Développement d'un indicateur d'effet écotoxicologique terrestre pour le cuivre basé sur l'activité enzymatique

L'écotoxicité terrestre est une catégorie d'impact évaluée en analyse de cycle de vie (ACV) permettant de caractériser la toxicité des substances chimiques sur les organismes vivants. Cette catégorie d'impact utilise des données expérimentales tirées d'études scientifiques qui sont à ce jour peu nombreuses compte tenu de la nature hétérogène du sol, par opposition à l'écotoxicité aquatique dont les données expérimentales sont abondantes. C'est pour cette raison que des facteurs de conversion arbitraires ont été déterminés afin d'extraire des données d'écotoxicité terrestre à partir de l'écotoxicité aquatique. Malheureusement les relations utilisées en ACV pour convertir les données d'effet aquatiques en données d'effet terrestres ne sont pas fiables. Ainsi les différentes méthodes d'évaluation des impacts du cycle de vie (ÉICV) ne tiennent pas compte de la spéciation et de la biodisponibilité des métaux et ainsi surestiment la toxicité des métaux en n'évaluant que la forme totale du métal. L'impact modélisé à partir des modèles utilisés en ACV est donc inadéquat et peu représentatif de la réalité. De ce fait, IMPACT WORLD+, une nouvelle méthode d'ÉICV, a été développée afin d'inclure, dans le futur, des notions de spéciation, spatialisation intégrant la notion d'écotoxicité terrestre. La collecte des données expérimentales reste toujours un problème afin d'alimenter le modèle USEtox utilisé dans la nouvelle méthodologie pour l'écotoxicité. Les données générées jusqu'à présent, couvrent surtout les invertébrés du sol et la végétation alors que peu de données sont disponibles sur les micro-organismes qui sont pourtant garants de la santé des sols et directement exposés à la contamination métallique via le compartiment du sol. Afin d'évaluer l'activité microbienne, l'activité enzymatique (AE) semble être l'indicateur désigné, de par sa grande sensibilité à de fortes concentrations de Cu. L'invertase, l'uréase, la protéase, l'arylsulfatase, la phosphatase et la β-glucosidase sont des enzymes couvrant tous les cycles biogéochimiques du sol (azote, souffre, carbone et phosphore) et sont impliquées dans la croissance des plantes et la décomposition des composés organiques en sous-unités assimilables. Les enzymes du sol satisfont aux critères d'indicateur de choix quant à la mesure des effets d'une contamination métallique sur les fonctions de la communauté microbienne puisqu'ils fournissent une évaluation biochimique intégrée unique de l'état et du fonctionnement du sol. Les AE doivent être associées à des paramètres complémentaires, tels que la teneur en matière organique (MO) ou le pH, pour être utiles comme indicateurs de la santé des sols. L'hypothèse de ce projet de recherche est la suivante : l'évaluation de la toxicité du cuivre sur la diversité enzymatique pour plusieurs types de sol permet de développer un indicateur écotoxicologique terrestre global et ce indépendamment du pH et du contenu en matière organique des sols étudiés. En effet, des enzymes tels que l'invertase, l'uréase, la protéase, l'arylsulfatase, la phosphatase et la β-glucosidase couvrent plusieurs processus essentiels à la santé des sols et sont donc tout indiqués dans le développement d'un indicateur global. Les objectifs spécifiques sont de: 1) vérifier la méthodologie développée par Lessard et al. (2014) pour le cuivre ; 2) obtenir des EC50 expérimentalement pour le cuivre pour un phyla peu couvert par la littérature, les micro-organismes, pour des sols présentant une grande variabilité physico-chimique et les agréger afin d'obtenir un indicateur unique ; 3) vérifier l'influence de la variabilité des propriétés physico-chimiques sur la spéciation du cuivre et sa toxicité inhérente ; 4) renforcer les conclusions obtenues pour les 15 sols échantillonnés par une évaluation de la toxicité du Cu sur l'activité enzymatique pour des sols de vignoble ayant des propriétés physico-chimiques similaires. Quinze sols ont