Le Cuivre : Spciation et Biodisponibilit dans les eaux de ruissellement de parcelles viticoles Impac

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Le Cuivre Spéciation et Biodisponibilité dans
les eaux de ruissellement de parcelles
viticolesImpact potentiel sur lécosystème
récepteur
IRSN/DPRE/SERLAB/LRE Centre de Cadarache
BP3 13108 Saint Paul-les-Durance cédex
GPSA, Université Montpellier II Place Eugène
Bataillon CC05 34095 Montpellier cédex 05
Aurélie DEVEZ, Elena GOMEZ, Rodolphe GILBIN ,
Françoise Persin et Claude CASELLAS
Contexte et Problématique
La viticulture, principale monoculture dans la
région méditerranéenne constitue une source
potentielle de pollution métallique. Divers
fongicides à base de cuivre sont, par exemple,
largement utilisés pour protéger la vigne. De
surcroît, en zone Méditerranéenne, l'importance
du ruissellement et de l'érosion sont
susceptibles d'accroître les transferts vers les
eaux superficielles des produits phytosanitaires
issus du traitement de la vigne, le cuivre
inclus. Par conséquent, ce métal, connu pour son
effet fongicide sur les végétaux, se retrouve
présent dans lécosystème aquatique récepteur et
peut être à lorigine de perturbations au niveau
des populations phytoplanctoniques.
Dans ce contexte, lobjectif est détudier
léventuel impact du cuivre sur les eaux de
lécosystème récepteur La Peyne et de
caractériser les eaux de ruissellement issues de
deux parcelles individualisées dont le type de
sol diffère (carbonaté (C) et acide (NC))
(Hérault, France). Dans un environnement complexe
soumis aux pressions des activités viticoles, les
interactions cuivre-ligands (matières organiques
naturelles, élèments dissous, autres produits
phytosanitaires) sont susceptibles de modifier la
spéciation et biodisponibilité du cuivre et par
conséquence la toxicité potentielle de ces eaux
sur les organismes aquatiques. De ce fait des
biotests sont effectués, en parallèle de la
spéciation chimique, sur un organisme aquatique
cible Pseudokirchneriella subcapitata
(anciennement Selenastrum capricornutum).
Matériel Méthodes
Caractérisation physico-chimique de la fraction
dissoute
Détermination du cuivre labile par DPASV
- pH, Conductivité, Alcalinité (HCO3-), -
Analyse des Cations (Ca2, Mg2, Na, K) et
Anions (Cl-, SO42-, NO3-) majeurs par
électrophorèse capillaire (détection UV inverse),
- Concentrations totales en Métaux-Traces (Cu,
Zn) déterminées par ICP-MS, - Carbone Organique
Dissous (COD -Shimadzu TOC-5000).
La DPASV (Differential Pulse Anodic Stripping
Voltammetry - Voltamétrie à redissolution
anodique en tension différentielle surimposée)
permet daccéder à la fraction labile du cuivre
dissous au pH originel des échantillons.
Localisation du site détude - Bassin versant
viticole de Roujan (deux parcelles) - Points de
prélèvements sur la Peyne (amont/aval du BV)
Tests de toxicité en microplaques (96 puits)
Lalgue verte unicellulaire Pseudokirchneriella
subcapitata est maintenue en culture (milieu AAP
pH 7.5) sous agitation à 24?1C sous un flux
homogène de lumière blanche et froide (6000 lux)
(USEPA, 1989). L'inhibition de la croissance est
déterminée par la mesure de la fluorescence
(488/685 nm) (Lecteur Spextramax Gemini XS
Molecular Devices) après une incubation de 72
heures (mêmes conditions que précédemment). Les
Concentrations Efficaces (CE), qui permettent
daccéder à la toxicité des échantillons, sont
calculées par bootstrap sur la base de courbes
dose-réponse (Programme Regtox6.3) et comparées à
celle obtenue pour le cuivre dans le milieu de
culture seul (CE50 de référence CE5OCuref).
Remarque Les chiffres correspondent aux dates
de prélèvement 116/04 227/04 37/05
410/05 526/05 614/06
Résultats Discussion
Une toxicité directe est déterminée pour
toutes les eaux de ruissellement issues de la
parcelle carbonatée à lexception de
léchantillon C6. Par contre, aucun échantillon
de la parcelle acide ne présente de toxicité
directe, il est en de même pour les eaux
prélevées sur la Peyne, aussi bien en période
détiage que de crues, et qui possèdent de très
faibles concentrations en cuivre (phénomène de
dilution). Il est nécessaire dajouter des
concentrations en cuivre de lordre de 0.1 à 0.4
et 0.4 à 0.8 µM respectivement pour les périodes
de crues et d 'étiages pour obtenir la CE50
(CE50Curef 0.14 - 0.19 µM) ce qui traduit la
forte capacité de complexation de ces eaux de
rivière. Le cuivre sous forme libre (Cu2) étant
considéré comme le principal déterminant de la
toxicité, on choisit la DPASV pour accéder aux
formes labiles donc potentiellement
biodisponibles de cet élément. Elles regroupent
la forme libre et les complexes inorganiques et
organiques faibles du cuivre. Sur les
échantillons naturels, une seule espèce
électroactive est détectée pour la parcelle acide
(Fig1) et carbonatée (Fig2). Pour les
échantillons C3, C5 et C6, une deuxième espèce
est mise en évidence à un Ep de 36mV (Fig2).
