Diagnostic phytosanitaire grande zone en Dombes Bilan de la...

Diagnostic phytosanitaire grande zone Dombes ISARA/ADAPRA Bilan de la campagne de prélèvements 2002

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Étude ADAPRA/CROPPP/ISARA Mars 2003

31 place Bellecour

69288 Lyon cedex 02

Tel : 04 72 77 32 32

Fax : 04 72 77 32 35

Diagnostic

phytosanitaire

grande zone

en Dombes

Bilan de la

campagne 2002

B. SARRAZIN / D. VALLOD


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Diagnostic phytosanitaire grande zone en Dombes. B ilan de la campagne de prélèvement et d’analyse 2002.

Introduction

Les conditions pédoclimatiques conditionnent l’emploi et la maîtrise de l’eau en Dombes, qui s’effectue depuis des siècles par l’intermédiaire des multiples réseaux d’étangs . Ces réservoirs des eaux superficielles, à l’origine d’une extraordinaire richesse écologique, sont vecteurs de trois activités : chasse, pisciculture et agriculture. La qualité de cette ressource en eau est étroitement dépendante des caractéristiques des sols qui composent l’impluvium. Les meilleures eaux piscicoles proviennent des terres cultivées, toutefois celles-ci souffrent de contaminations en substances abiotiques : les produits phytosanitaires utilisés surtout en agriculture qui évolue depuis quelques décennies vers une intensification céréalière au détriment des surfaces en herbe (dans le département de l’Ain, la superficie toujours en herbe a diminuée de 30 % depuis 1988, Agreste Ain 2001).

Les transports hydriques représentent la majorité des transferts mobilisant les matières actives disponibles dans le sol, les exportant hors des parcelles qui composent les bassins versants, puis les prenant en charge jusqu’à la ressource en eau superficielle. S’agissant des écoulements latéraux, les éléments déclencheurs, outre les précipitations, sont liés à la nature du sol. Les facteurs favorisant ce transfert concernent la répartition des composantes d’occupation du sol des bassins (bois, haies, talus) et la morphologie de ces derniers.

En Dombes ce type d’écoulement est à envisager principalement à cause de l’instabilité des sols limoneux. Le fonctionnement hydrologique des bassins versants fortement lié aux aménagements anthropiques destinés à évacuer l’eau en priorité vers les étangs, jouera en faveur du transfert des produits phytosanitaires.

L’ADAPRA (Association pour le Développement de l’Aquaculture et de la Pêche en Rhône-Alpes) s’investit depuis plusieurs années dans des recherches sur la Dombes et a tout particulièrement œuvré à la mise en place d’un système d’information géographique avec couverture des étangs et à la coordination d’études exploratoires sur les incidences de la culture céréalière sur l’écosystème aquatique (ADAPRA, 2002).

Par la mise en œuvre d'un diagnostic des risques de transfert des pesticides dans le réseau superficiel dombiste, accompagné d’une campagne de prélèvement est, au travers de la dynamique CROPPP (Cellule Régionale d’Observation et de Prévention des Pollutions par les Pesticides), l'ADAPRA souhaite mieux cerner l’influence potentielle des pratiques phytosanitaires locales sur la qualité de l’eau qui parvient aux étangs et pouvoir ensuite orienter des actions de gestion du développement des étangs piscicoles dombistes. Des démarches qualité sont en effet engagées pour l'identification de la production de poissons.

Les conséquences possibles d’une contamination sur la production piscicole des étangs, en termes quantitatifs et surtout qualitatifs demeurent à l’heure actuelle méconnue. Néanmoins, certains effets biologiques des pesticides sont envisageables.

Le programme d’analyses prévu dans la démarche CROPPP est destiné dans un premier temps à disposer d’éléments permettant de statuer sur les présomptions de contamination des eaux superficielles par des résidus de pesticides. Dans le cadre du projet de diagnostic phytosanitaire grande zone Dombes (B Sarrazin, 2002), un protocole de prélèvement a été validé afin de formuler des hypothèses pour caractériser la contamination de la ressource dans l’espace et le temps.


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Sites retenus et protocole de prélèvement

Deux principaux secteurs ont été identifiés au sein de la Dombes, ils ont fait l’objet de prélèvements d’eau en des points bien précis suite à un épisode pluvieux (voir données météorologiques en annexe 4) déclencheur d’écoulements suffisamment importants pour générer un débit dans les fossés collecteurs :

• Le secteur n°1 présente une occupation du sol large ment dominée par les grandes cultures (céréales : maïs, blé).

• Le secteur n°2 possède une surface agricole utile d ont une plus large part est toujours en herbe bien que les grandes cultures restent également bien présentes.

Ces deux secteurs se distinguent par une exposition a priori différente aux cultures intensives utilisatrices de produits phytosanitaires. On pourrait montrer ainsi que la Dombes présente des milieux plus ou moins contaminés, le secteur n°2 la isse en effet présager d’une dilution plus importante de la contamination. Au sein de chaque secteur nous avons identifié plusieurs bassins versants élémentaires (BVE) qui correspondent à la plus petite unité d’un réseau ou d’une chaîne d’étang et dont l’exutoire est un bief de débit conséquent qui collecte les eaux de plusieurs BVE. Le choix de ces BVE repose également sur le même facteur d’exposition :

1/ Dans le secteur n°1 ont été sélectionnés :

• Un bassin cultivé : "BVE céréalier 1" Ce BVE (Annexe 1) est dominé par les céréales avec des parcelles de maïs et de blé drainées pour la plupart, à proximité du point de prélèvement. Les sorties de drains se situent au niveau des fossés acheminant les eaux de ruissellement vers les étangs.

Figure n°1 : parcelle de maïs jouxtant les fossés ( BVE céréalier 1)

La saturation du sol en eau crée des

écoulements

Fossé


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• Un bassin herbager : "BVE prairial 1" Ce BVE est dominé par des surfaces en herbe avec des prairies naturelles pâturées. Les quelques cultures figurant au parcellaire sont éloignées et sans connexion avec le plan d’eau considéré.

Figure n°2 : alimentation de l’étang considéré dans le BVE prairial 1

2/ Dans le secteur n°2, un seul BVE a été sélection né :

• Un bassin herbager : "BVE prairial 2"

Ce BVE est également dominé par des surfaces en herbe. Le fossé d’alimentation de l’étang choisi pour effectuer le prélèvement est caractérisé par la présence d'une abondante végétation.

Figure n°3 : bief d’alimentation de l’étang considé ré dans le BVE prairial 2.

• Un troisième secteur est également pris en compte avec un BVE également dominé par les cultures céréalières. Il s’agit d’un point lié à une étude différente coordonnée par l’ADAPRA (ADAPRA, 2002). Le protocole de prélèvement et d’analyse étant similaire nous sommes en mesure d’en exploiter son résultat.

