs années. Les échantillons de sol ont été tassés ou non (de 1.30 g cm⁻³ à 1.60 g cm⁻³ pour le sol témoin et de 1.15 à 1.45 g cm⁻³ pour le sol amendé), traités ou non avec de l'isoproturon marqué au ¹⁴C et incubés à 28°C. Le devenir de l'isoproturon a été suivi pendant 49 jours (minéralisation, fractions extractible et non extractible). En parallèle, l'impact écotoxicologique a été étudié grâce à la mesure de deux activités enzymatiques impliquées dans les cycles du carbone (β-glucosidase) et de l'azote (uréase).

Les résultats montrent qu'il n'y a pas d'effet du tassement ni de l'apport de compost sur le devenir de l'isoproturon, probablement parce que la réduction de la porosité n'affecte pas les habitats des micro-organismes dégradants (Mamy et al., 2011) et parce que le compost a été apporté au sol un an avant l'échantillonnage. Or l'effet des composts sur l'activité des micro-organismes peut être fugace. L'absence d'effet des composts peut aussi être dû à leurs caractéristiques physico-chimiques et biologiques particulières (Vieublé-Gonod et al., 2009).

Le tassement et l'apport de compost ne modifient pas l'impact de l'isoproturon sur l'uréase, peut-être parce que les conditions d'incubation n'étaient pas limitantes pour l'activité biologique. En revanche, des effets sur la β-glucosidase ont été observés, sauf dans le sol amendé. Le compost pourrait jouer un rôle de tampon par rapport aux effets du tassement.

**Mots-clés** : Boues, Déchets verts, Pesticide, Dégradation, Activités enzymatiques.

## Références

Mamy L., Vrignaud P., Cheviron N., Perreau F., Belkacem M., Brault A., Breuil S., Delarue G., Pétraud J.P., Touton I., Mougin C., Chaplain V. 2011. No evidence for effect of soil compaction on the degradation and impact of isoproturon. Environmental Chemistry Letters 9:145-150.

Vieublé-Gonod L., Benoit P., Cohen N., Houot S. 2009. Spatial and temporal heterogeneity of soil microorganisms and isoproturon degrading activity in a tilled soil amended with urban waste composts. Soil Biology and Biochemistry 41:2558-2567.

<footnote n="1">¹INRA UR 251 PESSAC, route de Saint-Cyr, F-78026 Versailles cedex</footnote>

<footnote n="2">²INRA-AgroParisTech UMR 1091 EGC, F-78850 Thiverval-Grignon</footnote>

<footnote>laure.mamy@versailles.inra.fr</footnote>
# Spéciation et mobilité du cadmium et du zinc dans un sol contaminé par une approche multiple : micro-caractérisation, extraction chimique et cinétique d'échange isotopique

Valérie SAPPIN-DIDIER, Yann SIVRY, Marguerite MUNOZ, Jean RIOTTE, Bernard DUPRE, Laurence DENAIX

UMR 1220 TCEM, INRA, Avenue E. Bourleaux, BP 81, F-33883 Villenave d'Ornon
<u>valerie.sappin@bordeaux.inra.fr</u>

La distribution et la mobilité du zinc et du cadmium ont été étudiés dans un sol pollué en combinant différentes approches physiques et chimiques (micro-caractérisation, extraction chimiques et isotopiques). L'étude a été menée sur un fluvisol, pollué par des activités métallurgiques. Les résultats ont montré de grandes quantités de métaux dans les phases minérales résultant de l'activité industrielle. Les phases minérales principales détectées sont le charbon, le coke, des oxydes multi-métalliques, des alliages de métaux purs, des sulfures et du verre.

Le zinc est principalement extrait de la fraction réductible du sol (64 %). Cette fraction est composée d'oxydes réductibles FeIII et d'oxy-hydroxyde, notamment hématite, goethite, magnétite et oxydes multi-métalliques (franklinite). Seulement 10 % de Zn est extrait de la fraction échangeable. Par contre, 40 % du Cd est extrait de la fraction échangeable et 46 % de la fraction réductible.

La cinétique d'échange isotopique, réalisée avec des isotopes stables et radioactifs, a montré que 60 % du Cd est échangeable, contre 11 % du Zn. L'échangeabilité du Zn est plus rapide que celle du Cd. Le Zn est préférentiellement dans les phases minérales d'origine anthropique, impliquant un échange faible. L'échangeabilité forte du Cd semble liée à sa présente dans les argiles, le charbon et la matière organique, ce qui peut expliquer des échanges rapides.

**Mots-clés** : cadmium, spéciation, disponibilité, isotope, sol
# Impact d'un perturbateur endocrinien, le pyriproxyfène, sur l'abeille domestique (*Apis mellifera* L) : effets d'une exposition chronique au stade larvaire sur le comportement de l'ouvrière adulte

Julie FOURRIER<fnref n="1" />, Matthieu DESCHAMPS<fnref n="1" />, James DEVILLERS<fnref n="2" />, Pierrick AUPINEL<fnref n="3" />, Dominique FORTINI<fnref n="3" />, Axel DECOURTYE<fnref n="4" />

