NAVEL 2011 Archivage
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Présentée par
Aline NAVEL
Thèse dirigée par
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
préparée au sein du
Laboratoire d’étude des Transferts en Hydrologie et
Environnement (LTHE)
dans l’Ecole Doctorale Terre-Univers-Environnement
M. Pascal BOIVIN
Professeur HES-SO Genève DR-IRD, Suisse, President.
M. Philippe BAVEYE
Professeur, HDR, Rensselaer Polytech. Inst., Troy, USA, Rapporteur.
Mme Claire CHENU
Professeur, HDR, AgroParisTech, UMR BioEMCo, Paris, Rapporteur.
M. Laurent CHARLET
Professeur, HDR, Laboratoire ISTerre, Grenoble, Examinateur.
M. Lionel RANJARD
DR-INRA, HDR, UMR MSE, Dijon, Examinateur.
M. Lorenzo SPADINI
MC-UJF, Laboratoire LTHE, Grenoble, Co-directeur de la thèse
M. Jean MARTINS
CR1-CNRS, HDR, Laboratoire LTHE, Grenoble, Directeur de la thèse.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Remerciements
Remerciements
Ce mémoire est l’aboutissement de mes travaux c’est-à-dire trois années de travail mais aussi la fin de
mes études. Elles ont été variées de géologue à biogéochimiste en passant par la planétologie toujours dans le
but de comprendre le fonctionnement de la terre. Je remercie d’avance tous ceux qui ont participé de près ou
de loin à la réussite de cette thèse.
Tout d’abord, je tiens à remercier mes directeurs de thèse Jean MARTINS et Lorenzo SPADINI. Je
les remercie de m’avoir fait confiance pour réaliser ces travaux. Je tiens tout particulièrement à remercier
Jean qui fut à l’origine du bon déroulement de cette thèse. Sa disponibilité, sa confiance et sa patience, ses
compétences scientifiques et rédactionnelles, ainsi que son soutient dans les moments difficiles ont été très
importants dans la réussite de mes travaux. Je te remercie de m’avoir accordé une grande partie de ta
disponibilité pour répondre à mes questions ainsi que de m’avoir aider dans ma formation sur le métier de
chercheur. Tu m’as prodigué de nombreux conseils que je m’appliquerai à suivre du mieux que je peux. Saches
que je suis très fière de compter parmi tes doctorants. Je t’adresse un GRAND MERCI. Je remercie
également Lorenzo pour son aide dans les analyses chimiques mais aussi la modélisation. Tout ceci était
pour moi très abstrait au départ. Au cours de ces trois années, tu m’as permis de découvrir l’enseignement et
l’encadrement d’étudiants qui sont à mes yeux des choses importantes car elles permettent la diffusion mais
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Je remercie l’ensemble des membres du jury pour avoir accepté d’analyser mes travaux de thèse. Je
remercie particulièrement mes rapporteurs Claire CHENU et Philippe BAVEYE pour leur relecture de ma
thèse, leurs conseils ainsi que leurs remarques pertinentes chacun dans leur domaine. Je remercie également
Laurent CHARLET pour sa présence mais aussi sa confiance pour l’assister pendant ses cours et de m’avoir
donné la possibilité d’enseigner. Lionel RANJARD pour sa présence mais aussi pour m’avoir enseigner les
méthodes de biologie moléculaire. Pour finir, merci à Pascal BOIVIN d’avoir accepter d’être le président de
ce jury ainsi que pour les conseils qu’il m’a apportés lors de la soutenance.
Je tiens à remercier Thierry LEBEL pour m’avoir permis de réaliser mes travaux au sein du
laboratoire d’étude des transferts en hydrologie et environnement. Je remercie aussi les membres de l’équipe
Transpore pour les discussions et questionnements scientifiques lors des séminaires ou pause café (thé) ainsi
que pour leur aide durant cette thèse. Je voudrais adresser un remerciement au personnel administratif
toujours très efficace et compréhensible et pour les différents moments de partage.
Sans l’aide d’Erwann et Virginie qui m’ont enseigné l’art et les méthodes de la microbiologie
comment aurais-je pu faire de la microbiologie en doctorat sachant que je n’avais pas fait de biologie depuis
le bac. Merci à eux de m’avoir soutenu dans les nombreuses analyses biologiques. Je pense que vous
n’oublierez pas le super conditionnement (épendorf de 1.5mL pour extraire le sol ou les falcon 50mL qui
envahissent les paillasses) de mes échantillons. Fini Erwan la poussière dans tous les labos ainsi que la
préparation de boites de pétri à la chaîne. Je tiens aussi à remercier Hervé pour son aide dans les analyses de
iii
Remerciements
granulométrie laser. Merci à Delphine qui m’a formée sur l’ensemble des analyses chimiques avec l’ICP.
Cette machine très sophistiquée permet de faire beaucoup de mesures mais comme certaines personnes le
savent devient un peu capricieuse dès qu’elle me voit arriver au labo.
Un merci tout particulier à mes collègues de bureau notamment Aurélien, Sylvie et Elsa. Merci
Aurélien d’avoir partagé ces trois années. On ne saura pas qui est le plus bordélique mais nous avons
toujours retrouvé ce que nous cherchions. J’ai beaucoup apprécié notre partage de connaissances mais aussi
tous les autres moments (colloques, manipes, attentes, discussions,…). Merci Sylvie d’avoir été là. Que dire !
tu m’as apportée ta bonne humeur quotidienne, les chocolats belges (merci au sponsor côte d’or !!!), ton sens
de l’organisation très apprécié ainsi que tous les moments de partage (le midi et sur Dijon). Merci aussi à
Elsa pour toutes nos discussions à la fois scientifiques que sur la gymnastique mon sport préféré. Que
serions-nous devenus sans notre tableau blanc de « pisychologie » et les cours associés de Danilo.
Certes nous n’étions pas dans le même bureau, ni la même équipe, mais je tenais à te remercier
particulièrement Hélène pour ton soutient et les temps de partage que nous avons eu pendant ces trois
années. Malgré toutes les péripéties qui me sont arrivées sur la fin de mon doctorat tu as toujours été à mon
écoute ce qui m’a fortement aidée.
Merci aux doctorants et stagiaires qui étaient présents pendant ces trois années et avec qui j’ai plus
ou moins interagit : Solène, Aurélien (bis), Thomas, Clément, Anne-Julie, Rémi B. André, Danilo, Adrien,
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Merci à mes amis qu’ils soient à Grenoble ou restés dans l’ouest tout particulièrement à Sylvie et
Greg et leurs enfants pour tous les bons moments passés avec eux. Merci aussi à Paul, Marthe, Anne, JB,
Mélanie, Laure, Mathilde, Jonathan, Alex, Audrey, Lucie, Luc, Adeline, Christine avec qui j’ai passé des
moments précieux.
Pour finir, il y a ma famille sans qui chacun le sait je ne serais pas arrivée jusqu’ici. Je voudrais
remercier Marie-Josée et Louis-Claude « mes parents adoptifs » de Grenoble. Merci pour ces dimanches
passés chez vous et les superbes randonnées en montagne avec ces pique-niques étonnants. Une pensée toute
particulière pour ceux qui sont partis trop vite et que je garde toujours dans mon cœur. Puis, il y a ma
famille proche. Tout d’abord mes frères toujours présents pour me taquiner comme quand nous étions
enfants et mes sœurs que je prends toujours en exemple. Merci d’être toujours là pour votre petite sœur.
Merci également à leurs conjoints qui sont toujours à mon écoute. Merci à tous mes neveux et nièces en
particulier mes filleuls (Cannelle et Maxence) qui me rappellent qu’il faut toujours garder une âme d’enfant
surtout lorsqu’on joue au tamis pendant des jours au laboratoire. Mais surtout merci à mes parents qui
m’ont tout donné, toujours disponibles en toutes circonstances et sans qui je ne serais pas là. Ils m’ont
donné la vie, leur amour, leur confiance, leur soutien mais aussi l’éducation et les moyens pour parvenir à
réussir ce doctorat. C’est pourquoi je voudrais leur dédier ce travail.
Enfin, merci à toi Vincent pour ton soutient et ton accompagnement au quotidien. Merci pour tout.
iv
Résumé
Résumé
Depuis des décennies, les sols sous vignes subissent de forts enrichissements en cuivre
avec l’apport non maîtrisé de Bouillie Bordelaise pour lutter contre le mildiou. Bien
qu’encore mal compris, le cuivre à des effets néfastes, à forte concentration, pour le
fonctionnement biogéochimique des sols.
Pour mieux comprendre le devenir et l’impact du cuivre dans les sols, nous avons mené
une étude pluridisciplinaire pour établir les relations biogéochimiques qualitatives et
quantitatives contrôlant la rétention, l’impact et la mobilité du cuivre dans un sol sous vigne
de Clessé (Bourgogne) soumis à différents modes de gestion d’intrants organiques. Par une
approche combinant géochimie, physique des sols et microbiologie, nous avons montré que le
mode de gestion des intrants organiques (Contrôle, paille, compost de conifère, fétuque et
trèfle) à l’échelle de la parcelle modifie les propriétés bio-physico-chimique du sol à l’échelle
des micro-agrégats, et notamment la distribution du COT et du cuivre ainsi que sa
biodisponibilité pour les bactéries et les plantes. L’amendement du sol avec du compost de
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conifère induit des variations les plus importantes de ses statuts organique et biologique (en
comparaison avec le sol non amendé), raisons pour lesquelles nous l’avons choisi pour une
étude en mésocosmes contaminés au Cu (240 mg.kg-1ss) et incubés durant 2 ans en laboratoire.
Tout au long de cette période, nous avons suivi l’évolution de la spéciation solide et liquide
du cuivre à micro-échelle (via une technique de fractionnement granulométrique du sol), la
distribution et la dégradation de la MO, l’impact du cuivre dans les microhabitats microbiens
du sol, ainsi que la mobilité du cuivre. Ces travaux nous ont ainsi permis de montrer des effets
contrastés de l’amendement organique du sol sur le devenir du cuivre, avec d’une part un effet
protecteur pour le sol en termes d’impact et, d’autre part, un effet néfaste en termes de risque
environnemental liée à la forte augmentation de la mobilité du cuivre (qui reste faible
toutefois) par la MO soluble apportée par le compost de conifère. Ces effets sont clairement
sous le contrôle initial de la spéciation chimique du cuivre, qui évolue dans les premiers mois
suivant la contamination, induisant un impact transitoire sur les communautés bactériennes du
sol, puis à plus long terme, sous le contrôle de la structure spatiale du sol et de la dégradation
de la MO enrichie en cuivre, via le contrôle du temps de contact cuivre/bactéries. Ces
différents aspects ont pu être correctement simulés par une modélisation simplifiée avec le
logiciel PhreeqC combinant des processus géochimiques et hydrodynamiques.
Cette étude a permis de montrer que la gestion des intrants organiques des sols de culture
à l’échelle de la parcelle doit être menée de manière raisonnée en considérant les bénéfices
mais aussi les retombés néfastes, notamment en termes de risques pour les ressources en eau.
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Abstract
Abstract
Vineyard soils become increasingly contaminated with copper due to Bordeaux mixture
applications to vines to control the fungus Peronospora causing the “Mildew disease”.
Despite being poorly understood, high copper concentrations have irreversible harmful effects
on soil biocenosis and soil functioning.
To better understand these effects, we conducted a multidisciplinary study in order to
establish the biogeochemical relations governing the retention, speciation, impact and
mobility of copper in a vineyard soil located at Clessé (Burgundy, France) that has undergone
several organic management practices for over 20 years. Through a combined geochemical,
hydrological and microbial approach, we have shown that the type of surface organic
management of the soil (control, straw and conifer compost amendments, fescue and clover
vegetalization) strongly modifies the biogeochemical properties of the soil at the microscale
(aggregates), and especially the TOC and Cu contents as well as its bioavailability to bacteria
and plants. The soil treatment with conifer compost was the one that induced the strongest
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changes in soil properties. This is the reason why we used it in comparison with a non
amended control soil to conduct a soil mesocosm study to evaluate the effect of a copper
contamination (240 mg.kg-1ds) during a 2 years incubation period. All along this period, we
characterized the solid and liquid speciation of copper and its ageing and distribution at the
micro-aggregate scale (through a soil physical fractionation technique), as well as the
distribution and degradation of OM. We also established the impact of copper to bacterial
communities in each bacterial microhabitat of the two soils over the 2 years of incubation, and
the mobility of copper through soil leaching experiments. Our results permitted to show that
the compost amendment of the soil induced contrasted effects on copper fate. We observed
beneficial effects on Cu toxicity (OM protective effect) but detrimental effects on water
quality due to the increase of Cu mobility (although it remains low) caused by copper
facilitated transport, once chelated by mobile soluble organic compounds released by the
compost. On the short term, these effects are clearly controlled by copper speciation, that
induce a strong and fast ageing of the contamination (Cu becomes poorly exchangeable),
resulting in an important but transitory impact of copper on soil bacterial communities. After
the ageing of copper, copper effects become dominantly controlled by copper/bacteria contact
kinetics that is driven by both the soil spatial structure and the degradation of Cu-enriched
OM. All our results were correctly fitted using a PhreeqC simplified modelling based on the
coupling of soil hydrodynamics and biogeochemistry.
This study clearly demonstrates that the field scale management of the organic status of
vineyard soils should be chosen and conducted cleverly by carefully weighing up the
beneficial and detrimental effects of copper repeated applications.
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Table des matières
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Table des matières
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico
chimiques d’un sol viticole. __________________________________________________ 43
II-1 Introduction ______________________________________________________________ 45
II-2 Matériel et Méthodes_______________________________________________________ 46
II-2-1 Description du site d’étude _______________________________________________________ 46
II-2-2 Méthode de fractionnement physique non déstructurant du sol ___________________________ 48
II-2-3 Analyses physiques des sols ______________________________________________________ 49
II-2-3-1 Masse volumique apparente des sols____________________________________________ 49
II-2-3-2 Distribution de taille des constituants des sols ____________________________________ 49
II-2-4 Analyses chimiques des sols ______________________________________________________ 49
II-2-4-1 Concentrations totales en Carbone organique et azote ______________________________ 49
II-2-4-2 Concentration en éléments majeurs des sols ______________________________________ 50
II-2-5 Spéciation solide et liquide du cuivre._______________________________________________ 50
II-2-5-1 Analyse du cuivre lié à la matrice solide_________________________________________ 50
II-2-5-2 Spéciation du cuivre en solution _______________________________________________ 51
II-2-5-3 Mesure de la biodisponibilité du cuivre _________________________________________ 51
II-2-5-3-1 Le cuivre biodisponible pour les bactéries ___________________________________ 51
II-2-5-3-2 Le cuivre biodisponible pour les plantes_____________________________________ 52
II-2-6 Analyses statistiques des données. _________________________________________________ 52
II-3 Résultats et Discussions_____________________________________________________ 53
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Table des matières
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Table des matières
IV-3-3-2 Evolution temporelle des populations bactériennes cultivables des fractions granulométriques
du sol de Clessé après contamination au cuivre._________________________________________ 143
IV-3-3-3 Les communautés bactériennes dans les fractions granulométriques du sol de Clessé ____ 146
IV-3-3-4 Impact du cuivre sur les communautés bactériennes dans les fractions granulométriques du sol
de Clessé _______________________________________________________________________ 147
IV-4 Conclusion______________________________________________________________ 150
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de
Clessé __________________________________________________________________ 153
V-1 Introduction _____________________________________________________________ 155
V-2 Matériel et méthodes ______________________________________________________ 157
V-2-1 Mise en place du dispositif expérimental. ___________________________________________ 157
V-2-2 Modélisation du transfert de cuivre en colonne de sol de Clessé _________________________ 159
V-3 Résultats et discussion _____________________________________________________ 161
V-3-1 Caractérisation des colonnes du sol de Clessé. _______________________________________ 161
V-3-2 Evolution temporelle de la mobilité du cuivre en colonne de sol _________________________ 164
V-3-2-1 Courbes de lessivage du cuivre total___________________________________________ 164
V-3-2-2 Spéciation du cuivre lessivé _________________________________________________ 165
V-3-3 Evolution du pH au cours du lessivage du sol de Clessé _______________________________ 167
V-3-4 Evolution du lessivage des particules du sol de Clessé. ________________________________ 168
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Table des illustrations
l’association des polysaccharides avec les argiles de type kaolinite (Chenu 1993) ______________________ 23
Figure I–11 Photo par microscopie électronique à transmission de micro-agrégat contenant des bactéries
enfermées dans une structure argileuse (Ladd et al. 1993). ________________________________________ 26
Figure I–12 Exemple de distribution du Cu dans les profils de différents sols viticoles à la suite de l’utilisation
de fongicides cupriques : dans les sols calcaires du Languedoc (a), sols acides sableux du Beaujolais (b) et un
sol d’Italie (c) (d’après Brun et al. (1998) cité par Chaignon (2001)). _______________________________ 32
Figure I–13 Différentes formes et localisations (en solution et lié à la phase solide) des éléments traces dans les
sols, adapté de (Baize 1997). _______________________________________________________________ 33
Figure I–14 Distribution du cuivre sur les différentes phases réactives des constituants du sol en fonction de la
profondeur dans des jeunes sols viticoles de Victorian (Pietrzak & Mcphail 2004). Gippsland est un sol sableux,
Goulburn est un sol acide limoneux, et Rutherglen est un sol acide limono-argileux. ____________________ 37
Figure I–15 Effet d’un stress métallique sur la diversité bactérienne du sol suivant deux conceptualisations
différentes (Giller et al. 1998). ______________________________________________________________ 39
Figure I–16 Représentation de la biodisponibilité des micropolluants dans les sols. Importance de l’accessibilité
(mise en contact) et de la disponibilité (entrée dans la cellule) des polluants pour les microorganismes (D’après
(Martins 2008)). Le polluant est représenté en rouge (●), les flèches (vertes) indiquent la localisation de
quelques bactéries et les flèches courbés (bleu) indiquent le déplacement du polluant dans la solution. _____ 41
Figure II–1 Localisation du site d’essai agronomique en France (a). Schéma de la distribution spatiale des
différentes sous parcelles amendées en matière organique et végétalisée sur la carte pédologique du sol de
Clessé (b). Les points représentent les lieux de prélèvements de sols (0-5 cm). _________________________ 47
Figure II–2 Protocole de fractionnement physique non déstructurant d’un sol adapté de Jocteur Monrozier et
al. (1991). ______________________________________________________________________________ 48
Figure II–3 Courbes de calibration des concentrations en cuivre des solutions standard déterminées par ICP-
AES. Comparaison entre la gamme de calibration de la concentration en Cu total (□) à la longueur d’onde
324.75 nm et la droite d’ajout dosé en cuivre sur un échantillon pris au hasard (o). ____________________ 50
Figure II–4 Photo de la plante Lolium perenne prélevée sur l’ensemble des sous parcelles du sol sous vigne de
Clessé. _________________________________________________________________________________ 52
Figure II–5 Effet de l’amendement organique (Paille et Compost de conifère) et de la végétalisation (Fétuque et
Trèfle) du sol de Clessé sur la distribution de tailles des constituants (DTC) comparé au sol contrôle mesurée
par granulométrie laser (Mastersizer 2000, malvern) sans et avec traitement aux ultrasons pendant 30 sec. _ 54
Figure II–6 : Carte de la concentration en cuivre sur la parcelle viticole de Clessé obtenu par une extrapolation
des concentrations en cuivre mesurées dans le sol de chaque sous-parcelle par la méthode krigeage. NA : Non
Amendé (contrôle), CC : amendé avec du Compost de Conifère, P : amendé avec de la Paille, Hf : végétalisé
avec de la Fétuque, et Ht : végétalisé avec du trèfle. Les croix (+) correspondent aux points de prélèvements de
sol.____________________________________________________________________________________ 56
Figure II–7 Courbe de distribution de tailles des constituants (DTC) de chaque sous fraction granulométrique
du sol de Clessé (exemple du sol contrôle) obtenues par granulométrie laser (Mastersizer 2000, Malvern). La
distribution des constituants est pondérée par la masse de chaque fraction ___________________________ 58
xi
Table des illustrations
Figure II–8 Effet de l’amendement organique (Paille et Compost de conifère) et de la végétalisation (Fétuque et
Trèfle) du sol de Clessé sur la courbe de distribution de taille des constituants (DTC) de la fraction <2 µm. _ 59
Figure II–9 Distribution massique des fractions granulométriques du sol de Clessé amendé en Paille (P) ou en
Compost de Conifère (CC) et végétalisé avec de la Fétuque (Hf) ou du Trèfle (Ht) et le contrôle (non amendé
NA). Les barres d’erreurs sont calculées avec des duplicats._______________________________________ 60
Figure II–10 Analyse en composantes principales (ACP) des concentrations en éléments majeurs (C, Fe, Al, Ca,
Mg, K, et Mn) et de la concentration en Cu dans les sols traités (a) en matière organique (NA, CC, P, Hf, Ht) et
dans l’ensemble des fractions (b). La figure c montre l’ordre d’explication des axes par les différents éléments
analysés. Les ACP sont centrées et normailisées.________________________________________________ 60
Figure II–11 Distribution massique du carbone organique total (COT) dans les fractions granulométriques du
sol de Clessé, contrôle (NA), amendé en compost de conifère (CC) et paille (P), et végétalisé avec de la Fétuque
(Hf) et du Trèfle (Ht) (x mg de COT contenus dans 30 de sol fractionné). Les valeurs au-dessus des
histogrammes représentent la masse de COT des sols non fractionné. Les barres d’erreurs sont calculées avec
des triplicats.____________________________________________________________________________ 61
Figure II–12 Distribution massique cumulée du cuivre contenu dans les fractions granulométriques (normalisé
par la masse total de cuivre dans le sol) du sol de Clessé contrôle (NA), amendé (CC et P) et végétalisé (Hf et
Ht). Les valeurs au dessus des barres correspondent à la masse de cuivre dans chaque sol. Les barres d’erreurs
sont calculées avec des triplicats. ____________________________________________________________ 64
Figure II–13 Concentrations en cuivre dans la phase solide du sol de Clessé (noir), dans la phase liquide :
cuivre échangeable au calcium (gris), et cuivre biodisponible (pointillé) (µgCu.g-1sol sec) ; et dans la plante Lolium
perenne (blanc) collecté sur les cinq traitements. Les barres d’erreurs sont calculées avec des duplicats. ___ 65
Figure III–1 Profile de la concentration en cuivre total sur la parcelle viticole de Clessé (mesure réalisé par I.
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Table des illustrations
Figure III–15 Analyses en composantes principales (ACP) des empreintes génétiques (ARISA) des
communautés bactériennes du sol de Clessé non amendé (NA) et amendé en compost de conifère (CC) à T0. Axe
1 : horizontale (57.1 %) ; axe 2 : verticale (13.3 %). _____________________________________________ 95
Figure III–16 Evolution temporelle de l’amplitude des modifications de la structure génétique des communautés
bactériennes (distance euclidienne entre les empreinte génétiques) du sol de Clessé contaminé à forte (240 ppm,
•) et faible dose (4x60 ppm, ○) de cuivre ou non pour le sol non amendé (NA) et amendé (CC). ___________ 96
Figure IV–1 Photo du banc de titration acide base utilisé pour le sol de Clessé. ______________________ 107
Figure IV–2 Distribution massique des fractions granulométriques du sol de Clessé non amendé (NA) et
amendé en compost (CC). Les barres d’erreurs ont été calculées avec quatre réplicats. ________________ 110
Figure IV–3 Dynamique de la distribution massique des fractions granulométriques dans le sol contrôle (NA) et
dans le sol amendé en compost de conifère (CC) à chaque temps d’incubation (T0, T6 et T24 mois). Les
incertitudes sont calculées avec quatre réplicats._______________________________________________ 111
Figure IV–4 Observations au microscope électronique à balayage (MEB) des cinq fractions granulométriques
du sol de Clessé obtenues par fractionnement physique non déstructurant : >250 (a), exemple d’agrégat de la
fraction >250 µm (b), 250-63 µm (c), 63-20 µm (d), 20-2 µm (e), <2 µm (f). Les images ont été obtenues sur
MEB au CMTC de G-INP. ________________________________________________________________ 113
Figure IV–5 Concentration en Carbone Organique Total (COT) des fractions granulométriques (mg.g-1f) du sol
de Clessé amendé (CC) en compost de conifère ou non (NA). _____________________________________ 116
Figure IV–6 Evolution de la distribution du carbone organique total (COT) dans les fractions granulométriques
du sol de Clessé non amendé (NA) ou amendé (CC) en compost de conifère, au cours des 2 ans d’incubation (0,
6, et 24 mois) en conditions contrôlées (mésocosmes de laboratoire). Les incertitudes son calculés à partir des
mesures de réplicats._____________________________________________________________________ 117
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Figure IV–7 pHw à l’eau des fractions granulométriques du sol de Clessé avant la contamination au cuivre dans
le sol contrôle (NA) et amendé en compost de conifère (CC). Les barres d’erreurs ont été calculées avec des
duplicats.______________________________________________________________________________ 119
Figure IV–8 Dynamique du pH dans les fractions granulométriques du sol contrôle (NA) et du sol amendé (CC)
au cours de l’incubation à T0 (noir), T6mois (blanc) et T24mois (gris). Les barres d’erreurs sont calculées
comme l’écart type entre les réplicats. _______________________________________________________ 120
Figure IV–9 Courbes de titration acide base des fractions granulométriques du sol de Clessé, non amendé (NA,
bleu vide) et amendé en compost de conifère (CC, rouge plein), entre les pH 4 et 10. Les différentes courbes
correspondent aux différents échantillons analysés._____________________________________________ 121
Figure IV–10 Valeurs du ratio ∆Hs/COT dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou
non (NA) en compost de conifère. ___________________________________________________________ 123
Figure IV–11 Modélisation de la répartition de la capacité d’échange de protons théorique entre la MO (gris),
les argiles (blanc) et les autres composés (résiduel) du sol (noir) dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé non amendé (NA) ou amendé en compost de conifère(CC). Les valeurs numériques correspondent à la
capacité d’échange aux protons de chaque fraction granulométrique mesurée par titrage. ______________ 126
Figure IV–12 Modélisation de la répartition de la capacité d’échange de protons théorique entre la MO (gris),
les argiles (blanc) et les autres composés (résiduel) du sol (noir) dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé non amendé (NA) ou amendé en compost de conifère(CC). _________________________________ 128
Figure IV–13 Distribution de la masse de cuivre dans les fractions granulométriques (µg) pour 30 g de sol de
Clessé non fractionné pour les sols NA et le sol CC avant (a) et après contamination à 240 ppm (b). Les barres
d’erreurs correspondent à la variation entre les réplicats. (x µg de cuivre pour 30g de sol fractionné). ____ 129
Figure IV–14 Concentration en cuivre dans le sol de chaque fraction (µg.g-1f) avant (a) et après (b)
contamination au laboratoire avec une solution de CuSO4 dans les fractions de tailles granulométriques du sol
de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère. Les incertitudes correspondent à la différence entre
les six réplicats._________________________________________________________________________ 130
Figure IV–15 Carte de µ-SXRF représentative de la répartition du cuivre (concentration en Cu proportionnelle
aux niveaux de gris) dans le sol de Macon Clessé, réalisé par A. MANCEAU. ________________________ 130
Figure IV–16 Evolution de la concentration en cuivre total dans le sol de chaque fraction (µg.g-1f) lié à la
matrice du sol au cours de l’incubation (0, 6, et 24mois) dans le sol contrôle (NA) et dans le sol amendé en
compost de conifère (CC). Pour ces mesures on ne dispose pas de réplicat. __________________________ 131
Figure IV–17 Valeurs du ratio de la concentration totale en cuivre sur la teneur en carbone organique total
(CuTot/COT) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de
conifère. ______________________________________________________________________________ 132
Figure IV–18 Valeurs du ratio CuTot/∆Hs dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou
non (NA) en compost de conifère. ___________________________________________________________ 133
Figure IV–19 Distribution de la concentration total en cuivre échangeable (mg.L-1) dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère avant (a) et après (b) la
contamination en cuivre en laboratoire. ______________________________________________________ 134
xiii
Table des illustrations
Figure IV–20 Concentration en cuivre échangeable au calcium (mg.L-1) mesurée (symboles) et calculées
(lignes) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère
avant (a) et après (b) contamination. ________________________________________________________ 137
Figure IV–21 Distribution de la concentration en cuivre échangeable totale (mg.L-1) dans les fractions
granulométrique du sol contrôle et amendé en compost de conifère, sur les 2 ans d’incubation (0, 2, 6, 12, 18, 24
mois), par inter comparaison entre les fractions (colonne de gauche), et suivi temporelle de l’évolution pour
chaque fraction granulométrique (colonne de droite). ___________________________________________ 140
Figure IV–22 Concentration en cuivre échangeable au calcium mesurées (symboles) et calculées (lignes) pour
les sols NA (rond) et CC (carré) après 0 (a) et 24 mois (b) d’incubation dans le sol Clessé amendé (CC) ou non
(NA) en compost de conifère et contaminés en cuivre. ___________________________________________ 141
Figure IV–23 Concentration en bactéries hétérotrophes cultivable (UFC.g-1f) totales (BTot) et résistantes au Cu
(BCu) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère.