Au sein des BVE l’enjeu sur l’eau repose sur les étangs, réceptacles de l’impluvium ; c’est pourquoi le point de prélèvement se situe au niveau du fossé principal d’alimentation d’un étang, juste avant la pénétration de l’eau dans le plan d’eau.

fossé

Etang

Canalisationsous la route

Fossé

Fossé


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A l’échelle des secteurs, les cours d’eau représentent la ressource ciblée. L’eau a donc été prélevée juste avant la confluence du bief majeur collectant les BVE du secteur, avec le cours d’eau récepteur.

• "Collecteur 1"

Dans le secteur 1, le cours d’eau collecteur a subi récemment des travaux d’aménagement au niveau de son exutoire, et notamment un reprofilage et la mise en place d'une buse..

Figure n°4 : le collecteur du secteur 1.

• "Collecteur 2"

Dans le secteur 2, le collecteur fait partie d’un réseau de drainage des prairies et est canalisé sur sa partie terminale.

Figure n°5 : exutoire du collecteur du secteur 2

Les prélèvements ont été effectués une fois par mois sur les deux saisons correspondantes aux traitements phytosanitaires de l’ensemble des cultures locales (Tableau I) :

• Printemps (mai, juin, juillet) pour le maïs et les oléo protéagineux

• Automne (septembre, octobre, novembre) pour les céréales à paille

Certains mois (mai, juin), tous les prélèvements n'ont pu être réalisés par défaut de ruissellement suffisant sur le bassin versant élémentaire considéré, les précipitations n'étant pas assez conséquentes ; au mois de septembre, c'est l'ensemble des points qui n'ont pu être prélevés.


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Tableau I : Récapitulatif du planning et du nombre de prélèvements.

Secteur 1 Secteur 2 Secteur 3

Point prélevé BVE céréalier 1

Figure 1

BVE prairial 1 Figure 2

Bief collecteur 1

Figure 4

BVE prairial 2 Figure 3

Bief collecteur 2

Figure 5

BVE céréalier 3

Dates 2 Mai

28 Juin

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

2 Mai

28 Juin

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

2 Mai

28 Juin

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

2 Mai

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

2 Mai

28 Juin

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

28 Juin

17 Juillet

18 Octobre

12 Novembre

Nombre de prélèvement

5/6 5/6 5/6 4/6 5/6 4/6

Les analyses pratiquées visent un large spectre de substances actives afin d’avoir un aperçu qualitatif et quantitatif de la contamination. Il s’agit d’analyses multi-résidus pesticides réalisées par le laboratoire CARSO de Lyon par chromatographie en phase gazeuse couplée avec de la spectrométrie de masse. Les molécules recherchées figurent en annexe 2, il s’agit d’herbicides, de fongicides, d'insecticides.


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Rappels sur l’utilisation des produits phytosanitai res en Dombes :

� Les usages agricoles

Maïs et blé représentent en Dombes près de 70 % de la surface agricole utile (RA 2000). Les produits utilisés sur ces deux types de culture constituent la grande majorité de la pression polluante. Il s’agit principalement de substances herbicides.

Globalement on différencie deux types de stratégie de désherbage :

• Préventive : en prélevée avec des substances permettant d’atteindre une concentration et une persistance suffisante dans la solution du sol. C’est le principe qui est de loin le plus adopté en culture céréalière.

• Curative : en post levée avec des substances rapidement dégradées et donc une action rapide sur des plantes comportant des parties aériennes cibles développées.

Ces dernières années, les quantités les plus élevées de produits commercialisés pour désherber le maïs, de l’ordre de la dizaine de tonnes en Dombes (Sarrazin, 2002) contiennent les molécules suivantes : atrazine, metolachlore, alachlore, diméthenamid, acétochlore. Le premier passage de pulvérisateur intervient en prélevée du maïs soit fin avril généralement. Les parcelles alors à nue, sont particulièrement sensibles au phénomène d’érosion diffuse. Le second traitement dit de rattrapage est fréquent en Dombes du fait de l’humidité locale et de la résistance croissante des adventices ; il est destiné à éviter toute concurrence néfaste au maïs avant que ce dernier atteigne une hauteur plus conséquente. Ce passage a lieu généralement de fin mai à juin.

Concernant les doses employées, les utilisateurs se réfèrent aux doses maximales autorisées ou à celles préconisées par les prescripteurs. D’autres, à la faveur de certains objectifs économiques ou environnementaux limitent volontairement l’usage de certaines matières actives. Pour l’atrazine par exemple, la dose pratiquée peut aller de 500g à 1000 g par hectare (dose préconisée : 750 g).

Pour ce qui est du blé on constate au sein d’un panel plus important de produits la prédominance des urées substituées : isoproturon, chlortoluron. Ces dernières sont également utilisées en prélevée de manière préventive.

� Les usages non agricoles

Ces usages concernent l’entretien des axes de communication d’une manière générale. Concernant la Dombes, on peut citer :

• Les communes utilisatrices d’herbicides en majorité pour l’entretien des routes communales, des allées, des espaces verts, …

• La Direction départementale de l’équipement de l’Ain pour l’entretien des routes (nationales en particulier) et de leurs abords.

• La SNCF qui utilise des trains pulvérisant les voies de chemin de fer. La seule voie traversant la Dombes est la ligne Lyon-Bourg en Bresse. Un train désherbeur national passe une fois par an. Un train régional effectue un rattrapage une fois par an également. Les passages sont programmés à l’avance et ont lieu quelles que soient les conditions météorologiques.

Une enquête menée en Beaujolais en 1998 (CROPPP Rhône-Alpes, 1998) montre que les communes représentent la principale utilisation non agricole de produits phytosanitaires (54 %). Les matières actives sont à 97,5% de nature herbicide avec en tête de liste amminotriazole, diuron et glyphosate.


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Résultats des analyses par point de prélèvement L'ensemble des résultats figure en annexe 3.

Secteur 1 :

� Bassin versant cultivé : BVE céréalier 1 (figure 6).

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000 9000

Concentrations en ng/l

2 mai

28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Carbofuran Atrazine Déséthyl atrazine Métolachlore Alachlore

Isoproturon Mécroprop Propazine Simazine Chlordane

Figure 6 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le BVE céréalier 1.

L’eau prélevée au mois de mai contient le plus grand nombre de matières actives, c’est également la plus contaminée des trois prélèvements printaniers avec près de 8,5 µg/l de pesticides. Cette concentration globale ne diminue quasiment pas en juin avec notamment un pic de désethyl-atrazine issu de la dégradation de l’atrazine. Ce n’est qu’à partir de juillet que la contamination se réduit. Le carbofuran est présent en grande quantité au mois de mai seulement. Il s’agit du seul insecticide rencontré avec des traces de chlordane en juillet. Concernant les herbicides on constate que l’atrazine et ses dérivés ainsi que l’alachlore et le métolachlore sont régulièrement rencontrés en quantité notable. Deux autres substances de la famille des triazines sont détectées au mois de juin : propazine et simazine. Des traces d’isoproturon et de mecoprop sont également décelées.

Les prélèvements d’octobre et novembre montrent une eau nettement moins contaminée qu’au printemps, seulement 3 matières actives restent présentes. Les concentrations sont environ dix fois moindres qu’au printemps.