Alors que l'importance écologique et économique de l'abeille (*Apis mellifera* L.) n'est plus à démontrer, les effets de xénobiotiques sur le système endocrinien de cet insecte sont encore peu connus. L'impact du pyriproxyfène, insecticide régulateur de croissance analogue de l'hormone juvénile, a été étudié tout au long de la vie de l'abeille ouvrière grâce à une approche méthodologique combinant la technique d'élevage de larves au laboratoire et des études comportementales réalisés en conditions semi-naturelles. Les effets d'une exposition orale et chronique au stade larvaire avec les doses cumulées de 54 ng ou 18 ng de pyriproxyfène par individu ont été mesurés sur la répartition des tâches des ouvrières au sein de la colonie. Les abeilles exposées aux deux doses de pyriproxyfène ont émergé plus précocement que les abeilles témoins. La plus forte dose a entrainé un taux de malformations (ailes atrophiées) plus élevé. De même, les ouvrières exposées ont été rapidement rejetées par les congénères après leur introduction dans la colonie receveuse. Enfin, les abeilles exposées ont exprimé moins de comportements participant à la cohésion sociale de la colonie. Notre travail souligne l'importance d'étudier les effets d'une exposition chronique, plus proche des conditions réelles d'exposition des larves d'abeilles, dans la prise en compte de l'action des perturbateurs endocriniens sur les colonies.

**Mots-clés** : Apis mellifera L., perturbateur endocrinien, larve, exposition chronique, effets comportementaux

<footnote n="1">¹ACTA, ICB-VetAgroSup, 1 avenue Bourgelat, F-69280 Marcy l'Etoile</footnote>

<footnote n="2">²CTIS, 3 chemin de la gravière, F-69140 Rillieux La Pape</footnote>

<footnote n="3">³INRA, Unité expérimentale d'entomologie, Le Magneraud, F-17700 Surgères</footnote>

<footnote n="4">⁴ACTA, UMT PrADE, INRA - Abeilles et environnement, Site AgroParc, F-84914 Avignon Cedex 9
axel.decourtye@acta.asso.fr</footnote>
# Application d'un essai des comètes modifié sur des lignées cellulaires de poisson : un outil sensible d'évaluation de la génotoxicité

Aude KIENZLER, Xavier TRONCHERE, Alain DEVAUX et Sylvie BONY

USC INRA Impact Génotoxique sur les Hydrosystèmes, UMR LEHNA 5023,
ENTPE, rue Maurice Audin, F-69518 Vaulx en Velin
sylvie.bony@entpe.fr

De nombreux contaminants aquatiques présentent un potentiel génotoxique. En écotoxicologie, les approches in vitro utilisant des lignées cellulaires sont encore rares et leur sensibilité nécessite d'être améliorée. Pour ce faire, la mesure des dommages primaires à l'ADN par l'essai des comètes modifié par une étape de digestion enzymatique (Formamido pyrimidine glycosylase), visant à augmenter sa sensibilité et son exhaustivité, a été appliquée sur trois lignées cellulaires possédant des capacités métaboliques contrastées (épithelium branchial et hépatique de truite arc en ciel et hépatocarcinome de P. lucida). Dans un premier temps, des génotoxiques modèles (MMS et H₂O₂) ont été utilisés puis des contaminants de diverses natures (herbicides, cadmium et B[a]P) ont été testés. Les résultats montrent qu'un tel système permet à l'aide d'un protocole unique, de mettre en évidence divers types de lésions génotoxiques (oxydations, alkylations, adduits volumineux), ceci à des doses d'exposition suffisamment basses pour être réalistes au plan environnemental. Ainsi, ce type d'approche peut être envisagé comme un outil fiable et sensible de caractérisation du danger dans une démarche d'évaluation du risque.

**Mots-clés** : génotoxicité, in vitro, lignée cellulaire, poisson
# Etude de la sécrétion d'enzymes fongiques dans les sols -
## Application au développement de biomarqueurs
d'écotoxicité des sols et déchets

Achref ALOUI<fnref n="1" />, Nathalie CHEVIRON<fnref n="1" />, Didier CHEVRET<fnref n="2" /> et Christian MOugin<fnref n="1" />

L'évaluation du risque écotoxique nécessite le développement d'outils sensibles et sélectifs pour évaluer d'éventuels effets néfastes de contaminants chimiques en faibles doses. Dans ce contexte, les champignons filamenteux présentent de nombreux atouts dans la mesure où ils produisent des systèmes enzymatiques variés dont l'activité et la production peuvent être affectées à la suite de leur exposition à des contaminants chimiques (Lebrun et al. 2010, 2011). Notre objectif est d'étudier les profils de sécrétion des protéines exocellulaires du champignon filamenteux *Trametes versicolor* exposé à un contaminant organique, la 2,5-diméthylaniline (xylidine) et à un contaminant métallique, le cuivre, dans des cultures liquides.

Les cultures de *T. versicolor* sont traitées avec la xylidine à 0,3 mM ou le cuivre à 20 ppm. Après 7 jours d'exposition, les protéines du milieu sont concentrées et séparées par électrophorèse 2D. La première dimension électrophorétique est obtenue par isofocalisation IEF, la seconde est réalisée sur gel SDS-PAGE. Les protéines du secrétome fongique sont identifiées par spectrométrie de masse (LC-MS/MS Orbitrap), et leurs séquences comparées à celles des bases de données.

L'analyse comparative des données permet de retenir 46 protéines candidates, classées en 3 groupes. Le groupe I est caractérisé par des spots protéiques spécifiquement augmentés en présence de xylidine. Le groupe IIa comprend les spots réprimés en présence de l'un ou l'autre des effecteurs. Le groupe IIb comprend les spots spécifiquement augmentés en présence de Cu. Cependant, peu de séquences protéiques sont répertoriées dans les bases de données. Seules des laccases ont été clairement identifiées.