Les valeurs dans le graphique de la distribution des BCu représentent le pourcentage de BCu des BTot. Les
incertitudes correspondent à la variation entre les duplicatas. ____________________________________ 143
Figure IV–24 Evolution temporelle du ratio [BCu] sur [BTot] dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère, contaminés au cuivre à 240 ppm. Les barres d’erreurs
ont été calculées à partir des réplicats._______________________________________________________ 145
Figure IV–25 Analyse en composantes principales (ACP) des résultats d’empreintes génétiques des
communautés bactériennes des fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en
compost de conifère dans le sol contrôle (NA) et dans le sol amendé en compost de conifère (CC) dans les
fractions granulométriques obtenues par la méthode B-ARISA.____________________________________ 146
Figure IV–26 Evolution temporelle de l’amplitude des modifications des communautés bactériennes (distance
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euclidienne) entre le sol contaminés et non contaminés au cuivre des les fractions granulométriques et dans le
sol non fractionnés des deux sols (NA et CC). L’échelle des ordonnées est une échelle arbitraire._________ 149
Figure V–1 : Photo (a) et schéma (b) du système de lessivage des sols en colonne, avec de gauche à droite : le
collecteur de fraction, la colonne, le réservoir contenant la solution de lessivage et la pompe péristaltique._ 157
Figure V–2 Evolution temporelle des courbes de lessivage du cuivre total mobile (mg.L-1) au cours de
l’incubation dans le sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC) ou non (NA), contaminés en cuivre (Cu)
ou non (H2O). NA H2O, CC H2O, NA Cu, CC Cu. NC : avant contamination _________________________ 164
Figure V–3 Exemple de courbes de lessivage (à T0 mois) du cuivre libre [Cu2+] (mg.L-1) dans le sol contrôle
(NA) et amendé en compost de conifère (CC) non contaminés (H2O) et contaminés (Cu) au cours de
l’incubation. ___________________________________________________________________________ 166
Figure V–4 Evolution temporelle des quantités de cuivre total mobile (Cuaq, symboles pleins) et libre (Cu2+,
symboles vides) lessivées par une lame d’eau de 500 mm (soit 7 Vp) dans le sol de Clessé amendé (triangle) ou
non (rond) en compost de conifère. Les barres d’erreurs correspondent aux erreurs analytiques. _________ 166
Figure V–5 Evolution du pH des effluents au cours du lessivage des colonnes de sol de Clessé non amendé (NA)
et amendé en compost de conifères (CC) contaminés (trait pointillé) ou non (trait plein) au cuivre pour chaque
temps d’incubation.______________________________________________________________________ 168
Figure V–6 Photo d’une série d’échantillons de lessivage en sortie de colonne (a). Evolution de la turbidité (DO
600) des effluents de colonnes de sol de Clessé au cours du lessivage, après 2 ans d’incubation dans les sols NA
(triangle) CC (rond) contaminés (vide) ou non (plein) au cuivre (b). Distribution de la taille des colloïdes
lessivés mesurée par granulométrie laser (c).__________________________________________________ 168
Figure V–7 Evolution temporelle des courbes de lessivage du carbone organique total mobile dans les effluents
(COTaq) dans les sols amendé en compost de conifère (CC) ou non (NA) non contaminés (H2O) et contaminés
(Cu) au cuivre au cours des deux années d’incubation. __________________________________________ 170
Figure V–8 Courbes de lessivage des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et résistantes au cuivre
(BCu) (UFC.mL-1) dans le sol de Clessé amendé en compost de conifère CC (symboles vides) et ou non NA
(symbole plein), contaminé (Cu) en cuivre ou non (H2O) mesurées à T0 (●), T1 (■), et T24 mois (∆). ______ 172
Figure V–9 Arbres phylogénétiques des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot, rouge) et résistantes au
cuivre (BCu, bleu) isolées des effluents de colonnes de sol de Clessé non amendé (NA). _________________ 175
Figure V–10 Arbres phylogénétiques des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot, rouge) et résistantes
au cuivre (BCu, bleu) isolées des effluents de colonnes de sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC). 176
Figure V–11 Comparaison de la turbidité des solutions lessivées, de la concentration en carbone organique
[COTaq], et de la concentration en cuivre mobile [Cuaq] des effluents du sol de Clessé non amendé (NA) et
amendé en compost de conifère (CC) après deux ans d’incubation en mésocosmes contaminés au cuivre à 240
ppm.__________________________________________________________________________________ 177
Figure V–12 Modélisation du lessivage de sites réactifs au cuivre associés à la MO dissoute dans le sol de
Clessé non amendé (NA) et amendé (CC) en compost de conifère à T0 et T24 mois. La courbe sans symbole
représente la courbe de modélisation du COTaq lessivé, pour les deux temps d’incubation. ______________ 179
xiv
Table des illustrations
Figure V–13 Modélisation du lessivage du cuivre dans le sol de Clessé non amendé (NA) et amendé (CC) en
compost de conifère de T0 à T24 mois. Les courbes sans symbole représentent les courbes de modélisation du
Cu lessivé, et les points correspondent aux concentrations en cuivre expérimentales. __________________ 182
Figure V–14 Comparaison des courbes modèles de la lixiviation du cuivre entre le sol contrôle NA (pointillé) et
le sol amendé CC (plein), pour chaque temps d’incubation. ______________________________________ 183
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
xv
Table des tableaux
xvi
Index
Index
ACP Analyse en Composante Principale.
ARISA Automated Ribosomal Intergenic Spacer Analysis
Tot
B Bactéries hétérotrophe cultivable totale
Cu
B Bactéries hétérotrophe cultivable résistante au cuivre
CC Sol amendé en matière organique avec du compost de conifère
COD Carbone Organique Dissous
COT Carbone Organique Total
COTaq Carbone Organique Total mobile
Concentration Quantité de l’élément analysé par gramme de substrat (e.g. mgCu.g-1ss) ou par
volume de solution (mg.L-1)
Cu Cuivre
Cuaq Concentration en cuivre total mobilisable (libre, dissous, et sur les particules
mobiles).
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xvii
Index
xviii
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Introduction générale
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
2
Introduction générale
Introduction générale
De nos jours, les ressources en eau et en sol de la planète sont au cœur des préoccupations,
et notamment les sols agricoles, qui représentent une grande partie de la surface de la France.
Les sols constituent un des principaux compartiments d’accumulation des métaux, et aussi un
de leurs points d’entrée dans la chaîne alimentaire. L’étude du devenir et de l’impact des
polluants métalliques constitue un champ d’investigation très large et pluridisciplinaire, qui
englobe les sols et leurs constituants mais aussi les végétaux et les microorganismes qui s’y
développent.
Les sols viticoles sont particulièrement sensibles aux pollutions métalliques, et notamment
au cuivre qui est le seul métal encore massivement utilisé de nos jours en tant que fongicide
dans les pays industrialisés. De par son histoire, la France est connue pour la grande diversité
de ses vins (depuis les années 1800) en relation avec la diversité de son vignoble (Figure
Intro-1). Comme pour d’autres types de culture, les sols sous vigne présentent des problèmes
spécifiques de pollution liés aux apports d’engrais et de traitement de maladies spécifiques
telles que le mildiou, qui fait des ravages depuis le début du 20ème siècle. Afin de lutter contre
cette maladie, les viticulteurs utilisent classiquement la bouillie bordelaise : un mélange de
sulfate de cuivre et de chaux (CuSO4 + Ca(OH)2). Son utilisation pour lutter contre le mildiou
a conduit à une importante accumulation de cuivre dans les sols viticoles pouvant aller
jusqu’à 1500 mg.kg-1, alors que le fond géochimique en cuivre des sols est plutôt dans la
gamme de 5 à 30 mg Cu.kg-1 (Besnard et al. 2001; Chaignon 2001). Ces niveaux de
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contamination à caractère diffus affectent largement la qualité des sols, au point par exemple
de rendre impossible l'installation de nouveaux plants de vigne dans les horizons de surface
contaminés. En raison de l’importante dégradation de la qualité biogéochimique des sols
pollués et du risque de contamination des eaux de surface ou souterraines, il s’avère
nécessaire de développer des connaissances afin d’améliorer la prédiction des risques associés
à ces pollutions et, plus généralement, de prédire l’évolution de la qualité des sols viticoles
contaminés au cuivre.
3
Introduction générale
sa forte contribution à la stabilité des sols, la MO peut pièger les ETM ou servir de source de
nutriments pour les microorganismes du sol, ce qui lui confère un rôle essentiel dans le
fonctionnement biologique des sols et dans leur pouvoir épurateur.
La structuration des sols en agrégats, induit la formation de microenvironnements
représentant des micro-habitats spécifiques pour la microflore du sol. Cette organisation
spatiale des sols est sans doute un des facteurs clés de la biodiversité qu’ils hébergent, chaque
micro-compartiment représentant une micro-fabrique au rôle spécifique dans les cycles
biochimiques (e.g. cycles du carbone, de l’azote, du soufre,…). Ainsi, à l’échelle des agrégats,
les bactéries ne sont pas localisées au hasard dans le sol, mais plutôt dans les pores ouverts et
à l’intérieur des agrégats, de manière protégée des prédateurs et potentiellement plus proches
des sources de nutriment (Jocteur Monrozier et al. 1991; Martins et al. 1997; Grundmann
2004). Ces études ont suggéré que cette micro-distribution très spécifique des bactéries leur
confère une sensibilité variable aux stress externes dans le sol, mais cela n’a pas encore été
clairement démontré faute de moyen technologiques pertinents. Les outils modernes, tels que
les biocapteurs, la micro-imagerie ou le séquençage haut débit, ouvrent aujourd’hui des
perspectives importantes en termes d’impact localisé ou de micro-biogéographie des sols,
c'est-à-dire la possibilité de micro-localiser précisément à l’échelle du micro-habitat, les
polluants ou les espèces microbiennes (aux fonctions importantes) sensibles ou résistantes aux
toxiques introduits dans les sols. Ces nouvelles potentialités permettent aujourd’hui
d’envisager de relier les mesures d’impact global (concentrations, activités, biomasse) aux
mécanismes précis de toxicité contrôlés par la probabilité et la cinétique de contact
microorganismes - polluant.
En effet, la concentration totale en polluants métalliques tels que le cuivre dans les sols est
un bon indicateur de leur toxicité, mais n’est pas suffisante pour informer précisément sur son
impact sur les communautés bactériennes du sol, qui sont localisées de manière non aléatoire
dans ses différents compartiments fonctionnels. La micro-localisation, la disponibilité et la
mobilité du cuivre sont aussi des facteurs importants pour mieux comprendre et prédire les
impacts environnementaux de l’apport de fongicides métalliques sur les sols sous culture.
C’est dans ce contexte qu’a été initié ce travail de thèse qui a été développé en lien étroit
avec le projet de recherche intitulé : Rôle de la Matière Organique et de la Biocénose dans le
4
Introduction générale
devenir d’une Pollution chronique et diffuse au Cuivre dans un sol viticole (MOBiPo-Cu).
Ce projet a fait intervenir cinq laboratoires: LTHE (Grenoble), LGIT (Grenoble), INRA
(Versailles), INRA (Dijon, équipe MSE), G2R (Nancy). Ce projet a été financé par le
programme national EC2CO (Ecosphère Continentale et Cotière). Ce projet se proposait
d’étudier le devenir et les effets sur le moyen terme d’une pollution chronique et diffuse que
constitue le cuivre sur la biocénose (microflore tellurique) et sur la matière organique des sols
(structure moléculaire, granulométrie, distribution et solubilité), des sols sous vigne.
Pour répondre à ces objectifs, nous avons développé une approche en mésocosmes de
laboratoire (Figure Intro-2) pour étudier le vieillissement sur deux ans d’une contamination au
cuivre d’un sol sous vigne variablement amendé en MO ou végétalisé. Dans le cadre du projet
MOBiPo-Cu, nous avons eu accès, grâce à Philippe Crozier, de la chambre d’agriculture de
Saône et Loire, à un site d’essais agronomiques situé à Clessé en Bourgogne. Sur ce site, un
sol sous vigne à reçu pendant plus de 20 ans différents amendements organiques ou
végétalisations, conférant au sol des propriétés biogéochimiques variables. Les effets de la
matière organique exogène sur la distribution, l’impact et la mobilité du cuivre et leur
dynamique temporelle sur deux ans ont été plus particulièrement étudiés dans ce travail.
Ainsi, les questions auxquelles nous souhaitions répondre sont les suivantes :
• Comment se répartissent la matière organique, le cuivre et les communautés
bactériennes dans le sol de Clessé à micro-échelle ?
• Comment ces distributions évoluent elles dans le temps ?
• Les différents modes de gestion des intrants organique modifient ils la distribution du
cuivre, de la matière organique et des communautés bactériennes dans les sols sous
vigne ?
• Quel est l’impact du cuivre sur les communautés bactériennes du sol dans les
différents contextes organiques ?
• Existe-t-il une relation entre cet impact et la distribution du cuivre et des
microorganismes du sol ?
• Enfin, quel est l’effet du mode de gestion organique du sol sur la mobilité du cuivre ?
5
Introduction générale
Apport de
Matière Organique Apport de Cuivre
Vue
aérienne
Incubation
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Dynamique Statique
Pompe
Péristaltique
Chap. II et III Free metal
n
tio
rp Mineral
So metal salt
Colonne
de sol
? Ecotoxicité Cu++ bound to particle surface
ion exchange complexe
Spéciation
Biodisponibilité
Chap. V
Dist
Collecteur
Mobilité Caractéristiques la b ributio
d’échantillons iodi n Microorganismes
physico-chimiques et vers de
constituants du sol ité
(Matière Organique)
? écotoxicité 1 µm
?
Matière
Organique
Minéral
champignons
Minéral
Macro-agrégat
(2000-250µm)
Chap. IV Micro-agrégat
(250-20µm)
Figure Intro-2 Démarche expérimentale adoptée pour répondre aux objectifs fixés de la thèse.
6
Introduction générale
Pour répondre spécifiquement à ces questions, nous avons développé une approche
expérimentale couplant des conditions statiques (mésocosmes de sol incubés pendant 2 ans) et
dynamiques (colonnes de sols lessivées à l’eau).
Dans le premier volet, l’objectif consistait à caractériser les interactions entre la MO, le
cuivre et les communautés bactériennes à différentes échelles, avec une apporche de
fractionnement granulométrique peu déstructurant des sols prélevés dans les mésocosmes sur
une période de 2 ans.
Dans un deuxième volet, l’objectif était d’étudier la mobilité du cuivre en colonnes de sols
prélevés aux mêmes périodes dans les mésocosmes, afin d’identifier les mécanismes
prépondérants impliqués dans son transfert.
montré un important effet du compostage du sol sur ses propriétés biogéochimiques. Ce mode
de gestion organique a donc été retenu pour le reste de l’étude en comparaison avec une
situation témoin sans amendement organique.
Le troisième chapitre de cette thèse présente les résultats de l’étude en mésocosmes des
sols incubés en conditions contrôlées pendant 2 ans, sur la rétention et l’impact d’une
contamination cuprique dans le sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC) ou non
(NA) en compost de conifère.
Dans le quatrième chapitre, nous avons étudié ces mêmes processus à l’échelle des micro-
agrégats des 2 sols (NA et CC), obtenus par une méthode de séparation physique peu
déstructurante (fractionnement granulométrique) permettant de séparer les sous compartimens
granulométriques du sol.
Enfin, dans le dernier chapitre de cette thèse, sont présentés les résultats concernant l’effet
du mode de gestion organique du sol de Clessé sur le potentiel de mobilité du cuivre en
relation avec les propriétés biogéochimiques du sol de Clessé établies dans les chapitres
précédents.
7
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
8
Introduction générale
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
C h a p i t r e I E t at d e l ’ a rt
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
10
Chapitre I Etat de l’art
I-1 Le sol
I-1 Le sol
Une grande partie de la superficie totale des sols européens est couverte avec de la forêt
(40 %). Les sols cultivés représentent seulement environ 25 % de la superficie totale
européenne, les prairies comptent pour 20 %, et pour finir les zones bâties et non bâties
(bâtiments et serres, chantiers, parkings et cimetières, routes et voies ferrées) représentent 15
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Le sol est un milieu continu dont les dimensions et la géométrie sont propres à sa
localisation. C’est un milieu poreux tri phasique complexe, intégrant une phase solide (les
particules solides) de nature variable, une phase aqueuse, et une phase gazeuse.
La phase gazeuse d’un sol est constituée par les mêmes composants que ceux de l’air
atmosphérique. Cependant à cause de l’activité biologique présente à l’intérieur des sols, les
teneurs en chacun des composants peuvent changer considérablement (Calvet 2003). La
composition de cette phase dépend aussi de la profondeur et du temps de renouvellement de
l’air à l’intérieur du sol. Un exemple d’évaluation du mouvement des gaz dans les sols
concerne l’estimation du transport de composés organiques volatiles sur des sites contaminés.
A la surface du sol essentiellement, l’oxygène et le dioxyde de carbone ont un rôle
important. En effet, la concentration en oxygène maintient les conditions d’aérobie ou
d’anaérobie du sol, impliquées dans les conditions de survie des micro-organismes. L’aération
des sols est très importante pour la croissance des racines des végétaux. Le dioxyde de
carbone influence l’acidité du sol par sa transformation chimique sous forme de carbonate en
réaction avec la phase liquide du sol. La composition de cette phase gazeuse du sol peut
contrôler fortement la distribution et l’activité des communautés bactériennes des sols.
11
Chapitre I Etat de l’art
La phase liquide du sol est principalement constituée par l’eau de pluie, dans laquelle sont
dissous les ions minéraux et les molécules organiques, qui font varier sa composition et sa
vitesse de transfert d’un sol à l’autre. La composition de l’eau du sol dépend du milieu
géologique avec lequel elle interagit chimiquement. Du point de vue de la réactivité chimique
et biologique, le pH de l’eau du sol constitue une propriété majeure qui met en jeu l’ensemble
des réactions biologiques et chimiques qui se déroulent dans le sol. La composition chimique
de la phase aqueuse est régulée par des processus chimiques à l’interface roche-eau et
atmosphère-eau, ainsi que par des processus biologiques tels que la photosynthèse ou la
respiration. Les processus de dissolution des roches contrôlent la présence du Ca et du Mg qui
proviennent des carbonates, mais aussi du Na et du K provenant des feldspaths et des micas
ou des anions HCO3- et NO3- (Sigg et al. 2001). Ces différentes réactions permettent la
libération de nutriments et oligo-éléments, essentiels aux microorganismes du sol.
a) La composition élémentaire
Au niveau de la planète, les teneurs moyennes de l’ensemble des sols pour les neuf
principaux éléments chimiques (O, Si, Al, Fe, Ca, K, Na, Mg et Ti) sont quasiment toutes
identiques (Tableau I-1) quelque soit leur localisation (Sposito 1989). Cependant ces
moyennes restent peu précises à cause de la grande diversité des roches sur terre impliquant
une aussi grande variabilité des sols. Les deux éléments les plus abondants sont l’oxygène et
la silice et les trois métaux principaux sont l’aluminium, le fer et le calcium. Les autres
éléments sont moins concentrés. Les sols possèdent donc une grande diversité chimique, mais
ils ne sont pas fortement enrichis en carbone et azote, sauf dans le cas des sols tourbeux.
Tableau I-1 Teneur moyenne (mg.kg-1) des neufs éléments chimiques majeurs des sols correspondant à la
couche de surface d’une épaisseur de 20cm (d’après Sposito (1989)).
Eléments O Si Al Fe Ca K Na Mg Ti
Teneur
490000 310000 72000 26000 24000 15000 12000 9000 2900
(mg.kg-1)
12
I-1 Le sol
b) La composition minéralogique
En termes de minéralogie, les constituants inorganiques majeurs des sols sont les
minéraux primaires constitutifs de la roche mère (i.e. quartz, feldspaths,…), mais aussi les
minéraux secondaires issus de l’altération des minéraux primaires et de la précipitation
d’éléments dissous. Cependant, la minéralogie est à l’origine de la réactivité spécifique des
sols. Les argiles et les oxydes et hydroxydes métalliques notamment ont les plus grandes
réactivités par rapport aux autres compartiments du sol (quartz, feldspaths,…).
Les argiles minéralogiques sont des phyllosilicates d’aluminium empilés sous forme de
feuillets composés de couches tétraédriques de silice et octaédrique d’hydroxydes métalliques.
Ces différentes couches sont séparées par des espaces interfoliaires, où l’eau peut circuler
(Robert 1996). Par exemple dans le cas des argiles gonflantes, l’eau pénètre dans ces espaces
interfoliaires. Elles sont constituées de couches d’octaèdre « O » (Al(OH)6) et de couches de
tétraèdre « T » (SiO4) reliées par les atomes de O et OH mis en commun.
a b
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
c
Figure I–1 Exemple de réseau de couche tétraèdre (a) et d’octaèdre (b) formant les argiles (Hillel 1998), et
l’exemple de la structure d’un feuillet de kaolinite (T/O) (c).
D’après la structure du feuillet, on peut distinguer les argiles T/O (tel que la kaolinite
Al2Si2O5(OH)4) et les argiles 2T/O (telle que l’illite : K1-1.5Al4(Si,Al)8O20(OH)4). Leur forme
et leur surface spécifique, leur capacité d’adsorption de l’eau ainsi que leur capacité
d’échange cationique sont les propriétés principales qui permettent de caractériser ces argiles.
Grâce à leur petite taille, elles possèdent une grande surface spécifique qui peut varier entre
15 et 800 m2.g-1 (Hillel 1998) et se structurent en interagissant avec les cations présents dans
la solution. A l’échelle moléculaire, la structure des feuillets d’argile est dominée par les
forces électrostatiques de Van der Waals. En effet, les feuillets sont globalement chargés
négativement (Sposito 1989). La réactivité des argiles est mesurée par leur capacité d’échange
cationique, et varie entre 2 et 200 cmolc.kg-1 (Alloway 1995). Ces différentes propriétés leur
procurent de fortes capacités de rétention des cations solubles et notamment des éléments
trace métalliques (ETM).
Les oxydes et hydroxydes métalliques (Fe, Al et Mn) sont des constituants importants
dans la réactivité des sols. Ce sont des assemblages plus ou moins complexes entre les
éléments métalliques et des groupements hydroxyles (OH). Ces minéraux de petite taille,
dispersés dans le sol ont tendance à recouvrir d’autres particules plus grandes. Ces
constituants interagissent avec les ions H+ et OH- du sol, leur réactivité aux cations et anions
est par conséquent très dépendante du pH du sol. A pH acide, les groupements OH se
13
Chapitre I Etat de l’art
protonent ce qui attire les anions. Au contraire, à pH basique, les groupements OH ont
tendance à se déprotoner, attirant ainsi les cations.
c) La composition granulométrique
La composition granulométrique du sol permet de caractériser la texture du sol. Elle
représente la répartition des minéraux par catégories de taille, indépendamment de leur nature
et de leur composition, au contraire de la structure, laquelle présente l’organisation spatiale
des particules du sol et son rôle dans le fonctionnement du sol qui sera traité dans le
paragraphe I-1-3. Il existe plusieurs tables de classification granulométrique des particules
composant les sols. La caractérisation du sol par la composition granulométrique est l’une des
descriptions la plus utilisée (Hillel 1998). Les composés inorganiques sont répertoriés au dans
minimum trois classes distinctes, suivant leur taille : les sables, les limons et les argiles
(Figure I–3). Les sables ont une taille entre 2000 et 50 µm, les limons entre 50-2 µm et les
argiles sont <2 µm (Figure I–2). Cependant selon les échelles granulométriques de
classification (SCCS1, USDA2 et Gradistat3) utilisées, la séparation de taille des particules
pour les classes intermédiaires entre ces grandes classes peut varier légèrement. Dans la
majorité des études sur les sols, ceux-ci sont tamisés à 2 ou 4 mm. Les particules de tailles
comprises entre 2 et 4 mm sont nommées des graviers dans les classifications
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granulométriques.
Diamètre (m)
10-10 10-9 10-8 10-7 10-6 10-5 10-4 10-3 10-2
Plante
Acides
organiques
Fulvique Humique
Ions
métalliques
Colloïdes
Argile
Limons Sable Graviers
minérale
Dans notre étude nous nous focaliserons sur la classification granulométrique de Gradistat,
qui possède une distinction entre les limons et les sables à 63 µm qui est une adaptation de la
classification de Wentworth (Blott & Pye 2001). Cette classification est issue d’une
modélisation de la distribution de taille des particules.
1
SCCS : Système canadien de classification des sols (1987)
2
USDA United States Department of Agriculture (Schoeneberger 2003)
3
Gradistat : Adaptation de la classification de Wentworth (Blott & Pye 2001)
14
I-1 Le sol
Sables
Argiles Limons
15
Chapitre I Etat de l’art
Les Matières
Organiques du Sol
-microflore
-racines Débris de végétaux -sucre Susbstances humiques :
-pédofaune et animaux -acides aminés -Acides Fulviques
-acides gras -Acides Humiques
-Humines
Figure I–4 Les constituants de la matière organiques des sols adaptés de Calvet (2003) et Sebastia (2007)
La matière organique des sols influence les propriétés des sols. Pour cela elle intervient au
niveau des propriétés physiques, chimiques et biologiques. Les fonctions physiques de la MO
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interviennent dans la stabilisation des agrégats du sol, via la rétention en eau, ainsi que les
propriétés thermiques du sol. Les principales fonctions chimiques de la MOS sont sa forte
contribution à la capacité d’échange cationique (Stevenson 1994), son rôle de tampon dans le
pH du sol, et la complexation des cations inorganiques. La fonction biochimique la plus
fondamentale de la MO est l’approvisionnement de l’énergie métabolique, laquelle contrôle
les processus biologiques. Le matériel organique est aussi utilisé pour la conversion des
macronutriments (N, P, et S) à l’intérieur des structures organiques en une forme inorganique,
lesquels sont soit immobilisés soit utilisés pour la synthèse de nouveaux tissus à l’intérieur
d’organismes du sol ou minéralisés et relâchés à l’intérieur du pool de nutriments minéraux
du sol. L’azote du sol est présent à plus de 95 % dans la phase organique du sol. Celui-ci se
divise sous plusieurs formes (azote insoluble, acides aminés, ammonium, ammoniaque), dont
les proportions évoluent dans le temps avec son cycle bien connu faisant intervenir les
bactéries du sol.
16
I-1 Le sol
par les charges négatives des groupes carboxyles et phénols. Néanmoins, l’estimation de la
quantité de sites réactifs organiques dans les sols reste très difficile.