� Bassin versant à dominante prairie : BVE prairial 1 (figure 7).

Figure 7 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le BVE prairial 1.

0 100 200 300 400 500 600 700

Concentration en ng/l

2 mai

28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Carbofuran Atrazine Déséthyl atrazine Métolachlore Chlortoluron


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Mai et juin présentent également ici des eaux moyennement touchées avec du carbofuran décelé au mois de mai seulement. Néanmoins ici, les concentrations détectées sont nettement plus faibles que dans le BVE céréalier 1.

Les concentrations retrouvées en novembre restent dans le même ordre de grandeur qu’au printemps. Ce n’est pas le cas d’octobre, mois le plus contaminé à cause d’un pic de chlortoluron.

� Bief collecteur majeur du secteur : collecteur 1 (figure 8).

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000


2 mai

28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Carbofuran Atrazine Déséthyl atrazine Métolachlore

Alachlore Isoproturon chlortoluron

Figure 8 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le collecteur 1.

La contamination se retrouve essentiellement au mois de mai, avec la présence une fois de plus de carbofuran. Atrazine, métolachlore et alachlore sont également présents, leur concentration diminuant graduellement les mois suivants.

Le nombre de matières actives est moindre dans les prélèvements d’automne, les concentrations restent cependant élevées en octobre avec des pics de métolachlore et de chlortoluron. Novembre ne fait état que de quelques traces de substances.

Secteur 2 :

� Bassin versant à dominante prairie : BVE prairial 2 (figure 9).

0 100 200 300 400 500 600 700 800


2 mai

28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Atrazine Déséthyl atrazine Métolachlore Chlortoluron

Figure 9 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le BVE prairial 2.


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Seulement deux substances herbicides figurent dans ce BVE : atrazine et métolachlore. Au mois de juin le prélèvement est absent en raison du très faible débit d’écoulement. On note une hausse des concentrations en juillet. Seul le chlortoluron est détecté dans ce BVE en quantité notable au mois de novembre. Le prélèvement d’octobre apparaît indemne de contamination en produits phytosanitaires.

� Bief collecteur majeur du secteur : collecteur 2 (figure 10).

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000


2 mai

28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Carbofuran Atrazine Déséthyl atrazine Métolachlore

cyproconazole cyprodinil Chlortoluron

Figure 10 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le collecteur 2.

On retrouve dans ce bief collecteur la plupart des substances herbicides présentes dans les précédents prélèvements. Le métolachlore est la matière active la plus importante ici, sa concentration ne diminue qu’à partir de juillet mais reste la plus élevée. Celle de l’atrazine ne cesse de diminuer a contrario de son métabolite (DEA). Des traces de chlortoluron apparaissent en mai et juillet. Le seul insecticide reste le carbofuran en mai. Deux fongicides sont présents en juillet dont le cyproconazole en concentration notable. Dans ce bief collecteur, atrazine et chlortoluron figurent à l’état de trace dans les deux prélèvements d’automne.

Secteur 3 :

� Bassin versant cultivé : BVE céréalier 3 (figure 11).

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000


28 juin

17 juillet

18 octobre

12 novembre

Atrazine Déséthyl atrazine Déisopropyl atrazine Métolachlore Propazine Simazine

Figure 11 : résultats des analyses d’eau prélevée dans le BVE céréalier 3.


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Le mois de juin présente ici un pic anormalement élevé d’atrazine. Sur ce BVE les triazines sont très présentes avec trois substances actives différentes (atrazine, propazine, simazine). L’atrazine est absente au mois de juillet. Les herbicides de la famille des chloroacétamides sont quasi absents de ces prélèvements.

En automne les concentrations chutent et seule l’atrazine persiste avec la DEA.

Discussion

Printemps / été

� Contamination globale

Le niveau de contamination est variable entre les différents points de prélèvement. En terme de pollution diffuse, le BVE céréalier 1 est globalement le plus touché : jusqu’à 8,3 µg/l de substances actives au mois de mai (norme eaux potables 5 µg/l). Dans ce BVE dominé par les grandes cultures la contamination reste stable au printemps, bien que les deux premiers prélèvements soient distants de près de deux mois, puis diminue sensiblement au mois de juillet du fait de l’éloignement des périodes de traitements des plantes. Cette remarque est également valable pour le BVE prairie 1.

Les collecteurs 1 et 2 sont moins touchés que les BVE appartenant à leur secteur car une dilution s’opère par regroupement des eaux des multiples BVE collectés. Ces cours d’eau voient leur niveau global de contamination diminuer plus nettement entre mai et juin, sans doute du fait d’un phénomène de dilution plus important causé par les précipitations.

Le secteur 3 constitue un cas particulier dans la mesure où le mois de juin présente un pic inhabituel d’atrazine sans doute imputable à une pollution ponctuelle d’origine inconnue et localisée. L’évolution des concentrations sur ce point est donc difficile à analyser d’autant plus que le mois suivant on ne retrouve aucune trace d’atrazine qui réapparaît très légèrement en automne.

� Contamination par substance

Les matières actives mesurées dans les eaux prélevées appartiennent essentiellement à la catégorie des herbicides utilisés en prélevée du maïs : atrazine accompagnée souvent de certains métabolites (DEA), métolachlore et alachlore en particulier. La quasi omniprésence de ces trois molécules sur l’ensemble des eaux prélevées au printemps rappelle l’importance que tient la culture du maïs sur le parcellaire en Dombes par sa densité géographique et sa répartition. Ces substances ressortent en tête de liste des ventes des prescripteurs sur la totalité de la grande zone Dombes (Sarrazin, 2002). Leur utilisation sur ce territoire se situe pour chacune d’entre elles autour de la dizaine de tonne. Les concentrations observées sur le bassin versant le plus sensible se situent entre 2 et 4 µg/l (norme CEE eau potable : 1µg/l) pour l’atrazine ou les molécules issues de sa dégradation partielle.

Ces produits sont doués d’une persistance d’action relativement élevée et d’une faible affinité envers le sol et font donc partie d’une stratégie préventive de lutte. Les Koc de l’atrazine et des chloroacétamides sont relativement faibles : < 200 g/cm3 (Agritox) ce qui offre à ces substances une grande mobilité et par conséquent de plus grandes opportunités de fuite vers les eaux superficielles. En effet, leur persistance au cours des mois dans les eaux prélevées ne s’explique pas seulement par une utilisation fréquente sur les BVE (les agriculteurs ne traitant pas simultanément leurs parcelles) mais également par leur facile migration vers la solution du sol qui conduit chaque épisode pluvieux conséquent à exporter une partie de ces molécules stockées dans les horizons de surface du sol. La présence régulière d’atrazine jusqu’en automne dans les points les plus exposés (secteurs 1 et 3) montre, bien que les concentrations soient beaucoup moindres, que les exportations de pesticides perdurent pendant plusieurs mois après application.

Ce phénomène pourrait expliquer également la présence au printemps de reliquat de matières actives appartenant à la famille des urées substituées dans le BVE céréalier du secteur 1 (isoproturon) et dans le collecteur du secteur 2 (chlortoluron).