Nos résultats montrent la pertinence de la démarche mise en place, mais le manque de données disponibles dans les bases de données sur les séquences protéiques fongiques, limite actuellement l'utilisation des profils de sécrétion comme biomarqueurs. Ces résultats obtenus à l'échelle protéomique confirment ceux obtenus précédemment au niveau transcriptomique ou fonctionnel. Enfin, il reste nécessaire de développer les protocoles d'extraction des protéines à partir des sols agricoles contaminés.

**Mots-clés** : champignons, protéomique, biomarqueurs, sols, métaux, contaminants organiques

## Références

Lebrun J.D., Trinsoutrot-Gattin I., Laval K. and Mougin C. 2010. Environ Toxicol Chem 29:902-908

Lebrun J.D., Demont-Caulet N., Cheviron N., Laval K., Trinsoutrot-Gattin I., Mougin C. 2011. Chemosphere 82:340-345

<footnote n="1">¹Unité PESSAC, Route de St-Cyr, INRA, F-78026 Versailles cedex</footnote>

<footnote n="2">²Plateforme PAPPSO, Unité MICALIS, INRA, F-78352 Jouy en Josas cedex
nathalie.cheviron@versailles.inra.fr</footnote>
# Evaluation de l'impact à long terme de boues STEP sur les microorganismes du sol : zoom sur l'abondance et l'activité de la communauté microbienne dégradant l'atrazine

Jérémie BEGUET<fnref n="1" />, David BRU, Jérôme CORTET<fnref n="2" />, Christophe SCHWARTZ<fnref n="2" />, Jean-Louis MOREL<fnref n="2" /> et Fabrice MARTIN-LAURENT<fnref n="1" />

Les plans d'épandage permettent de valoriser les boues STEP comme source de matières organiques pour amender des sols agricoles. Le bénéfice apporté par l'apport des boues STEP est mitigé par l'apport d'éléments traces métalliques et HAPs les contaminants et dont l'impact sur la qualité des sols restent difficile à évaluer. Dans ce contexte, à la demande de l'ADEME, le Laboratoire Sol et Environnement (LSE, INRA, ENSAIA, Nancy) a mis en place un essai longue-durée sur le site de la Bouzule pour tester à long terme l'apport de boues STEP sur la qualité des sols agricoles. Parmi les fonctions ciblées, la fonction filtre, responsable de la biodégradation d'intrants chimiques, a été retenue pour évaluer l'impact de boues STEP. Les parcelles de la Bouzule ayant été fréquemment cultivées avec du maïs et en conséquence traités avec l'herbicide atrazine, présentent une microflore capable de minéraliser cet herbicide. L'impact des boues sur la communauté microbienne dégradant l'atrazine a été évalué en mesurant la structure, l'abondance, et l'activité des populations microbiennes dégradant l'atrazine ont été mesurées pour évaluer 10 ans après le dernier épandage de boues STEP, la résilience éventuelle de l'impact causé. Les résultats de cette étude seront présentés

**Mots-clés** : boue STEP, impact, biodégradation

<footnote n="1">¹UMR 1229 MSE, INRA, 17 Rue Sully, BP 86510, F-21065 DIJON Cedex</footnote>

<footnote n="2">²Laboratoire Sols et Environnement, ENSAIA, 2 avenue de la Forêt de Haye, B.P. 172, F-54505 Vandœuvre lès Nancy</footnote>

<footnote>jeremie.beguet@dijon.inra.fr</footnote>
# Les réponses écotoxicologiques des escargots *Cantareus asperses* exposés à des sols fertilisés par des boues urbaines

Mohamed BOURIOUG<fnref n="1" />, Frédéric GIMBERT<fnref n="1" />, Laurence ALAOUI-SOSSE<fnref n="1" />,
Mohamed BENBRAHIM<fnref n="2" />, Pierre-Marie BADOT<fnref n="1" />, Badr ALAOUI-SOSSE<fnref n="1" />

L'épandage forestier est une alternative complémentaire au recyclage agricole des boues urbaines permettant un apport d'azote et de phosphore très bénéfique pour les sols forestiers pauvres. Cependant, les contaminants présents dans certaines boues, et en particulier les éléments traces métalliques (ETM), présentent un risque d'accumulation dans les sols et de transfert à l'ensemble de l'écosystème via la chaîne trophique.

Les escargots ont une grande capacité d'accumuler les ETM et sont largement utilisés comme organismes tests de bioaccumulation et de toxicité des contaminants. Ce travail, mené en conditions contrôlées, a pour objectif d'évaluer l'impact d'un apport de boues (3, 30 et 60t MS ha-1) sur le continuum sol-plante (Lactuca sativa)-escargot (Cantareus aspersus) et les taux de transfert éventuels des ETM (Zn, Cu, Cd et Pb).

L'apport de boues enrichit le sol en ETM mais améliore fortement la croissance de la laitue. On note une augmentation de la croissance des escargots exposés à des sols amendés et nourris avec de la laitue ayant poussé sur ces sols. Ce résultat suggèrerait que la valeur nutritive de ces plants de salades est nettement améliorée. Les résultats de la bioaccumulation des ETM observée chez l'escargot seront discutés.