La respiration microbienne liée à la dégradation de la MO récalcitrante génère des
quantités importantes de glucose et d’autres composés facilement dégradables, permettant
ainsi le recyclage de la MO récalcitrante. Ces molécules, issues de l’humification, sont
réutilisées comme nutriments par les plantes, définissant ainsi le recyclage, i.e. le ‘turnover’
de la MO réfractaire. L’incorporation de MO dans les sols peut modifier l’équilibre fragile qui
existe généralement entre la synthèse et la dégradation de la MO (Lugato et al. 2010). Cette
interférence affecte la biologie, la physique et la chimie du sol. Ainsi, l’incorporation de la
MO peut impacter l’agrégation du sol, les propriétés hydriques et le transfert de nutriments,
donc l’activité biologique et le nombre d’organisme actif, c’est à dire l’ensemble de la chaîne
de processus biogéochimique du sol (Sumner 2000).
L’ensemble des êtres vivants sur Terre peut être classé en deux groupes qui sont les
procaryotes et les eucaryotes. La principale différence réside dans la présence dans les
cellules d’un noyau cellulaire délimité ou non par une membrane contenant l’ensemble du
matériel génétique. Le groupe des procaryotes est lui-même subdivisé en deux sous-groupes,
les bactéries et les archæbactéries (Woese & Fox 1977). Dans la suite de cette étude nous
nous intéresserons principalement aux bactéries du sol. Les communautés bactériennes sont
importantes dans les sols à cause de leur rôle clé dans les processus des écosystèmes, tels que
17
Chapitre I Etat de l’art
mobiles qui possèdent un ou plusieurs flagelles ou des pilis leur permettant de se déplacer.
Membrane Paroi
cytoplasmique (enveloppe externe)
Flagelle
ADN Cytoplasme+contenu
(enzyme, protéine,…)
Les bactéries se multiplient par division cellulaire, ce qui permet de les considérer comme
des clones naturels. Cette division cellulaire permet la transmission de l’ensemble du code
génétique de la cellule mère à la cellule fille. La croissance des bactéries dans un milieu se
fait de manière exponentielle après une phase de latence, jusqu’à un plateau. Les taux de
croissance vont dépendre des conditions physico-chimiques du milieu dans lequel les
bactéries sont présentes et en particulier de la disponibilité des nutriments. La plupart des
bactéries se multiplie dans des conditions modérées (Lemaitre 1998), mais leur croissance et
leur diversité sont très variables et peuvent être modifiées par divers paramètres chimiques
(concentration en métaux, oxygène, pH) ou physique (température, salinité, pression
hydrostatique,…). Une méthode devenue classique pour représenter la diversité des
communautés bactériennes est la mesure d’un indice de diversité déterminé à partir de
l’empreinte génétique des communautés obtenues par la méthode moléculaire ARISA
(Automated Ribosomal (rRNA) Intergenic Spacer Analysis) (Fisher & Triplett 1999; Ranjard
et al. 2000). Bien qu’imparfaite, car ne considérant que les populations les plus représentées
dans le sol cette approche permet de relier l’empreinte génétique mesurée à la structure des
communautés bactériennes.
18
I-1 Le sol
Le volet bactériologique sera abordé tout du long de cet état de l’art pour comprendre le
rôle du compartiment procaryotique dans le fonctionnement du sol, mais aussi les interactions
des métaux avec ces organismes.
Depuis le 20ème siècle, il est reconnu qu’il existe des liens étroits entre l’activité biotique
des sols, l’évolution de la matière organique du sol et leur agrégation. Depuis les années 1950,
quatre concepts d’agrégation des sols ont été proposés. Edwards & Bremner (1967) ont
proposé une théorie selon laquelle le principal processus amenant à la micro-agrégation des
constituants des sols est la réaction en phase solide entre les argiles minérales, les cations
polyvalents et la matière organique des sols. En 1982, Tisdall and Oades se sont basés sur ce
principe, pour mettre en place le concept de la hiérarchisation des sols en agrégats, décrivant
une dépendance des mécanismes impliqués dans la formation des micro et macro-agrégats en
fonction de l’échelle spatiale. Ce concept met en avant la présence d’agents de liaison entre
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les particules primaires (argiles, minéraux simples,…) et les petits agrégats issue de
l’agrégation des particules fines. Deux ans plus tard, Oades (1984) a proposé une modification
importante dans ce concept qui est la formation des micro-agrégats localisés à l’intérieur des
macro-agrégats. Pour finir, Elliott (1986) a identifié pour la première fois le lien direct entre la
perte de matière organique et la diminution de l’agrégation.
19
Chapitre I Etat de l’art
L’agrégation des sols et leur stabilité reposent sur un ensemble de facteurs physiques,
chimiques et biologiques plus ou moins important. La stabilité des agrégats de sol a été
décrite comme étant principalement dépendante de cinq facteurs différents : la faune, les
microorganismes, les racines, les agents inorganiques de liaisons, mais aussi les variables
environnementales (Figure I–7). Tous ces facteurs sont liés les uns aux autres plus ou moins
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Figure I–7 Schéma des différentes interactions entre les constituants du sol intervenant dans l’agrégation des
sols (Six et al. 2004).
20
I-1 Le sol
La MO des sols se distribue dans les agrégats de toutes tailles (Figure I–8), à des stades de
dégradation très différents, allant du débris végétal dans les macro-agrégats aux
macromolécules organiques des complexes argilo-humiques. Ainsi, la MO dégradée, présente
sous forme de macromolécules de type acides humiques ou fulviques, peut être associée aux
fractions fines des sols. Cette matière organique associée aux argiles est considérée comme
très évoluée et stable dans le temps (de l’ordre de la décennie) (Andreux et al. 1980; Balabane
& Plante 2004). Elle s’organise sous forme de complexes organo-minéraux riches en Ca, Mn,
Fe et P (Turchenek & Oades 1979). En effet, Chenu & Plante (2006) ont montré par une
dispersion complète du sol que les complexes organo-minéraux sont formés par la liaison
entre la MO évoluée (fraction humiques) et les minéraux primaires.
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Figure I–8 Photo d’observation en microscopie électronique à balayage (MEB ou SEM Scanning Electronic
Microscopy) de différentes tailles de fragments organiques dans des agrégats de diamètres 90-250 µm (Oades
1993).
Christensen (2001) a définit alors trois niveaux d’organisation structurale des sols en lien
avec les différentes MO. D’abord les micro-agrégats (<20 µm) où les principaux agents de
stabilisation sont les produits microbiens, les exsudats racinaires, les cations polyvalents et
d’autres agents de liaison persistants (polymères organiques), qui sont les plus stables dans le
temps. Il définit ensuite les agrégats intermédiaires (20-250 µm) qui sont constitués de micro-
agrégats et de MO libre et occluse, dont la stabilisation est due à des agents de liaison de
transition tels que les polysaccharides. Enfin les macro-agrégats constitués à la fois d’agrégats
intermédiaires et de MO (libre et occluse) et dont les agents de liaisons sont temporaires
(racines et hyphes). Pour maintenir la structure du sol il existe différents niveaux de liaison.
La MO des sols joue un rôle important dans la formation des micro-agrégats (Gale et al.
2000), par son rôle de liant. L’utilisation du carbone par les microorganismes pour former des
composés organiques liant les particules du sol entre elles dépend de la labilité de la MO,
c'est-à-dire sa capacité à se dégrader. L’amendement d’un sol avec une MO fraîche et peu
dégradée, constituée principalement de MOP conduira ainsi à un sol plus structuré qu’un sol
non amendé contenant de la MO plus ancienne, y compris a une teneur équivalente en MO.
La diminution de la taille de la MO sous l’effet de la biodégradation par les microorganismes
permet l’incorporation du carbone dans des agrégats de taille de plus en plus petite jusqu’à la
minéralisation totale de cette MO (Andreux et al. 1980; Tisdall & Oades 1982). De plus,
l’augmentation du stock de carbone favorise le processus d’agrégation conduisant à la
formation d’agrégats de taille de plus en plus grande (Oorts et al. 2007). La qualité et la
quantité de carbone dans les sols jouent donc un rôle varié mais prépondérant dans la
hiérarchisation des sols en agrégats. De ce fait, les cultures du sol affectant les teneurs ou la
distribution de la MO ont une incidence directe sur le potentiel d’agrégation des sols John et
al. (2005). Ainsi, les cultures menées sur le long terme peuvent conduire à l’altération de
l’agrégation des sols ainsi qu’à la perte de la MO. La matière organique joue donc un rôle
primordial dans le maintient de la structure en agrégats des sols (Balabane & Plante 2004), en
21
Chapitre I Etat de l’art
améliorant leur stabilité structurale et leur résistance aux stress extrêmes (hydrique,
mécanique, …).
Les organismes vivant dans les sols impactent clairement la stabilité des agrégats. Ils sont
répertoriés en trois catégories : la faune, la flore (spécifiquement les racines), et les
microorganismes (bactéries).
Pour la faune, de nombreuses études sur l’impact des vers de terre (Marinissen & Dexter
1990; Brown et al. 2000; Bossuyt et al. 2005, 2006) sur la formation et la stabilisation des
agrégats, ont été menées avec différentes espèces modèles. Il a ainsi été montré que les vers
de terre jouent un rôle direct et rapide sur la formation des micro-agrégats ainsi que sur
l’incorporation de carbone frais à l’intérieur de ces micro-agrégats. L’impact direct ou indirect
des vers de terre sur l’agrégation varie avec l’espèce de vers de terre, la qualité de la litière et
du sol parent (Bronick & Lal 2005).
La flore stabilise le sol de deux façons différentes : d’un côté les résidus de plantes, riches
en carbone, produisent sous l’effet de la biodégradation microbienne des composés humiques
très réactifs qui stabilisent les agrégats des sols, et d’un autre côté les racines jouent aussi un
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rôle important dans la stabilisation du sol par l’étendue de leur réseau qui s’infiltre dans le sol
et dans les agrégats (Dorioz et al. 1993; Angers & Caron 1998). En se développant, les racines
sont capables d’exercer des pressions importantes qui vont compresser les agrégats et les
séparer les uns des autres (Figure I–9). De plus les exsudats organiques libérés par les racines
ainsi que les fines racines favorisent l’activité biologique impliquée dans la formation d’un
ciment humique impliqué dans l’agrégation des constituants des sols (Hillel 1998). La
pénétration des racines dans le sol est alors un bon indicateur de la stabilité des agrégats selon
leur taille.
Ancienne racine
Colonies bactériennes
Argiles
Figure I–9 Photo en microscopie électronique à balayage (MEB) de microstructures induit par les racines de
Festuce rubra (Dorioz et al. 1993). a=racine, b=colonies bactériennes, f=fissure
A plus fine échelle les micro-organismes jouent également un rôle important dans la
stabilité des agrégats. Leur stabilité dépend de plusieurs facteurs en lien avec l’échelle d’étude
tels que la concentration en champignons et bactéries, la texture du sol, ou sa minéralogie. Par
exemple, la formation de mycélium fongique facilite l’accumulation de MO (Jastrow 1996) et
ces effets sur l’agrégation se sont révélés plus important dans les sols argileux que dans les
sols sableux. Les champignons souvent localisés dans les macros pores sont plus sensibles à
la dessiccation du sol que les bactéries, plutôt localisées dans les micro-agrégats. C’est
pourquoi le mycélium fongique va affecter de manière directe préférentiellement les liens
entre les macro-agrégats (Denef et al. 2001a).
22
I-1 Le sol
Polysaccharides
Argiles
23
Chapitre I Etat de l’art
Les minéraux des sols affectent la stabilité des agrégats principalement par deux voies :
soit en offrant des surfaces de contacts aux liants organiques, soit en générant des liants
inorganiques. La formation des liants dépend de la nature des minéraux et des conditions
chimiques. Il est communément admis que les phases minérales réactives du sol (oxydes de
Fe et Mn, Argiles, Calcaire) présents en quantité significatives forment un substrat de sorption
pour les liants macromoléculaire organiques par interaction des groupes polaires, apolaires et
chargés (Six et al. 2004). Concernant les oxydes de Fer, de par leur surface chargée
positivement, ils forment des liaisons électrostatiques privilégiées avec les argiles augmentant
ainsi l’effet cohésif (El-Swaify & Emerson 1975). Dans des conditions chimiques appropriées
(oxydation de solutions riches en Fe(II) par exemple), des précipités émanant de la dissolution
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d’oxydes peuvent se former et s’intercaler entre les particules associées générant ainsi un lien
autant mécanique (accrochement) que chimique (Fordham & Norrish 1983). Des ions Ca2+
mis en solution par dissolution de la calcite ou d’autres ions peuvent par ailleurs intervenir
dans la formation de complexes organo-minéraux par exemple par le pontage de groupes
fonctionnels négativement chargés.
Les contaminants métalliques ont aussi été décrits comme pouvant interagir dans la
stabilisation des sols. Ainsi, Parat et al. (2002) ont par exemple montré qu’un fort contenu en
cuivre (200-300 mg.kg-1) dans les sols inhibe la décomposition des débris organiques et donc
la minéralisation du carbone organique, ce qui entraîne une stabilisation des macro-agrégats.
De façon générale, les fortes concentrations en métaux inhibent la croissance et la diversité
des populations microbiennes. Ainsi, Ranjard & Richaume (2001) ont montré que l’impact du
cuivre sur les communautés microbiennes est variable aux différentes échelles du sol. Les
populations bactériennes situées à l’extérieur des agrégats sont plus rapidement affectées que
celles situées à l’intérieur des agrégats lesquelles sont plus protégées en terme d’accès du
polluant.
La composition du sol et sa stabilité dans le temps sont donc conditionnés par les
processus biogéochimiques qui s’y déroulent. Ces processus sont contrôlés à la fois par les
conditions climatiques et anthropiques imposés, par la composition du sol et en particulier par
la nature et la distribution de la MO. Toutefois, malgré les connaissances importantes sur le
rôle de la MO, un nombre important de questions demeure, notamment en relation avec l’effet
de l’apport exogène varié en relation avec la gestion de la fertilité des sols, où la maîtrise des
mauvaises herbes. De plus, la complexité de ces effets multiples rend difficile la prédiction du
devenir et de l’impact de contaminations telles que celles liées aux traitements phytosanitaires
comme par exemple le cuivre.
24
I-1 Le sol
Le sol est souvent considéré comme une mosaïque de microhabitats pour les
communautés bactériennes (Jocteur Monrozier et al. 1993), et dont la structure est fortement
influencée par les propriétés physicochimiques du sol. La diversité des communautés
bactériennes dans les sols est très importante puisqu’on estime près de 10000 génomes
bactériens (de taille de génome similaire à celui d’Escherichia coli) présents dans un gramme
de sol (Horner-Devine et al. 2004). Les avancées rapides dans les techniques d’analyse des
bactéries permettent d’envisager depuis quelques années de caractériser la localisation
physique des bactéries, et d’essayer de mieux comprendre leur distribution spatiale en relation
avec les habitats spatialement hétérogènes (Nunan et al. 2002; Young & Crawford 2004). A
l’échelle du champ, la distribution des micro-organismes rencontrés dans les sols est
spatialement structurée sur des distances allant de la dizaine à plusieurs centaines de mètres,
suivant les organismes mais aussi le système étudié (Ettema & Wardle 2002). Bien que la
biodiversité bactérienne soit assez limitée à l’échelle régionale, les populations bactériennes
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présentent une forte diversité à l’échelle locale de l’agrégat de sol (Green et al. 2004). Bien
que peu nombreuses, les études sur la distribution spatiale des bactéries dans les sols ont
montré que les espèces bactériennes dominantes sont toujours différentes à l’intérieur des
micro-agrégats par rapport au sol dans son ensemble ou au niveau des macro-agrégats,
montrant ainsi que des espèces minoritaires peuvent avoir un comportement spécifique à leur
environnement local (Jocteur Monrozier et al. 1993; Ranjard & Richaume 2001; Dechesne et
al. 2005).
La détermination de la densité bactérienne par des quantifications directes (Kabir et al.
1994; Chenu et al. 2001; Nunan et al. 2002) ou indirectes (Richaume et al. 1993) ou d’analyse
de la biomasse bactérienne (Martins et al. 1997) montre clairement une distribution
hétérogène des bactéries dans les sols. Cette hétérogénéité spatiale ne favorise pas seulement
la diversité microbienne dans les microhabitats mais elle permet aussi la séparation physique
d’organismes du sol potentiellement compétiteur entre eux ou ayant une relation de prédation
(Ettema & Wardle 2002). Depuis la mise en évidence de la hiérarchisation des sols en
agrégats présentant des fonctions spécifiques et la mise en place d’une procédure fiable de
fractionnement physique non déstructurant des sols en agrégats, l’ensemble des études
confirme les résultats précurseurs de Hattori (1988), qui a le premier présenté les populations
bactériennes comme majoritairement localisées dans le compartiment interne du sol
(contenant les plus petits pores) plutôt que dans la partie externe du sol (les larges pores mais
aussi la surface des agrégats) plus sujette à des stress de toutes sortes (hydrique, thermique,
chimique et même biologique avec la prédation).
25
Chapitre I Etat de l’art
Argiles
Colonies
bactériennes
Figure I–11 Photo par microscopie électronique à transmission de micro-agrégat contenant des bactéries
enfermées dans une structure argileuse (Ladd et al. 1993).
Ainsi, il est reconnu aujourd’hui que plus de 80 % des bactéries se situent dans la fraction
interne des sols qui contient des diamètres de pores de taille entre 2 et 6 µm (Hattori 1988).
En effet, les habitats les plus favorables à la vie bactérienne sont les micro-agrégats (e.g.
Figure I–11) de taille <20 µm (Jocteur Monrozier et al. 1991, 1993; Kabir et al. 1994; Ranjard
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et al. 1997; Kandeler et al. 2000; Sessitsch et al. 2001; Ranjard & Richaume 2001; Chotte et
al. 2002; Fall et al. 2004; Mummey & Stahl 2004; Mummey et al. 2006; Zhang et al. 2007;
Janusauskaite et al. 2009; Ruamps et al. 2011). Cette plus faible densité cellulaire du
compartiment externe des sols est également associé à une plus faible diversité des
communautés bactériennes en relation avec la présence importante de champignons entre les
agrégats du sol et particulièrement sur les surfaces des agrégats (Chenu et al. 2001; Zhang et
al. 2007). Par ailleurs, la faible taille des pores des fractions fines génère des microhabitats
protecteurs pour les microorganismes face aux pollutions mais aussi aux prédateurs. On peut
alors constater une similitude entre la taille des bactéries et celle des micropores où elles se
multiplient (Grundmann 2004). Kilbertus (1980) avait déjà montré que les bactéries, qui sont
de taille micrométrique assez uniforme, ne colonisent pas les pores de taille inférieure à 0.8
µm, bien qu’elles peuvent être présentes sous forme de cellules isolées. Malgré l’ubiquité des
bactéries dans toute la structure spatiale des sols, seul un faible pourcentage de leur espace
poral est colonisé par les bactéries, et ne représente qu’environ 0.6 % de la surface terrestre
(Young & Crawford 2004). Tisdall & Oades (1982) ont défini que les microorganismes sont
importants dans les processus d’agrégation des constituants des sols à une échelle comprise
entre 2 et 2000 µm. Les bactéries ne sont donc pas localisées au hasard dans le sol, mais la
plupart du temps dans les pores ouverts et à l’intérieur des agrégats probablement proches des
sources de nourriture (Grundmann 2004). Dans les sols structurés, les communautés
bactériennes résidant à la surface des agrégats de sols contaminés en ETM sont plus
résistantes au stress provoqué par la présence du métal que celles localisées à l’intérieur des
agrégats, suggérant une évolution et une adaptation différentielles des communautés suivant
leur localisation (Ranjard et al. 1997; Almås et al. 2005).
Les microenvironnements telluriques réunissent tout à fait les conditions nécessaires à la
survie et au développement des communautés bactériennes, et ceux-ci sont considérés comme
des microhabitats privilégiés pour ces organismes. La localisation spatiale des populations
bactériennes est donc un facteur clé affectant aussi bien leur survie, leur activité et leurs
fonctions écologiques (Mummey & Stahl 2004) majeurs que leur sensibilité à des stress bio
physicochimique. Ce dernier point est un des aspects que nous avons particulièrement étudié
dans ce travail (Chapitre IV).
26
I-1 Le sol
localisées. Cette microfaune prédatrice étant principalement présente dans les plus grands
agrégats, cela induit une pression sélective sur la structure des communautés bactériennes
dans la macroporosité via notamment leur protection dans les micro-agrégats de sols
(Sessitsch et al. 2001).
Dans ce contexte, la texture des sols est un facteur important pour la distribution des
bactéries dans les sols, car elle influence directement leur structure spatiale. Ainsi, Chenu et
al. (2001) ont observé directement que dans les sols sableux les bactéries sont présentes aussi
bien à la surface qu’à l’intérieur des agrégats de sols sableux, alors que dans les sols argileux,
la majorité des populations est distribuée à l’intérieur des agrégats. La structure du sol est
donc un facteur majeur du contrôle de la distribution des bactéries, en relation également avec
la répartition des nutriments essentiels à leur développement.
L’évolution de la dynamique de l’eau et des gaz dans la porosité des sols, influence aussi
la distribution des organismes vivants (Jocteur Monrozier et al. 1993; Ranjard & Richaume
2001). Les fortes variations de la teneur en eau dans le sol liées aux cycles d’humectation et
de dessiccation (liée à la météorologie) impliquent une adaptation particulière des populations
bactériennes localisées principalement dans la macroporosité des sols et notamment entre les
agrégats (ce que l’on considère comme le compartiment externe des sols). La rétention et
potentiellement l’immobilisation de l’eau sont plus importantes dans les micropores que dans
les macropores, permettant de garder une humidité plus importante dans les micro agrégats,
en relation avec la présence de composés organiques hydrophiles tel que les polysaccharides
produit par les bactéries ou les champignons (Chenu 1989, 1993; Jocteur Monrozier et al.
1993).
Pour les gaz, il a été observé un effet inverse sur les populations microbiennes. L’air à
l’intérieur des micropores étant moins souvent renouvelé, cela peut conduire à un état
anoxique du sol en relation avec la respiration du sol et à la présence de bactéries
majoritairement anaérobies dans les structures solides fines, alors que les compartiments
grossiers contiennent un mélange de bactéries aérobies et anaérobies. Le faible
renouvellement des gaz peut dans certains cas protéger les bactéries des gaz toxiques (Ranjard
& Richaume 2001).
Un autre facteur important pour la distribution des communautés bactériennes dans les
sols est la teneur en carbone organique. En effet, la MO agit comme une source énergétique
27
Chapitre I Etat de l’art
pour les microorganismes, en plus d’être largement impliquée dans la stabilisation des
agrégats de sol. Dans les sols bien agrégés on peut retrouver plus de 50 % de la matière
organique dans les micros agrégats (Ladd et al. 1993; Virto et al. 2008). L’amendement d’un
sol en MO affecte l’activité, la taille mais aussi la composition des communautés bactériennes
(Saison et al. 2006). En effet, il semble exister une corrélation positive entre le carbone de la
biomasse et la concentration en carbone organique des sols (Kunito et al. 1999a). Des apports
exogènes de MO dans les sols, sous forme d’amendement on t un effet direct sur l’agrégation
des sols (Besnard et al. 2001), et indirectement sur la distribution des microorganismes.
Les populations bactériennes présentes dans la macroporosité des sols sont sujettes à de
fortes variations des conditions hydriques et gazeuses (O2), alors que les conditions stables de
l’intérieur des agrégats les plus petits contribuent au plus faible renouvellement des
nutriments et des gaz. Toutefois, dans les fractions grossières des sols les nutriments
disponibles sont plus limités car plus facilement lessivés au passage d’un flux d’eau, ce qui
montre que les bactéries de ces fractions doivent s’adaptées à des conditions d’oligotrophie
(Ettema & Wardle 2002) en développant un plus large éventail métabolique (Sessitsch et al.
2001), leur permettant notamment de dégrader des grandes molécules organiques. Ces
fractions sont riches en α-proteobacterie, et notamment en Sphingomonas, bactéries capable
de dégrader de nombreux composés aromatiques (Sessitsch et al. 2001) de la MO ‘fraîche’ ou
évoluée. Les fractions granulométriques plus fines sont colonisées par les bactéries de la
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28
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
Le cuivre est un des rares métaux qui existe à l’état natif dans le sol. C’est pourquoi il est
utilisé par l’homme depuis très longtemps, comme l’or et l’argent. Des objets fabriqués en
cuivre ont été datés d’environ 8700 avant J.C. Le mot cuivre vient du latin cuprum signifiant
« l’île de Chypre », qui était réputé pour ses mines de cuivre. Le cuivre est caractérisé par une
structure cristalline cubique à faces centrées, une masse atomique de 63.546 g.mol-1, et une
température de fusion de 1084.62°C. Sa couleur rouge métallisée permet de le différencier des
autres métaux. Dans les minerais de cuivre, celui-ci se trouve sous forme pure mais aussi
principalement sous la forme de sulfures tels que les minerais de Chalcopyrite (CuFeS2) et
Bornite (Cu5FeS4). En 2010 les réserves mondiales de cuivre étaient estimées à 630 millions
de tonnes, avec une production d’extraction de 16.2 millions de tonnes, essentiellement en
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Amérique du sud.
Le cuivre a été fortement utilisé par différentes civilisations pour sa grande capacité
d’alliage avec l’étain, par exemple dans la formation du bronze (5 %Sn et 95 % Cu) mais
aussi avec le Zinc pour former le laiton (30 %Zn et 70 %Cu). De plus ses grandes capacités
anticorrosives, lui procurent une utilisation importante dans le domaine de l’industrie. Ce sont
aussi ces propriétés anticorrosives qui lui permettent d’être utilisé dans toute l’industrie du
bâtiment. Grâce à ses propriétés physiques, et particulièrement de sa conductibilité électrique
et thermique, il est très largement utilisé dans le développement de l’électricité au début du
20ème siècle. Avec ces différentes caractéristiques, le cuivre couvre tout l’éventail des activités
industrielles allant des pièces traditionnelles à des systèmes de hautes technologies. Toutefois
en contact avec l’air, le métal s’oxyde pour donner une patine verdâtre, appelée vert de gris,
extrêmement toxique.
Dans cette étude, le cuivre n’est pas étudié pour ses propriétés physiques mais pour ses
propriétés biologiques et écotoxiques. Il serait restrictif de définir le cuivre uniquement
comme élément en trace métallique toxique. Le cuivre est un élément présent dans la croûte
terrestre mais aussi chez tous les êtres vivants, car il est essentiel à de nombreux processus
vitaux. Par exemple, il a été calculé qu’un européen utilisera environ 680kg de cuivre au cours
de sa vie. En effet, à de très faibles doses, le cuivre est un oligo-élément indispensable à la
vie, par son action sur le renforcement du métabolisme des êtres vivants et en particulier celui
des protéines de plante ou d’animaux. Toutefois son ingestion chronique peut être fatale à des
doses peu élevées. La propriété de fongicide du cuivre n’est qu’en partie attribuée à la
destruction des spores de champignon qu’il provoque. Une autre partie de cet effet est due à
son action sur le renforcement du métabolisme des protéines des cellules vivantes.
29
Chapitre I Etat de l’art
1995). Au contraire, le terme ‘pollution’ lui est employé pour désigner l’accumulation d’un
composé dans des quantités telle que l’élément peut engendrer des dangers pour les
organismes vivants ou compromettre une ou plusieurs des grandes fonctions du sol.
La concentration en éléments traces métalliques (ETM) mesurée dans les sols résulte de
l’héritage des concentrations engendrées par l’altération de la roche mère (fond géochimique
local), plus ou moins modifiée par des processus de pédogenèse (fond pédogéochimique). Ce
fond est réhaussé par les apports des activités humaines. Le fond pédogéochimique naturel
local correspond donc à la concentration des éléments traces métalliques issues de l’évolution
géologique et pédologique du sol sans tenir compte des apports anthropiques (Baize 1997).