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Les résultats montrent que l’atrazine reste la substance la plus régulièrement présente alors que son utilisation sera très prochainement proscrite. En effet, d’après une enquête menée auprès des prescripteurs (Sarrazin, 2002), le taux d’utilisation de cette substance est le plus élevé. L’évolution de sa concentration sur chacun des points et son positionnement par rapport aux autres substances semblent réguliers. Ce n’est pas le cas du métolachlore qui domine dans le collecteur 2 (jusqu’à 2 µg/l) alors que sa concentration est plus restreinte par ailleurs. Ceci confirme une utilisation plus ponctuelle et moins répandue.

Le carbofuran est le seul insecticide retrouvé en quantité notable dans les eaux analysées durant cette campagne. Plusieurs raisons expliquent sa présence uniquement au mois de mai sur l’ensemble du secteur 1 et sur le collecteur 2 : son utilisation relativement simultané pendant la période d’implantation des cultures puisqu’il s’agit d’un traitement de sol accompagnant l’implantation du maïs ou autre culture de printemps, sa dégradation relativement facile dans l’environnement qui limite sa présence les mois suivants.

Automne

� Contamination globale

D’une manière générale la qualité des eaux prélevées aux mois d’octobre et novembre est nettement meilleure qu’au printemps. Le contraste printemps/automne est le plus important sur les prélèvements du collecteur 2. Ce phénomène peut s’interpréter par la proportion de cultures d’hiver en Dombes qui s’élèvent à près de 30 % de la SAU (RA 2000 ) et est inférieure à celle des cultures de printemps (plus de 40 % de la SAU).

� Contamination par substance

Les concentrations des matières actives dans les eaux sont inférieures à celles retrouvées au printemps pour la plupart des points. Peu de nouvelles substances apparaissent excepté le chlortoluron (famille des urées substituées), bien présent surtout en octobre dans le BVE prairial 1, le collecteur 1, le collecteur 2, et en novembre dans le BVE prairial 2. Sa présence est liée aux traitements herbicides du blé ou de l’orge. Dans plusieurs bassins le chlortoluron prend le relais des substances dédiées au maïs en se plaçant en tête des molécules détectées : BVE prairial 1, collecteur 1, collecteur 2. Ceci dit les concentrations observées n’atteignent jamais des proportions comparables à celles observées au printemps, elles ne dépassent jamais le seuil du microgramme par litre.

Corrélations exposition – contamination

� Qualité de l’eau de ruissellement des bassins versants

Les résultats de l'ensemble de cette campagne de prélèvement montrent que l’eau qui alimente les plans d’eau de la Dombes contient effectivement des résidus de produits phytosanitaires particulièrement en période printanière. Durant la période automnale plus communément dédiée au remplissage des étangs l’eau issue des bassins versants élémentaires (BVE) semble moins contaminée avec un nombre de matières actives plus restreint.

� Indicateurs d’occupation du sol

Les bassins versants étudiés suivent une logique de contamination en fonction de l’exposition aux grandes cultures. Quelle que soit la date de prélèvement, le BVE céréalier 1 produit, du point de vue des résidus phytosanitaires, une eau de qualité inférieure aux autres BVE à l’exception du mois d’octobre. En première analyse, on peut en déduire que la présence de prairies dans les BVE réduit le risque de concentration élevée observée au niveau d’exutoires vers les étangs. On vérifie également le phénomène de dilution de la pollution à plus grande échelle au niveau du collecteur 1 où on observe les mêmes substances que dans le BVE céréalier 1 avec des concentrations inférieures.

A l’échelle du secteur où notre indicateur d’occupation du sol n’est pas lié à des observations de terrain mais à des données de statistique agricole (Recensement Agricole 2000), il est plus délicat d’établir une relation entre l’exposition supposée aux grandes cultures et la contamination


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observée. Le collecteur 2 est en effet plus contaminé au printemps que son homologue du secteur 1. La situation s’inverse en automne.

Il serait intéressant de poursuivre des investigations pour tenter de mettre en évidence un lien entre le taux de surface (agricole) traitée et le niveau de contamination observé à plus grande échelle. Parallèlement il est indispensable de mieux connaître les risques encourus par les écosystèmes aquatiques exposés. Concernant les étangs, le devenir des résidus de pesticides provenant des bassins versants reste à approfondir : épuration, neutralisation (stockage), risque écotoxicologique, …

Limites de l’étude

� Les variables

L’interprétation proposée de ces résultats d’analyse est limitée par de nombreux facteurs de variabilité tels que les volumes d’écoulement et par voie de conséquence l’intensité des transferts. Les épisodes pluvieux sont évidemment différents en terme de hauteur et d’intensité (Annexe 4). Parallèlement les caractéristiques des sols rencontrés ainsi que leur état hydrique fluctuent.

D’autres variables sont liées à la configuration souvent différente de l’environnement au niveau des points de prélèvement. Certains fossés sont envahis de végétation (figure 3) alors que d’autres ont été curés (figure 5), voire même canalisés (figure 6). La dégradation et la rétention des substances phytosanitaires présentes dans les fossés sont fortement dépendantes de ces paramètres (Babut, Flammarion & Garric, 2001), tout comme de la présence de matière organique qui n'a pu être mesurée.

� Critiques du protocole

Le protocole validé ici ne permet pas en raison du faible nombre de points suivis (problème lié au coût élevé des analyses multi-résidus de pesticides) de conclure rigoureusement sur les modalités de transfert des produits phytosanitaires au niveau des BVE ou à plus grande échelle en Dombes. Un programme plus vaste permettrait sur plusieurs sites et pendant au moins 3 saisons successives d’établir des moyennes plus fiables en terme de contamination.

Conclusion

Le programme de prélèvement qui accompagne le diagnostic global en Dombes met en évidence la présence de transfert de résidus de pesticides vers les eaux superficielles. D’après les résultats des analyses, les indicateurs d’occupation du sol choisis lors du diagnostic ne permettent pas systématiquement de statuer sur l’exposition de la ressource. Pour dépasser l’échelle du BVE et affiner la corrélation exposition - contamination une campagne plus vaste ou plus ciblée de prélèvement semble nécessaire.

Les résultats suscitent en effet de nombreuses interrogations :

Peut on conclure à un lien direct entre le taux de surface cultivée sur un bassin versant et l’importance de la contamination de l’eau produite par ce bassin ? A quelle échelle faut il raisonner ce processus ?

Si cela semble se vérifier au niveau du BVE assez facilement, nos résultats montrent que cela parait discutable au niveau des secteurs. Les analyses pratiquées à l’exutoire de grands bassins versants hydrographiques (Irance, Vieux-Jonc, Veyle) par le contrat de rivière Veyle montrent des concentrations très variables qui ne permettent en aucun cas de « hiérarchiser » ces bassins en fonction du type d’agriculture qui y est pratiquée.