**Mots-clés :** *Cantareus aspersus*, chaîne trophique, boues liquides, éléments traces métalliques, transfert

<footnote n="1">¹Laboratoire de Chrono-environnement, UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA, Université de Franche-Comté, Place Leclerc, F-25030 Besançon cedex</footnote>

<footnote n="2">²RITTMO Agroenvironnement, ZA Biopôle, 37 rue de Herrlisheim, CS 80023, F-68025 Colmar Cedex
mohamed.bourioug@univ-fcomte.fr</footnote>
# Impact de la bromadiolone sur les populations de Renard roux

Marion JACQUOT<fnref n="1" />, Michaël CŒURDASSIER<fnref n="1" />, Geoffroy COUVAL<fnref n="2" />, Régis RENAUDE<fnref n="3" />, Denis TRUCHETET<fnref n="4" />, Francis RAOUL<fnref n="1" />, Patrick GIRAUDOUX<fnref n="1" />

Les rodenticides (AVKs) sont responsables d'empoisonnements de faune non-cible partout dans le monde (USA, Mongolie, Royaume-Uni, France...). Dans les années 90 suite aux contrôles des pullulations de campagnols terrestres avec un AVK (bromadiolone) sur plus de 60 000 ha, des centaines de cadavres de prédateurs (buses, renards...) ont été découverts dans le Doubs. Ceci a entraîné une évolution réglementaire dans l'utilisation de la bromadiolone imposant notamment la réalisation des traitements à faible densité de campagnols. Notre objectif est d'évaluer si les opérations de contrôle du campagnol terrestre ont eu un effet négatif à long terme (6 ans) sur les populations de renard roux dans le Doubs (5230 km<fnref n="2" />) et si les nouvelles dispositions réglementaires ont permis de limiter les impacts.

Pour l'ensemble du Doubs, l'intensité des traitements a été évaluée par la quantité d'appâts empoisonnés (en tonnes) utilisée par commune et par an entre 2003 et 2008. Un secteur non traité et un secteur traité (englobant les communes traitées au moins une fois entre 2003 et 2008) ont été définis. Depuis 2004, les densités relatives de renards, exprimées sous forme d'indice kilométrique d'abondance (IKA), sont estimées par comptages nocturnes réalisés sur 472 transects. Afin de mettre en relation les traitements et les densités de renards, les IKA ont été interpolés au niveau du centroïde des communes par krigeage ordinaire. Les comptages étant effectués au printemps et les traitements à la bromadiolone réalisés principalement en automne, les densités de renards de l'année n (2004 à 2009) ont été mises en relation avec les quantités communales d'appâts utilisées l'année n-1 et n-2 (2003 à 2008).

Globalement, les dynamiques de populations de renard sont différentes entre les secteurs traité et non traité. Dans le secteur non traité et en dehors des grandes agglomérations, les IKA varient entre 0,75 et 1,5 renards/km. Les années à forte intensité de traitements, les densités de renards sont plus faibles dans le secteur traité alors que quand les traitements sont nuls à faibles, les renards y sont plus abondants. Dans le secteur traité, les traitements réalisés les années n-1 et n-2 entraînent une diminution des IKA. Les impacts les plus sévères sont mesurés en 2004 dans une zone où les intensités de traitements en 2003 sont maximales (quantités communales d'appâts comprises entre 1 et 12 tonnes), les densités de renards y sont proches de 0 sur plus 120 km<fnref n="2" />. En 2004 et 2005, les traitements sont quasi-nuls et on note une résilience des populations de renards (0,5 < IKA < 1 dans la zone de 120 km<fnref n="2" /> sus-citée). A partir de 2006, des traitements sont réalisés tous les ans dans différentes zones du secteur traité, les quantités totales d'appâts utilisées étant 2 à 3 fois plus faibles que celles de 2003. Des impacts sont évidents en 2007 (0,25 < IKA < 0,5) alors qu'en 2008 et 2009, si les zones traitées (0,5 < IKA < 1) présentent globalement des IKA inférieurs au reste du département (1< IKA < 1,5), les effets des traitements sont plus faibles que ceux de 2003.

Ce travail montre comment des suivis réalisés à long terme et à large échelle spatiale peuvent aider à évaluer les impacts de pesticides sur la faune sauvage et les changements de pratiques de traitements au niveau des populations. Sa poursuite peut aider à définir les nouvelles dispositions d'utilisation de la bromadiolone dans le cadre de sa récente ré-homologation au titre de la directive européenne 91/414/CE.

**Mots-clés** : rodenticides anticoagulants, monitoring, impact populationnel.

<footnote n="1">¹Chrono-environnement, UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA, Place Leclerc, F-25030 Besançon cedex</footnote>

<footnote n="2">²FREDON Franche-Comté, 12 rue de Franche-Comté, Espace Valentin Est, F-25048 Besançon cedex</footnote>

<footnote n="3">³Fédération Départementale Des Chasseurs Du Doubs, rue Chatelard, F-25360 Gonsans</footnote>

<footnote n="4">⁴DRAAF/SRAL Franche-Comté, 191 rue de Belfort, F-25043 Besançon cedex</footnote>

<footnote>marion.jacquot@univ-fcomte.fr</footnote>
<figure><img src="image_42.png" /></figure>
Tables rondes
<figure><img src="image_43.png" /></figure>
# Développement et application de l'échantillonneur passif POCIS pour le suivi des pesticides et l'estimation du potentiel toxique dans les cours d'eau

