Impact écotoxique potentiel sur les milieux récepteurs aquatiques des métaux en mélange dans les eaux pluviales urbaines

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aquatiques des métaux en mélange dans les eaux pluviales urbaines

Ruth Angerville, E. Emmanuel, Y. Perrodin

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Ruth Angerville, E. Emmanuel, Y. Perrodin. Impact écotoxique potentiel sur les milieux récepteurs

aquatiques des métaux en mélange dans les eaux pluviales urbaines. Novatech 2007 - 6ème Conférence

sur les techniques et stratégies durables pour la gestion des eaux urbaines par temps de pluie / Sixth

International Conference on Sustainable Techniques and Strategies in Urban Water Management, Jun

2007, Lyon, France. �hal-03248849�

Impact écotoxique potentiel sur les milieux récepteurs aquatiques des métaux en mélange dans les eaux pluviales urbaines

Potential ecotoxic impact of metals in mixture in urban run-off on the aquatic receiving mediums

Ruth Angerville

, Evens Emmanuel

et Yves Perrodin

1 Laboratoire des Sciences de l’Environnement (LSE) Ecole Nationale des Travaux Publics de l’Etat (ENTPE) 69518, Vaulx-en-Velin, France

2 Laboratoire de Qualité de l’Eau et de l’Environnement (LAQUE) Université Quisqueya

B.P. 796, Port-au-Prince, Haïti

RESUME

Ce travail présente les premiers résultats obtenus dans le cadre d‘une d’étude sur les effets écotoxicologiques combinés de mélanges de métaux lourds fréquemment retrouvés dans les Eaux Pluviales Urbaines (EPU). La toxicité potentielle de trois mélanges binaires (Cd/Cu, Zn/Cu et Cd/Zn) testés sous forme de nitrates et suivant différents ratios, a été évaluée au moyen du test de toxicité aiguë sur Daphnia magna. Les résultats obtenus font ressortir un léger effet synergique pour les mélanges Cd/Cu et Zn/Cu, tandis que pour le mélange Cd/Zn les interactions sont partagées entre une légère synergie lorsque le nitrate de Zn est minoritaire dans le mélange et un léger antagonisme des effets dès lors que la concentration en nitrate de Zn tend à être majoritaire.

ABSTRACT

This work has the first results obtained within the framework of study on the combined ecotoxicological effects of mixtures of heavy metals frequently found in Urban Run- off. The potential toxicity of three binary mixtures (Cd/Cu, Zn/Cu and Cd/Zn) tested in the form of nitrates and with various ratios, was evaluated by means of the acute toxicity test on Daphnia magna. The results obtained emphasize a light synergistic effect for the mixtures Cd/Cu and Zn/Cu, while for the Cd/Zn mixture the interactions are shared between a light synergy when the Zn nitrate is minority in the mixture and a light antagonism of the effects since the Zn nitrate concentration tends to being in a majority.

MOTS CLES

Eaux pluviales urbaines, Effets combinés, Daphnia magna, Mélanges binaires, Métaux lourds.

1 INTRODUCTION

1.1 Généralités sur les risques écotoxicologiques liés aux EPU

Les Eaux Pluviales Urbaines (EPU) ont fait l’objet de nombreuses études visant à caractériser les différentes familles de composés chimiques qui y sont retrouvées, dont un certain nombre de polluants toxiques (Bertrand-Krajewski et al., 2000 ; Burton et Pitt, 2002 ; Ganaye, 2006). Du fait de la présence de ces derniers, le rejet direct des EPU dans les milieux récepteurs aquatiques peut, dans certaines circonstances, présenter des risques écotoxicologiques pour ceux-ci. En vue d'une maîtrise environnementale des rejets d'EPU, il est important d’évaluer ces risques de manière à mettre en place des traitements adaptés si ceux-ci sont avérés. Dans le cadre d’un aménagement existant, l’observation de terrain constitue un outil adapté.

Pour un nouveau projet d’aménagement, la situation se présente tout autrement et le gestionnaire doit réaliser au préalable une Evaluation Des Risques Ecotoxicologiques (EDRE). Pour cela, deux possibilités s'offrent à lui : (i) adopter une approche basée sur le retour d’expériences induisant une comparaison à des situations analogues.