Les concentrations retrouvées en pesticides dans les fossés et cours d’eau prélevés constituent-elles une contamination représentative de l’ensemble des bassins versants dombistes ? L’objectif est ici de caractériser plus précisément le degré d’exposition des écosystèmes aquatiques et en particulier des étangs. Dans une région comme la Dombes où la mise en place de bandes enherbées est très difficile dans de nombreux secteurs, il semble intéressant d’approfondir ces travaux prélimnaires.


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Conséquences envisageables de la présence de résidu s de produits phytosanitaires dans les milieux aquatique s.

Approche bibliographique

(Avec tous nos remerciements à Gilles MONOD, Unité d'Ecotoxicologie Aquatique de l'INRA de RENNES, pour la mise à disposition de son fonds documentaire très riche sur le sujet).

Dangers que représentent les p esticides

Les matières actives contenues dans les produits phytosanitaires sont des molécules synthétisées pour modifier et altérer des mécanismes biochimiques indispensables chez des organismes cibles (insectes et végétaux parasites des cultures). Dans le milieu naturel, hors de la parcelle agricole, les pesticides sont donc susceptibles de devenir toxiques pour d’autres organismes non cibles.

Parmi les familles chimiques dont le mode d’action est bien connu on trouve les organophosphorés et les carbamates (carbofuran). Ces substances inhibent le fonctionnement de l’acéthylcholinesterase, enzyme essentielle à la transmission de l’influx nerveux. Les organochlorés (chlordane) interviennent également au niveau des synapses. Les organismes aquatiques (poissons et invertébrés) ne demeurent pas moins sensibles à ce type de toxicité que les insectes cibles.

Triazines (atrazine, simazine, propazine) et urées substituées (isoproturon, chlortoluron) bloquent la synthèse chlorophyllienne au niveau des chloroplastes en inhibant le transfert d’électrons impliqué dans la photosynthèse. Cette dernière est vitale aussi bien pour les mauvaises herbes des cultures que pour le phytoplancton et l’ensemble des végétaux aquatiques. En terme de toxicité sur la faune, ces substances herbicides sont nettement moins nocives que les insecticides néanmoins les chloroacétamides tels que l’alachlore (CL50 2 mg/l chez la truite arc-en-ciel en 96 h, Agritox) sont classées par la CEE comme très toxiques pour les organismes aquatiques tout comme l’atrazine et l’isoproturon.

Bien que le mode d’action connu d’un pesticide permette d’envisager le danger menaçant les organismes aquatiques, le mode d’action n’est pas toujours aussi bien caractérisé (Monod, 1998).

Effets des pesticides sur les organismes aquatiques

� Généralités

Il existe deux types de toxicité imputables aux produits phytosanitaires touchant les organismes : la toxicité létale et la toxicité chronique. La toxicité létale permet de mesurer par une exposition ponctuelle, la capacité d’un pesticide à provoquer la mort de l’organisme considéré.

La toxicité chronique suppose des expositions longues et régulières très inférieures aux concentrations létales. Ce type de nocivité conduit à l’altération des performances des organismes exposés sans forcément aboutir à leur mort. C’est ce type de toxicité que nous allons considérer ; en effet, la CL 50 pour le carbofuran chez la truite arc-en-ciel est de 820 µg/l (en 96 heures, Agritox) et nous en retrouvons près de 4 µg/l dans un bassin versant céréalier.

Les pesticides biocumulatifs sont les plus rémanents du fait de leur faible biodégradabilité. La bioaccumulation est le processus par lequel les organismes vivants, en particulier ceux qui vivent dans l’eau, peuvent extraire et concentrer les substances chimiques, à la fois directement à partir de l’environnement qui les entoure (c’est la bioconcentration), et indirectement à partir de leur nourriture. Les insecticides organochlorés bioaccumulent très significativement et montrent une toxicité nerveuse et également sur les fonctions de reproduction. Ce type de substance a été décelé en Dombes, il s’agit du Chlordane présent dans le bassin cultivé au mois de juillet à raison de 63 ng/l. Cette concentration est extrêmement faible néanmoins sa présence n’est pas un hasard : on peut citer la présence de ce polluant dans les sédiments et la chair de carpe d’un étang dombiste ayant fait l’objet d’une récente étude en 2001 (Vallod & Keck, 2001). Le Chlordane


15

est interdit depuis 1976, bien que les teneurs détectées semblent peu significatives, sa présence dans les écosystèmes dombiste montre au moins son exceptionnelle rémanence.

� Impact sur les écosystèmes lentiques

L'introduction de certains pesticides dans le milieux aquatiques peut s'accompagner de modifications de la structure des communautés de macrophytes (Murphy & Barrett, 1990) avec des proliférations possibles des Characées et des lentilles d'eau, plus tolérantes (Caquet & Rivoal, 1999).

L’action des herbicides peut conduire, via l'altération de la dynamique des populations de producteurs primaires, à déréguler le fonctionnement des chaînes trophiques appartenant à l’écosystème aquatique. C’est le cas par exemple du phytoplancton et du zooplancton.

Il est probable que l’atrazine induise des perturbations physiologiques non apparentes, mais susceptibles de diminuer les capacités compétitives des espèces les plus sensibles et de favoriser indirectement le développement d’espèces plus tolérantes à l’herbicide (Bérard & al, 1995). L’impact de l’atrazine dépend également de la composition des populations phytoplanctoniques au moment de l’exposition.

Sur le plancton (Caquet & Rivoal, 1999), les pesticides ont des effets directs : - modifications de la structure des populations algales par prolifération des

espèces tolérantes au détriment des espèces sensibles, - réduction de l'activité photosynthétique des algues,

et des effets indirects : - modification de la structure des populations zooplanctoniques (cascades

trophiques) tant en abondance qu'en composition spécifique. Sur les macrophytes, les effets le plus souvent étudiés sont des effets directs : modification biochimique des plantes, altérations du développement, altérations morphologiques et mortalité. Ces auteurs rapportent également des mortalités importantes relevées sur des organismes du zooplancton et des invertébrés benthiques sous l'action d'une introduction, volontaire ou accidentelle, de pesticides. Le plus souvent, l'ensemble de ces effets conduit à une modification des relations de compétition interspécifique pour les ressources alimentaires.

Sur les poissons, de nombreuses publications font état du danger que représentent les pesticides, mais l'essentiel de ces travaux concerne des cas de toxicité aiguë ou se rapportent à des essais mené"s en laboratoire (aquarium) ou enceintes de type micro ou mésocosmes.

Les effets d'une situation de toxicité chronique sont plus rarement détaillés dans la bibliographie. Les conséquences les plus fréquemment avancées de ce type de contamination concernent la diminution du potentiel reproducteur par mortalité importante des alevins au stade résorption de la vésicule vitelline, par modification du comportement de la reproduction, … (Caquet & Rivoal, 1999). Par ailleurs, toujours selon ces auteurs, la diminution des proies (plancton) accessibles au poisson peut se traduire par une diminution de la croissance (voire à la mort) ou un accroissement de la vulnérabilité à la prédation. La modification des habitats (végétation) peut aussi induire des conséquences sur la biologie et la physiologie des poissons (abris, zones de nourriture, …).