Nicolas MAZZELLA¹, Vincent FAUVELLE¹, Sophie LISSALDE², Soizic MORIN¹, Christelle MARGOUM³, Stéphane PESCE³, Vincent ROUBEIX¹, François DELMAS¹

¹Cemagref, UR REBX, 50 avenue de Verdun, F-33612 Cestas

²GRESE, F-87060 Limoges Cedex

³Cemagref, UR MALY, F-69336 Lyon

Nicolas.Mazzella@cemagref.fr

Le suivi des pesticides dans les eaux, qu'elles soient de surface, souterraines, destinées à la consommation ou non, est devenu un enjeu primordial de ces dernières décennies. En effet, les nombreuses pollutions chroniques ou aigues, que les activités humaines font subir aux masses d'eau de la planète, posent des problèmes environnementaux et/ou de santé publique. La recrudescence de ces événements conduit aujourd'hui les décisionnaires à mener une réflexion de fond sur les usages et la protection de cette ressource. Un volet important de cette réflexion est l'amélioration des connaissances concernant les pollutions, leur nature, leurs intensités et leur répartition. Le suivi des pollutions par les pesticides fait partie intégrante de ce volet et les efforts liés à leur caractérisation, notamment quantitative, ont essentiellement porté jusqu'ici sur les étapes de préparation des échantillons et d'analyse. Or, l'étape de l'échantillonnage, bien que primordiale, est encore insuffisamment prise en compte tant d'un point de vue de la caractérisation des fractions isolées que de la représentativité temporelle et spatiale des extraits.

L'échantillonnage des eaux se décline en deux catégories : l'échantillonnage actif (prélèvements ponctuels, prélèvements automatisés) et l'échantillonnage passif (échantillonneurs immergés dans les cours d'eau). Les techniques d'échantillonnage passif sont encore en développement et prometteuses car elles montrent, par rapport aux approches classiques (i.e. prélèvement ponctuels), de meilleurs résultats en termes d'intégration temporelle et d'abaissement des niveaux de contamination détectables, voire quantifiables.

Cette présentation abordera plus particulièrement le développement et l'utilisation du Polar Organic Chemical Integrative Sampler (POCIS) qui permet d'échantillonner les composés polaires. Les aspects métrologiques seront exposés dans un premier temps avec l'étalonnage du POCIS, son domaine d'application, les atouts et les limites connues lors des déploiements in situ et les derniers développements méthodologiques afin d'améliorer les aspects quantitatifs, notamment par rapport à l'échantillonnage des pesticides. Dans un second temps, nous ferons l'état des lieux des connaissances sur la fraction échantillonnée par cet outil, sa pertinence en termes de biodisponibilité des contaminants polaires vis-à-vis des biofilms de rivière, puis des applications possibles, lors de couplage avec des approches PICT, afin d'évaluer les risques écologiques sur ce même compartiment biologique.
# Comment établir les liens entre exposition et effets biologiques en milieu contaminé ?

Stéphane PESCE

UR MALY, Cemagref, 3 bis quai Chauveau - CP 220, F-69336 Lyon
stephane.pesce@cemagref.fr

Parmi les principaux défis de l'écotoxicologie, le développement d'outils permettant d'établir les liens entre exposition aux toxiques et effets biologiques représente un enjeu particulièrement important en vue de réellement appréhender l'impact des contaminants sur la qualité écologique des milieux récepteurs. Cette tâche s'avère d'autant plus délicate que la pollution des sols et des eaux de surface s'inscrit dans un contexte de changement global et les écosystèmes sont généralement soumis à des situations de multi-stress qui découlent de la multiplicité des pressions chimiques (pollutions trophiques et toxiques) et/ou physiques. De ce fait, il est souvent délicat de réellement distinguer les effets des toxiques parmi les changements biologiques observés au sein des communautés exposées.

Parmi les biocénoses, les communautés microbiennes sont des acteurs clés dans le fonctionnement général des écosystèmes terrestres et aquatiques. En outre, ces communautés présentent une forte capacité à répondre rapidement à des changements environnementaux et à s'y adapter de manière transitoire ou irréversible. De ce fait, elles constituent potentiellement des indicateurs de perturbation particulièrement pertinents qui peuvent offrir un signal précoce de stress environnemental suite à une pollution chimique. Deux approches, ciblées sur l'étude des capacités adaptatives des communautés microbiennes suite à une exposition prolongée aux toxiques, semblent actuellement particulièrement prometteuses pour établir *in situ* des liens entre exposition et effets. Il s'agit i) des approches de type PICT (Pollution Induced Community Tolerance) qui visent à mesurer et à suivre l'évolution du niveau de tolérance des communautés microbiennes aux toxiques et ii) des approches focalisant sur les capacités de biodégradation des pesticides organiques par les microorganismes hétérotrophes. Cependant, ces approches présentent encore de nombreuses limites. Parmi celles-ci, on peut notamment citer la nécessité de connaître *a priori* les molécules à cibler, ainsi que la difficulté de considérer des mélanges complexes.

Il est donc nécessaire de poursuivre les investigations, afin notamment de développer de nouveaux biomarqueurs microbiens. Parmi les pistes de recherche, l'utilisation de descripteurs moléculaires, ciblés notamment sur les gènes impliqués dans la résistance aux stress chimiques, pourrait permettre d'évaluer l'impact cellulaire de différents stress environnementaux et révéler des effets précoces et spécifiques.
# Modèles d'exposition et modèles d'impacts :
quels apports et quelles limites ?