Dans ce cas, il faut se poser la question des modalités de transposition des résultats entre les deux situations. (ii) mettre en œuvre une méthodologie d'EDRE telle qu’il en existe dans d’autres domaines (mise sous le marché des nouvelles substances chimiques, gestion des sites pollués, gestion des déchets,…). Pour ce faire, il importe d‘élaborer une méthodologie adaptée au cas spécifique du rejet au milieu naturel des EPU.

Cette étude se veut une contribution à l'élaboration future d'une méthodologie d'EDRE adaptée au rejet des EPU dans un cours d’eau.

1.2 Généralités sur les méthodologies d'EDRE

Actuellement, sur le plan international, il existe plusieurs méthodologies d'EDRE développées dans différents domaines : les approches américaine et québécoise développées pour la gestion des sites contaminés (USEPA,1992 et 1998 ; CEAEQ, 1998), les approches européennes conçues pour l'évaluation des risques liés à la mise sur le marché des substances chimiques (ECB, 2003), l’approche de l’ADEME élaborée pour l'évaluation de l'écocompatibilité des sites de stockage ou de valorisation des déchets (2002). Cependant, à l’heure actuelle, il n’existe aucune méthodologie adaptée à certains scénarios spécifiques de très grand intérêt, tel le rejet des EPU dans un cours d’eau.

Classiquement, une EDRE comprend quatre étapes : (i) la formulation du problème, (ii) la caractérisation de l’exposition des écosystèmes, (iii) la caractérisation des effets sur les écosystèmes, et (iv) la caractérisation finale des risques pour les écosystèmes. Dans certaines méthodologies, cette démarche est plutôt présentée sous la forme de trois grandes étapes : (i) la formulation du problème, (ii) l’analyse qui regroupe la caractérisation de l’exposition et la caractérisation des effets, et (iii) la caractérisation finale des risques.

1.3 Généralités sur l’étude des polluants en mélange

préconisé d’isoler les constituants les plus toxiques pour parvenir à un mélange d’étude plus simple. Le mélange est ensuite traité en tant que tel, sans omettre les risques d’incertitudes importants dus aux interactions possibles (Feron et al., 1995 ; Feron et Groten, 2002 ; Boillot, 2004).

Le terme « interaction » décrit l’effet combiné de deux ou plusieurs produits ayant pour résultat soit un effet plus important (synergisme, potentialisation), soit un effet moins important (antagonisme, inhibition) que celui attendu sur la base de la réponse toxique observée pour les substances prises séparément (Feron et Groten, 2002 ; Groten, 2000 ; Otitoloju, 2003 ; Mercier, 2002).

Il importe de signaler que la majeure partie des études sur les interactions des mélanges a été conduite sur des mélanges de pesticides.

1.4 Objectif spécifique de cette étude

Ce travail porte sur la phase « caractérisation des effets » de l'EDRE d’un scénario de rejet des EPU dans un cours d’eau. La contribution effectuée porte sur l'évaluation de l'impact toxique potentiel des polluants, contenus en mélange dans ce rejet, sur le milieu récepteur. L’accent est mis sur les polluants métalliques qui sont particulièrement présents dans ces rejets.

2 MATERIELS ET METHODES 2.1 Les substances chimiques testées

Après consultation de la bibliographie existante sur les EPU, il a été choisi de travailler sur trois des principaux métaux qui y sont rencontrés : le cadmium, le cuivre et le zinc. Cette étude porte uniquement sur la fraction soluble de ces polluants. Les produits choisis dans un premier temps correspondent à des nitrates métalliques en raison de leur solubilité dans l’eau et parce qu'ils peuvent être rencontrés sous cette forme dans les EPU. Les nitrates de cuivre [Cu(NO3)2,3H2O] et de zinc [Zn(NO3)2,6H2O] utilisés sont des produits PROLABO ; le nitrate de cadmium [Cd(NO3)2,4H2O] est un produit MERCK. Le tableau 1 présente les caractéristiques physico-chimiques de ces substances.

Produit Formule chimique Masse (g/mol) Pureté CAS # Hydrosolubilité à 20°C Nitrate de cadmium tétrahydraté [Cd(NO3)2,4H2O] 308,47 99% 10022-68-1 2150 g/L Nitrate de cuivre (II) trihydraté [Cu(NO3)2,3H2O] 241,60 98% 10031-43-3 2670 g/L Nitrate de zinc hexahydraté [Zn(NO3)2,6H2O] 297,47 99% 10196-18-6 1800 g/L

Tableau 1 : Caractéristiques physico-chimiques des nitrates métalliques étudiés

2.2 Méthode expérimentale

2.2.1 Protocole du bioessai réalisé

• Choix du bioessai

L’essai « d’inhibition de la mobilité de Daphnia magna Straus » a été retenu parce que les daphnies sont sensibles aux polluants métalliques (Santiago et al., 2002). Il est également le bioessai plus répandu en écotoxicité aquatique et constitue un essai reproductible, simple, rapide et peu coûteux (Keddy et al., 1995).