Parmi les molécules que nous avons retrouvé dans les analyses effectuées sur la Dombes, le carbofuran est classé comme très toxique pour les organismes aquatiques (classement CEE, agritox). Des expositions sublétales de courte durée à cet insecticide carbamate peuvent affecter significativement l’activité de l’Acétylcholinestérase (AchE) et l’activité de nage chez Carassius auratus (Bretaud & al, 2001). Un test effectué à 25, 50 et 100 µg/l montre que l’inhibition de l’AchE augmente avec la concentration. Ce type de toxique agit donc de manière dose-dépendante. Des effets d’inhibition surviennent à la plus faible concentration testée (25 µg/l), les mesures comportementales montrent que l’activité de nage diminue aux concentrations élevées (100 µg/l) qui se rapprochent de la CL50 96h établie chez la carpe commune (à partir de 500 µg/l).

Ces expériences montrent que l’inhibition de l'AchE par les carbamates est susceptible de provoquer des perturbations comportementales. Cependant ces études concernent des


16

expositions à des concentrations élevées, à partir de 25 µg/l alors que nos résultats d’analyse présentent des concentrations en carbofuran au maximum de 3 à 4 µg/l. De ce fait, ces conditions d’étude demeurent peu réalistes sachant de plus que la durée de vie de ce carbamate dans l’environnement reste plutôt courte. Cependant, le cas de l’inhibition de l’AchE est parfois détecté pour des concentrations 1000 fois plus faibles que celles correspondant aux concentrations létales (Monod, 1998). Bien que l’on commence à connaître, grâce à cette campagne de prélèvement, les matières actives pénétrant dans les eaux des étangs dombistes, les caractéristiques d’exposition des organismes vivant dans les plans d’eau sont actuellement méconnues.

Conclusion

La pollution diffuse issue de l’apport pendant de longues périodes de pesticides amenant à des concentrations situées largement en dessous des seuils de létalité constitue le scénario d’exposition dû aux pratiques agricoles sur les bassin versants de la Dombes.

L'approche bibliographique, qui mériterait d'être approfondie, montre les effets que peut causer la présence des composés abiotiques que sont les produits phytosanitaires dans les écosystèmes aquatiques et met en évidence la nécessité de réfléchir sur les procédés de maîtrise des transferts de ces composés vers les eaux superficielles.

Il y a de nombreuses limites aux moyens d’évaluation des effets sur les écosystèmes aquatiques.

Les essais de toxicité concernent des observations effectuées en laboratoire dans des conditions contrôlées. Il s’agit souvent d’effets à court terme (mortalité) avec une assurance de reproductibilité permettant de comparer de manière fiable les résultats sur différentes substances chimiques. Le réalisme de ces essais par rapport aux situations environnementales est évidemment très faible. En cherchant à maintenir une concentration constante de substance dans le but d’effectuer une mesure précise, on s’éloigne du comportement des substances dans les rivières qui évolue selon des concentrations variables selon des pas de temps très courts.

Les mésocosmes où l’on introduit plusieurs espèces afin de mettre en évidence les interactions possibles et de mieux comprendre les effets indirects des composés, permettent de se rapprocher de la réalité cependant il est impossible de standardiser les protocoles. De plus, il y a de nombreuses interactions qui ne sont pas prises en compte comme le phénomène bioaccumulatif.

Enfin, l’approche consistant à élaborer des protocoles de mesures sur le terrain à l’aide de biomarqueurs ou bio-indicateurs demeure souvent complexe, car elle se doit d’intégrer de nombreux facteurs chimiques et physiques extrêmement variables. Ce type d’évaluation n’a pas la capacité prédictive des essais conventionnels ou des mésocosmes (Babut & al, 2001).

Actuellement les matières actives sont utilisées séparément, or les mesures effectuées mettent en évidence des situations de mélanges dans lesquels peuvent éventuellement figurer d’autres composés susceptibles d’exercer une activité toxique. On peut alors craindre une sous estimation du risque pour les écosystèmes (Babut & al, 2001).

La gamme d’effets régulièrement étudiés (mortalité, croissance, reproduction) présente des conséquences importantes pour le maintien des milieux mais des séquelles demeurent également envisageables sur d’autres fonctionnalités du vivant tels que le système hormonal, la production de gamètes, ou bien le métabolisme énergétique.

Il serait donc indispensable, en plus de la surveillance du milieu par la recherche de résidus dans l'eau d'alimentation des étangs, voire dans les sédiments ou dans la chair des poissons, de travailler à l'évaluation de l'état de danger représenté par ces pesticides pour les organismes aquatiques, poissons notamment. Des réflexions en ce sens ont été engagées en Bretagne et permettent une première lecture, pour un certain nombre de molécules, de leur impact possible en termes d'effets sublétaux (Monod & al., 1998).

Pour bon nombre de molécules actives, les données manquent concernant les effets chroniques, ce qui incite à privilégier une démarche préventive. Parmi les molécules que nous avons retrouvées en Dombes, quelques données d'écotoxicologie sont présentées en annexe 5. De plus, l'avis émis dans le travail de Monod et al. (1998) est le suivant :


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Alachlore : quelques rares données sur les effets sublétaux sur les invertébrés et les poissons, rien sur les producteurs primaires (phytoplancton et macrophytes).

Atrazine : danger potentiel avec effets observés sur les poissons et les invertébrés en conditions contrôlées dans les écosystèmes naturels, grande sensibilité des producteurs primaires.

Carbofuran : toxicité chronique a priori relativement faible. Chlortoluron, Mécroprop, Métolachlore,: quasi absence de données bibliographiques sur la

toxicité chronique rendant difficile l'estimation fondée d'un potentiel danger. Isoproturon : très peu de données sur son effet les poissons et les invertébrés, inhibition de la

croissance des macrophytes et du phytoplancton relevée. Simazine : effets proches de ceux de l'atrazine en première approximation mais des

contamination bien plus faibles limitant ses effets sur les poissons et les invertébrés ; grande sensibilité des producteurs primaires.


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Références bibliographiques

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BERARD A, PELTE T, 1995. Effets de l’atrazine sur l’évolution des peuplements phytoplanctoniques lacustres. INRA, institut de limnologie Thônon, international symposium : Biological marquers of pollution, septembre 1995 Chinon, France, 317-324.

BRETAUD S, SAGLIO P, TOUTANT JP, 2001. Effets du carbofuran sur l’activité de l’acéthylcholinestérase cérébrale et sur l’activité de nage chez carassius auratus (cyprinidés). INRA, Cybium 2001, 33-40.GIOVANNI R, produits phytosanitaires et milieux aquatiques ??

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19

Annexe 1

Représentation du bassin versant cultivé (BV céréalier 1), SIG ADAPRA.