Igor DUBUS, Stephan REICHENBERGER

Footways, 10 Avenue Buffon, F-45071 Orleans Cedex 2
i.dubus@footways.eu

L'évaluation des risques de contamination des eaux par les produits phytosanitaires et leurs métabolites, ainsi que l'évaluation des impacts associés sur les organismes aquatiques, est un enjeu majeur avant homologation de ces produits, mais également après leur mise sur le marché. L'évaluation des potentiels de contamination et d'impacts dans des conditions naturelles (expériences au champ visant à suivre les transferts de pesticides dans le milieu agricole, observations in situ d'effets dans les milieux aquatiques) se heurte fréquemment aux questions de la représentativité statistique des suivis, de la spécificité des résultats obtenus aux territoires et conditions annuelles des observations, et des coûts associés. Au vu de ses limitations, la modélisation des transferts a très tôt fait l'objet d'une utilisation dans le domaine de l'évaluation des risques pour l'homologation et on a pu assister ces dernières années à l'apparition de modèles permettant de simuler les impacts écotoxicologiques.

L'apparition de modèles opérationnels permettant de simuler le transfert environnemental des produits date du milieu des années 80, avec le modèle américain PRZM développé par l'US EPA (1985) et le modèle suédois MACRO (1989). L'utilisation concrète de ces premiers modèles en évaluation des risques s'est trouvée renforcée par la Directive européenne "homologation" signée en 1991 qui indiquait que les risques de contamination des milieux devaient être évalués à l'aide de modèles mathématiques "validés". Cette dénomination habile de la directive a amené à l'intensification des travaux collaboratifs sur les conditions d'utilisation des modèles de transfert, notamment à travers les groupes de travail européens FOCUS (FOrum for the Coordination of pesticide fate models and their Use) qui produiront des documents guides sur différents aspects de la modélisation des transferts de pesticides dans l'environnement. La dernière initiative d'envergure dans le domaine de l'évaluation des risques de transfert tient dans le projet européen Footprint (2006-2009) qui a développé une méthodologie générique permettant de simuler les transferts de produits vers les eaux pour tous les territoires et exploitations agricoles en Europe. L'approche, qui a depuis été améliorée et rendue opérationnelle par la start-up Footways, permet de disposer des chroniques de concentrations rejetées vers les eaux souterraines et de surface pour toutes les combinaisons de molécules / dates d'application / cultures / types de sols / climats en Europe. Ces informations sur la présence de substances actives dans les milieux aquatiques peuvent être mises en regard de concentrations d'effets pour évaluer les risques d'impacts aussi bien à des échelles fines (bords de parcelles) qu'à des échelles larges (territoire national).