En ce qui concerne plus spécifiquement le cuivre, objet de notre étude, il est présent dans
la croûte terrestre, mais ne représente que 0.01 % des éléments présents dans la terre. Il est
aussi présent dans les océans mais à l’état de traces. Les teneurs en cuivre de la croûte
continentale sont listées dans le Tableau I-2. La concentration moyenne est de 35 mg kg-1,
avec une variation entre 2 et 120 mg kg-1 selon les différentes roches (Kabata-Pendias &
Pendias 1992; Alloway 1995; Baize 1997; Sumner 2000), en revanche les teneurs dans les
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plantes sont comprises entre 2 et 20 mg kg-1 de matière sèche. Dans un sol dépourvu de
contamination anthropique le fond pédo-géochimique est dépendant des caractéristiques
physico-chimiques de la roche mère.
Tableau I-2 Contenu en cuivre (mg.kg-1) de différentes roches (Kabata-Pendias & Pendias 1992)
L’inquiétude sur les pollutions des sols par l’anthropisation est née de la forte
augmentation des contaminations liées au développement agro-industriel de notre société. Ce
développement a induit le relargage important de composés minéraux et notamment les
éléments en trace, la plupart du temps présents sous forme immobile, vers les écosystèmes,
sans qu’ils soient éliminés par les processus de biodégradation et d’épuration (Bourrelier et al.
1998). Les sources de pollutions liées aux activités anthropiques sont diverses, allant de la
pulvérisation sous forme de pesticide dans l’agriculture, à l’extraction minière, et au dépôt
atmosphérique sur le sol, sans être exhaustif.
L’homme utilise depuis longtemps le cuivre, pour différentes activités qui ont évolué en
même temps que ses connaissances. Les extractions minières des éléments chimiques, quelles
qu’elles soient, engagent une succession de réactions chimiques qui peuvent conduire à des
pollutions. Dans le cas du cuivre, celui-ci est présent dans les minerais sous forme de sulfures
(e.g. la chalcopyrite (CuFe2S), la bornite (Cu5FeS4)), et sous forme d’oxyde (e.g. cuprite
(Cu2O), malachite (Cu2(CO3)), azurite (Cu3(CO3)2(OH)2)). Lors de son excavation, des sous
produits tels que le dioxyde de soufre sont relargués et transformés en acide sulfurique. La
30
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
transformation engage donc une succession de réactions chimiques qui peuvent fortement
polluer le sol localement en cuivre et en acide.
La contribution anthropique aux teneurs en cuivre dans les sols agricoles est d’origine
diverse. Les apports sont principalement liés à des ajouts locaux effectués par l’agriculteur,
voir liés à des apports aériens diffus involontaires provenant de parcelles voisines ou plus
lointaines. Sauf exception, il s’agit d’apports de fongicides en viticulture et arboriculture. Ils
peuvent également provenir d’apports de dégradation des végétaux contaminés par l’activité
humaine, et ces apports peuvent se faire directement par l’agriculteur, ou indirectement par
l’activité éolienne ou par ruissellement. L’activité humaine est donc plutôt une source de
contamination des sols. Toutefois, Juste et al. (1995) ont montré que les pratiques agricoles
par rapport au cuivre peuvent fonctionner en puits de contamination. En effet, l’épandage des
boues d’épuration permet une redistribution de certains éléments nutritifs tels que le
phosphate et l’azote, ainsi que d’oligo-éléments (Cu, Mn et Zn) mais aussi d’autres éléments
en trace métalliques (Cd, Cr, Ni, Hg, Pb).
C’est l’utilisation massive du cuivre en agriculture, et particulièrement son application aux
sols viticoles, qui nous intéresse dans cette étude.
La culture de la vigne en Europe est issue d’une vieille tradition de plus de 2000 ans, où
elle était le pilier de la culture et de la vie rurale dans toutes les régions où il était possible de
la cultiver. Un grand nombre de variétés de cépage était cultivé jusqu’au milieu du 19e siècle.
Mais en 1863, le Phylloxéra (insecte homoptère, i.e. puceron) importé d’Amérique du nord,
détruisit près de la moitié des vignes. La réponse à cette invasion involontaire a été d’importer
de la région où son issus ces insectes des portes greffes plus résistants. Cependant les vignes
sont devenues sensibles au mildiou Plasmopara viticola (un champignon microscopique),
observé pour la première fois en France en 1878 qui a ravagé par la suite en quelques années
le vignoble français et la plupart des vignobles européens. Ce champignon affecte de
nombreuses espèces de plantes mais particulièrement la vigne. Le mildiou survit pendant
l’hiver dans les feuilles de vignes tombées sous forme de spores permanentes, lesquelles
germent au printemps lorsque les conditions d’humidité et de température sont réunies. La
propagation de ce champignon nécessite un certain nombre de paramètres climatiques et
biologiques. Il prolifère particulièrement sous des conditions humides et chaudes.
C’est le botaniste Alexis Millardet (1832-1902) qui a découvert dès 1882 et de façon tout
à fait inopinée l’action protectrice du cuivre contre le mildiou. Il expérimente en 1884 un
mélange de sulfate de cuivre et de chaux afin de limiter la phytotoxicité des sels de cuivre
dans les plantes. Il est donc le précurseur et le créateur de la Bouillie Bordelaise, qui est un
fongicide contenant le cuivre comme agent actif, utilisée depuis 1885 dans la lutte contre le
mildiou en France, puis dans le monde. La Bouillie Bordelaise est une mixture neutre
composée de sulfate de cuivre et de chaux qui réagissent ensemble suivant la réaction
suivante :
CuSO4 ,5 H 2 O + Ca (OH )2 → Cu (OH )2 + CaSO4 ,2 H 2 O + 3H 2 O [I-2]
Le cuivre reste le fongicide le plus efficace contre le mildiou et son application est
autorisée dans le règlement européen depuis 1991 pour l’agriculture biologique. En viticulture
traditionnelle, la vigne reçoit en moyenne 4 à 5 traitements de ce mélange par an
correspondant en moyenne à 15 kg.ha-1.an-1. Cependant, lors d’années très humides ces doses
sont souvent largement dépassées. Les contraintes réglementaires actuelles sur l’utilisation de
la bouillie bordelaise s’orientent vers une diminution progressive des doses annuelles. En
31
Chapitre I Etat de l’art
2003, la dose de cuivre utilisable pour lutter contre le mildiou a été limitée à 8 kg.ha-1.an-1 par
la commission Européenne, puis à 6 kg.ha-1.an-1 en 2006.
Lors de la pulvérisation de la bouillie bordelaise sur les vignes, une partie n’atteint pas la
vigne elle-même. Plus de 60 % du cuivre se localise sur les feuilles de vigne, 30 % retombe
directement sur le sol. Une grande partie du cuivre retourne au sol par le lessivage des feuilles
et des ceps de vigne lors d’évènements pluvieux mais aussi par la dégradation des feuilles
mortes sur le sol lui-même (Flores-Velez et al. 1996). Un grand nombre d’étude s’est
intéressé à l’impact du cuivre dans les sols agricoles dont les teneurs sont très disparates en
relations avec les différents états de contamination. Komárek et al. (2010) ont recensé un
grand nombre de ces concentrations dans les couches supérieures du sol principalement pour
les sols cultivés européens. Les teneurs en cuivre dans les sols agricoles (non pollués) sont
généralement faibles, mais certains sols présentent des concentrations allant jusqu’à des
valeurs de l’ordre de 1000 mg kg-1de sol (Flores-Velez et al. 1996). La valeur maximale
tolérée par l’Union Européenne pour les terres agricoles est fixée à 150 mgCu.kg-1 de matière
sèche. Il est à noter que cette norme est valable pour tous les types de cultures, i.e.
indépendamment des rotations de culture (Fernández-Calviño et al. 2008a).
Dans les sols, et particulièrement pour les sites viticoles, la concentration en cuivre
diminue très rapidement avec la profondeur (Brun et al. 1998; Pietrzak & Mcphail 2004; Li et
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al. 2005; Komarek et al. 2008) quelque soit le type de sol, pour se concentrer dans l’horizon
supérieur (0-20cm) des sols (Figure I–12). La diminution en cuivre qui s’accumule dans les
couches superficielles est particulièrement marquée pour les sols viticoles. C’est en, effet
l’importante capacité de fixation du cuivre du sol, et tout particulièrement l’affinité
importante du cuivre pour la MO qui est responsable de la faible mobilité du cuivre vers les
horizons plus profonds (Komárek et al. 2010). La concentration en Cu diminue aussi avec
l’écart au pied de vigne lié au retombé du cuivre par ruissellement le long des pieds de vigne.
(Fernández-Calviño et al. 2008a) ont indiqué que ces effets sont d’autant plus marqués que le
vignoble est jeune.
Figure I–12 Exemple de distribution du Cu dans les profils de différents sols viticoles à la suite de l’utilisation
de fongicides cupriques : dans les sols calcaires du Languedoc (a), sols acides sableux du Beaujolais (b) et un
sol d’Italie (c) (d’après Brun et al. (1998) cité par Chaignon (2001)).
Le terme spéciation pour un métal correspond à la distinction entre les différentes formes
chimiques possibles du métal, c'est-à-dire les différents types d’espèces présentes de l’élément
dans le milieu étudié. La spéciation chimique permet de comprendre le devenir des métaux
dans l’environnement. En effet, l’impact d’un métal comme le cuivre dans les sols et
particulièrement la toxicité sur les organismes vivants dépend de sa spéciation dans le milieu.
32
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
Il est largement reconnu que la toxicité du cuivre varie avec les espèces présentes dans l’ordre
décroissant suivant la forme libre Cu2+ la plus toxique, les hydroxydes Cu(OH)+/Cu(OH)2, le
carbonate de cuivre (CuCO3, CuHCO3+, Cu(CO3)22-) et les complexes chlorés (CuCl2) les
moins toxiques.
Les métaux dans les sols sont présents en solution ou plus ou moins liés aux surfaces
solides suivant leur spéciation. Les métaux interagissent avec les composés organiques et
inorganiques du sol, par des mécanismes de transformation chimique qui peuvent être passifs,
abiotique ou biotiques passifs (sorption, complexation, précipitation, réaction
d’oxydoréduction, échange cationique) ou activement contrôlés par les processus biologiques.
On citera pour ces derniers la bioaccumulation ainsi que les réactions de
méthylation/déméthylation (Bolan et al. 2003b, 2010). Il existe plusieurs types de mécanismes
impliqués dans la rétention et l’interaction de l’élément avec les constituants du sol, tel que
l’adsorption sur la matrice solide, l’absorption, la formation d’hydroxydes, de complexes avec
les ligands, l’échange ionique en présence de solutions salines.
On peut classer les ETM des sols en fonction de l’appartenance à un réservoir qui
conditionne leur mobilité. Nous distinguons ainsi six compartiments dans le sol (Figure I–13).
Le cuivre peut être :
• Inclus dans les réseaux cristallins des minéraux primaires (c'est-à-dire hérités de la
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roche mère mais non altérées) et des constituants secondaires (issus de l’altération
pédogéochimique).
• Incorporé dans les êtres vivants : les organismes végétaux et animaux morts ou
vivants, restitués dans la solution de sol, lors de leur minéralisation, ainsi que les
micro-organismes.
• Complexé (chélaté) avec les macro-molécules de composés organiques
• Associé sous une forme plus ou moins échangeable (cation ou anion), à des surfaces
réactives du sol tels que les argiles, les oxydes de Fer ou la matière organique.
• Présent sous une forme soluble ou colloïdale potentiellement mobile.
Echangeable
sur les argiles Inclus dans les réseaux
et la MO cristallin des minéraux
Forme
soluble, colloïdal,
Chélaté ou inclus particulaire du Cu
dans les
molécules organiques Adosrbé sur les
oxyde/hydroxydes
de Fe, Al et Mn
Incorporé dans les êtres
vivants (végétaux, animaux,
microorganismes)
Figure I–13 Différentes formes et localisations (en solution et lié à la phase solide) des éléments traces dans
les sols, adapté de (Baize 1997).
L’ensemble de ces processus de spéciation et les phases porteuses sont décrits dans les
paragraphes ci-dessous. La répartition d’un élément trace entre ces différents compartiments
n’est pas figée au cours du temps, mais évolue en permanence en fonction des conditions
changeantes des facteurs contrôlant les cinétiques et équilibres présents, tels que la
33
Chapitre I Etat de l’art
I-2-3-1 En solution.
Dans les solutions de sol comme dans les eaux naturelles, on trouve de nombreux ligands
organiques et inorganiques interagissant avec le cuivre. Le ligand le plus abondant est l’eau.
Ainsi, chaque cation métallique est entouré d’un cortège de molécules d’eau, au nombre
général de 6 pour les cations mono- et bivalents, ce qui correspond à la sphère d’hydratation
du cation (Sigg et al. 2001). La proximité de la charge positive du cation à celle des protons a
pour effet la déprotonation des molécules d’eau entourant le cation. Ce processus d’hydrolyse
donne un comportement d’acide faible aux cations. L’hydrolyse dépend sensiblement du pH
de la solution et est spécifique aux ions.
Les ligands inorganiques majeurs tels que SO4-2, NO3- ne réagissent que très faiblement
avec le cuivre en solution. Par contre, l’ion majeur Cl- est connu pour former des complexes
relativement stables avec le cuivre. Ces ligands inorganiques sont en compétition avec les
groupes fonctionnels de la matière organique pour laquelle le cuivre à une très grande affinité
(Arias et al. 2004; Li et al. 2005). A la différence des ligands inorganiques, les ligands
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La sorption des cations métalliques sur les phases solides implique des surfaces solides
minérales ou organiques dans le milieu. Les espèces chargées en solution sont attirées à la
surface des particules de sol chargées par attraction électrostatique et/ou à travers la formation
de liaisons spécifiques (Mott, 1981). Les propriétés du sol et de la solution déterminent
l’équilibre dynamique entre le métal en solution et les phases solides du sol.
Les interactions des métaux avec les surfaces solides sont caractérisées par le changement
de phase du soluté réactif et la modification de la surface par la présence du même soluté. Les
mécanismes correspondants sont l’échange d’ions, la complexation de surface, la précipitation
de surface, les processus de sorption liés au caractère hydrophobe de la surface ou du
composé considéré, et l’absorption d’ions, qu’on peut associer à la diffusion dans la phase
solide (Sigg et al. 2001).
L’adsorption par échange cationique décrit un échange de cations de charge équivalente à
proximité immédiate d’une surface solide de charge constante. La présence des solutés
cationiques est attribuable à l’effet électrostatique qui attire les charges positives de la
solution à la surface négativement chargée. Le changement de la distribution des cations en
solution à proximité de la surface présuppose un changement de concentration des cations en
solution avec laquelle les cations échangés sont en équilibre. A l’opposé, la complexation de
surface décrit la formation d’une liaison chimique par liaison covalente entre le cation et la
surface. Dans ce cas, au moins une molécule anionique (e.g. ions OH- pour les oxydes)
interagit avec le cation qui s’adsorbe, à la différence des complexes dit ‘de sphère externe’,
34
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
pour lesquels les cations gardent leur sphère d’hydratation. Les processus de partage d’ion et
de formation de complexe (sphère externe) sont très proches ce qui se reflète dans les
constantes d’adsorption qui sont toutes du même ordre de grandeur pour le cas de l’échange
cationique. Ceci, s’explique par le fait que les forces de liaison dans l’échange cationique ne
mettent en jeu quasiment que les charges des ions qui sont de +1 ou de +2. Au contraire, les
constantes de réaction des complexes de sphères externes varient de plusieurs ordres de
grandeur, dépendant de la nature de l’ion et de la surface (ou de la molécule) sorbante. Les
forces de liaisons en sphère interne sont plus beaucoup fortes que les forces mises en jeu par
les interactions électrostatiques qui visent uniquement à neutraliser ‘à distance’ la charge du
solide. Un cation complexé en sphère interne peut être considéré comme faisant partie du
solide après adsorption, il ne neutralise pas forcément sa charge, il est alors possible que l‘ion
adsorbé ait la même charge que la surface. Les cations complexés en sphère interne peuvent
donc modifier, voire inverser la charge intrinsèque de la surface.
L’absorption de cations se décrit simplement par l’introduction du cation métallique à
l’intérieur du solide, par la création de liaisons chimiques entre le cation métallique et la
surface réactive. La précipitation sur les phases solides décrit l’adhésion d’une microparticule
inorganique sur une autre phase solide.
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De nombreuses études (McLaren & Crawford 1973; Ramos et al. 1994; Arias et al. 2004;
Buekers et al. 2007; Jacobson et al. 2007; Lejon et al. 2008) ont montré que la rétention des
métaux dans les sols est particulièrement dépendante des phases porteuses. Des mesures par
microscopie électronique indiquent que la distribution du cuivre est bien corrélée à celle des
argiles et des oxydes de fer, mais que le cuivre présente une association préférentielle avec la
MO du sol (Jacobson et al. 2007). Des études basées sur des approches d’extraction
séquentielle (Shuman 1985), consistent à mettre en contact le sol avec des extractant de plus
en plus forts (sensé attaquer des phases solides spécifiques) ont clairement permis de montrer
que dans les sols, une majorité des métaux est liée avec la MO et les oxydes (Arias et al.
2004; Li et al. 2005; Lejon et al. 2008; Komárek et al. 2010). La matière organique des sols et
les oxydes de Fe et de Mn, ainsi que les argiles sont les phases essentielles dans la rétention
du Cu dans les sols. Ces travaux ont montré des fluctuations de la distribution du cuivre sur
certaines phases porteuses en fonction du temps et de la teneur en cuivre du sol (Arias-
Estévez et al. 2007).
Par leur petite taille et leur structure en feuillets, les argiles jouent un rôle important dans
la rétention des métaux. Les argiles issues de l’altération des roches possèdent trois types de
sites, fondamentalement différents, qui peuvent chacun interagir avec le cuivre :
• La structure en feuillet confère aux argiles la possibilité d’incorporer des charges
positives (dont celle du cuivre) à l’intérieur des feuillets sous forme de complexes de
sphère externe. La capacité d’échange cationique des argiles dépend alors
essentiellement de cette configuration structurale. Elle s’exprime variablement selon la
nature de l’argile en question. La capacité d’échange cationique est maximale pour les
smectites et vermiculites, d’environ 1 mmolcharge.g-1 de matière sèche (comparable à
celle des acides humiques et fulviques), et minimale pour la kaolinite (~100 fois plus
faible). Cette présence abondante de sites réactifs constitue un lieu de fixation
privilégié du cuivre dans le cas de la présence d’argiles réactives dans les sols.
35
Chapitre I Etat de l’art
Toutefois, les cations liés aux argiles sont en équilibre avec leurs homologues libres en
solution. Le seul paramètre discriminant ces incorporations est la charge de l’ion. Le
cuivre, qui est un cation minoritaire en solution, sera aussi associé de façon minoritaire
aux sites d’échange cationiques. Par exemple, malgré l’abondance de sites d’échange
cationique, avec une solution de sol riche en ions Ca2+, les surfaces solides ne
retiendront que peu de cuivre sur des sites d’échange cationique.
• Les terminaisons des feuillets d’argiles constituent des sites de complexation de
surface. Sur ces sites, le cuivre peut se lier sous forme de complexe de sphère interne.
Grâce à ses propriétés chimiques, il peut donc être incorporé de façon préférentielle
aux cations majeurs, moins réactifs à la complexation, tels que Ca2+, Mg2+, ou bien sûr
Na+ et K+, qui n’ont aucun pouvoir complexant (Tournassat et al. 2004).
• Les feuillets des argiles sont constitués d’un réseau formé en partie par des cations
Al3+ qui peuvent être substitués contre des cations bivalents ou trivalents différents,
parmi lesquels le cuivre. Le cuivre peut ainsi faire partie du réseau cristallin des
argiles. Hypothétiquement, il est alors possible que le cuivre de la solution du sol
intègre la structure des feuillets en substituant des cations de la structure minérale. Ce
processus est a priori plutôt lent et pourrait être considéré dans le cas d’observations
de sols contaminés au cuivre sur le long terme.
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Les argiles constituent donc un substrat privilégié de sorption du cuivre par leur réactivité
naturelle élevée et la variabilité importante des sites d’interaction.
Les oxydes de Fe, Al, et Mn sont des composants importants des sols. La petite taille des
cristaux constitutifs confère une réactivité importante notamment aux oxydes de Fe et Mn.
Les cations métalliques s’adsorbent sur ces cristaux en formant des complexes de sphère
interne. Ceci signifie qu’il s’agit de substrats potentiellement intéressant pour la rétention du
cuivre dans la mesure où l’interaction cuivre-oxydes ressemble à celles décrites sur les
terminaisons des feuillets des argiles. Le cuivre concurrence efficacement les cations majeurs
de la solution sur ces sites. Les oxydes de Fer amorphes observés aux rayons X (par exemple
la Ferrihydrite) peuvent atteindre des réactivités de l’ordre du mmol.g-1, qui sont des
réactivités similaires à celles atteinte par des structures macromoléculaires organiques
(Spadini et al. 2003). Les structures plus cristallisées (e.g. goethite, hématite, lépidocrocite…)
peuvent avoir des réactivités diminuées de plusieurs ordres de grandeur suivant leur état de
cristallisation. Les oxydes de Mn présents dans les sols ont généralement des réactivités au
moins similaires, voire supérieures à celles des oxydes de Fer, à cause de la formation de
structures lamellaires. Toutefois, les oxydes de Mn sont généralement bien moins abondants
que les oxydes de Fer. Les oxydes d’Al sont moins décrits en termes de substrats réactifs dans
la littérature. Il en découle que les oxydes de Fe et de Mn constituent des substrats privilégiés
pour l’adsorption du cuivre, concurrençant à ce titre potentiellement les pools organiques et
argileux des sols.
36
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
Figure I–14 Distribution du cuivre sur les différentes phases réactives des constituants du sol en fonction de la
profondeur dans des jeunes sols viticoles de Victorian (Pietrzak & Mcphail 2004). Gippsland est un sol sableux,
Goulburn est un sol acide limoneux, et Rutherglen est un sol acide limono-argileux.
37
Chapitre I Etat de l’art
sols constituent un milieu complexe ; dans lesquels il est difficile de prédire le comportement
des ETM sur la base de données générique, puisque le fort pouvoir complexant de la MO peut
ainsi tout autant induire l’augmentation que la diminution de la mobilité du cuivre. Ces
aspects et mécanismes seront évalués dans le dernier chapitre de cette étude.
A partir des années 1960-1970, la prise de conscience des très forts apports de métaux
dans les sols a motivé de nombreuses études sur l’impact des métaux sur les populations
bactériennes (Giller et al. 1998). Les premières observations de la toxicité des métaux sur les
microorganismes datent du début du 20ème siècle, mais il a fallu attendre les années 1960 avec
l’apparition des fortes pollutions des sols aux métaux lourds pour voir émerger de nombreuses
études sur l’impact des ETM sur les bactéries. Le cuivre est un élément essentiel à la vie des
organismes, et peut agir comme co-facteur de la catalyse enzymatique ou d’oxydoréduction et
la stabilisation des macromolécules et des membranes. De ce fait, il n’a pas été
immédiatement considéré comme polluant
Les relations entre les bactéries et les ETM dépendent d’un ensemble de mécanismes qui
contrôlent leurs interactions avec les protéines, avec les exopolymères extracellulaires, ou
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
La réponse des populations bactériennes à des pollutions métalliques dans les sols est
contrôlée par des facteurs biotiques comme nous venons de le voir, mais aussi par des
propriétés physico-chimiques du sol. Giller et al. (1998) ont proposé deux modèles
hypothétiques de réponse des communautés bactériennes à un stress métallique (Figure I–15).
Le premier modèle considère une diminution de la diversité des communautés bactériennes
38
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
avec l’augmentation de la concentration en métal dans le sol. Le deuxième modèle, lui fait
l’hypothèse que, même à de faibles concentrations en métal, des espèces compétitives peuvent
être sélectionnées et dominer la communauté conduisant à une baisse de la biodiversité.
L’augmentation de ce stress (concentration) induit ensuite une diminution de la compétitivité
inter espèces ce qui permet la prolifération de certaines espèces (pic de diversité à un stress
moyen à fort). Cependant dans les deux cas, aux fortes concentrations en métal, la diversité
des communautés diminue drastiquement en relation avec l’extinction de la majorité des
espèces.
Khan & Scullion (2000) ont montré que dans les sols contaminés la quantité (carbone) et
l’activité (respiration) de la biomasse diminuent avec l’augmentation de la concentration en
métal dans le sol. Toutefois, certains auteurs ont montré que la réponse des bactéries à un
stress métallique est modulée par la teneur en MO (Khan & Scullion 2000; Marschner 2003;
Lejon et al. 2008). En effet, ces études ont montré que les réponses des populations face aux
apports métaliques sont moins prononcées dans les sols plus enrichis en matières organiques.
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Figure I–15 Effet d’un stress métallique sur la diversité bactérienne du sol suivant deux conceptualisations
différentes (Giller et al. 1998).
39
Chapitre I Etat de l’art
La toxicité du cuivre et son impact peuvent être étudiés via l’étude de sa biodisponibilité
pour les microorganismes. Dans les sols naturels, les bactéries prélèvent pour leur
métabolisme des quantités de métal dit biodisponible. La biodisponibilité se définit comme
l’aptitude du métal à passer d’un compartiment quelconque du sol à l’intérieur d’un
organisme vivant, faisant apparaître les notions d’accessibilité et d’assimilation (Figure I–16).
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40
I-2 Les contaminations métalliques des sols : cas du cuivre
Figure I–16 Représentation de la biodisponibilité des micropolluants dans les sols. Importance de l’accessibilité
(mise en contact) et de la disponibilité (entrée dans la cellule) des polluants pour les microorganismes (D’après
(Martins 2008)). Le polluant est représenté en rouge (●), les flèches (vertes) indiquent la localisation de
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quelques bactéries et les flèches courbés (bleu) indiquent le déplacement du polluant dans la solution.
Plusieurs études ont montré une meilleure corrélation entre la toxicité des métaux pour les
bactéries et la concentration en métal échangeable en solution plutôt qu’avec la concentration
totale en métal dans le sol (Kunito et al. 1999a; Khan & Scullion 2000; Conder et al. 2001;
Tom-Petersen et al. 2001; Giller et al. 2009; Maderova et al. 2011). Ceci indique que la
concentration en solution est un meilleur indicateur de la concentration en métal
biodisponible. Ainsi, pour évaluer la biodisponibilité du cuivre dans la solution des sols,
certains auteurs ont appliqué des biocapteurs spécifiques du cuivre (Tom-Petersen et al. 2001;
Lejon et al. 2008) (Pseudomonas DF57) pour quantifier la concentration en cuivre réellement
« vue » par les microorganismes des sols.
Nous avons pu mettre en avant, que les différents composés du sol possèdent des
propriétés spécifiques. En effet, les propriétés physicochimiques des sols peuvent modifier la
répartition mais aussi la toxicité du cuivre pour les bactéries. Notamment, la matière
organique des sols représente un pool très actif dans la structure des sols, ainsi que dans
l’interaction avec les phases minérales des sols et les communautés bactériennes. La
biodisponibilité du cuivre pour les bactéries est un facteur clé pour mesurer l’impact du cuivre
sur les communautés bactériennes. Cette concentration en cuivre biodisponible et par
conséquent la concentration en solution dans les sols est fortement dépendante de la
hiérarchisation du sol, laquelle est étroitement liée à la teneur en matière organique du sol. Il
apparaît alors que pris séparément les propriétés biogéochimiques du sol (hiérarchisation du
sol, cuivre et matière organique) affecte de façon différente les communautés bactériennes des
sols naturels. Cette étude met en avant, les connaissances des différents paramètres étudiés
séparément mais souligne le peu d’étude sur la connectivité entre les différents paramètres à
l’échelle des agrégats de sol et leur évolution temporelle.