Cet essai a été conduit suivant le protocole décrit dans la norme NF EN ISO 6341 (T90-301). Les grandes lignes de cet essai sont présentées dans les différents paragraphes qui suivent.

• Organismes utilisés pour le bioessai

Les jeunes daphnies, âgées de moins de 24 h, ont été obtenues par parthénogenèse acyclique et proviennent d’élevages en laboratoire, conformément à la norme européenne NF EN ISO 6341 (T90-301). Les cultures ont été nourries par un mélange de deux algues : Pseudokirchneriella subcapitata et Chlorella vulgaris. La sensibilité des jeunes a été périodiquement testée au moyen du test de dichromate de potassium pour lequel les valeurs de CE50-24h obtenues étaient toujours comprises entre 0,6 et 1,7 mg/L.

• Principe de l’essai « d’inhibition de la mobilité de Daphnia magna Straus » Les essais de toxicité aiguë « d'inhibition de la mobilité de Daphnia magna Straus » ont été réalisés suivant les conditions définies par la norme européenne NF EN ISO 6341 (T90-301) (1996). Cet essai permet de déterminer la concentration efficace (CE), qui immobilise en 24 h 50% des daphnies testées. A la fin de la période d’essai, les daphnies encore mobiles sont dénombrées dans chaque récipient.

• Traitement et préparation des solutions synthétiques expérimentales

Le milieu de dilution synthétique a été préparé et maintenu suivant les indications de la norme européenne NF EN ISO 6341 (T90-301). Il a été utilisé pour les témoins et pour diluer les solutions mères.

Pour les substances seules, des solutions mères de concentration connue (1g/L) ont été préparées dans des fioles jaugées de 1 L, sur la base de 1 g de chaque composé dissout dans 1 L d’eau ultra-pure. L’homogénéisation de chaque solution a été assurée par agitation magnétique pendant 10 minutes. Les solutions ainsi préparées ont été transférées dans des flacons en verre ambré et conservées à 4°C.

En ce qui concerne les mélanges binaires, les solutions mères ont été préparés sur la base de ratios prédéfinis (4:1 ; 3:2 ; 1 :1 ; 2:3 ; 1:4) tirés d’une étude similaire réalisée sur des végétaux aquatiques par Otitoloju (2002) avec des mélanges binaires de sels de métaux lourds. Le tableau 2 reprend la composition des différents mélanges étudiés. Les mélanges binaires préparés ont été transférés dans des flacons en verre ambré et conservés à 4°C.

Substance A Substance B

4 : 1 80% 20%

3 : 2 60% 40%

1 : 1 50% 50%

2 : 3 40% 60%

1 : 4 20% 80%

Ratio % dans le mélange

Tableau 2 : Composition des mélanges binaires de nitrates métalliques étudiés Il revient donc de déterminer la CE50 vis-à-vis de Daphnia magna pour cinq teneurs de chacun des trois mélanges binaires étudiés.

• Interprétation et validité des résultats Estimation de la CE50

Pour chaque concentration de l’échantillon, le pourcentage d’immobilisation par rapport au nombre initial de daphnies mises en expérimentation a été calculé à la fin de la période d’essai. La CE50-24h, de chaque solution ou pour chaque mélange, est déterminée par la méthode statistique de Litchfield-Wilcoxon (méthode des probits) ; les intervalles de confiance (95%) sont également calculés au cours de ce processus (Finney, 1971). Les résultats sont exprimés en mg/L.

Validité des résultats

L’essai est considéré comme valide si les trois conditions suivantes sont remplies : (1) la teneur en oxygène dissous mesurée, en fin d’essai, pour la plus faible concentration pour laquelle toutes les Dm ont été immobilisés, est ≥ 2 mg/L ; (2) le pourcentage d’immobilisation observé dans les récipients témoins est ≤ 10% ; (3) la CE50-24h du bichromate de potassium est comprise entre 0,6 et 1,7 mg/L.