L'intervention présentera les dernières avancées dans le domaine de l'évaluation des risques de transfert de produits phytosanitaires et avancera des pistes de travaux pouvant s'appuyer sur cette connaissance, afin d'améliorer les méthodologies d'évaluation des risques d'impacts sur la vie aquatique. Nous aborderons également la question de la disponibilité et de la performance des modèles d'impacts.
<figure><img src="image_44.png" /></figure>
Liste et adresse des participants
<figure><img src="image_45.png" /></figure>
<table><thead><tr><td>Nom Prénom</td><td>Adresse postale</td><td>Téléphone, fax et e-mail</td></tr></thead><tbody><tr><td>Amichot Marcel</td><td>UMR 1301 IBSV, INRA<br>400 Route des Chappes<br>06903 Sophia-Antipolis</td><td>04 92 38 65 84<br>04 92 38 65 87<br>marcel.amichot@sophia.inra.fr</td></tr><tr><td>Ardo Sandy</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 33 42<br>01 30 83 32 39<br>Sandy.Ardo@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Aupinel Pierrick</td><td>UE Entomologie, INRA Le<br>Magneraud<br>Saint-Pierre-d'Amilly - BP 52<br>17700 Surgères</td><td>05 46 68 30 02<br>05 46 68 30 62<br>pierrick.aupinel@magneraud.inra.fr</td></tr><tr><td>Badot Pierre-Marie</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnement<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 09<br>03 81 66 57 97<br>pierre-marie.badot@univ-fcomte.fr</td></tr><tr><td>Barriuso Enrique</td><td>UMR 1091 EGC, INRA-<br>AgroParisTech<br>Route de la Ferme<br>78850 Thiverval-Grignon</td><td>01 30 81 53 05<br>01 30 81 55 92<br>Enrique.Barriuso@grignon.inra.fr</td></tr><tr><td>Batisson Isabelle</td><td>UMR LMGE, UBP<br>24 Avenue des Landais - BP 26<br>63177 Aubière cedex</td><td>04 73 40 78 70<br>04 73 40 76 70<br>Isabelle.BATISSON@univ-<br>bpclermont.fr</td></tr><tr><td>Bayona Yannick</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA,<br>INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 64 48<br>02 23 48 54 40<br>Yannick.Bayona@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Beaumelle Léa</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 32 72<br>01 30 83 32 59<br>Lea.Beaumelle@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Beguet Jérémie</td><td>UMR 1229 MSE, INRA<br>17 Rue Sully<br>21065 Dijon</td><td>03 80 69 33 84<br>03 80 69 32 24<br>jeremie.beguet@dijon.inra.fr</td></tr><tr><td>Benoit Pierre</td><td>UMR 1091 EGC, INRA-<br>AgroParisTech<br>Route de la Ferme<br>78850 Thiverval-Grignon</td><td>01 30 81 54 04<br>01 30 81 53 96<br>benoit@grignon.inra.fr</td></tr><tr><td>Bérard Annette</td><td>UMR 1114 EMMAH, INRA Domaine<br>Saint-Paul<br>Site Agroparc<br>84914 Avignon Cedex 9</td><td>04 32 72 22 28<br>04 32 72 22 12<br>annette.berard@avignon.inra.fr</td></tr><tr><td>Bony Sylvie</td><td>UMR LEHNA 5023, USC INRA<br>Impact<br>Génotoxique sur les Hydrosystèmes,<br>ENTPE<br>Rue Maurice Audin<br>69518 Vaulx en Velin</td><td>04 72 04 71 78<br>04 72 04 77 43<br>sylvie.bony@entpe.fr</td></tr><tr><td>Bourioug Mohamed</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnement<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 30<br>03 81 66 57 97<br>mohamed.bourioug@univ-fcomte.fr</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Nom Prénom</td><td>Adresse postale</td><td>Téléphone, fax et e-mail</td></tr></thead><tbody><tr><td>Capowiez Yvan</td><td>UR 1115 PSH, INRA Domaine St Paul<br>Site Agroparc<br>84914 Avignon cedex 9</td><td>04 32 72 24 38<br>04 32 72 24 32<br>yvan.capowiez@avignon.inra.fr</td></tr><tr><td>Caquet Thierry</td><td>Département EFPA, INRA<br>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA, INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 57 66<br>02 23 48 54 40<br>Thierry.Caquet@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Cheviron Nathalie</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 39 87<br>01 30 83 32 59<br>nathalie.cheviron@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Coeurdassier Michaël</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnemen<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 41<br>03 81 66 57 97<br>michael.coeurdassier@univ-fcomte.fr</td></tr><tr><td>Corbel Sylvain</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 32 72<br>01 30 83 32 59<br>Sylvain.Corbel@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Coutellec Marie-Agnès</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA, INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 52 48<br>02 23 48 54 40<br>Marie-Agnes.Coutellec@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Crouzet Olivier</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 32 36<br>01 30 83 32 59<br>Olivier.Crouzet@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Decourtye Axel</td><td>UMT PRADE ACTA/INRA<br>Domaine Saint-Paul<br>Site Agroparc<br>84914 Avignon Cedex 9</td><td>04 32 72 26 54<br>04 32 72 26 02<br>axel.decourtye@acta.asso.fr</td></tr><tr><td>Denaix Laurence</td><td>UMR 1220 TCEM, INRA<br>Avenue E. Bourleaux - BP 81<br>33883 Villenave d'Ornon</td><td>05 57 12 25 10<br>05 57 12 25 15<br>Laurence.Denaix@bordeaux.inra.fr</td></tr><tr><td>Devaux Alain</td><td>UMR LEHNA 5023, USC INRA<br>Impact<br>Génotoxique sur les Hydrostèmes, ENTPE<br>Rue Maurice Audin<br>69518 Vaulx en Velin</td><td>04 72 04 71 78<br>04 72 04 77 43<br>alain.devaux@entpe.fr</td></tr><tr><td>Dubus Igor</td><td>FOOTWAYS<br>10 avenue Buffon<br>45071 Orleans Cedex 2</td><td>02 38 63 64 65<br>02 38 63 64 60<br>i.dubus@footways.eu</td></tr><tr><td>Ducrot Virginie</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA, INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 56 25<br>02 23 48 54 40<br>Virginie.Ducrot@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Friedel