41
Chapitre I Etat de l’art
Cette partie bibliographique présente une revue globale des connaissances actuelles sur la
composition des sols et leur fonctionnement, ainsi que les paramètres biotiques et abiotiques
intervenant dans la distribution, l’impact et la dynamique d’une contamination métallique au
cuivre dans le cas des sols viticoles. Le cuivre de part sa spécificité d’oligoélément est très
étudiée dans le cadre des pollutions des sols viticoles.
Nous avons pu mettre en avant, que les différents constituants du sol possèdent des
propriétés spécifiques. En effet, les constituants tel que la MO, les argiles, les
microorganismes des sols peuvent modifier la répartition mais aussi la toxicité du cuivre dans
les sols. La matière organique des sols notamment représente un pool très actif dans la
structure des sols, ainsi que dans l’interaction avec les métaux, mais aussi dans la diversité des
communautés bactériennes. Il apparaît alors que pris séparément les paramètres du sol, du
cuivre et de la matière organique agissent de manière différente sur les microorganismes du
sol Les populations bactériennes sont très dépendantes des propriétés physico-chimiques du
sol.
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Cette étude met en avant les connaissances des différents paramètres étudiés séparément
mais souligne le peu d’étude sur les relations entre les différents paramètres à l’échelle des
agrégats de sol. D’après cet état de l’art, il est alors important de comprendre le rôle et
l’impact de la MO et du cuivre sur les communautés bactériennes, avec leurs interactions
respectives aux différentes échelles du sol. C’est pourquoi dans le cadre de ce travail, nous
avons étudié les relations entre la matière organique, la spéciation du cuivre et la diversité
bactérienne à l’échelle du sol global et des agrégats de sol à partir d’une étude expérimentale
présentée dans les chapitres suivants.
42
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44
II-1 Introduction
II-1 Introduction
contrôlant à la fois le stockage de carbone dans les sols et la stabilité de leur structure.
Le cuivre est largement appliqué sur les cultures de vignes, ce qui a conduit à
d’importantes augmentations des teneurs totales en cuivre des sols, allant dans certaines
régions jusqu’à des valeurs de 1000 mgCu.kg-1 de sol (Flores-Velez et al. 1996). A de telles
concentrations dans les sols, le cuivre est toxique et les effets sont irréversibles pour la
biocénose du sol, conduisant à des modifications profondes de la structure des communautés
microbiennes (Giller et al. 1998; Ranjard et al. 2008; Wakelin et al. 2010). L’impact des ETM
sur les microorganismes des sols est dépendant à la fois de sa distribution mais aussi de sa
spéciation dans la solution du sol. Pour évaluer les risques toxiques pour les plantes et les
microorganismes du cuivre dans des sols fortement contaminés, il est nécessaire d’évaluer sa
biodisponibilité pour ces organismes. Plusieurs études ont montré que les concentrations en
cuivre dans les sols ne sont pas représentatives des concentrations biodisponible pour les
plantes (Chaignon et al. 2003) et les microorganismes.
En plus de sa forte contribution à la stabilité des sols, la MO joue aussi des rôles
importants de piège pour le cuivre ou de source de nutriments pour les microorganismes du
sol. Dans les sols, la distribution du cuivre est hétérogène, mais s’accumule préférentiellement
sur la MO (Jacobson et al. 2007). La MO joue donc un rôle essentiel dans le fonctionnement
biologique des sols et dans leur pouvoir épurateur. Les effets des intrants organiques sur le
fonctionnement et sur la contamination en cuivre des sols sont fortement dépendants du type
de MO ajouté au sol (Mohamed et al. 2010).
Les objectifs de ce chapitre sont d’évaluer le rôle spécifique du mode de gestion des
intrants organiques apportés au sol de Clessé sous forme d’apport en surface ou par
végétalisation à la fois dans la stabilité structurale du sol, et dans la spéciation du cuivre in
situ. Afin d’identifier le type d’intrant organique qui présente le plus d’impact sur les
mécanismes de rétention et d’impact du cuivre dans le sol de Clessé.
45
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
Dans le cadre de cette étude, nous avons eu accès à un essai agronomique par la chambre
d’agriculture de Saône et Loire sous le contrôle de Philippe Crozier et du propriétaire Daniel
Lacroze. Le site viticole est localisé sur la commune de Clessé au nord de Mâcon (Bourgogne,
Est de la France, 46°24’59’’N, 4°48’54’’E, Figure II–1a), et il est classé en terme de
pédologie comme un cambisol eutrique (Food and Agriculture Organization of the United
Nations. 2006; Bartoli & Dousset 2011). Ce sol précédemment utilisé pour la culture du maïs
a été mis en culture de vigne en 1986. Cette parcelle viticole est devenue un site d’essai
agronomique en 1991. Les amendements organiques sont apportés de manière homogène sur
l’ensemble de la parcelle. Le sol est donc un sol brun profond, argilo limoneux fin développé
sur une roche mère similaire. La parcelle montre une légère pente vers l’est (Figure II–1b). Ce
site d’essai a initialement été mis en place pour comprendre l’influence de différents apports
en matières organiques ou de différentes couvertures végétales sur l’érosion des sols viticoles.
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De ce fait, sept types d’amendement ou de végétalisation ont été apportés sur ce sol en
conditions contrôlées qui sont les suivantes :
Contrôle : non amendé en matière organique (NA) ; désherbage annuel.
Amendement organique :
Paille d’orge (P) : 10 t.ha-1 tous les 2 ans.
Ecorces de conifère (ER) : 300m3.ha-1 tous les 3-4 ans.
Compost de conifère (CC) : 100m3.ha-1 tous les 3-4 ans (1991, 1994, 1997, 2000, 2003)
Végétalisation du sol par :
Trèfle (Ht).
Fétuque (Hf).
Enherbement naturel maîtrisé (ENM) : Ryegrass Lolium perenne.
La matière organique est apportée en mulch (i.e. déposée sur le sol) entre les rangs de
vigne. La gestion contrôlée des apports organiques a été arrêtée en octobre 2003. Pour chacun
des traitements organiques, les échantillons de sols ont été prélevés en mars 2008, c’est à dire
5 ans après les derniers apports de MO. Pour chaque échantillon nous avons prélevé les 5 cm
premiers centimètres. Pour limiter les effets de l’hétérogénéité de la parcelle de sol sur les
résultats, celle-ci a été divisée en 28 sous parcelles disposées selon 4 lignes et 7 colonnes,
formant ainsi des plots de 13.5m x 8.1m. Les amendements sont répartis aléatoirement sur
chaque ligne, comme présenté dans la Figure II–1b.
46
II-2 Matériel et Méthodes
Hiver
Eté
b
CC
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CC
CC
CC
Figure II–1 Localisation du site d’essai agronomique en France (a). Schéma de la distribution spatiale des
différentes sous parcelles amendées en matière organique et végétalisée sur la carte pédologique du sol de
Clessé (b). Les points représentent les lieux de prélèvements de sols (0-5 cm).
47
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
II-2-2 Méthode de fractionnement physique non déstructurant du sol
La structure, et particulièrement l’organisation en agrégats, d’un sol est fragile nous avons
choisi d’utiliser une méthode de fractionnement physique non déstructurant pour séparer les
différents compartiments du sol. Pour cela, nous avons appliqué le protocole de
fractionnement partiellement non destructif décrit par Jocteur-Monrozier et al. (1991), adapté
à nos expériences (Figure II–2), pour optimiser la préservation de la micro agrégation
naturelle des sols.
Les fractions granulométriques des sols de tailles spécifiques ont été obtenues par
dispersion, tamisage humide et sédimentation des échantillons de sol. Pour chaque échantillon
environ 30 g de sol équivalent sec sont prélevés. Au moment du prélèvement des sols ceux-ci
présentaient une humidité massique moyenne de 80 % de la capacité aux champs du sol de
Clessé et une température moyenne de 5°C au moment du prélèvement. Pour une bonne
dispersion des agrégats, les sols sont mis en suspension dans 200 mL d’eau distillée dans des
bouteilles en verre de 500 mL et mis sous agitation à 250 rpm (rotations par minute) pendant
une heure. Les particules les plus fines (<20 µm) sont séparées des particules grossières par
sédimentation. Les temps de sédimentation nécessaires pour obtenir les différentes classes de
tailles de particules sont calculés avec l’équation de Stockes suivante :
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9 × h ×η
t=
2 × r × (d p − d m )× g
2
[II-1]
Après sédimentation, le surnageant contenant les particules fines est prélevé à l’aide d’une
pompe à vide et stocké dans une bouteille de 1L avant d’être tamisé. Les particules plus
grossières sont remises en suspension, pour optimiser le fractionnement, cette étape est
répétée trois fois.
+H2O
<20 µm <20 µm
>20 µm 63-20 µm
Figure II–2 Protocole de fractionnement physique non déstructurant d’un sol adapté de Jocteur Monrozier et
al. (1991).
La suite du protocole consiste en un tamisage humide du sol des particules >20 µm issues
du culot de sédimentation. Les fractions obtenues par tamisage présentent des tailles >250µm,
ou comprises entre 250-63 µm. Il est nécessaire d’effectuer une dernière étape de
sédimentation (à 1g) pour récupérer les particules du fond de tamis d’une taille de 63-20 µm
(environ 10 minutes). La dernière étape du protocole est la séparation des particules <20 µm
en deux fractions granulométriques correspondant aux limons fins (20-2 µm) et aux argiles
(<2 µm). Les particules de 20-2 µm sont sédimentées à 1g (environ 5 à 6 heures), et les
particules fines <2 µm sont centrifugées à 11’000g (Beckman J2-HC), pendant 20min
(déterminé avec l’équation [II-2]). La classification granulométrique utilisée dans cette étude
48
II-2 Matériel et Méthodes
La texture du sol a été déterminée au laboratoire par une méthode de tamisage (II-2-2). Au
contraire, la masse volumique apparente sèche du sol (de la couche de surface) a été mesurée
sur le site viticole avec la méthode bien connue des cylindres de (Blake & Hartge 1986).. Les
dimensions des cylindres sont de 7.4 cm de diamètre et de 4.9 cm de hauteur, ce qui
correspond à un volume de 210.7 cm3. Les mesures ont été réalisées en triplicats pour chaque
sol.
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Les concentrations totales en carbone organique et azote des sols ainsi que leurs fractions
granulométriques ont été déterminées (duplicats) sur des échantillons de 20 mg de sol sec,
préalablement broyés finement, homogénéisés, et analysés avec un analyseur élémentaire
FlashEA1112/FLASH 2000 (LECA, Grenoble). Cette méthode de mesure est destructive. Le
principe global de fonctionnement est de brûler à très haute température les échantillons avec
49
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
un catalyseur sous flux d’hélium, pour transformer le C organique en dioxyde de carbone
(CO2), et l’N organique en NOx qui est ensuite réduit en molécules de diazote (N2) et de
molécules d’eau piégées. Les deux gaz obtenus (CO2 et N2) sont séparés par chromatographie
en phase gazeuse et détectés par un détecteur à conductivité thermique.
Les concentrations en éléments majeurs dans les sols et leurs fractions granulométriques
ont été obtenues après extraction des éléments chimiques à l’eau régale (HNO3 + HCl). La
méthode de dissolution acide du matériel non homogène pour déterminer les concentrations
en éléments chimiques est préférée à l’extraction par des agents de fusion car elle limite la
concentration en matériel superflu dans la solution finale et une faible interférence dans la
détermination des concentrations en solution des éléments. Les éléments chimiques
cationiques mesurés sont Al, Ca, Fe, K, Mg, Mn. Dans cette étude, la méthode consiste à
broyer et homogénéiser 0.5g de sol sec avant d’être mis au contact avec 5 mL de solution
d’eau régale pendant 24h à 70°C sur un banc de sable. L’eau régale est un acide fort obtenu
par le mélange d’acide nitrique et d’acide chlorhydrique en proportion molaire équivalente.
Après digestion acide du sol, les échantillons sont dilués dans 50 mL d’eau déminéralisée
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(dilution 1:10 de l’eau régale), et les éléments quantifiés par ICP-AES (3000 DV, Perkin
Elmer Ltd) à ISTerre, Grenoble. Les solutions standard sont préparées dans la même matrice
d’eau régale diluée, afin de prévenir les effets de matrice. La détection limite de ces éléments
dans notre cas est d’environ 20 ppb. Les mesures ont été dupliquées. Les données obtenues
ont été analysées par une analyse en composante principale (ACP) après un traitement
statistique mené avec le logiciel R.
La concentration totale en cuivre (CuTot) liée à la matrice solide des sols a été analysée
après une extraction à l’eau régale du cuivre avec le même protocole que celui utilisé pour
l’extraction des éléments majeurs (II-2-4-2). Les concentrations en CuTot ont été mesurées de
la même manière par ICP-AES, préalablement calibré avec des solutions standard (Figure II–
3). La courbe de calibration pour le cuivre est totalement linéaire dans la gamme testée.
300000
250000
Intensité (UA)
100000
50000
0
- 1 2 3 4
-1
Cu-concentration mg.L
Figure II–3 Courbes de calibration des concentrations en cuivre des solutions standard déterminées par ICP-
AES. Comparaison entre la gamme de calibration de la concentration en Cu total (□) à la longueur d’onde
324.75 nm et la droite d’ajout dosé en cuivre sur un échantillon pris au hasard (o).
50
II-2 Matériel et Méthodes
Les échantillons de sol étant très chargés en éléments inorganiques extraits, une
expérience d’ajout dosé en cuivre a été réalisée. Cette expérience a pour but de vérifier l’effet
de la présence des autres éléments chimiques sur la mesure de la concentration en cuivre.
C'est-à-dire d’évaluer les interférences de ces éléments sur la mesure de cuivre. La Figure II–
3 montre qu’il n’y a pas d’effet de matrice sur les mesures de concentration en cuivre, puisque
les pentes des deux droites sont similaires. On note aussi que les courbes de calibration de la
concentration en cuivre sont totalement linéaires sur la gamme d’étude.
Dans les sols, le cuivre peut être présent sous différentes formes, qui sont plus ou moins
biodisponibles et donc toxiques pour les organismes vivants du sol. C’est pourquoi, nous
avons cherché à mesurer la concentration en cuivre en solution de sol biodisponible pour les
bactéries et pour les plantes.
La mesure de cuivre biodisponible pour les bactéries (CuBioB) est réalisée sur les
échantillons de la solution de sol après échange au Ca(NO3)2 à 0.14M. La concentration en
cuivre biodisponible (CuBio) a été déterminée dans la solution de sol à l’aide d’un biocapteur
bactérien spécifique du cuivre développé et courtoisement fournie par O. Nybroe (Tom-
Petersen et al. 2001). Le biocapteur bactérien Pseudomonas fluorescens (DF57-Cu15) a été
sélectionné comme sensible au cuivre sur la base de sa tolérance et de sa réponse spécifique
dépendante de la concentration en cuivre dans un milieu de composition contrôlée. La réponse
du gène luxAB inséré dans le chromosome de la souche bactérienne par l’élévation de la
luciférase en réponse à la présence de cuivre dans le milieu permet de quantifier les
concentrations en CuBioB réellement « vues » par une bactérie. La luminescence induite a été
mesurée en utilisant un luminomètre (TD20/20, Promega, France). La souche bactérienne
Pseudomonas fluorescens DF57-Cu15 est, dans un premier temps, mise en culture à 30°C en
milieu DMM (Davis minimal medium) contenant de la kanamycine à 25 µg.mL-1, pour la
sélection des bactéries bio indicatrices de la concentration de cuivre. La suspension
bactérienne est ensuite prélevée pendant la phase exponentielle de croissance cellulaire. La
suspension bactérienne est alors centrifugée à 5'000g pendant 10 min. et est remise en
suspension dans du milieu DMM stérile contenant du glucose, jusqu’à l’obtention d’une
DO600 (Densité Optique à 600 nm) de 0.25 mesurée avec un spectromètre Biowave II (Serlabo
technologie, Grenoble). La suspension bactérienne DF57-Cu15 (500µL) est alors mise en
contact avec l’échantillon de la solution de sol (100µL) à analyser et de l’eau stérile (400µL)
pendant deux heures à l’obscurité avant la mesure au luminomètre. Les concentrations en
cuivre biodisponible mesurées dans les échantillons sont calculées en utilisant une droite de
51
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
calibration établie avec la mise en contact des bactéries (DF57-Cu15) avec des solutions
standards de Cu(NO3)2 de concentrations connues et avec un fond ionique de Ca(NO3)2·4H2O
à 0.14M (Lejon et al. 2008). Après 2 heures d’incubation, la luminescence est mesurée 2
minutes après l’ajout de 10µl de n-décanal (substrat de la réaction photochimique)
homogénéisée pendant 10s par vortex. La mesure est exprimée en unités relatives de lumière
(RLU : relative light unit). Les limites de détection supérieure (concentration létale) et
inférieure sont de 10-3 et 10-7 M. Entre ces deux concentrations, la concentration en Cu
absorbé par les bactéries est proportionnelle à l’intensité lumineuse. La quantité de cuivre
détectée par les bactéries (i.e. la concentration en cuivre biodisponible dans le milieu) est
directement proportionnelle à l’intensité de lumière émise par les bactéries, après activation
du système rapporteur luxAB dans cette gamme de valeur.
Afin d’évaluer l’effet des amendements organiques du sol de Clessé sur la biodisponibilité
du cuivre pour les plantes, nous avons mesuré les teneurs totales en cuivre dans une plante
modèle collectée, sur tous les plots de la parcelle étudiée : Ryegrass (Lolium perenne). La
méthode a consisté à prélever une dizaine de plants sur chaque plot pour environ 10g de tiges
et racines de la plante Lolium perenne (durant la période de végétation, juin 2008) pour
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évaluer l’accumulation du cuivre dans les parties racinaires et aériennes. Les plants collectés
ont été lavés deux fois avec de l’eau déminéralisée pour enlever toutes les particules de sols,
puis séchés à 105°C pendant 48h et broyés mécaniquement (Warring Blender). Le cuivre a
ensuite été extrait de 1g de ce matériel sec par une digestion avec un mélange de 5 mL de
HNO3 (65 %) et 10 mL de H2O2 (30 % v/v) à 70°C sur la nuit, protocole adapté de Brun et al.
(1998). Cette solution a été ensuite filtrée à 0.45 µm avec des filtres d’acétate de cellulose
(Satorius, France) et analysée par ICP-AES comme décrit précédemment pour les éléments
traces métallique et le cuivre.
Figure II–4 Photo de la plante Lolium perenne prélevée sur l’ensemble des sous parcelles du sol sous vigne de
Clessé.
Pour étudier les variations entre la composition chimique en éléments majeurs, les
résultats sont traités par des analyses statistiques sous le logiciel R, à l’aide de l’interface ade4
(Thioulouse et al. 1997). Pour une comparaison entre les échantillons, chaque analyse requiert
une analyse statistique qualitative sous forme d’Analyse en Composante Principale (ACP).
Cette méthode statistique permet d’obtenir une carte des individus en fonction de leurs
proximités. L’ACP consiste donc à rechercher un petit nombre de nouvelles variables Y1,
Y2… appelées composantes principales, non corrélées entres elles et résumant le mieux
possible l’ensemble de la variabilité des données.
52
II-3 Résultats et Discussions
Les propriétés physiques des cinq sols étudiés sont présentées dans le Tableau II-2. La
masse volumique apparente sèche du sol ne varie pas significativement sous l’effet des
traitements du sol : ρd = 1.35 g cm-3 (± 0.02).
Les résultats du Tableau II-2 montrent que les textures (les quantités de sable, limons et
argiles) des cinq sols sont faiblement affectées par le traitement du sol et s’étalent entre 9.6 et
11.8 %, 56.5 et 61.5 %, 30.5 et 31.7 %, respectivement pour chaque classe granulométrique.
Tableau II-2 Principales propriétés physiques des sols contrôle et amendé du site de Clessé
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Masse
volumique
Texture (%) apparente
d50 (µm)
Sol
sèche (ρd)
30 sec
Sable Limon Argile g.cm-3 - US
US
Contrôle 11.8 ± 1.7 56.5 ± 2.7 31.7 ± 2.4 1.34 ± 0.03 43 22
Paille 11.0 ± 1.3 57.7 ± 1.0 31.3 ± 0.4 1.38 ± 0.13 58 21
Compost de Conifère 11.5 ± 1.1 61.5 ± 2.9 30.8 ± 2.7 1.33 ± 0.08 70 29
Fétuque 9.6 ± 1.2 58.7 ± 2.5 31.7 ± 3.6 1.35 ± 0.09 47 19
Trèfle 11.1 ± 1.5 58.5 ± 1.5 30.5± 2.1 1.33 ± 0.07 77 24
d50 : diamètre médian des particules de sol.
-US : sans ultrasons +US : avec 30sec. ultrasons
Toutefois, les amendements organiques modifient la structure du sol. Les effets des
traitements (amendement organique et végétalisation) sur l’agrégation des sols ont été vérifiés
par les mesures en granulométrie laser de la Distribution de Tailles des Constituants (DTC) du
sol de Clessé (Figure II–5). Ces résultats montrent clairement une modification significative
des courbes de DTC particulièrement entre le sol contrôle (non amendé) et les sols compost
de conifère (CC) et trèfles (Ht). Ces deux traitements induisent clairement la formation de
macro-agrégats (Figure II–5a). Cette effet d’agrégation des constituants du sol se manifeste
par l’augmentation du volume (nombre des particules grossières) situé entre 63 et 1500 µm, et
la diminution de la quantité de particules fines (<63 µm).
Les traitements Paille et Fétuque (Figure II–5) ont un effet plus faible sur l’agrégation des
particules du sol (structure), mais toujours significatif au moins jusqu’à 400 µm. Ce résultat
montre une forte spécificité du traitement sur l’agrégation des sols induits par la gestion
organique à l’échelle du champ. Ceci semble essentiellement contrôlé par la nature de la
matière organique apporté (Compost de Conifère vs Paille) par le type de plantes (Trèfle vs
Fétuque), et par les quantités apportées au sol, en accord avec des études précédentes (Six et
al. 2000).
53
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
7
Contrôle
Control
Sols agrégés Straw
Paille
6
Compost de Conifère
Conifer Compost
Fétuque
Fescue
5 Clover
Trèfle
Volume (%)
4
0
7
6
Sols dispersés
(30 sec. US)
5
Volume (%)
4
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0
0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000
Figure II–5 Effet de l’amendement organique (Paille et Compost de conifère) et de la végétalisation (Fétuque
et Trèfle) du sol de Clessé sur la distribution de tailles des constituants (DTC) comparé au sol contrôle mesurée
par granulométrie laser (Mastersizer 2000, malvern) sans et avec traitement aux ultrasons pendant 30 sec.
Pour confirmer cet effet d’agrégation par les traitements organiques du sol, nous avons
mesuré la distribution de tailles des particules des cinq sols après 30sec. d’ultrasons (Figure
II–5b). Pour toutes les conditions, les ultrasons induisent la désagrégation totale du sol. Après
30sec. d’ultrasons, les 5 sols présentent des courbes de DTC similaires, qui par ailleurs
permettent de confirmer le classement textural du sol de Clessé en tant que sol limono
argileux (Lejon et al. 2008). On note la présence de particules grossières (500-1000µm) dans
le sol CC par rapport aux autres sols, peut être lié à des débris de compost de conifère.
Les paramètres de forme calculés pour les courbes de DTC obtenues sans les ultrasons
(Tableau II-2) montrent que le diamètre médian (d50) des particules de sol passent de 43 µm
(sol contrôle), à 80 et 90 µm pour les sols CC et Trèfle, respectivement. Le d50 des sols Paille
et Fétuque est de 58 et 47 µm, respectivement, confirmant le plus faible effet de ces deux
traitements sur l’agrégation du sol. Lorsque les sols sont dispersés, leur d50 diminue fortement
jusqu’à une valeur de 22 µm ± 2 µm très similaire pour les 5 sols. De tels effets d’agrégation
par l’amendement organique ou la végétalisation ont déjà été largement documentés (Andreux
et al. 1980; Tisdall & Oades 1982; Oades 1988; Jocteur Monrozier et al. 1991; Six et al. 2004;
John et al. 2005; Lugato et al. 2010). Ces effets sont plus souvent expliqués par l’amélioration
de la stabilité des micro et macro-agrégats du sol à travers des effets direct lié à l’ajout de
MO, et indirect à travers la libération progressive de matière organique au niveau de la
rhizosphère des plantes (Denef et al. 2002).
54
II-3 Résultats et Discussions
Les effets des amendements organiques sur les paramètres chimiques des cinq situations
du sol de Clessé sont présentés dans le Tableau II-3. La concentration en Carbone Organique
Total (COT) est variable entre les cinq sols, en relation avec l’amendement organique et le
développement rhizosphérique due à la croissance des plantes. La teneur en COT dans les sols
varie de 15.2 (NA) à 30.3 gC.kg-1ss (CC) entre les différentes conditions d’amendement
organique. La teneur en COT dans les 5 sols peut être classée dans l’ordre décroissant
suivant : CC > Ht > P > Hf > NA. Ce classement indique que les deux types de traitements
induisent un enrichissement en carbone comparativement au sol contrôle (NA). Pour chaque
type de traitement, deux niveaux d’enrichissement ont été observés : un effet fort avec
l’amendement en compost de conifère et la végétalisation avec du trèfle, et un effet faible
mais encore significatif a été observé avec l’amendement paille et la végétalisation avec de la
fétuque. De la même manière, le contenu en azote total a varié fortement entre 1.1 et 1.9
gN.kg-1ss pour les cinq sols. L’impact le plus important de l’amendement organique sur la
teneur en azote par rapport au sol contrôle est observé dans le sol végétalisé avec du trèfle, qui
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
est une plante légumineuse fixatrice d’azote. Bien que les contenus en carbone et azote du sol
observés augmentent, proportionnellement le rapport C/N est resté relativement constant avec
une valeur moyenne de 14.4 (± 2.6).
Les concentrations en carbone de la biomasse microbienne du sol de Clessé ont été
mesurées dans une étude antérieure par Lejon et al. (2007), et sont présentés dans Tableau
II-3. Ces mesures ont été faite sur des échantillons prélevés à l’hiver 2004 avec les mêmes
conditions de prélèvement. Ces concentrations correspondent à une fraction de la
concentration en COT du sol. La teneur en carbone microbien dans le sol contrôle (NA) est de
238 mgC.kg-1ss. Comparé au sol NA, les différents traitements augmentent la concentration de
carbone microbien d’un facteur 2, avec des concentrations d’environ 450 mgC.kg-1ss. Les
amendements organiques ont un effet sur la biomasse microbienne légèrement supérieur au
traitement par végétalisation du sol. Cette forte augmentation de la teneur en carbone de la
biomasse est due à la présence de composés organiques facilement dégradable apportés par
les différents traitements organiques.
Tableau II-3 Principales propriétés chimiques du sol de Clessé variablement amendé ou végétalisé.
C-
C Org. Tot. N Org.Tot. Cu Total Cuplante/CuTot
biomasse* pHw
gC.kg-1ss gC.kg-1ss mgC.kg-1ss mgCu.kg-1ss (-)
Contrôle
15.2 ± 5.1 1.1 ± 0.2 238 7,2 ± 0.03 118 ± 4 0.36 ± 0.03
(NA)
Paille
20.4 ± 6.7 1.5 ± 0.3 465 6,9 ± 0.03 91 ± 4 0.48 ± 0.04
(P)
Compost de
Conifère 30.3 ± 3.9 1.6 ± 0.1 492 7,3 ± 0.03 102 ± 5 0.45 ± 0.04
(CC)
Fétuque
17.3 ± 4.2 1.3 ± 0.2 430 7,1 ± 0.02 89 ± 9 0.50 ± 0.05
(Hf)
Trèfle
23.6 ± 3.6 1.9 ± 0.2 432 6,6 ± 0.1 106 ± 6 0.24 ± 0.04
(Ht)
*Les concentrations en carbone de la biomasse microbienne du sol sont issues de Lejon et al. (2007), dont les
sols ont été prélevés en 2004 dans les mêmes conditions (5 cm de profondeur).