Elle correspond au cuivre libre et peut être
quantifiée. Les concentrations en Cu2 sont
respectivement de 2.5, 1.1 et 3.0 nM pour C3, C5
et C6. Les eaux de ruissellement non toxiques
ont été dopées en cuivre (CuSO4 de concentration
variant de 0.2 à 9.4 µM) afin dobtenir la CE10
(Fig3) qui traduit lémergence de la toxicité.
Les profils polarographiques obtenus (Fig4)
traduisent la présence dune espèce complexée du
cuivre CuL à un Ep de -40 10 mV (C6 NC1 à 4)
et de lion libre Cu2 (NC5 et 6) pour des ajouts
de Cu nécessaires à lobtention de la CE10. Ces
résultats montrent que la toxicité observée est
liée à la spéciation du cuivre (CuL, Cu2).
Néanmoins, il est difficile dattribuer les
résultats de toxicité directe (eaux de la
parcelle carbonatée) uniquement à lélément
cuivre dans des échantillons de composition aussi
complexe. Linfluence des ligands organiques et
inorganiques et la présence de pesticides
organiques (diuron, simazine) et darsenic (de
concentration variant de 0.4 à 2 et de 0.1 à 0.3
µM respectivement pour la parcelle carbonatée et
acide) ne peuvent être négligées.
Figure 3 Concentration en Cuivre Total (µM)
et cuivre ajouté pour obtenir la CE10 (µM)
pour les échantillons non toxiques.
Figure 1 Polarogrammes obtenus pour les
échantillons de la parcelle acide (NC).
Potentiels de pic (Ep) NC1 -92 mV NC2 -75 mV
NC3 -88 mV NC4 -84 mV NC5 -46 mV NC6 -122
mV (déviation standard 10 mV). Conditions
expérimentales Potentiel de déposition 0.65 V,
Durée de l'électrolyse 180s, Amplitude des
pulsations 50 mV et Balayage du potentiel de
0.65 à 0.20 V à 2 mV/s.
Figure 4 Polarogrammes obtenus pour les
échantillons non toxiques après ajouts de cuivre
correspondants à lémergence de la toxicité
(CE10) (C6 0.2 µM NC1-NC2 0.8 µM NC3-NC4 1.6
µM NC5 6.3 µM NC6 9.4 µM de Cu). Potentiels
de pic (Ep) NC1 -46 mV NC2 -52 mV NC3 -49
mV NC4 -30 mV NC5 22 mV NC6 34 mV C6
-44 mV et 41 mV (déviation standard 10 mV).
Conditions expérimentales Potentiel de
déposition 0.65 V, Durée de l'électrolyse 180s,
Amplitude des pulsations 50 mV et Balayage du
potentiel de 0.65 à 0.20 V à 2 mV/s.
Figure 2 Polarogrammes obtenus pour les
échantillons de la parcelle carbonatée (C).
Potentiels de pic (Ep) C1 -41 mV C2 -62 mV
C3 -76 mV et 20 mV C4 -93 mV C5 -49 mV et
36 mV C6 -44 mV et 36 mV (déviation standard
10 mV). Conditions expérimentales Potentiel
de déposition 0.65 V, Durée de l'électrolyse
180s, Amplitude des pulsations 50 mV et Balayage
du potentiel de 0.65 à 0.20 V à 2 mV/s.
Références Remerciements
Leonard Andrieux (1998). Infiltration
characteristics of soils in Mediterranean
vineyards in Southern France. Catena 32 209-223.
Conclusions Perspectives
Devez, Gilbin, Gomez, Persin, Andrieux Casellas
(2003). Copper speciation, bioavailability and
toxicity in runoff waters from contrasted fields
in a multipollution context. Environ. Toxicol.
Chem. Soumis.
Ecosystème récepteur Forte capacité de
complexation des eaux de la Peyne peu concentrées
en métaux
Etude de la fraction particulaire à envisager

Modification potentielle de la biodiversité
algale (espèces autochtones tolérantes)
Parcelles viticoles Présence dune
multipollution pesticides organiques / métaux
lourds et grande variabilité des
caractéristiques physico-chimiques des eaux de
ruissellement entre les parcelles et également,
au sein dune même parcelle qui rendent délicate
linterprétation de la toxicité directe. Mise en
évidence dun complexe CuL labile après ajouts de
cuivre correspondants à lapparition de la
toxicité (CE10)
Regtox6.3. Macro mise à disposition par Eric
Vindimian, INERIS, France. Email
Eric.VINDIMIAN_at_wanadoo.fr.
Tessier Turner (1995). Metal speciation and
bioavailability in aquatic systems. IUPAC series
(3), John Wiley and Sons, Chichester, 696p.
USEPA (1989). Algal (Selenastrum capricornutum)
Growth Test. In  Short-Term methods for
estimating the Chronic Toxicity of Effluents and
Receiving waters to Freshwater Organisms .
Environmental Monitoring System Laboratory,
Environmental Protection Agency, Cincinnati,
Ohio, 147p.
Un grand remerciement à toute léquipe de lINRA,
Sciences du Sol (Montpellier) et aux membres de
lInstitut Forel (Versoix, Suisse).