Irène</td><td>UMR 1229 MSE, INRA<br>17 Rue Sully<br>21065 Dijon</td><td>03 80 69 35 87<br>03 80 69 32 24<br>irene.friedel@dijon.inra.fr</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Nom Prénom</td><td>Adresse postale</td><td>Téléphone, fax et e-mail</td></tr></thead><tbody><tr><td>Fritsch Clémentine</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnement<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 10<br>03 81 66 57 97<br>clementine.fritsch@univ-fcomte.fr</td></tr><tr><td>Gimbert Frédéric</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnement<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 75<br>03 81 66 57 97<br>frederic.gimbert@univ-fcomte.fr</td></tr><tr><td>Hedde Mickaël</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 32 70<br>01 30 83 32 59<br>Mickael.Hedde@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Henner Pascale</td><td>IRSN/DEI/SECRE/LRE<br>Cadarache, Bat 186, BP 3<br>13115 Saint Paul-lez-Durance</td><td>04 42 19 95 61<br>04 42 19 91 51<br>pascale.henner@irsn.fr</td></tr><tr><td>Joly Pierre</td><td>UMR LMGE, UBP<br>24 Avenue des Landais - BP 26<br>63177 Aubière cedex</td><td>04 73 40 74 53<br>04 73 40 76 70<br>Pierre.JOLY@univ-bpclermont.fr</td></tr><tr><td>Lagadic Laurent</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA,<br>INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 52 37<br>02 23 48 54 40<br>Laurent.Lagadic@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Lamy Isabelle</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 32 66<br>01 30 83 32 59<br>isabelle.lamy@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Lapchin Laurent</td><td>Direction Scientifique Environnement<br>INRA<br>147 Rue de l'Université<br>75338 Paris Cedex 07</td><td>01 42 75 92 43<br>Laurent.Lapchin@sophia.inra.fr</td></tr><tr><td>Larras Floriane</td><td>UMR 0042 CARRTEL, INRA<br>75 avenue de Corzent - BP 511<br>74203 Thonon-les-Bains Cedex</td><td>04 50 26 07 60<br>04 50 26 78 32<br>floriane.larras@thonon.inra.fr</td></tr><tr><td>Laurent François</td><td>UMR 5245 ECOLAB<br>Xénobio/chimie Végétale, INRA<br>180 Chemin de Tournefeuille - BP<br>93173<br>31027 Toulouse</td><td>05 61 28 53 92<br>05 61 28 52 44<br>Francois.Laurent@toulouse.inra.fr</td></tr><tr><td>Le Gall Olivier</td><td>Département SPE, INRA<br>400 Route des Chappes - BP 167<br>06903 Sophia Antipolis Cedex</td><td>04 92 38 64 93<br>04 92 38 64 01<br>olegall@bordeaux.inra.fr</td></tr><tr><td>Létondor Clarisse</td><td>UMR 5245 ECOLAB<br>Xénobio/chimie Végétale, INRA<br>180 Chemin de Tournefeuille - BP<br>93173<br>31027 Toulouse</td><td>05 61 28 57 17<br>05 61 28 52 44<br>Clarisse.Letondor@toulouse.inra.fr</td></tr><tr><td>Mamy Laure</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 31 08<br>01 30 83 32 59<br>Laure.Mamy@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Martin-Laurent<br>Fabrice</td><td>UMR 1229 MSE, INRA<br>17 Rue Sully<br>21065 Dijon</td><td>03 80 69 34 06<br>03 80 69 32 24<br>fabrice.martin@dijon.inra.fr</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><td>Nom Prénom</td><td>Adresse postale</td><td>Téléphone, fax et e-mail</td></tr></thead><tbody><tr><td>Mazella Nicolas</td><td>UR REBX, Cemagref<br>50 avenue de Verdun<br>33612 Cestas</td><td>05 57 89 27 18<br>05 57 89 08 01<br>nicolas.mazzella@cemagref.fr</td></tr><tr><td>Mougin Christian</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 37 58<br>01 30 83 32 59<br>christian.mougin@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Munier-Jolain Nathalie</td><td>Département EA, INRA<br>UMR LEG, INRA<br>17 rue Sully - BP 86510<br>21065 Dijon Cedex</td><td>03 80 69 30 34<br>03 80 69 32 63<br>nathalie.munier-jolain@dijon.inra.fr</td></tr><tr><td>Nélieu Sylvie</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 36 13<br>01 30 83 32 59<br>sylvie.nelieu@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Nguyen Christophe</td><td>UMR 1220 TCEM, INRA<br>Avenue E. Bourleaux - BP 81<br>33883 Villenave d'Ornon</td><td>05 57 12 25 07<br>05 57 12 25 15<br>Christophe.Nguyen@bordeaux.inra.fr</td></tr><tr><td>Pauget Benjamin</td><td>UMR UFC/CNRS 6249 USC INRA<br>Chrono-Environnement<br>Place Leclerc<br>25030 Besançon cedex</td><td>03 81 66 57 10<br>03 81 66 57 97<br>benjamin.pauget@univ-fcomte.fr</td></tr><tr><td>Pauron David</td><td>UMR 1301 IBSV, INRA<br>400 Route des Chappes<br>06903 Sophia-Antipolis</td><td>04 92 38 65 19<br>04 92 38 65 87<br>David.Pauron@sophia.inra.fr</td></tr><tr><td>Pelosi Céline</td><td>UR 251 PESSAC, INRA<br>Route de St-Cyr<br>78026 Versailles cedex</td><td>01 30 83 36 07<br>01 30 83 32 59<br>Celine.Pelosi@versailles.inra.fr</td></tr><tr><td>Pesce Stéphane</td><td>UR MALY, Cemagref<br>3 bis quai Chauveau - CP 220<br>69336 Lyon</td><td>04 72 20 87 95<br>04 78 47 78 75<br>stephane.pesce@cemagref.fr</td></tr><tr><td>Rault Magali</td><td>UMR 406 Abeille et Environnement,<br>INRA/UAPV Domaine Saint-Paul<br>Site Agroparc<br>84914 Avignon Cedex 9</td><td>04 32 72 26 16<br>04 32 72 26 02<br>magali.rault@avignon.inra.fr</td></tr><tr><td>Roucaute Marc</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA,<br>INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 70 38<br>02 23 48 54 40<br>marc.roucaute@rennes.inra.fr</td></tr><tr><td>Sappin-Didier Valérie</td><td>UMR 1220 TCEM, INRA<br>Avenue E. Bourleaux - BP 81<br>33883 Villenave d'Ornon</td><td>05 57 12 25 08<br>05 57 12 25 15<br>Valerie.Sappin@bordeaux.inra.fr</td></tr><tr><td>Vassaux Danièle</td><td>UMR 0985 ESE, Équipe ÉQMA,<br>INRA<br>Agrocampus Ouest<br>65 rue de Saint Brieuc<br>35042 Rennes</td><td>02 23 48 56 69<br>02 23 48 54 40<br>daniele.vassaux@rennes.inra.fr</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_46.png" /></figure>