55
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
Le pH est relativement constant dans les différentes situations (pH ≈ 7.1), excepté pour le
traitement au trèfle qui a induit une diminution du pH de 0.7 unité (Tableau II-3). Ce
paramètre est très important en terme de comportement des éléments traces métalliques dans
les sols, car il est connu pour contrôler les processus de spéciation de solubilisation et de
rétention des métaux dans les sols (Sauvé et al. 1997; Buekers et al. 2007; Bonten et al. 2008;
Weng et al. 2008). L’acidification observée dans le sol végétalisé avec du trèfle pourrait
probablement induire des modifications de solubilité et de spéciation du cuivre
(Padmavathiamma & Li 2010) et donc modifier la biodisponibilité du Cu pour la biosphère du
sol (microorganismes et végétaux).
La concentration totale en cuivre [CuTot] (lié à la matrice solide) a été mesurée sur
l’ensemble de la parcelle, afin d’établir une carte de la distribution en cuivre. Les
prélèvements d’échantillons de sol (+,Figure II–6) ont été réalisés de manière homogène sur
la parcelle pour établir la cartographie de la concentration en cuivre total de la parcelle de
Clessé par la méthode de krigeage à l’aide du logiciel R (en utilisant les calculs de
variogramme). La cartographie du cuivre obtenue est présentée sur la Figure II–6. A l’issu de
cette carte, la concentration moyenne en cuivre de la parcelle viticole en 2008 est de 70
mgCu.kg-1ss. Toutefois, sur les différents sous-parcelle, on observe une hétérogénéité spatiale
de la répartition du cuivre sur la parcelle qui peut expliquer les variations des concentrations
en cuivre natif mesurées sur chaque sous parcelle (Annexe E). Ces résultats indiquent qu’il est
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
nécessaire de réaliser une campagne d’échantillonnage précise par type d’apport organique
sur l’ensemble de la parcelle, afin d’avoir une concentration moyenne en cuivre pour chaque
amendement.
Hf CC NA Ht P
Ht P NA Hf CC
Ht Hf P NA CC
CC NA P Ht Hf
Figure II–6 : Carte de la concentration en cuivre sur la parcelle viticole de Clessé obtenu par une extrapolation
des concentrations en cuivre mesurées dans le sol de chaque sous-parcelle par la méthode krigeage. NA : Non
Amendé (contrôle), CC : amendé avec du Compost de Conifère, P : amendé avec de la Paille, Hf : végétalisé
avec de la Fétuque, et Ht : végétalisé avec du trèfle. Les croix (+) correspondent aux points de prélèvements
de sol.
Les concentrations totales en cuivre mesurées dans le sol de Clessé sous les cinq
conditions de gestion de la MO varient entre 89 et 118 mgCu kg-1ss (Tableau II-3). Ces
concentrations correspondent à la concentration moyenne en cuivre du sol pour chaque
traitement, mesurée sur 4 prélèvements effectués sur les 4 sous-parcelles de chaque condition
testée, soit 16 points de mesures pour chaque condition (Figure II–1b).
Plusieurs études ont montré que dans les sols, le cuivre n’a pas le même effet sur des
espèces végétales différentes (Brun et al. 2003; Ferrand et al. 2006; Padmavathiamma & Li
2010). Pour cette raison, plutôt que de collecter indifféremment les plantes trouvées sur
chaque plot de la parcelle, nous avons préféré collecter sur tous les plots la même espèce
56
II-3 Résultats et Discussions
différentes espèces de plantes. Dans notre étude nous n’avons pas différencié les teneurs dans
les racines et dans les tiges, ce qui peut expliquer que malgré une variation dans les teneurs en
cuivre dans les sols, c’est probablement le pH du sol qui modifie le plus la teneur en cuivre
prélevé par les plantes.
57
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
5
20-2 µm
2
250-63 µm
1 <2 µm
>250µm
0
0,01 0,1 1 10 100 1000 10000
Taille des particules (µm)
Figure II–7 Courbe de distribution de tailles des constituants (DTC) de chaque sous fraction granulométrique
du sol de Clessé (exemple du sol contrôle) obtenues par granulométrie laser (Mastersizer 2000, Malvern). La
distribution des constituants est pondérée par la masse de chaque fraction
58
II-3 Résultats et Discussions
0,8
0,4
0,2
0,0
0,01 0,1 1 10
Taille des particules (µm)
Figure II–8 Effet de l’amendement organique (Paille et Compost de conifère) et de la végétalisation (Fétuque
et Trèfle) du sol de Clessé sur la courbe de distribution de taille des constituants (DTC) de la fraction <2 µm.
Clessé
La procédure de fractionnement physique peu destructive des sols utilisée dans cette étude
a permis de séparer les compartiments du sol de taille décroissante en fraction
granulométrique. Chaque fraction correspond à un compartiment spécifique du sol présentant
un fonctionnement biogéochimique particulier (Jocteur Monrozier et al. 1991). Les résultats
présentés dans la Figure II–9 montrent la distribution en masse cumulée des fractions
granulométriques. La méthode de fractionnement physique peu destructurante présente une
bonne reproductibilité du fractionnement des sols puisque les bilans de masses sont de 99 %
(± 6 %). On observe dans cette figure que la distribution massique des fractions du sol de
Clessé est très proche dans les 5 sols, excepté pour le sol trèfle qui présente une forte macro-
agrégation (>250 µm) par rapport au sol contrôle (NA). La fraction de sol qui a le plus évolué
sous l’effet des différents traitements est la fraction >250 µm. En effet, les deux amendements
organiques et les enherbements ont induit une augmentation de la quantité de matériel macro
agrégé plus ou moins importante. Dans tous les sols traités, la masse de la fraction grossière
(>250 µm) représente entre 10 et 20 % de la masse de sol fractionné contre seulement 6 %
dans NA. Ceci indique un enrichissement en particules organiques grossières de taille
correspondante, ainsi qu’une plus forte macro agrégation des particules dans les sols amendés
et végétalisés. Toutefois, on n’observe pas d’augmentation significative de la masse de cette
fraction (>250µm) dans le sol CC, lié aux débris organiques (de masse légère). La masse des
fractions 250-63 µm est identique dans les 5 sols et représente environ 10 % du sol total. Les
fractions 63-20 µm et 20-2 µm comptent pour 35 % et 30 % respectivement, c’est-à-dire près
de 70 % de la masse de sol fractionné (30g), en accord avec la classification granulométrique
du sol donnée précédemment. La masse de la fraction granulométrique argileuse (<2 µm)
représente seulement 10 % (~3g) de la masse du sol fractionné. Les sols NA et CC présentent
une distribution massique des fractions la plus similaire comparé aux autres traitements.
Le fractionnement granulométrique des sols étant peu destructif, les agrégats sont
préservés et les résultats de la distribution massique des différentes fractions de sol sont
différents des résultats texturaux du sol (cf. II-3-1-1). Cette procédure nous permet donc
d’appréhender quantitativement la structuration du sol, c'est-à-dire son organisation en
agrégats comme cela a déjà été décrit antérieurement (Tisdall & Oades 1982; Elliott 1986;
Jocteur Monrozier et al. 1991; Six et al. 2004; Abiven et al. 2009).
59
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
30
>250
25
250-63
Masse (g) 20
15 63-20
10 20-2
5 <2
0
Contrôle Paille Compost Fétuque Trèfle
de Conifère
Figure II–9 Distribution massique des fractions granulométriques du sol de Clessé amendé en Paille (P) ou en
Compost de Conifère (CC) et végétalisé avec de la Fétuque (Hf) ou du Trèfle (Ht) et le contrôle (non amendé
NA). Les barres d’erreurs sont calculées avec des duplicats.
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Comme nous venons de le montrer ci-dessus, chacune des fractions granulométries est
bien définie par les deux paramètres physiques que sont la taille et la masse des constituants
composant ces fractions. Les concentrations en éléments majeurs (C, Al, Fe, Mg, Ca, Mn, K)
ainsi que la concentration en Cu sont présentés sous forme d’Analyse en Composante Principale
(ACP) dans la Figure II–10. La décroissance d’explication des axes de l’ACP (centrée et normalisée),
montre que les deux premiers axes expliquent une grande part de la variabilité des teneurs en éléments
chimiques.
Les résultats de l’ACP comparant les différents types de MO apportées au sol de Clessé
(amendement ou végétalisation) sans désunion des fractions granulométriques ne montrent
pas de différence significative de la composition en éléments majeurs due à ces différents
modes de gestion du sol (NA, P, CC, Hf, et Ht) (Figure II–10a). Globalement l’amendement
organique ne modifie pas sensiblement la composition élémentaire globale du sol, même si les
teneurs en carbone organique total sont variables.
d=2
20.6% d=2
20.6% 20.6% d = 0.2
5
5
5
Mn
4
4
3
3
2
2
1
1
0
0
0
>250
Ca
CC Cu
69.9% S
69.9% 250-63
69.9%
Cl
NA.F 20-2
63-20 Fe
<2
Mg
Al
a b c K
Figure II–10 Analyse en composantes principales (ACP) des concentrations en éléments majeurs (C, Fe, Al,
Ca, Mg, K, et Mn) et de la concentration en Cu dans les sols traités (a) en matière organique (NA, CC, P, Hf, Ht)
et dans l’ensemble des fractions (b). La figure c montre l’ordre d’explication des axes par les différents
éléments analysés. Les ACP sont centrées et normailisées.
60
II-3 Résultats et Discussions
En revanche, dans la Figure II–10b qui présente l’ACP des concentrations en éléments
majeurs dans chacune des fractions granulométriques montre clairement que chaque fraction
est bien différentiée, ce qui nous permet de définir, que chacune des fractions des sols possède
une composition chimique spécifique indépendamment du traitement qui n’a pas d’effet
(Figure II–10a). La différenciation des fractions sur l’axe 1 (horizontal) est gouvernée par les
concentrations en Cu, en Fe et enAl, tandis que l’axe 2 (verticale) est majoritairement dominé
par les variations de concentrations en C, en carbonate (Ca et Mg) et en oxyde de Mn (Figure
II–10c). La fraction 20-2 µm a la composition chimique la plus différenciée des autres
fractions. Elle se différencie en particulier sur l’axe 1 qui explique la plus grande variation
entre les différents éléments chimiques. Sa composition est donc très différente de celle des
autres fractions et en particulier en cuivre. Pour les quatre autres fractions on observe une
différenciation de leur composition principalement sur l’axe 2 bien corrélée avec une
décroissance de la taille des fractions, et notamment les teneurs en C, Ca et oxyde de Mn.
L’observation de la composition spécifique des différents éléments majeurs analysés entre
les 5 fractions granulométriques des sols nous ont poussé à étudier plus en détail, la
distribution du C et du Cu dans les fractions granulométriques du sol, pour comprendre l’effet
des traitements (amendements et végétalisations) sur la distribution spatiale du carbone à
micro-échelle. Nous souhaitons aussi voir comment les différents modes de gestion du
carbone organique conduisent à une modification de la distribution spatiale du fongicide dans
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La distribution en masse du carbone organique total (COT) dans les différentes fractions
granulométriques des cinq sols est présentée dans la Figure II–11.
Carbone Organique Total (mg)
1200
909
1000
Figure II–11 Distribution massique du carbone organique total (COT) dans les fractions granulométriques du
sol de Clessé, contrôle (NA), amendé en compost de conifère (CC) et paille (P), et végétalisé avec de la Fétuque
(Hf) et du Trèfle (Ht) (x mg de COT contenus dans 30 de sol fractionné). Les valeurs au-dessus des
histogrammes représentent la masse de COT des sols non fractionné. Les barres d’erreurs sont calculées avec
des triplicats.
61
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
Les résultats montrent que quelque soit le traitement, amendement ou enherbement, la
teneur totale en COT est augmentée. On peut aussi observer que la distribution du COT est
fortement hétérogène dans les sous fractions et entre les 5 sols. Pour l’ensemble des sols, les
fractions <2 µm et 63-20 µm (cette dernière représentant la masse totale de fraction la plus
abondante) présentent des teneurs en COT proches ne variant qu’entre 36 et 69 mg de C dans
la fraction pour 30g de sol sec fractionné. Ceci indique que ces fractions sont insensibles aux
deux types de traitements en MO. Ces deux fractions sont également les moins enrichies en
carbone. Inversement, l’amendement et l’enherbement des sols ont fortement modifié la
distribution du COT dans les trois autres fractions, qui présentent les contenus les plus
importants en carbone organique total. Les fractions 20-2 µm des 5 sols présentent la plus
grande masse de carbone qui s’étale entre 190 et 308 mg de C dans la fraction pour 30g de sol
fractionné. L’amendement organique et plus particulièrement le compost de conifère induit
une plus forte accumulation de COT dans cette fraction, que les traitements par végétalisation
du sol. Dans la fraction 250-63 µm, seul l’amendement en compost (198 ± 70 mg) et la
végétalisation en trèfle (127 ± 4 mg) ont induit une accumulation significative du carbone
organique par rapport au contrôle (69 ± 7). Finalement, la fraction grossière (>250 µm) qui
contient préférentiellement de larges fragments et débris de matière organique venant des
amendements et des débris de plantes, est fortement enrichi en COT dans l’ensemble des
situations, comparées au sol contrôle mais surtout dans le sol amendé en compost de conifère.
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L’addition de MO dans le sol de Clessé se répercute principalement sur la masse de COT dans
la fraction grossière (>250 µm). L’enrichissement en C mesuré dans cette fraction pour les
quatre modes de gestion organique, varie entre 2 pour la fétuque et 5.8 pour le sol CC, avec
des enrichissements en C intermédiaire dans la paille et le trèfle avec des valeurs de 3.1 et 3.4,
respectivement.
En terme de masse de carbone organique, nous pouvons donc classer par ordre décroissant
ces fractions granulométriques : >250 > 20-2 > 250-63 > 63-20 ≈<2 µm.
Nos résultats sont en accord avec d’autres études utilisant d’autres techniques de
séparation des constituants des sols (Besnard et al. 2001; Virto et al. 2008), puisque nous
observons qu’environ 50 % de la matière organique est localisée dans les micro agrégats (<63
µm). Dans ces fractions la MO est retenue par adsorption sur surfaces minérales (argiles,
limons) mais aussi à l’intérieur de ces micros agrégats (Chenu & Stotzky 2002), où le carbone
organique est considéré comme protégé physiquement, et est donc plus stable et plus
récalcitrant. En effet, plusieurs études (Balesdent et al. 1987; Christensen 2001; John et al.
2005) ont montré que l’âge du carbone organique augmente avec la diminution de la taille des
fractions granulométriques des sols.
De nombreuses études ont contribué à montrer le rôle de la stabilisation des agrégats par la
MO, qui conduit à une structure spatiale spécifique du sol par une organisation hiérarchique
en agrégats (Tisdall & Oades 1982; Oades 1984; Jocteur Monrozier et al. 1991; Gale et al.
2000; Six et al. 2000; Besnard et al. 2001; Christensen 2001; John et al. 2005; Lugato et al.
2010). Nos résultats sur la distribution du COT nous indiquent que l’augmentation de la taille
des particules dans les sols amendés et végétalisés est principalement liée à l’apport de MO
qui joue le rôle d’agent de liaison entre les constituants fins pour former des macroagrégats.
Néanmoins, dans cette étude, le type de MO apporté (direct ou via la végétalisation) modifie
la stabilité des agrégats du sol. En effet, le sol CC augmente fortement la concentration en
COT dans les fractions grossières (>63 µm), par l’ajout de compost dans ce sol mais pas
particulièrement la masse de sol de ces fractions. En revanche, le traitement trèfle induit une
très forte agrégation alors que la teneur en COT est moins élevée que dans le sol CC ce qui
indique que les caractéristiques de cette MO sont plus favorables à la micro-agrégation en
relation avec l’effet rhizosphérique (production très localisé d’exhudats racinaires agissant
comme éléments structurants). Nos résultats sont en accord avec la littérature (Elliott 1986;
62
II-3 Résultats et Discussions
John et al. 2005; Lugato et al. 2010) montrant clairement une augmentation du contenu en C
avec la taille des fractions, jusqu’à 2000 µm.
Le mode de gestion organique des sols influence donc la distribution du carbone à micro
échelle mais aussi la structure spatiale du sol par la stabilisation de ses agrégats.
La distribution du cuivre (en masse) dans les fractions granulométriques des 5 sols est
présentée dans la Figure II–12. Les résultats de la distribution de la masse de cuivre dans les
fractions sont normalisés par la masse totale de cuivre dans le sol, car les concentrations
totales de cuivre étaient variables d’un traitement organique à l’autre en lien avec
l’hétérogénéité spatiale de la concentration en cuivre in situ. Globalement, la somme des
masses de cuivre contenue dans les fractions des sols varie entre 2.5 et 3.8 mg de cuivre pour
30g de sol. On peut ainsi calculer le bilan de masse du cuivre entre les différentes fractions et
le sol total qui varient entre 91 et 117 %, c'est-à-dire des bilans en cuivre assez corrects.
Pour évaluer l’effet de l’amendement organique et de la végétalisation du sol de Clessé
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
pour les différents traitements, nous avons mesuré la distribution de la masse de cuivre dans
l’ensemble des fractions du sol de Clessé, pour les différents traitements (Figure II–12). La
distribution du cuivre est hétérogène entre les différentes fractions, mais assez similaire entre
les différents sols si on tient compte de la variabilité de la teneur totale en cuivre dans les
différents sols.
Les plus forts contenus en cuivre ont été mesurés dans la fraction micro agrégée (20-2 µm)
et ont varié entre 37 et 45 % de cuivre total entre les cinq sols. Pour la fraction >250 µm, les
concentrations varient entre 16 et 25 %, et pour la fraction 250-63 µm entre 11 et 28 %. Dans
le sol contrôle la fraction 250-63 µm est plus enrichie en cuivre que la fraction >250 µm, ce
qui indique qu’elle doit être plus réactive que celle-ci. Dans les fractions 63-20 µm les
concentrations ne varient qu’entre 6 et 11 % de cuivre. Finalement pour la fraction <2 µm les
concentrations varient entre 8 et 14 %. Dans les deux sols végétalisés, les pourcentages de
cuivre dans la fraction argileuse sont plus faibles que dans les autres fractions. Néanmoins on
constate que pour tous les sols, la majorité du cuivre (>55 %) est retenue dans les deux
fractions fines (<20 µm), regroupant les particules de limons fins et les argiles, qui
représentent 40 % de la masse de sol.
63
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
80
250-63 µm
60
63-20 µm
40
20-2 µm
20 <2 µm
0
Contrôle Paille Compost Fétuque Trèfle
de Conifère
Figure II–12 Distribution massique cumulée du cuivre contenu dans les fractions granulométriques (normalisé
par la masse total de cuivre dans le sol) du sol de Clessé contrôle (NA), amendé (CC et P) et végétalisé (Hf et
Ht). Les valeurs au dessus des barres correspondent à la masse de cuivre dans chaque sol. Les barres d’erreurs
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Cette forte accumulation de cuivre dans les fractions (<20 µm) est bien en relation avec la
forte concentration en carbone organique total dans ces fractions. La grande capacité de
sorption des cations sur les argiles notamment liée à leur grande surface spécifique et à leurs
nombreuses charges négatives, est sans doute responsable des fortes interactions avec le
cation cuivre. Une part non négligeable de la teneur en cuivre est aussi présente dans les
fractions grossières riches en composés organiques. Ainsi, la fraction >250 µm, qui ne
représente que 12 % de la masse de sol, contient environ 20 % du contenu total en cuivre. Les
mécanismes de rétention du cuivre sont bien sûr très différents dans cette fraction comme l’a
montré A. Manceau (ISTerre, Grenoble) lors de l’analyse de la spéciation solide du cuivre par
spectroscopie EXAFS (Navel et al. 2011), entre les fractions organiques et minérales. Besnard
et al. (2001) ont montré aussi une forte rétention du cuivre par la MO (par différenciation des
composés organiques (MOP) et inorganiques) et par les phases minérales dans les fractions
fines des sols variablement amendés en MO. Dans le sol de Clessé, le cuivre est
principalement lié aux particules fines et aux micro-agrégats mais aussi à la matière
organique, laquelle est connue pour retenir fortement le cuivre (Parat et al. 2002; Weng et al.
2008). Dans notre étude, les amendements organiques et les végétalisations ne modifient pas
significativement la distribution du cuivre solide (Figure II–12).
Pour évaluer le comportement du cuivre, l’effet de ces deux types de traitements sur sa
spéciation et donc sa mobilisation, les différentes espèces du cuivre en solution (échangeable
au calcium et biodisponible) ont été déterminées (Figure II–13). Dans une étude récente sur le
64
II-3 Résultats et Discussions
même sol, Lejon et al. (2008) ont montré que 99.9 % du cuivre ajouté reste lié à la matrice
solide sans passer en phase liquide. La distribution du cuivre sur les phases porteuses (MO,
oxyde de Mn, de Fe amorphe et cristallins, résiduel) varie fortement notamment avec le type
d’amendement organique. Ces variations liées aux traitements des sols doivent donc aussi
affecter la spéciation liquide du cuivre. C’est ce que nous avons voulu étudier ici et qui est
présenté dans la Figure II–13.
1E+03
1E+01
ss)
-1
1E-01
Cu (µgCu.g
1E-03
1E-05
1E-07
Contrôle Paille Compost de Fétuque Trèfle
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Conifère
Figure II–13 Concentrations en cuivre dans la phase solide du sol de Clessé (noir), dans la phase liquide :
cuivre échangeable au calcium (gris), et cuivre biodisponible (pointillé) (µgCu.g-1sol sec) ; et dans la plante Lolium
perenne (blanc) collecté sur les cinq traitements. Les barres d’erreurs sont calculées avec des duplicats.
Les concentrations en cuivre mesurées dans la solution des différents sols sont présentées
dans la Figure II–13, en comparant avec les concentrations en cuivre totales dans la phase
solide des sols et dans la plante Lolium perenne collectée sur chacune des situations étudiées.
Les résultats sont présentés en échelle logarithmique afin de pouvoir visualiser sur la même
figure les différentes espèces de cuivre. Les échantillons de sols ont été prélevés avant le
premier traitement en cuivre de l’année en cours. Ceci nous permet de faire l’hypothèse que
les sols sont dans un état d’équilibre en ce qui concerne les réactions chimiques rapides, tels
que l’adsorption des métaux par la phase solide qui est très rapide pour ce sol (Lejon et al.
2008). Les concentrations en cuivre échangeable au calcuim (Ca(NO3)2), [Cuex], dans le sol
contrôle est de 0.075 µgCu.g-1ss. Dans les sols paille, fétuque et compost, cette concentration
est de 0.063, 0.044, et 0.041 µgCu.g-1ss, respectivement soit des valeurs significativement plus
faibles que dans le sol NA. Au contraire dans le sol trèfle, la concentration en Cuex est plus
importante avec une valeur de 0.11 µgCu.g-1ss. Dans ce sol (Trèfle), le pH de la solution du sol
a diminué de 7.2 à 6.6. Le pH est un facteur à considérer pour la rétention des métaux sur la
phase solide comme cela a déjà été montré par ailleurs (Dawson et al. 2006). Ceci nous
indique que l’augmentation de [Cuex] dans le sol trèfle est liée à la diminution de son pH.
Ces résultats montrent que les deux types de traitements du sol de Clessé (amendement et
végétalisation) induisent des effets différents sur la spéciation liquide du cuivre et donc
probablement sur sa mobilité et son impact. L’ajout de compost au sol augmente la rétention
du cuivre, alors que l’enherbement avec du trèfle diminue la rétention du cuivre par rapport au
sol contrôle. Bien que ces deux traitements (CC et Ht) induisent les plus fortes augmentations
de teneur en carbone organique, les réactivités de ce carbone vis-à-vis du cuivre semblent
différentes. Ceci doit probablement avoir un effet sur la toxicité du cuivre dans le sol.
La toxicité des métaux dans les sols est plutôt liée à sa concentration liquide et
principalement à sa spéciation dans la phase aqueuse du sol (Maderova et al. 2011). Comme
d’autres études (Tom-Petersen et al. 2001; Lejon et al. 2008), nos résultats montrent qu’une
65
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
très faible quantité de cuivre est vraiment biodisponible puisque les concentrations en cuivre
biodisponible (Figure II–13) sont 1000 à 10000 fois plus faibles que les concentrations en
cuivre échangeable pour les bactéries suivant le type de traitement. En effet, les
concentrations biodisponibles extrêmes ont été mesurées dans les sols NA et CC. Dans ces
sols les concentrations en cuivre biodisponibles sont de 4.2 10-5 et 9.7 10-7 µgCu.g-1ss,
respectivement. Dans le sol trèfle la concentration en cuivre biodisponible est proche de la
concentration dans le sol non amendé, en raison de la concentration similaire en Cuex dans ce
sol. On observe donc une relation entre la concentration en cuivre échangeable au calcium en
solution et biodisponible aux bactéries. Le type de MO et le pH du sol sont des facteurs clés
affectant la biodisponibilité naturel du cuivre dans le sol de Clessé, comme dans beaucoup
d’autres études (Tom-Petersen et al. 2001, 2004; Lejon et al. 2008; Nybroe et al. 2008; Giller
et al. 2009).
Bien que de nombreuses études aient montré que les métaux sont fortement liés à la MO
des sols, nos résultats indiquent que le mode de gestion organique du sol, c'est-à-dire la nature
et probablement la quantité de MO, induit une modification significative de la spéciation du
cuivre en solution. L’amendement en compost de conifère est celui qui induit la plus forte
rétention du cuivre (par une faible concentration du cuivre en solution), ce qui est plutôt
favorable en termes de risque potentiel. Au contraire, la végétation au trèfle qui présente par
ailleurs de nombreux avantages augmente la mise en solution du cuivre via un abaissement du
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
pH.
Pour disposer d’un autre indicateur de la biodisponibilité du cuivre, nous avons mesuré la
concentration en cuivre accumulé dans la plante Lolium perenne collectée dans les cinq sols
(parties aériennes et racines). Ce type de mesure est souvent utilisé comme indicateur de la
phyto-disponibilité des métaux (Kabata-Pendias & Pendias 1992; Brun et al. 2003; Chaignon
et al. 2003; Remon et al. 2005; Padmavathiamma & Li 2010). En effet, le cuivre accumulé
dans les sols est responsable de la phytotoxicité à partir d’une certaine concentration, laquelle
est dépendante des espèces végétales mais aussi des propriétés du sol (Hinsinger 1998).
Chaignon et al. (2002) ont indiqué que la concentration en cuivre dans les plantes est un bon
indicateur pour évaluer la toxicité du cuivre dans un sol. En effet, le cuivre est largement
connu pour ses propriétés spécifiques d’oligo-élément essentiel à la croissance des végétaux,
c’est aussi pour cela que sa concentration est un bon indicateur de la pollution du sol.
Pour renforcer la fiabilité de nos mesures, les prélèvements des plants de Lolium perenne
ont été réalisés au même stade de croissance dans l’ensemble des situations. La teneur en
cuivre mesurée dans les plants de Lolium perenne collectés sur le sol contrôle est d’environ 43
±2 µgCu.g-1ss. Dans le sol trèfle, cette valeur est réduite de 40 % à 25 ±3 µgCu.g-1ss, alors que
dans les trois autres situations (CC, paille, et fétuque) elle est restée similaire à celle du sol
contrôle avec une teneur en cuivre dans la plante d’environ 45 µgCu.g-1ss. Dans le traitement
trèfle, nos résultats ont montré une plus forte agrégation du sol de Clessé, avec une présence
importante de macro-agrégats, dans lesquels les racines peuvent difficilement s’introduire.