• Exploitation des résultats : méthode des TI

L'effet des interactions au sein des différents mélanges a été étudié au moyen du modèle des TI (Toxicity Index) (Placket et Hewlett, 1948; Birky, 1976 ; Marking, 1977 ; Belkhadir, 1979). Le TI correspond à une valeur adimensionnelle calculée au moyen de la formule suivante :

∑

=

1

i

C

i / CE

i

TI

où « Cmixi » correspond à la concentration de la substance « i » à la CE50 du mélange (qui équivaut au produit du % de la substance « i » dans le mélange par la CE50 du mélange) ; et, « CE50i » correspond à la toxicité de la substance « i » évaluée seule.

Si TI = 1, les interactions sont additives; si TI > 1, les interactions sont synergiques et si TI < 1, les interactions sont antagonistes (Belkhadir, 1979).

3 RESULTATS ET DISCUSSION 3.1 Résultats

Les trois conditions de validité des résultats des différents bioessais réalisés tant sur les substances seules que sur les mélanges ont été satisfaites pour chacun des cas étudiés.

Le tableau 3 présente les résultats obtenus pour les essais de toxicité aiguë vis-à-vis de Daphnia magna, réalisés sur chacune des solutions synthétiques de nitrate (Cd, Cu et Zn) préparées au laboratoire.

Seuil Inf. Seuil Sup.

Cu(NO₃)₂ 0,057 0,044 0,078 Cd(NO3)2 1,252 1,014 1,552 Zn(NO₃)₂ 43,011 38,941 47,557

CE50-24h (mg/L)

Intervalle CE50 (mg/L) Subtances

Tableau 3 : CE50-24 h expérimentales des nitrates métalliques étudiés

Sur la base de ces informations, on peut conclure que le nitrate de cuivre est le plus toxique vis-à-vis de la daphnie. Vient ensuite le nitrate de cadmium et, en dernier lieu, le nitrate de zinc.

Le tableau 4 présente les valeurs de CE50-24h issues des essais de toxicité conduits sur les différents mélanges binaires synthétiques de nitrates métalliques vis-à-vis de

la daphnie. Les valeurs de TI calculées pour les différents ratios des trois mélanges binaires étudiés figurent également dans ce tableau.

Seuil Inf. Seuil Sup.

Cd(NO3)2 Cu(NO3)2

100% 0% 1,252 1,014 1,552

80% 20% 0,130 0,111 0,154 0,54

60% 40% 0,089 0,075 0,103 0,66

50% 50% 0,069 0,056 0,084 0,62

40% 60% 0,065 0,057 0,074 0,70

20% 80% 0,053 0,043 0,064 0,74

0% 100% 0,057 0,044 0,078

Zn(NO3)2 Cu(NO3)2

100% 0% 43,011 38,941 47,557

80% 20% 0,187 0,159 0,222 0,66

60% 40% 0,102 0,089 0,117 0,72

50% 50% 0,101 0,081 0,126 0,88

40% 60% 0,078 0,065 0,093 0,81

20% 80% 0,049 0,039 0,060 0,68

0% 100% 0,057 0,044 0,078

Cd(NO₃)₂ Zn(NO₃)₂

100% 0% 1,252 1,014 1,552

80% 20% 1,066 0,943 1,207 0,69

60% 40% 1,405 1,080 1,829 0,69

50% 50% 2,730 2,403 3,103 1,12

40% 60% 5,909 4,920 7,097 1,97

20% 80% 11,343 9,896 13,003 2,02

0% 100% 43,011 38,941 47,557

Substances et % dans le mélange CE₅₀-24h TI (mg/L)

Intervalle CE50 (mg/L)

Tableau 4 : CE50-24 h expérimentales et valeurs de TI pour les mélanges binaires étudiés

3.2 Discussion

3.2.1 Toxicité des mélanges binaires

• Mélange binaire de nitrate de cadmium et de nitrate de cuivre

Les résultats de CE50-24h relatifs au mélange binaire de Cd(NO3)2 et de Cu(NO3)2

présentent, et ceci pour tout les ratios étudiés, une toxicité supérieure à celle du nitrate de cadmium agissant seul. La toxicité des différents ratios testés est inférieure à celle du nitrate de cuivre agissant seul à l’exception du mélange sur la base du ratio 20% de Cd(NO3)2 et 80% de Cu(NO3)2 qui présentent une toxicité supérieure à celle du nitrate de cuivre agissant seul.