< 1 %

1 à 2 %

2 à 3 %

3 à 4 %

> 4 %

Ecoulements

Etangs

Limites du BV Pente


20

Annexe 2 Liste des substances actives recherchées dans l'eau

2 4 5 T, 2 4 D, 2 4 DB, 2 4 MCPA, 2 4 MCPB,

aclofinen, acrinathryne, alachlore, aldicarbe, aldrine, amétryne, atrazine, azinphos éthyl, azinphos méthyl,

bénalaxyl, benfluraline, bentazone, benthiocarbe, bifénox, bifenthrine, bromacile, bromophos, bromoxynil, brompropylate, butraline,

captafol, captane, carbaryl, carbendazine, carbétamide, carbofuran, chlorbufame, chlordane, chlorfenvinphos, chlorridazone, chlorméphos, chloronèbe, chlorophacinone, chlorothalonil, chloroxuron, chlorpyriphos méthyl, chlorsulforon, chlortoluron, coumaphos, cyanazine, cyfluthrine, cyhalothrine lambda, cymoxanil, cyperméthrine, cyproconazole, cyprodinil,

DDD op', DDD pp', DDE op', DDE pp', DDT op', DDT pp', déisopropyl atrazine, deltaméthrine, déméton S méthyl, déséthyl atrazine, desmétrine, diallate, diazinon, dichlofluanide, diclofop méthyl, dichlorprop, dichlorvos, diclobénil, dicofol, dieldrine, diéthofencarbe, diflubenzuron, diméthinamide, diméthoate, diméthomorphe, dinocap, dinoseb, diniterbe, disulfoton, diuron, DNOC,

endosulfan A, endosulfan B, endrine, ethofumésate, ethoprophos,

fénarimol, fénitrothion, fenpropathrine, fenpropimorphe, fenthion, fénuron, fluazifop-p-butyl, flufenoxuron, fluorochloridone, flutriafol, fluzilazole, folpel, fonofos, formothion,

HCH alpha, HCH bêta, HCH delta, HCH gamma, heptachlore, heptachlore époxyde, hexaconazole, hexazinone,

ionoxyl, iprodione, isoproturon, isoxaben,

lénacile, linuron,

malathion, mécroprop, mercaptodiméthur, métamitron, métazachlore, méthabenthiazuron, méthidathion, métobromuron, métolaxhlore, métribuzine, mévinphos, monolinuron, monuron,

néburon, norflurazon,

oryzalin, oxadiazon, oxadixyl,

parathion éthyl, parathion méthyl, pendiméthaline, phenmédiphame, phosalone, phoxime, prochloraze, procymidone, prométryne, propanil, propargite, propazine, propétamphos, propiconazole, propyzamide, prosulfocarbe, pyrazophos, pyridate, pyrifenox, pyriméthanil, pyrimiphos éthyl, pyrimiphos méthyl,

simazine, sulcotrione, sulcotrione,

tébutam, terbacile, terbufos, terbuméton, terbuthylazine, terbutryn, tetraconazole, tralométhrine, triadiménol, triallate, triazophos, trichlopyr, trifluraline,

vinchlozoline.


21

Annexe 3

Résultats (en ng/l) des analyses multirésidus pesti cides effectuées.

Secteur 1 Secteur 2 Secteur 3 02-mai-02 BV culture 1 BV prairial 1 Collecteur 1 BV prairial 2 Collecteur 2 BV culture 2

Carbofuran 3815 259 2417 1299 Atrazine 2700 46 1420 39 1550 Déséthyl atrazine 771 830 570 Métolachlore 42 760 41 1790 Alachlore 814 664 Isoproturon 83 86 Mécroprop 149 Chlortoluron 95

28-juin-02 Atrazine 2139 187 580 / 832 10690

Déséthyl atrazine 4384 164 456 / 873 2831

Déisopropyl atrazine 381 / 978

Métolachlore 174 409 / 2032 31

Alachlore 950 108 /

Propazine 61 / 173

Simazine 58 / 232

17-juil-02 Atrazine 1026 533 435 596

Déséthyl atrazine 3087 63 317 170 902 1724

Métolachlore 215 29 230 98 1170

Alachlore 872 45

Propazine 27 36

Chlordane 63

Cyproconazole 922

Cyprodinil 52

Clortoluron 86 oct-02

Atrazine 71 231 95 116Métolachlore 714 510 Chlortoluron 413 964 39

nov-02 Chlortoluron 305 Atrazine 54 76 33 28 Déséthyl atrazine 224 111 104 Métolachlore 109 63 Alachlore 25

Note :

Secteurs 1 et 3 : grande zone dominée par les grandes cultures

Secteur 2 : grande zone laissant une plus large part aux prairies

BV culture : bassin versant dont le parcellaire est dominé par les grandes cultures céréalières

BV prairial : bassin versant dont le parcellaire est dominé par les surfaces en herbe


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Annexe 4 : Données météo

Relevé pluviométrique quotidien de la station de Ma rlieux du 01/05/2002 au 30/07/2002.

Relevé pluviométrique quotidien de la station de Ma rlieux du 01/09/2002 au 30/11/2002.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

01/09/2002 08/09/2002 15/09/2002 22/09/2002 29/09/2002 06/10/2002 13/10/2002 20/10/2002 27/10/2002 03/11/2002 10/11/2002 17/11/2002 24/11/2002

Hauteur (mm)

Prélèvement du 18 octobre

Prélèvement du 12 novembre

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

01/0

4/20

02

08/0

4/20

02

15/0

4/20

02

22/0

4/20

02

29/0

4/20

02

06/0

5/20

02

13/0

5/20

02

20/0

5/20

02

27/0

5/20

02

03/0

6/20

02

10/0

6/20

02

17/0

6/20

02

24/0

6/20

02

01/0

7/20

02

08/0

7/20

02

15/0

7/20

02

22/0

7/20

02

29/0

7/20

02

Hau

teur

(m

m)

Prélèvement du 2

mai

Prélèvement du 28

juin

Prélèvement du 17

juillet


23

Annexe 5 Caractéristiques toxicologiques et écotoxicologiques des principales substances retrouvées.

Substance active : carbofuran

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CL50 : 0.82 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Cosolvant : en solution dans

l'acétone et du tween 80 - Méthode : OCDE - Origine de la donnée : Mitsubishi Chemical Industries Limited

DOSE JOURNALIERE ACCEPTABLE (DJA) 0.00200 mg/kg/j ( FAO/OMS le 01/01/99 )

CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CEE 08/06/00 : N T+ R53 R26/28 R50

nature (N) très toxique (T+) R53 peut entraîner des effets néfastes a long terme pour l'environnement aquatique R26/28 très toxique par inhalation et ingestion R50 très toxique pour les organismes aquatiques

Substance active : atrazine

DT plein champ DT50 (en jours) MIN : 18 / MAX : 119

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CL50 : 4.5 - 8.8 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba

Geigy AG

• crapet arlequin CL50 : 16 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• poisson chat CL50 : 7.6 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• guppie CL50 : 4.3 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• carpe (carassin) CL50 : >=76 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 6.9 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Origine de la donnée : PM 96

• Daphnia pulex CI50 : 0.24 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Origine de la donnée : RIVM 94

EFFET SUR LA CROISSANCE DES ALGUES • Scenedesmus subspicatus CE50 ( CEb ) : 0.043 mg/l - Durée de l'exposition : 72 heures - Origine de la

donnée : Ciba Geigy AG

• selanastrum CE50 ( CEb ) : 0.13 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG


• dunaliella tertiolecta CE50 ( CEb ) : 0.17 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

DOSE JOURNALIERE ACCEPTABLE (DJA) 0.04000 mg/kg/j ( France le 16/05/01 )


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CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CEE 08/06/01 : N Xn R48/22 R43 R50/53

nature (N) nocif (Xn) R48/22 nocif : risque d'effets graves pour la santé en cas d'exposition prolongée par ingestion R43 peut entraîner une sensibilisation par contact avec la peau R50/53 très toxique pour les organismes aquatiques, peut entraîner des effets néfastes a long terme pour l'environnement aquatique

Substance active : alachlore

DT plein champ DT50 (en jours) MIN : 4 / MAX : 24

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite CL50 : 1.8 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures

• carpe (carassin) CL50 : 2.8 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures

• poisson chat CL50 : 2.1 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 0.05 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : The

Dictionary of substances and their effects

• Daphnia magna CI50 : 10 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures

EFFET SUR LA CROISSANCE DES ALGUES • selanastrum CE50 ( CEb ) : 1.9 ug/l - Durée de l'exposition : heures


CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CEE 08/06/01 : N Xn R40 R22 R43 R50/53

nature (N) nocif (Xn) R40 effet cancérogène suspecté -preuves insuffisantes R22 nocif en cas d'ingestion R43 peut entraîner une sensibilisation par contact avec la peau R50/53 très toxique pour les organismes aquatiques, peut entraîner des effets néfastes a long terme pour l'environnement aquatique

Substance active : metolachlore

DT plein champ DT50 (en jours) MIN : 14 MAX : 51

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CL50 : 2 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• carpe (carassin) CL50 : 4.9 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• crapet arlequin CL50 : 15 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES POISSONS • vairon à tête de mouton CSEO : 2.2 mg/l - Durée de l'exposition : 28 jours

Paramètre : - Effet : - Méthode : OCDE 202

• vairon a grosse tête CSEO : 0.78 mg/l - Durée de l'exposition : 266 jours Paramètre : CYCLE DE VIE - Effet : - Méthode : OCDE 202


25

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 25.1 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy

AG

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CSEO : 3 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours

Type d'effet : - Méthode : OCDE 202


donnée : Ciba Geigy AG


• Anabaena flos-aquae CE50 ( CEb ) : 1.1 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• Navicula pelliculosa CE50 ( CEb ) : 0.4 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• skelatonema CE50 ( CEb ) : 0.06 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG


Substance active : isoproturon

DT plein champ 50 (en jours) MIN : 12 / MAX : 33

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • ide melanote CL50 : 18 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Review Report

europeen

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CSEO : 1 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours

Paramètre : CROISSANCE - Effet : - Origine de la donnée : Rhone Poulenc Agrochimie

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 0.58 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Méthode : IMMOBILISATION -

Origine de la donnée : Review Report europeen

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CSEO : 0.12 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours

Type d'effet : REPRODUCTION - Origine de la donnée : Review Report europeen

EFFET SUR LA CROISSANCE DES ALGUES • Navicula pelliculosa CE50 ( CEb ) : 0.01 mg/l - Durée de l'exposition : 72 heures - Origine de la donnée :

Review Report europeen

EFFET SUR LES MACROORGANISMES DES SEDIMENTS • Chironomus sp CE50 : - Durée de l'exposition : 28 jours

CSEO : 0.5 mg/l Type d'effet : émergence - Origine de la donnée : Review Report europeen

EFFET SUR LES PLANTES AQUATIQUES • Lemna CSEO : 0.031 mg/l - Durée de l'exposition : jours - Origine de la donnée : Review Report

europeen

DOSE JOURNALIERE ACCEPTABLE (DJA)


26

0.01500 mg/kg/j ( CEE le 07/12/01 )

CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CEE 30/12/98 : N Xn R40 R22 R53 R50

nature (N) nocif (Xn) R40 effet cancérogène suspecté -preuves insuffisantes R22 nocif en cas d'ingestion R53 peut entraîner des effets néfastes a long terme pour l'environnement aquatique R50 très toxique pour les organismes aquatiques

Substance active : chlortoluron

DT plein champ 50 (en jours) MIN : 26 MAX : 42

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CL50 : 20 - 35 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba

Geigy AG

• crapet arlequin CL50 : 45 - 50 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• carpe (carassin) CL50 : >100 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• poisson rouge CL50 : 270 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

• poisson chat CL50 : 60 -125 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Origine de la donnée : Ciba Geigy AG

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 67 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Origine de la donnée : SIRIS/PM

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • daphnie CSEO : 10 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours

Type d'effet : IMMOBILISATION

• daphnie CSEO : 0.023 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours Type d'effet : REPRODUCTION


donnée : SIRIS

• algue non spécifiée CE50 ( CEb ) : 0.053 mg/l - Durée de l'exposition : 72 heures - Origine de la donnée : Makhteshim (ISRAEL)


CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CMT 08/09/99 : N Xn R40 R50

nature (N)

nocif (Xn)

R40 effet cancérogène suspecté -preuves insuffisantes

R50 très toxique pour les organismes aquatiques


27

Substance active : mecoprop-P

PERSISTANCE EN PLEIN CHAMP DT 50 lab : 3 - 13j (ecco 91)

TOXICITE AIGUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CL50 : 150 - 220 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Cosolvant : tel quel -

Méthode : OCDE, STATIQUE

• crapet CL50 : >100 mg/l - Durée de l'exposition : 96 heures - Cosolvant : tel quel - Méthode : OCDE

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES POISSONS • truite arc-en-ciel CSEO : 50 mg/l - Durée de l'exposition : 28 jours

Paramètre : TOXICITE CHRONIQUE - Effet : flux continu

TOXICITE AIGUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CI50 : 91 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Méthode : STATIQUE

• Daphnia magna CI50 : 20 mg/l - Durée de l'exposition : 48 heures - Méthode : STATIQUE

TOXICITE CHRONIQUE CHEZ LES INVERTEBRES AQUATIQUES • Daphnia magna CSEO : 100 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours

Type d'effet : REPRODUCTION - Méthode : PARENTS

• Daphnia magna CSEO : 50 mg/l - Durée de l'exposition : 21 jours Type d'effet : REPRODUCTION - Méthode : JEUNES

EFFET SUR LA CROISSANCE DES ALGUES • Scenedesmus subspicatus CE50 ( CEb ) : 270 mg/l - Durée de l'exposition : 72 heures

• Scenedesmus subspicatus CE50 ( CEr ) : 22 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures

• Anabaena flos-aquae CE50 ( CEr ) : 14.8 mg/l - Durée de l'exposition : 120 heures

CLASSEMENT TOXICOLOGIQUE Classement en vigueur de CMT 18/11/92 : Xn R20/21/22

nocif (Xn) R20/21/22 nocif par inhalation, contact avec la peau et par ingestion

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