Ceci diminue probablement l’accessibilité des racines aux nutriments et particulièrement au
cuivre présent majoritairement dans les micro-agrégats du sol constitutif des macro-agrégats.
Comme d’autres éléments traces métalliques, tel que le Cd, le Pb et le Mn, le prélèvement par
les plantes est fonction du pH et de l’amendement organique ajouté (Mench et al. 1994; Brun
et al. 1998; Padmavathiamma & Li 2010).
Une nouvelle fois, nos résultats montrent que les traitements organiques du sol de Clessé
ont un effet sur le comportement du cuivre en modifiant sa phytodisponibilité pour la plante
Lolium perenne. Toutefois, ces effets sont assez différents de ceux de la biodisponibilité pour
les bactéries.
66
II-4 Conclusion
II-4 Conclusion
Cette étude préliminaire avait pour objectif d’évaluer in situ l’effet de la matière organique
apportée sous forme d’amendement organique (paille et compost de conifère) ou de couvert
végétal (fétuque et trèfle) sur la dynamique solide et liquide du cuivre en relation avec le
statut organique du sol de Clessé. Nos résultats nous ont permis de montrer que les différents
modes de gestion de la matière organique à l’échelle de la parcelle modifient les propriétés
physicochimiques du sol à l’échelle des agrégats, ainsi que la micro-distribution du cuivre.
Sur cette base nous avons pu choisir l’amendement organique qui montre le plus fort impact
sur les paramètres biogéochimiques de ce sol en vue de son utilisation dans une étude plus
ciblée sur l’impact d’une forte dose de cuivre (Chapitre III).
Les traitements organiques augmentent globalement la teneur en carbone organique total
du sol mais aussi la teneur de la biomasse microbienne. Les apports en surface ou par couvert
végétal ont un effet différent sur les communautés microbiennes (Lejon et al. 2007) mais aussi
sur la qualité du sol. La cartographie de la concentration en cuivre sur la parcelle viticole, a
indiqué que la répartition n’était pas homogène sur l’ensemble du site, confirmant le choix de
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réaliser des prélèvements multiples sur l’ensemble des sous parcelles de chacune des
situations étudiées. Toutefois, les traitements ont eu peu d’effet sur la spéciation solide du
cuivre, au contraire de sa spéciation en solution (Cuex, CuBio) qui apparaît fortement
dépendante du mode de gestion de la matière organique sur le sol. En effet, le sol amendé en
compost présente une plus forte rétention du cuivre (faible [Cuex]) par rapport au sol contrôle,
contrairement aux autres traitements et en particulier l’enherbement avec du trèfle. L’effet
variable des traitements sur la rétention du cuivre s’accompagne d’un impact sur sa
biodisponibilité et réduit en particulier la rétention par la biocénose du sol, notamment pour
les bactéries et les plantes (Lolium perenne). Nous avons montré en effet que les
amendements organiques diminuent significativement [CuBio], c'est-à-dire la biodisponibilité
du cuivre pour les bactéries mais ont un effet inverse sur les plantes qui accumulent plus de
cuivre dans les sols traités par rapport au terrain. Le traitement au trèfle est un cas à part car il
induit des effets complexes sur l’écodynamique et la biodisponibilité du cuivre. En effet, on
observe à la fois un effet « protecteur » pour les plantes, sans doute lié à l’augmentation de
l’agrégation du sol qui diminue l’accessibilité du cuivre aux racines et une biodisponibilité du
cuivre accrue pour les bactéries du sol végétalisé au trèfle, probablement induite par la baisse
de pH observé dans ce sol.
Nos résultats ont montré que les traitements du sol de Clessé effectués pendant plus de
vingt ans (depuis 1991) ont durablement modifié la biophysicochimie du sol, notament le
COT, et en particulier celles qui contrôlent le devenir du cuivre. Ainsi, nous avons montré que
tous les traitements ont augmenté l’agrégation du sol de Clessé à des degrés variables et donc
leur structure spatiale à micro-échelle (fort pour le traitement au trèfle et faible pour CC).
Ces traitements ont également modifié la distribution du carbone organique au sein des
micro-agrégats du sol. Les différents traitements ont permis d’apporter au sol des quantités et
types de matières organiques très différents. Une quantité importante de matière organique
s’accumule dans les fractions grossières du sol et semble capable d’immobiliser fortement le
cuivre, jouant ainsi un rôle protecteur vis-à-vis de la biocénose du sol puisque les
concentrations de cuivre en solution et biodisponible pour les bactéries sont fortement
réduites. Nos résultats montrent que la méthode de fractionnement granulométrique des sols
peu destructurante est adaptée pour localiser les polluants dans les microstructures des sols.
L’amendement en compost de conifère et la végétalisation en trèfle sont les traitements
qui modifient le plus les paramètres biogéochimiques par rapport au sol contrôle. Entre ces
67
Chapitre II Effet de la gestion des intrants organiques sur les propriétés bio physico chimiques d’un sol
viticole.
deux traitements, nous avons choisi pour la suite de l’étude le sol amendé en compost de
conifère qui ne présente pas de différence avec le sol contrôle au niveau du pH, qui est un
facteur chimique connu pour modifier fortement la spéciation des éléments traces métalliques.
Dans les chapitres suivants, nous focaliserons donc notre étude sur la rétention, l’impact et la
mobilité d’une contamination au cuivre dans le sol de Clessé amendé ou non en compost de
conifère.
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68
Chapitre III Ef fet d’une
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
c o n t a m i n at i o n c u p r i q u e s u r l a
m i c r o f l o r e b a c t é r i e n n e à m o ye n
t e rm e : r ô l e d e l ’ a m e n d e m e n t
o rga n i q u e .
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
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70
III-1 Introduction
III-1 Introduction
Dans le chapitre précédant, nous avons montré que des modes différents de gestion de la
matière organique exogène des sols induisent des modifications très variables et relativement
importantes des propriétés biogéochimiques du sol (agrégation, statut organique et
microbiologique, spéciation des métaux…) même si cela n’affecte pas la concentration totale
en éléments majeurs ou en cuivre. L’utilisation depuis des décennies des produits
phytosanitaires tels que le cuivre est à la fois bénéfique pour les rendements des cultures et
néfaste pour la biocénose des sols. Toutefois, il existe peu d’informations sur la durée de ces
effets et notamment sur la persistance ou non des impacts et des modifications des propriétés
des sols. En effet, les sols sont des milieux complexes et vivants en continuelle évolution, de
par les activités biologiques qui s’y déroulent.
L’utilisation des engrais et pesticides par l’homme a conduit à une anthropisation des sols,
modifiant les conditions environnementales entourant l’activité de la biocénose (climat,
amendements organiques, apports d’ETM toxiques…). Dans les sols sous vigne, l’utilisation à
fortes doses de la bouillie bordelaise peut modifier le statut du cuivre, qui passe ainsi
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
d’oligoélément essentiel à élément toxique, avec dans certains cas des concentrations
dépassant les 1000 ppm, rendant impossible la plantation de nouveaux pieds de vigne. De
nombreuses études sur l’interaction du cuivre avec les composés du sol (Baize 1997; Arias et
al. 2004; Pietrzak & Mcphail 2004; Dawson et al. 2006; Ashworth & Alloway 2007; Buekers
et al. 2007; Jacobson et al. 2007; Bonten et al. 2008; Komárek et al. 2010) ont montré que le
cuivre s’accumule préférentiellement dans la matière organique. Le turnover de la MO est très
variable dans les sols, en relation notamment avec sa localisation à micro-échelle : recyclage
rapide de la MO dans les fractions grossières des sols allant de la journée à quelques mois, et
stabilisation forte dans les fractions fines, avec un turnover de quelques mois à de nombreuses
années (Angers et al. 1997; Monreal et al. 1997; Denef et al. 2001b). La MO joue un rôle
majeur dans la rétention des ETM, ce qui rend indispensable la prise en compte de son
évolution dans le sol pour comprendre son rôle dans le devenir des ETM tels que le cuivre.
Les microorganismes sont omniprésents dans les sols et présentent une grande diversité.
Beaucoup de microorganismes telluriques sont sensibles aux ETM, connus pour leur toxicité
qui conduit à une diminution de la biomasse microbienne des sols (Nannipieri et al. 2003;
Becker et al. 2006; Lejon et al. 2008; Brandt et al. 2010). Bien que les métaux tels que le Cu,
le Fe ou le Zn soient des nutriments essentiels pour les organismes (Alloway 1995), ils
peuvent être toxiques à forte concentration. La toxicité de ces ETM est toutefois variable
selon les organismes. La toxicité reflète en partie la formation de liaisons covalentes (de
complexes très stables) avec des enzymes, alors que la fonction de ces enzymes est basée sur
une complexation réversible de type liaison chimique. Ceci peut donc entraîner rapidement
l’inactivation de la fonction enzymatique correspondante. Des systèmes de résistance à ces
métaux existent au sein des populations microbiennes, qui leur permettent de survivre même
dans des milieux fortement contaminés. La fréquence de ces systèmes de résistance aux ETM
dans les sols est souvent proportionnelle aux concentrations de ces éléments toxiques. Leur
impact sur les bactéries du sol et l’évolution de cet impact sur le long terme, peuvent donc
être suivis par le facteur d’enrichissement du sol en bactéries résistantes à ces ETM et en
particlier au cuivre (BCu). D’autres méthodes plus globales telles que celle des empreintes
génétiques des communautés bactériennes (Fisher & Triplett 1999; Ranjard et al. 2000),
permettent de suivre l’évolution de la structure des communautés microbiennes des sols
soumises à un stress métallique. Cette dernière méthode permet de caractériser l’empreinte
moléculaire des communautés bactériennes de manière rapide, sensible, robuste et
71
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
reproductible (Green et al. 2004; Ranjard et al. 2008). Elle a déjà été démontrée pertinente
pour l’évaluation des modifications dans la composition des communautés des sols de statuts
organiques différents (Lejon et al. 2005).
C’est précisément l’objectif de ce chapitre qui avait pour but précis de caractériser la
dynamique physicochimique (réactivité et spéciation) et biologique (impact et écotoxicité) du
cuivre dans les sols sous vigne. Pour cela, nous avons choisi de développer une étude en
laboratoire faisant appel à des mésocosmes de sol incubés en laboratoire. Nous avons choisi
de travailler avec deux statuts organiques différents du sol de Clessé : non amendé (NA) et
amendé en compost de conifère (CC), qui est l’amendement qui modifie le plus le statut
organique et microbiologique du sol de Clessé, tel que nous venons de le montrer dans le
Chap. II. Ces sols ont été incubés en laboratoire durant deux ans en conditions parfaitement
contrôlées, au cours desquels des prélèvements réguliers (tous les 6 mois) ont été effectués
pour évaluer l’évolution temporelle de la rétention du cuivre dans les deux sols ainsi que son
impact sur les communautés bactériennes et la dégradation de la matière organique exogène.
Les sols NA et CC ont reçu une dose importante de cuivre apportée en une fois (240 ppm) ou
de manière chronique (4 x 60 ppm), afin d’évaluer le rôle du statut organique du sol, du statut
microbien, de la structure du sol et du mode de contamination dans l’évolution temporelle de
la spéciation liquide et solide du cuivre et son impact sur la microflore du sol de Clessé. Pour
cela, nous avons suivi l’évolution temporelle de :
− la concentration totale de Cu lié au solide.
− la concentration totale de Cu facilement solubilisable (échangeable au (Ca(NO3)2).
− la concentration en Cu biodisponible pour les bactéries (biocapteur bactérien).
− la concentration totale en carbone organique total, [COT], en relation avec celle
mesurée sur la parcelle viticole.
− l’impact du cuivre (dose et spéciation) sur les communautés bactériennes du sol de
Clessé, à l’aide d’un indicateur cellulaire (proportion de bactéries hétérotrophes
cultivables résistantes au cuivre, BCu) et d’un indicateur moléculaire (empreinte
génétique par ARISA des communautés bactériennes).
72
III-2 Matériel et méthode
Nous focaliserons l’étude de la contamination en cuivre sur les sols contrôle (Non
Amendé NA) et amendé en Composte de Conifère (CC) de la parcelle viticole de Clessé, car
ils étaient particulièrement bien discriminés en terme de composition organique, structure,
disponibilité du cuivre (Chapitre II) et de structure de communauté (Lejon et al. 2007).
La campagne d’échantillonnage a eu lieu le 17 février 2008 sur le site d’étude, c'est-à-dire
5 ans après le dernier apport organique, par temps froid et sec permettant une collecte
optimale des sols (humidité faible). Pour éviter les problèmes d’hétérogénéité spatiale, nous
avons prélevé sur chaque parcelle du même amendement environ 10kg de sol (balance de
terrain) en quatre points (●) différents de chaque sous parcelle (Chap. II Figure II-1b). Lors
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d’une campagne d’échantillonnage en 2003, des concentrations en cuivre dans des profils de
sols ont été mesurées par l’INRA de Versailles sur une parcelle non amendement (NA) et une
parcelle amendée en compost de conifère (CC). On remarque une profondeur de pénétration
maximale du cuivre d’environ 20 cm (Figure III–1). Cependant, le cuivre s’accumule
préférentiellement dans les cinq premiers centimètres du sol. Les concentrations en cuivre
mesurées entre 30 et 60 cm, nous indiquent la concentration du fond géochimique de cuivre
de ce sol qui est d’environ 15 ± 5 mg.kg-1ss.
Cu (mg/kg sol)
0
0 50 100 150
-10
-20
Profondeur(cm)
NA
CC
-30
-40
-50
-60
Figure III–1 Profile de la concentration en cuivre total sur la parcelle viticole de Clessé (mesure réalisé par I.
LAMY, dans le cadre du projet MOBiPo-Cu)
Les prélèvements de sol ont alors été effectués à l’aide d’une pelle sur des carrés de
40x40cm entre deux pieds de vignes et sur les cinq premiers centimètres. Sur chaque
prélèvement la surface a été raclée, comme indiqué en Annexe B-1, pour enlever les débris
grossiers de matière organique présents en surface. Dans le cadre du suivi annuel sur la
parcelle viticole, une campagne d’échantillonnage annuelle a été réalisée à la même date
chaque année et suivant le même protocole. Pour chaque prélèvement réalisé sur la parcelle
73
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
viticole de Clessé, ceux-ci ont été effectués à la même période de l’année, c'est-à-dire au
début du mois de Mars, quand le sol est encore froid mais non gelé. En cette saison les vignes
sont au repos et les traitements du sol et des vignes n’ont pas encore été menés, c’est à dire
que le sol est à l’état de repos (en terme d’ajout de cuivre). Pour avoir un témoin dynamique
au champ des paramètres étudiés nous avons suivi l’ensemble des paramètres sur le sol
prélevé directement sur la parcelle sans traitement intermédiaire d’incubation, mais seulement
un tamisage à 4 mm pour éliminer les organismes vivants du sol les plus grands (e.g. vers de
terre) et être dans les mêmes conditions du sol que dans les mésocosmes de laboratoire.
Chaque année les prélèvements sont effectués sur les quatre sous blocs de la condition
contrôle (non amendé, NA) et amendé en compost de conifère (CC).
Les prélèvements des deux sols NA et CC ont été réalisés sur les 4 blocs contenant
l’amendement souhaité et en 4 points différents. Puis, les 4 prélèvements de chaque type de
sol ont ensuite été mélangés au laboratoire dans une bétonnière après séchage homogène à
l’air et tamisage à 4 mm du sol (Annexe B-1). Le matériel végétal, les cailloux et la faune
visible ont été repérés et éliminés à la main avant l’homogénéisation et le séchage à l’air.
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L’humidité est ainsi passée de 18 % de teneur en eau massique environ à 8 %. Les sols ainsi
homogénéisés ont alors été répartis par quantité de 11.1 kg et 10.5 kg de sol sec par casier
lysimétrique de 20 L, pour les sols NA et CC respectivement (humidités différentes) dans des
mésocosmes de dimension 390x315x175 mm. Le chargement légèrement différent entre sol
NA et CC s’explique par la différence d’humidité résiduelle des deux sols. Ces casiers de sols
ont ensuite été incubés entre ouvert à 20°C, et dans l’obscurité pour permettre la circulation
de l’air dans une chambre thermostatée (Figure III–2) avec circulation d’air.
a b
Figure III–2 Photos des mésocosmes de laboratoire du sol contrôle (NA) (a) et du sol amendé en compost de
conifère (CC) (b) dans la chambre d’incubation du LTHE.
74
III-2 Matériel et méthode
0,3
0,25
Humidité
0,2
0,15
0,1
0,05
NA
CC
0
févr.-08 juin-08 sept.-08 déc.-08 mars-09 juil.-09 oct.-09
Date
Figure III–3 Suivi de l’évolution de l’humidité massique des sols contrôle (NA) (plein) et amendé (CC) (vide)
au cours des deux ans d’incubation. Les lignes horizontales (rouge) représentent les valeurs maximales
d’humidité dans les NA et CC, c'est-à-dire environ 21 % et 28 % de teneur en eau massique respectivement
(i.e. 80 % CAC de chaque sol).
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La mesure de l’humidité massique des sols incubés a été effectuée bimensuellement par
l’évolution de l’humidité relative du sol. Pour obtenir une humidité homogène dans les
mésocosmes d’incubation, les sols ont été mélangés tous les mois avant l’humidification, pour
ne pas favoriser la mise en place d’un gradient d’humidité dans les mésocosmes. La mise en
place de cycle humectation dessiccation bimensuelle a été observée (Figure III–3). Les cycles
ont une amplitude de 10 % de variation d’humidité.
Les sols ont été contaminés par apport de 240 mgCu.kg-1ss effectué en une fois
(contamination aigue, Cu) ou en 4 fois espacés de 6mois (contamination chronique, CuCh :
4x60 ppm). Ces deux conditions de contamination ont été comparées à des conditions témoins
(H2O) où la solution de Cu a été remplacée par de l’eau. La procédure de contamination a été
la même pour les trois conditions (Annexe B-2). Le sol de chaque casier est déposé en une
couche fine (2cm) homogène et délimité sur une bâche. Le volume de solution à ajouter à
chaque sol est déterminé de telle manière à obtenir une teneur en eau finale correspondant à
80 % de la capacité au champ du sol. La contamination des sols au sulfate de cuivre est
effectuée par vaporisation directe sur le sol avec un vaporisateur de jardin. Le sol est alors
mélangé à la main pour homogénéiser au mieux la contamination du sol. La contamination est
apportée sous forme de sulfate de cuivre (CuSO4. 5H2O) pour simuler l’apport de bouillie
bordelaise sur le sol viticole. La contamination chronique au cuivre a été effectuée tous les 6
mois de la même manière pour simuler les apports successifs de cuivre sur la parcelle et
atteindre une contamination finale de 240 ppm identique à la contamination aigue. Les sols
non contaminés ont simplement été humidifiés avec de l’eau déminéralisée non stérile. Les
contaminations ont été réalisées sur les deux conditions d’amendements étudiés. La
nomenclature suivante a été utilisée tout au long de l’étude :
• NAH2O, CCH2O : pour les sols témoins non contaminés
• NACu, CCCu : pour les sols contaminés à 240 mgCu.kg-1ss
• NACuCh, CCCuCh : pour les sols contaminés à 60 mgCu.kg-1ss (4 fois consécutives).
75
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
III-2-2 Analyses chimiques
Les concentrations en carbone et azote organique totaux du sol ont été déterminées en
duplicata avec un analyseur élémentaire FlashEA1112/FLASH 2000 (LECA, Grenoble), sur
des échantillons de 20 mg de sol sec, préalablement broyés finement et homogénéisés. La
description de cette méthode est présentée dans le chapitre II (paragraphe II-2-4-1).
Les éléments cationiques ont été extraits et mesurés avec le même protocole qu’au
Chapitre II (paragraphe II-2-4-2).
L’extraction et l’analyse en cuivre total solide (CuTot) a été faite selon le même protocole
que pour les éléments majeurs.
Le pH des solutions de sol a été mesuré dans l’eau avec une électrode pH (Metrhom),
calibrée au préalable (exemple de droite de calibration présenté en Annexe-G). Dans le cas où
la force ionique est constante nous pouvons directement exprimer la loi de Nernst en fonction
des concentrations en H+ (Guine et al. 2007) :
76
III-2 Matériel et méthode
( ) [ ]
E = E o + k ⋅ log H + = E o '+ k ⋅ log H + [III-1]
Avec :
− E le potentiel de l’électrode (mV),
− log[H+] la concentration en protons dont pH= -log[H+] ; (H+) l’activité des
protons.
− E°’ = E° +k·log γH représente le potentiel standard de l’électrode intégrant la
correction du coefficient d’activité γH des protons.
− k le facteur de Nernst (k=2.303TR/F), ayant une valeur idéale de 59.157mV à
25°C, 1 bar, calculé par régression linéaire en titrage de calibration.
La mesure du pH des sols a été effectuée selon la norme NF ISO 10390 qui prend en
compte un ratio sol : solution de 1:5.
Bien que dans les sols, les bactéries hétérotrophes cultivables ne représentent qu’environ 1
% des bactéries totales, elles présentent l’avantage d’être faciles à manipuler et peuvent servir
d’indicateur d’impact et donner des informations pertinentes, notamment si on peut quantifier
les bactéries résistantes au cuivre. Les micro-organismes ont été extraits des sols ou de leurs
fractions pour leur énumération, par un broyage mécanique (blender) (Annexe D-1). Le sol est
mis en suspension dans 50 mL d’une solution de NaCl à 0.8 % stérile. L’ensemble de la
suspension de sol est placé dans un mixeur (broyeur électrique), pour être broyé pendant
2x30sec. La solution homogène est laissée à sédimenter pendant 2 minutes pour que les plus
grosses particules sédimentent. La suspension de sol homogène a été diluée en série d’un
facteur 10 dans une solution saline. L’énumération des bactéries hétérotrophes cultivables est
réalisée par culture des bactéries hétérotrophes viables en boite de pétri sur un milieu gélosé
nutritif spécifique. L’énumération des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) est
réalisée par le dépôt de 100µL de suspension de sol jusqu’à la dilution appropriée
(développement entre 30 et 200 unité formant colonies (UFC) par boite) en duplicata sur le
milieu Luria-Bertani broth (LB) riche et non sélectif, ou sur un milieu sélectif YG-Cu
contenant 2 mmol.L-1 de CuCl2 (filtré à 0.2 µm) pour l’énumération des bactéries
hétérotrophes cultivables résistantes au cuivre (BCu). Les compositions de ces milieux sont
présentées dans l’Annexe C. La solution de sol est homogénéisée sur le milieu gélosé par des
billes de verres. De la cycloheximide a été ajoutée au milieu YG-Cu comme un agent
antifongique à une concentration de 200 mg.L-1. L’énumération a été menée à chaque temps
d’incubation des mésocosmes de laboratoire. Les colonies bactériennes ont été comptées
après une semaine d’incubation à température ambiante (20± 2°C) pour les bactéries BTot et
deux semaines pour les bactéries BCu.
77
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
Les concentrations totales en bactéries hétérotrophes cultivables et les bactéries résistantes
au cuivre dans les échantillons de sol sont obtenues par le calcul suivant :
n ⋅ r ⋅ fd ⋅ fd'
C= [III-2]
mss
Avec : C la concentration en bactéries cultivables exprimée en unité formant des colonies
(UFC.g-1ss) ; n le nombre de colonies sur la boite de Pétri ; r le ratio entre le volume de
suspension déposée sur la boite de Pétri et le volume de l’échantillon ; f d la dilution de la
suspension ; f d ' facteur de dilution liée à l’extraction des bactéries du sol ; mss la masse de sol
sec de l’échantillon de sol analysé.
Les bactéries hétérotrophes cultivables des deux sols NA et CC isolées sur les milieux de
culture LB et YG-Cu aux plus fortes dilutions (population de bactéries dominantes) ont été
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analysées par séquençage de l’ADN ribosomique (ADNr) 16S. Les colonies bactériennes ont
été prélevées à l’aide d’une oëse et mises en culture en milieu riche LB stérile sous agitation à
30°C, pendant une semaine. Cette culture sert alors à inoculer des boites de Pétri, où les
cellules sont isolées par la méthode des stries d’épuisement. Les colonies bactériennes ainsi
purifiées sont utilisées pour réaliser des stocks de bactéries conservées à -80°C dans une
suspension de glycérol (32 % final) afin d’établir une banque de bactéries isolées des sols non
fractionnés, de leurs différentes fractions et des effluents des sols étudiés pour une utilisation
ultérieure.
Le gène codant l’ARNr 16S a été amplifié par une réaction de PCR (Réaction de
Polymérisation en Chaîne) directement à partir des colonies bactériennes isolées sur boite de
culture. Les amorces utilisées sont 27f (5’-3’ AGAGTTTGATCCTGGCTCAG) et 1492r (5’-
3’ GGTTACCTTGTTACGACTT), spécifiques d’une portion du gène 16S caractéristique des
espèces bactériennes. Les conditions de l’amplification par PCR sont les suivantes :
dénaturation de l’ADN à 95°C pendant 10 minutes, puis répétition de 30 cycles
d’amplification, et terminé par l’élongation finale de l’ADN à 72°C pendant 20 min. Chaque
cycle d’amplification est constitué d’une étape de dénaturation (95°C, 30 sec), d’hybridation
(56°C, 30 sec), et d’élongation (72°C, 45 sec). La qualité de l’amplification (produits PCR) a
vérifié sur gel d’agarose (2 %), mais les produits n’ont pas été purifiés. Les échantillons
d’ADN ont été envoyés pour séquençage à Génome express (Meylan, France) racheté
ultérieurement par Beckman (Angleterre) à qui nous avons confiés les derniers séquençages.
Les séquences obtenues ont été affiliées phylogénétiquement par comparaison à la base de
données du NCBI (www.ncbi.nlm.nih.gov) grâce à l’algorithme BLASTn
(http://blast.ncbi.nlm.nih.gov/) lequel permet une comparaison de nos séquences de paires de
bases avec des séquences connues. Un schéma récapitulatif de ce protocole d’identification
des bactéries hétérotrophes cultivables est présenté en Annexe D-2.
La diversité des communautés bactériennes a été caractérisée par leur empreinte génétique
déterminée par la méthode moléculaire ARISA (Automated Ribosomal (rRNA) Intergenic
Spacer Analysis) (Fisher & Triplett 1999; Ranjard et al. 2000). Cette approche permet de
78
III-2 Matériel et méthode
relier une empreinte génétique à la structure des communautés bactériennes en considérant les
populations les plus représentées dans le sol. Le principe de l’analyse moléculaire par la
méthode d’analyse ARISA, consiste à étudier les variations de la taille de l’espace inter-
génique (IGS, InterGenic Spacer) situé entre les gènes 16S rrs et 23S rrl, chez les bactéries. Il
s’agit d’une région non codante, non conservée, soumise à une forte pression mutagène et
transmise lors de la reproduction et donc très polymorphe en terme de longueur (nombre de
paires de base (bp), variant entre 50 et 1500pb). Ces différentes caractéristiques font de cet
IGS un marqueur ubiquiste permettant de déterminer la structure génétique des communautés
bactériennes.