• Mélange binaire de nitrate de zinc et de nitrate de cuivre

En ce qui concerne le mélange binaire de Zn(NO3)2 et de Cu(NO3)2, les résultats de CE50-24h obtenus font ressortir, et ceci pour tout les ratios étudiés, une toxicité supérieure à celle du nitrate de zinc agissant seul. La toxicité des différents ratios testés est inférieure à celle du nitrate de cuivre agissant seul à l’exception du mélange sur la base du ratio 20% de Zn(NO3)2 et 80% de Cu(NO3)2 qui présentent une toxicité supérieure à celle du nitrate de cuivre agissant seul.

3.2.2 Evaluation des effets combinés des mélanges binaires

En observant les valeurs de TI figurant dans le tableau 4, on constate que les interactions entre les composés pour les mélanges de (1) nitrates de cadmium et de cuivre, et (2) nitrates de zinc et de cuivre sont de type synergique pour tous les ratios étudiés.

En ce qui concerne le mélange de nitrates de cadmium et de zinc, les interactions semblent être plus fonction du ratio suivant lequel ces deux composés se retrouvent dans le mélange. Ainsi, lorsque le nitrate de zinc est minoritaire dans le mélange, on observe des interactions synergiques. Par contre, lorsque les deux composés sont à égale proportion (1:1) ou que le nitrate de zinc est majoritaire dans le mélange, on aboutit à des interactions antagonistes.

Ces interactions restent toutefois modérées (TI toujours compris entre 0,54 et 2,02) au regard des valeurs obtenues dans d’autres contextes et des classifications proposées par différents auteurs (Otitoloju, 2002 ; Deneer, 2000 ; EIFAC, 1980 ; Warne, 2003).

4 CONCLUSION

Les nitrates métalliques étudiés (Cd, Cu et Zn) présentent des toxicités aiguës plus ou moins importantes vis-à-vis de Daphnia magna. Les résultats obtenus avec des mélanges binaires de nitrate de métaux ont révélé l’existence d’interactions modérées entre ces métaux qui, dans la majeure partie des cas, sont synergiques vis-à-vis de l’organisme test. Pour certains ratios du mélange binaire de nitrates de cadmium et de zinc (le ratio 1:1 et ceux où le nitrate de zinc est majoritaire dans le mélange), des interactions légèrement antagonistes ont été observées.

Il est maintenant nécessaire de poursuivre cette étude en travaillant sur d'autres métaux couramment détectés dans les EPU (Pb,...), en testant des mélanges contenant plus de 2 polluants, mais aussi en travaillant sur des polluants présents sous forme particulaire. Les effets sur d’autres organismes aquatiques (algues, micro-organismes, mollusques, poissons,...), et les effets chroniques sont également à étudier, en vue d'évaluer de manière approfondie l'impact des EPU sur les différents organismes qui vivent dans les milieux récepteurs concernés.

En matière de protection de l'environnement, le principe de précaution s’impose en vue de réduire les risques écotoxicologiques liés aux polluants déversés dans les écosystèmes. Si des effets combinés de types synergiques entre les produits chimiques présents dans les EPU devaient être confirmés suite à cette étude préliminaire, il sera nécessaire de prendre en compte ce phénomène lors de l'élaboration future d'une méthodologie d’EDRE spécifique au rejet des EPU dans les milieux aquatiques.

BIBLIOGRAPHIE

ADEME (Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie) (2002), Evaluation de l’écocompatibilité de scénarios de stockage et de valorisation des déchets. Ademe Angers, 147p.

Belkhadir E. M. (1979), Etude sur l’écotoxicité des hydrocarbures aromatiques légers en milieu dulçaquicole. Metz : Université de Metz, 204p.

Bertrand-Krajewski J.-L., Laplace D, Joannis C, Chebbo G (2000). Mesures en hydrologie urbaine et assainissement. Editions Tec&Doc, Lavoisier, Paris, 793 p.

Birky M. M. (1976), Philosophy of testing for assessment of toxicological aspects of fire exposure.

J. Fire Flammability/Combust Toxicol. 3, 5-23.

Boillot C. (2004), Evaluation de l’écotoxicité de détergents / désinfectants : Modélisation mathématique prédictive, Evaluation du risque Ecotoxicologique. DEA, INSA de Lyon, Lyon, 60p.