donc été échantillonnés afin d'être divisés en paire : une des deux paires a été contaminée au CuCl2 (sol contaminé), alors que l'autre paire a été amendée en CaCl2 (sol témoin) afin de venir balancer la teneur en ions chlorures dans les deux sols, ce qui a permis de les comparer. Les sols ont été lixiviés afin de reproduire des conditions de terrains. Les essais enzymatiques pour l'invertase, l'uréase, la protéase, l'arylsulfatase, la phosphatase et β-glucosidase ont ensuite été menés dans de l'eau déionisée afin de respecter le pH naturel du sol. En parallèle, la caractérisation physico-chimique des sols a été effectuée, soit l'analyse de la concentration en Cu total et en Cu soluble, la mesure du pH, de la COT, de la COD, de la CEC et de la capacité tampon. Les résultats obtenus ont été traités statistiquement par le biais de tests de « Student » appariés, d'ANOVA et de PCA afin d'obtenir des corrélations entre les activités enzymatiques, la concentration en Cu soluble et les caractéristiques physico-chimique des sols. Le rapport entre l'activité enzymatique mesurée dans le sol contaminé et celle mesurée dans le sol témoin a permis de dégager des pourcentages d'activité enzymatique (% AE). Ces %AE ont été tracés en fonction de la concentration en Cu soluble pour les sols dont les concentrations en produit (suite aux essais enzymatiques) étaient significativement différentes pour une même paire. Le modèle hyperbolique d'inhibition partielle a été ajusté aux résultats puisqu'il semblait être le plus adapté dans le cadre de ce projet. Parce que les 15 paires de sol présentaient une grande variabilité physico-chimique, il n'a pas été possible d'extraire un indicateur unique basé sur les EC50 qui auraient pu être obtenues pour chaque enzyme. En effet, la seule enzyme pour laquelle il a été possible d'obtenir une EC50 est la β-glucosidase (1,2 mg Cu soluble/ kg de sol sec) et ce pour seulement six paires de sols dont les pH étaient similaires (pH entre 7,28 et 7,71 sauf pour le sol A à pH 5,01). Les concentrations en Cu soluble et en Cu total n'était que très peu corrélées aux différentes activités enzymatiques, tandis qu'on l'on a pu observer une forte influence des propriétés physico-chimiques, notamment le pH et la MO, sur la distribution du Cu et sur les activités enzymatiques. Ce sont des variables qui impactent grandement la toxicité du Cu et doivent être prises en compte lors de l'évaluation de l'effet de celui-ci, ce qui expliquerait la difficulté d'extraire des données pour des sols présentant autant de disparités au niveau de leurs propriétés. Ainsi, les sols de vignoble, présentant des propriétés semblables ont permis de dégager une tendance similaire au niveau de l'effet sur les six enzymes sauf pour l'arylsulfatase. Le nombre de données étant insuffisant pour ajuster des courbes de tendance, il serait intéressant de pousser plus loin, soit en évaluant l'activité enzymatique pour des sols strictement similaires au niveau des caractéristiques physico-chimiques pour différentes concentrations de Cu ou extraire des EC50 pour le même sol à différentes concentrations de Cu et ce pour plusieurs sols afin de comparer les EC50 entre elles et de vérifier si l'on peut grouper les sols selon des archétypes. En conclusion, l'extraction d'un indicateur global d'écotoxicité terrestre du Cu n'a pas été possible dans le cadre de cette étude. Ainsi, il est recommandé d'utiliser une méthodologie considérant la concentration totale en fonction des archétypes de sol, des caractéristiques physico-chimiques et de la végétation environnante. L'évaluation du risque environnemental ne devrait pas se faire seulement sur la base des indicateurs sans tenir compte des conditions dans lesquelles ces indicateurs ont été obtenus. Beaucoup de paramètres physico-chimique ont un double rôle ce qui rend la prédiction de la réponse toxique très complexe. Une autre avenue intéressante serait d'évaluer la spéciation du Cu afin de voir quelle fraction serait la plus représentative de l'effet toxique du Cu sur les enzymes.