Burton G. A. et Pitt R. E. (2002), Stormwater effects handbook. A tool for Wathershed Managers, Scientists, and Engineers. Lewis Publishers, CRC Press Company. 98p.

CEAEQ (Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec) (1998), Procédure d’évaluation du risque écotoxicologique pour les terrains contaminés, 139p.

Deneer J. W. (2000), Toxicity of mixtures of pesticides in aquatic systems. Pest Management Science 56, pp. 516-520.

EIFAC (European Inland Fisheries Advisory Commission) (1980), Report on combinated effects on freswater fish and other aquatic life of mixtures of toxicants in water, Rome, 49p.

ECB (European Chemicals Bureau) (2003), Technical Guidance Document (TGD) on Risk assessment of Chemical Substances following European Regulations and Directives, http://ecb.jrc.it.

Feron V. J. et Groten J. P. (2002), Toxicological evaluation of chemical mixtures. Food and chemical toxicology 40, pp. 825-839.

Feron V. J., Groten J. P. et Tonker D. (1995), Toxicological of chemical mixtures: challenges for today and the future. Toxicology 105, pp. 415-427.

Feron V. J., Groten J. P. et van Braden P.J. (1998), Exposure of human to complex chemical mixtures: hazard identification and risk assessment. Archives of Toxicology 20, 363-373.

Finney D. J. (1971), Probit analysis. 3rd ed. Cambridge: Cambridge university press.

Ganaye A. (2006), Impact d’un bassin d’infiltration d’eaux pluviales sur sa zone non saturée.

Relation entre la rétention des métaux (Pb, Zn, Cu) et les lithofaciès inhérents à la formation fluvioglaciaire de l’Est Lyonnais. TFE. ENTPE (Ecole Nationale des Travaux Publics de l’Etat), LSE (Laboratoire des Sciences de l’Environnement), Lyon, 125 p

Groten J. P. (2000), Mixtures and interactions. Food and Chemical Toxicology 38, pp. S65-S71.

Keddy C. J., Greene J. C. et Bonnell M. A. (1995), Review of whole-organism bioassays: Soil, freshwater sediment, and freshwater assessment in Canada. Ecotoxicology and Environmental Safety, 30, 3, 221-251.

NF EN ISO 6341 (T90-301) (1996), Water quality - Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea) - Acute toxicity test. 9 p.

Marking L. L. (1977), Method for assessing additive toxicity of chemical mixtures. Aquatic Toxicity and Hazard Evaluation, 634, 99-108.

Mercier T. (2002), Avis de la Commission d’Étude de la Toxicité concernant les mélanges de produits phytopharmaceutiques. Réponses aux questions faisant l’objet d’une saisine de la Commission par la Direction Générale de l’Alimentation. Projet v10. Versailles : INRA, 29p.

Otitoloju A. A. (2002), Evaluation of the joint-action toxicity of binary mixtures of heavy metals against the periwinkle Tympanotonus fuscatus var radula (L.). Ecotoxicology and Environmental Safety, 53, 3, 404-415.

Otitoloju A. A. (2003), Relevance of joint-action toxicity evaluations in setting realistic environmental safe limits of heavy metals. Journal of Environmental Management, 67, 121- 128.

Placket R. L. et Hewlett P. S. (1948), Statistical aspects of the independent joint action of poisons, particularly insecticides. Annals of Applied Biology 35, 347-358.

Santiago S., Becker van Slooten K., Chèvre N., Pardos M., Benninghoff C., Dumas M., Thybaud E. et Garrivier F. (2002), Guide pour l’utilisation des tests écotoxicologiques, avec les daphnies, les bactéries luminescentes et les algues vertes, appliqués aux échantillons de l’environnement. Soluval Institut Forel, Santiago Université de Genève, école Polytechnique Fédérale de Lausanne. Groupe de travail tests écotoxicologiques de la commission pour la protection des eaux du Leman (CIPEL), 55p.

U.S. EPA (United States Environmental Protection Agency) (1992 et 1998), Framework for Ecological Risk Assessment, EPA/630/R-92/001; Guidelines for Ecological Risk Assessment, EPA/630/R-95/002F, 153 p.

Warne M. S. J. (2003), A review of the ecotoxicity of mixtures, approaches to, and recommendation for, their management. In: A. Langley, M. Gilbey and B. Kennedy. Fifth national workshop on the assessment of site contamination, Adelaide. EPHC - NEPC - en