La méthode d’empreinte génétique par ARISA se déroule en 3 étapes décrites ci-dessous :
1 La première étape de la méthode ARISA est l’extraction de l’ensemble de l’ADN présent
dans l’échantillon de sol (Ranjard et al., 2003) ainsi que sa purification. L’extraction
consiste en une lyse mécanique par agitation en présence de billes de plusieurs tailles et
compositions (verre (4 mm), céramique (1.4 mm), et silice (0.1 mm)), ainsi qu’une lyse
chimique à l’aide d’une solution tampon. Cette solution contient du SDS (détergent, 2 %)
permettant la dénaturation des protéines à haute température (deux fois 30 minutes au
bain marie à 70°C) La solution de lyse contient aussi de l’EDTA (100mM) permettant de
chélater la majorité des cations bivalents, du NaCl (100mM) limitant la dénaturation
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
partielle de l’ADN, et du Tris à pH 8.0 (100mM) pour tamponner la solution. Cette étape
de lyse chimique est suivie d’une précipitation des complexes protéine/lipide-SDS (à
4°C) par ajout d’acétate de potassium (3M, pH 5.5). L’ADN « brut » est ensuite récupéré
par précipitation à l’isopropanol et lavage à l’éthanol. Après évaporation le culot d’ADN
est remis en suspension dans 100µL d’eau ultra pure stérile. L’ADN obtenue est enfin
purifié, en deux phases i) par un tamis moléculaire sur colonne Microbiospin (Biorad) de
PVPP (Polyvinyl polypyrrolidone) qui permet la réalisation d’un complexe avec les
composés phénoliques et alcaloïdes), et ii) par rétention et lessivage de l’ADN sur une
colonne d’exclusion (Kit Geneclean Turbo, MPBio). Cette phase est limitante dans
l’analyse de la structure génétique des communautés bactériennes du sol. Au terme de
cette étape, l’ADN est quantifié sur gel d’agarose à 1 % à l’aide d’une gamme étalon
d’ADN de thymus de veau (Biorad).
2 La deuxième étape consiste à amplifier la région IGS des bactéries par une réaction de
PCR à l’aide d’une polymérase thermostable et des amorces universelles 1522F (5’-3’ TC
GGG CTG GAT GAC CTC CTT) et 132R (5’-3’ CCG GGT TTC CCC ATT CGG) pour
cibler l’ensemble des taxons présents au sein de l’échantillon, permettant une réplication
spécifique. Les amorces sont couplées avec un fluorochrome IRD800 pour permettre la
détection des portions amplifiées par le séquenceur Licor (4300DNA analyseur, UMR
MSE, INRA Dion). La purification de l’ADN est déterminante dans l’obtention d’un
échantillon amplifiable par les techniques moléculaires usuelles (Réaction de
Polymérisation en Chaîne, PCR). En effet les impuretés présentes dans les échantillons
limiteront fortement l’activité de l’enzyme utilisé pour l’amplification de l’ADN. Après
amplification l’ADN produit par PCR est aussi purifié en utilisant le Kit MinElute
(QUIAGEN). La quantification de ces produits PCR purifiés est réalisée sur gel
d’agarose 2 %. Cette étape d’amplification permet d’obtenir une quantité d’ADN
représentant l’ensemble des IGS bactériens de l’échantillon de départ et qui représente la
variabilité de l’ADN bactérien en termes de groupes d’IGS.
3 La troisième étape consiste à séparer l’ensemble des fragments d’ADN ayant des IGS de
longueur spécifique aux espèces bactériennes, par une migration électrophorétique à
79
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
haute résolution. 2µl de produit PCR contenant la quantité d’ADN voulue sont ajoutés à
une solution stop IR² (Sciencetec) contenant du formamide. L’ADN est dénaturé par
chauffage à 90°C pendant 2 min. puis stocké dans la glace afin d’augmenter
l’accessibilité du fluorochrome (IRD800) à la détection par le laser du Licor. Les
échantillons sont déposés dans un gel de polyacrylamide à 3.7 % sur le séquenceur Licor.
La migration des fragments d’ADN est plus ou moins rapide selon leur conformation et
leur nombre de paires de bases (pb). Les données de fluorescence sont converties à l’aide
du logiciel 1D-Scan (ScienceTec) dans un éléctrophorégramme, sous forme de spectre
représentant la diversité bactérienne, où chaque pic du spectre est sensé correspondre à un
type unique de bactérie. La hauteur de chaque pic a été calculée en conjonction avec
l’option de filtre médian et de l’intégration de pic sous la forme Gaussienne, indiquant la
proportion relative du fragment dans le produit total. La longueur des fragments (en
nombre de paires de bases) a été calculée en utilisant un standard de taille, (ladder licor)
préparé à l’aide de plusieurs produits PCR purifiés, de différentes tailles connues, situées
entre 200 et 1659pb. La diversité bactérienne considérée ici correspond à celle de groupes
d’espèces bactériennes ayant des IGS de longueur identique. Pour chaque profil de
diversité, chaque bande correspond à un groupe d’espèces bactériennes ayant la même
longueur d’IGS. L’ensemble des bandes caractérisant un échantillon constitue donc son
empreinte moléculaire. Pour chaque échantillon, le seuil de détection est fixé entre 100 et
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
110 bandes, avec pour chacune d’elle l’enregistrement de son intensité calculée sous
forme d’une gaussienne. Les autres bandes ne sont pas enregistrées, pour limiter le bruit
de fond lié au gel, à l’appareillage, et aux espèces bactériennes très minoritaires (faibles
quantités d’ADN).
Les données obtenues sont regroupées et résumées dans une table indiquant la présence de
bandes (pic correspondant à un nombre de pb) et une intensité (aire Gaussienne du pic) en
utilisant le programme PrepRISA (Ranjard & Richaume 2001), regroupant les échantillons.
100 bandes ont été intégrées pour chaque profil de B-ARISA avec une résolution de 2pb pour
s’assurer une analyse robuste (Ranjard et al. 2003). La résolution de la méthode étant de 2pb,
les groupes d’espèces bactériennes peuvent contenir 2 à 3 espèces différentes. Les données
sont ensuite analysées sous forme d’Analyse en Composantes Principales (ACP), accomplie
sur une matrice de covariance des échantillons à l’aide du logiciel R. A la suite de cette ACP,
le taux de variation des communautés bactérienne entre différentes conditions de traitements
du sol est déterminé pour chaque couple d’échantillons par la distance euclidienne notée DE
entre les barycentres des différents échantillons, par l’équation suivante :
DEint( i ) + DEint( j )
DE = DEint( i , j ) − [III-3]
2
Avec : DEint(i,j) la distance euclidienne normalisée entre les barycentres des échantillons i
et j, DEint(i) et DEint(j) la distance euclidienne entre les réplicats au sein des échantillons i et j
respectivement, c'est-à-dire la distance moyenne de chaque réplicat par rapport au barycentre.
La discrimination significative de l’ensemble de ces résultats a été évaluée par un test de
MonteCarlo avec 1000 permutations et une valeur de p estimée inférieure à 0.05. Un schéma
récapitulatif de cette méthode est présenté en Annexe D-3.
80
III-3 Résultats et discussion
III-3-1 Dynamique du pH
Les valeurs de pHw des solutions des échantillons de sols non amendé (NA) et amendé
(CC) en MO de la parcelle viticole de Clessé au cours du temps sont présentées dans le
Tableau III-1. Les mesures de pH annuelles sur la parcelle viticole n’ont pas marqué
d’évolution significative de celui-ci pour les deux sols.
Tableau III-1 Evolution du pHw des solutions des sols contrôle (NA) et amendé en en compost de conifère
(CC) prélevé annuellement sur la parcelle viticole
Temps (mois)
Sols
0 12 24
Contrôle
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Amendé en Compost
7.3 ± 0.3 7.3 ±0.3 7.2 ± 0.1
de Conifère (CC)
Les valeurs de pHw des solutions des sols NA et CC contaminés (Cu) ou non (témoin eau
H2O) ont été mesurées dans l’eau déminéralisée à un ratio sol/eau de 1:5, au cours de
l’incubation, sont présentés dans la Figure III–4. On observe que l’amendement organique du
sol n’a pas modifié significativement le pHw du sol dans l’eau quelque soit la concentration en
cuivre. Le pH du sol étudié à l’incubation est de 7.2 et 7.3 respectivement pour le sol NA et
CC dans les conditions non contaminés. L’ajout de cuivre dans les 2 sols entraîne une
diminution de pHw de l’ordre de 0.5 unités pH (30 % en plus d’ion H+) jusqu’à des valeurs de
6.85 (NACu) et 6.8 (CCCu). Le pH des sols non contaminés diminue légèrement au cours de
l’incubation. Le pH des sols contaminés reste tout au long de l’incubation plus acide que celui
des sols non contaminés mais les valeurs se rapprochent au bout des deux ans. De nombreuses
études (Arias-Estévez et al. 2007; Madejon et al. 2009; Bolan et al. 2010) ont montré que
l’ajout d’éléments en trace métalliques aux sols diminue le pH du sol. Naturellement, des
protons de surface sont libérés quand des ions Cu2+ sont ajoutés, complexant ainsi des sites de
surface initialement protonés. La diminution constatée au cours de l’incubation est
éventuellement en lien avec la respiration des microorganismes (dégagement de CO2) qui est
un processus acidifiant les sols.
81
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
9
pHw
6
4
0 6 12 18 24
T (mois)
Figure III–4 Evolution du pHw de la solution des sols contrôle NA (ο) et amendé en CC (∆), incubés en
laboratoire, contaminé (blanc) ou non (noir) en cuivre à 240 ppm.
diminution plus marquée est enregistrée après 24 mois. Bien que l’on constate une évolution
du pH celle-ci est faible et reste dans une unité pH entre T0 et T2 ans.
9
8
pHw
4
0 6 12 18 24
T (mois)
Figure III–5 Evolution du pHw des sols contrôle NA (ο) et amendé en CC (∆) incubés en laboratoire avant
(vide) et après (plein) la contamination avec des doses de cuivre à 60 ppm tous les 6 mois.
Les concentrations des éléments cationiques ‘majeurs’ des sols sont reportées dans le
Tableau III-2.
Les concentrations en éléments majeurs dans les deux sols sont très similaires. Ce résultat
était attendu dans la mesure que les sols CC et NA sont de même origine et ne divergent en
principe que par l’apport de l’amendement organique qui représente 1.5 % de la masse totale
du sol. Le sol de Clessé est riche en Fe et Al de l’ordre de 26 et 16 mg.g-1ss respectivement
pour les deux éléments. Les concentrations en Mg et K sont d’environ 2 mg.g-1ss, le Ca
présente une concentration légèrement supérieure de 3 et 4 mg.g-1ss pour les sols NA et CC.
Les concentrations en Mn et Na sont relativement faibles par rapport aux autres éléments. Ces
82
III-3 Résultats et discussion
83
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
50
45 Sol amendé
5 (NA)
0
3/2003 3/2005 3/2007 3/2009 3/2011
Date
Figure III–6 Evolution in situ de la concentration (mg.gss-1) en carbone organique total (COT) dans le sol de
Clessé (0-5 cm) non amendé (NA) et amendé en compost de conifère (CC) après l’arrêt de l’apport en matière
organique jusqu’à aujourd’hui. Les points en blanc sont issus de la littérature (Sebastia 2007; Lejon et al.
2008)
Les effets à long terme de l’apport de matière organique exogène au champ sur les
caractéristiques physicochimiques des sols sont bien documentés (Tisdall & Oades 1982;
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Oades 1988; Six et al. 2000; John et al. 2005; Li et al. 2008; Abiven et al. 2009; Lugato et al.
2010; Grosbellet et al. 2011). Ces études montrent qu’une augmentation du taux de C et de N
mais aussi en nutriment du sol, modifie les paramètres biogéochimiques du sol, mais aussi sa
structure spatiale, ou la structure génétiques des communautés bactériennes de son
compartiment microbien (Tisdall & Oades 1982; Ranjard et al. 1997; Lejon et al. 2008;
Abiven et al. 2009). Cependant, l’évolution de cette MO après l’arrêt des amendements n’est
pas bien connue. Pourtant, des paramètres potentiellement évolutifs tels que la quantité, la
composition et la structure et la réactivité du carbone contenu dans le sol affectent
certainement l’impact d’une pollution au cuivre.
L’évolution des teneurs en COT des sols dans les mésocosmes de laboratoire a été suivie
tout au long de l’incubation (2 ans) sous conditions contrôlées. Les résultats de l’évolution sur
deux ans d’incubation de la concentration en COT sont présentés sur la Figure III–7. Le sol
amendé en compost de conifère (CC) présente une teneur en COT total 2 fois plus élevée que
le sol NA, et cette différence diminue au cours de l’incubation. Le sol NA ne montre pas
d’évolution significative de la teneur en COT au cours des 2 ans d’incubation, ce qui indique
une stabilité de la MO de ce sol. Au contraire, dans le sol amendé (CC), on observe une rapide
diminution du COT qui passe de 30 à 22.6 mg C gss-1 (-25 %). Le taux de dégradation de la
MO au cours de l’incubation est alors de 10.9 µgC g-1 j-1, ce qui est deux fois plus élevé que le
taux mesuré sur la parcelle (5.1 µgC g-1 j-1). La mise en place d’un système contrôlé (en T°C,
teneur en eau) sans apport de matière organique met en évidence une augmentation de la
dégradation du C organique de sol, et donc l’augmentation de la minéralisation du C dans ce
sol.
84
III-3 Résultats et discussion
50
45
0
0 6 12 18 24
Temps d'incubation (mois)
Figure III–7 Evolution de la concentration en carbone organique totale (COT) dans le sol de Clessé non
amendé (NA) et amendé en compost de conifère (CC) dans les mésocosmes de laboratoire pendant les 24 mois
d’incubation dans des conditions climatiques contrôlés.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
De nombreuses études ont montré que la matière organique joue un rôle majeur dans la
rétention des ETM, c’est pourquoi après avoir regardé l’évolution de la MO dans les deux
conditions de sol étudiées nous nous sommes intéressés à son rôle sur la spéciation du cuivre.
En effet, l’amendement du sol de Clessé en compost de conifère pendant environ 20 ans a
induit une augmentation de plus du double de sa teneur en carbone organique. L’amendement
en compost a également induit une modification profonde de la structure de la communauté
microbienne correspondant à une adaptation à la transformation de composés organiques
nouveaux issus de la biomasse de résineux apportée (Lejon et al. 2008).
L’apport d’une contamination au cuivre sur ces deux sols aura donc sans doute un effet
différencié en relation à la fois avec la différence de réactivité de la MO présente et avec la
différence de structure des communautés bactériennes, c’est ce que nous avons cherché à
évaluer.
85
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
différentes sous parcelles d’un même amendement est de 71 et 84 mgCu.kg-1ss pour les sols
NA et CC respectivement en 2008. Les [CuTot] sont restées relativement stables au cours du
temps. Ces traitements agricoles modifient très peu la concentration en cuivre total sur la
parcelle.
Tableau III-3 Evolution de la concentration en cuivre total (liée à la matrice solide) (mg.kg-1ss) in situ pour les
sols contrôle (NA) et amendé en compost de conifère (CC). La concentration en cuivre représente la
concentration moyenne de 4 réplicats pour chaque sous parcelle des deux sols (NA et CC).
laboratoire
Les [CuTot] dans les mésocosmes de laboratoire sont présentées dans le Tableau III-4. La
concentration dans les sols non contaminés (+H2O) sont de 71 et 84 mgCu.kg-1ss dans le sol
contrôle (NA) et amendé en compost de conifère (CC) respectivement, identique à celle de la
parcelle. Ces concentrations correspondent au fond géochimique du sol ainsi qu’au cuivre
ajouté sur le site, apporté annuellement par le viticulteur. On nommera cette concentration la
concentration ‘native’ en cuivre dans le sol. On note ici que l’apport de matière organique ne
modifie pas significativement la concentration en cuivre total.
Dans les sols contaminés en cuivre (+Cu), à forte dose (240 ppm), les [CuTot] mesurées
sont de 329 et 324 ppm et représentent bien la somme entre l’apport aiguë de cuivre en
laboratoire et la concentration initiale des sols. Bien que cette teneur en cuivre soit élevée par
rapport aux apports annuels in situ, les concentrations en cuivre étudiées sont du même ordre
de grandeur que celles observées sur un grand nombre de sites viticoles (Komárek et al.
2010).
Tableau III-4 Concentrations moyennes en cuivre lié à la matrice solide (mg.kg-1ss) dans le sol des
mésocosmes de laboratoire incubés après une contamination aiguë (240 ppm) et après chaque contamination
chronique (60 ppm) avec une solution de CuSO4.
86
III-3 Résultats et discussion
Les [CuTot] dans le sol de Clessé sont restées constantes au cours de l’incubation. Ce
résultat était attendu. Les mésocosmes d’incubation étant fermés (par le fond), il n’y a pas eu
de transfert de constituants porteurs de cuivre vers l’extérieur. Bien que les [CuTot] n’évoluent
pas dans les sols (NA et CC) incubés, plusieurs études (Arias et al. 2004; Arias-Estévez et al.
2007; Lejon et al. 2008) ont montré qu’il existe néanmoins une variabilité de la concentration
en cuivre entre les phases porteuses solides en fonction du type de sol et du temps, mais pas
de la concentration totale.
Pour une approche plus réaliste des apports annuels en cuivre sur les parcelles viticoles,
nous avons voulu tester l’effet d’un apport de cuivre avec une dose finale identique à la dose
aiguë précédente, soit 240 ppm apportés en 4 fois (60 ppm) à 6 mois d’intervalle. Le Tableau
III-4 présente les concentrations totales en cuivre mesurées après chaque apport chronique de
cuivre (60 ppm). Pour les deux sols, la concentration en cuivre total mesurée correspond bien
à la somme de la teneur initiale (fond géochimique plus les apports par l’agriculteur) plus la
dose ajoutée en laboratoire. Après 18 mois d’incubation, on obtient une concentration totale
en cuivre proche de celle apportée en une seule dose à T0 dans les sols NA et CC pour la
contamination à forte dose. Cette contamination chronique du sol a été établie pour évaluer
l’effet d’un apport faible mais répété de cuivre.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Les concentrations en cuivre échangeable [Cuex] dans les sols contaminés à forte dose et
non contaminés sont présentées dans la Figure III–8. Elles sont faibles et représentent moins
de 1 % du cuivre total du sol. Ces résultats sont en accord avec des études récentes
(Fernández-Calviño et al., 2008b ; Lejon et al., 2008), qui ont montré que la concentration en
cuivre liée à la matrice solide représente plus de 99 % de la concentration en cuivre total du
sol. Ceci montre une très forte complexation du cuivre avec les phases organiques et
inorganiques porteuses du cuivre. La Figure III–8 montre aussi des teneurs en Cuex plus
élevées dans les sols contaminés (NACu et CCCu) que dans les sols non contaminés (+H2O),
tout au long de l’incubation, ce qui semble assez logique, et indique que le cuivre natif a eu le
temps de se stabiliser.
La concentration en cuivre échangeable est liée à la concentration en cuivre dans le sol,
mais aussi à la teneur en matière organique dans le sol. Immédiatement après la
contamination, le sol NA présente une concentration en Cuex de 400 µg.L-1 et le sol CC de
250 µg.L-1. On remarque donc que le cuivre est près de 2 fois plus facilement mobilisable
dans le sol NA que CC. Ce résultat indique un effet de l’amendement organique du sol sur les
processus de rétention du cuivre dès son ajout au sol. L’amendement organique du sol de
Clessé a induit une forte augmentation de la rétention du cuivre et donc une diminution de la
concentration en cuivre échangeable au Ca en accord avec d’autres études (Arias-Estévez et
al. 2007; Kumpiene et al. 2007; Madejon et al. 2009). Dans le sol CC, davantage de cuivre est
fixé sur des sites réactifs forts de la matière organique diminuant ainsi les quantités de cuivre
retenues sur les sites échangeables, lesquels sont présents en plus grande quantité que dans le
sol NA.
87
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
450
400
350
Cu (µg.L )
-1
300
250
200
150
100
50
0
0 6 12 18 24
T (mois)
Figure III–8 Evolution temporelle de la concentration en cuivre échangeable total au calcium dans les sols non
amendés (∆) et amendés en compost de conifère (ο) contaminés à 240 ppm de cuivre (noir) ou non (blanc).
étant plus faibles dans les sols non contaminés, on observe seulement une faible diminution
de ces concentrations au cours de l’incubation. Les résultats de l’évolution de la [Cuex] des
sols non contaminés peuvent être considérés comme représentatifs du comportement de cuivre
ayant subi un vieillissement dans le sol. Au contraire dans les sols contaminés, durant la
première année d’incubation, la [Cuex] diminue ‘linéairement’ avec un taux de 30.9 µgCu L-1
mois-1 et de 19.3 µgCu L-1 mois-1 pour le sol NA et le sol CC respectivement. Cette
décroissance du cuivre échangeable au cours de l’incubation a déjà été observée dans d’autres
études (Arias-Estévez et al. 2007; Kumpiene et al. 2007; Madejon et al. 2009), utilisant une
solution de CaCl2 pour échanger le Cu, le Cd, et le Zn. La concentration des ions métalliques
en solution est alors influencée par la nature des ligands organiques et inorganiques ainsi que
par le facteur pH, qui est connu pour gouverner les processus de sorption (Bolan et al. 2010).
Cette forte diminution est suivie au cours de la deuxième année d’incubation des sols
d’une diminution plus faible de la [Cuex] à un niveau proche de celui mesuré avant la
contamination (témoins H2O) soit 0.3 et 0.33 µg L-1 mois-1 pour les sols NA et CC,
respectivement. Les concentrations restent toutefois plus élevées dans les sols contaminés que
dans les sols non contaminés. Ainsi le « vieillissement » observé de la contamination au
cuivre suggère un transfert du cuivre échangeable vers des phases porteuses capables de
retenir plus fortement le cuivre comme cela a été suggéré par Lejon et al. (2008) dans une
étude court terme en microcosmes. La Figure III–9 présente les mêmes résultats que la Figure
III–8, dont les [Cuex] sont exprimées avec une échelle logarithmique. Ces résultats nous
permettent de mieux analyser l’évolution de la concentration en cuivre sur le long terme. Pour
la deuxième année, on observe une diminution continuelle et similaire des [Cuex] que le sol
soit contaminés (+Cu) ou non (+H2O) en cuivre, mais avec un facteur 10 entre les [Cuex] des
sols contaminés et non contaminés qui est stable dans le temps. Ce résultat suggère qu’une
fois vieilli, le sol échange toujours de la même façon le cuivre, mais indépendamment de la
concentration totale en cuivre dans le sol.
88
III-3 Résultats et discussion
1000
Cu (µg.L-1)
100
10
1
0 6 12 18 24
T (mois)
Figure III–9 Evolution temporelle de la concentration en cuivre échangeable totale au calcium dans les sols
non amendé, NA (∆) et amendé en compost de conifère, CC (ο) contaminés à 240 ppm de cuivre (symbole
plein) ou non (symbole vide).contaminés représenté en échelle logarithmique.
cuivre est de plus en plus fortement retenu sur le substrat solide. Cela suggère qu’il y a sans
doute une migration du cuivre échangeable vers des phases porteuses capables de retenir plus
fortement le cuivre solide comme cela a été suggéré par Lejon et al. (2008). De façon
similaire, Arias-Estévez et al. (2007) ont suggéré à l’issue de leur étude que le vieillissement
d’une contamination au cuivre peut s’expliquer par le transfert du cuivre depuis des sites
d’échange cationique de faible énergie vers des sites de liaisons plus forts. Pietrzak &
Mcphail (2004) sont aussi arrivés à la conclusion que le cuivre ‘actif’ (libre, échangeable et
adsorbé) dans les sols vieillis est immobile et ne change pas de phase au cours du temps
caractérisée par des mesures d’extraction séquentielle. Cette analyse rejoint nos résultats dans
la mesure où nos sols témoins (H2O) présentent des [Cuex] très faibles. Dans les sols
contaminés, les [Cuex] élevées permettent le transfert de quantités substantielles de cuivre
entre phases porteuses, mais ce potentiel diminue avec la diminution de [Cuex] au cours du
vieillissement de la contamination. La concentration en cuivre échangeable semble donc
représenter un facteur clef de la distribution du cuivre entre les phases porteuses.
L’évolution des concentrations totales en cuivre échangeable dans les sols NA et CC qui
ont reçu une dose de cuivre de 240 ppm répartie en quatre apports sur 2 ans est présentée dans
la Figure III–10. Les concentrations ont été mesurées avant et après l’ajout de cuivre. Les
mesures à T0 indiquent que la concentration en cuivre échangeable dans les sols NA et CC
juste après la première contamination est maximale mais largement inférieure à la
concentration mesurée lors de la contamination du cuivre à forte dose (Figure III–10). Juste
après la contamination, dans le sol CC, l’ajout de 60 ppm de cuivre ne modifie pas
particulièrement la concentration en cuivre échangeable par rapport aux sols non contaminés
(Figure III–10), au contraire du sol NA où l’ajout de cuivre même à faible dose induit une
augmentation de la [Cuex]. On observe donc une forte rétention du cuivre par la MO ajouté au
sol, même à faible dose de cuivre ajouté.
89
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
100
NA CC
80
Cuex (µg.L )
-1
60
40
20
Cu = 0 (H2O)
Cu = 60 (CuCh)
0
0 6 12 18 24 0 6 12 18 24
Temps (mois) Temps (mois)
Figure III–10 Evolution de la concentration en cuivre échangeable au calcium, [Cuex], dans le sol de Clessé
non contaminé (H2O) ou contaminé à 240 ppm de cuivre apporté en une fois à T0 ou en 4 fois (60 ppm, CuCh)
à T0, T6, T12, et T18.
90
III-3 Résultats et discussion
[CuBio] représente une part plus faible de la [Cuex] pour les deux sols. Ces résultats indiquent
un vieillissement de la concentration en cuivre ajouté au sol et une modification de sa
spéciation au cours de l’incubation. L’augmentation de la concentration en MO dans le sol
induit une diminution de la biodisponibilité du cuivre pour les bactéries, ce qui montre un
effet protecteur de la MO pour les bactéries car le cuivre est moins biodisponible. Ces
résultats sont en accord avec Lejon et al. (2008) qui ont aussi montré une diminution de la
[CuBio] avec l’apport de MO sur le même sol lors de la contamination.
Cuex et CuBio (mg.L )
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0 24 0 24
T (mois) T (mois)
Figure III–11 Comparaison de la concentration en cuivre échangeable (noir) avec la concentration en cuivre
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biodisponible (blanc) à T0 et T24mois pour le sol contrôle non amendé (NA) et le sol amendé en compost de
conifère (CC).Les barres d’erreur représente l’écart type entre les duplicatas.
Pour étudier l’impact du cuivre sur les bactéries du sol et son évolution sur le long terme,
nous avons suivi le facteur d’enrichissement en bactéries résistantes au cuivre (BCu). Nous
avons donc suivi au cours de l’incubation l’évolution du ratio de la concentration en bactéries
hétérotrophes cultivables résistantes au cuivre [BCu], et de la concentration en bactéries
cultivables totales [BTot], (BCu/BTot). Ce ratio peut être un indicateur pertinent de l’impact
d’une contamination (Ranjard et al. 1997; Rasmussen & Sorensen 2001; Brandt et al. 2010;
Lejon et al. 2010).
Les résultats de l’évolution du facteur d’enrichissement sur 2 ans sont présentés dans la
Figure III–12 uniquement pour les sols contaminés en cuivre à forte dose (240 ppm). Pour les
deux sols, la [BTot] est d’environ 108 UFC.gss-1 et la [BCu] est d’environ 105 UFC.gss-1. Comme
montré par Lejon et al. (2010), la teneur en bactéries BCu ne représente qu’un faible
pourcentage de la teneur en bactéries cultivables BTot, soit 0.1 et 0,25 %, respectivement pour
NA et CC. Toutefois, ce ratio varie au cours du temps en relation avec la contamination en
cuivre.
91
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
0,025
0,020
BCu/ BTot
0,015
0,010
0,005
0,000
0 6 12 18 24
T (mois)
Tout d’abord, les deux sols ne présentent pas la même évolution du facteur
d’enrichissement en bactéries BCu, car le cuivre n’induit pas le même impact sur les bactéries
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cultivables en fonction du sol. Le paramètre principal qui diffère entre les deux conditions de
sol est l’amendement en matière organique dans le sol CC. La concentration en bactéries
cultivables des deux sols, ne varie pas de la même façon après la contamination cuprique et au
cours de l’incubation.
Dans le sol NA, on observe un impact du cuivre important après un mois d’incubation,
mais qui est transitoire puisque l’on observe rapidement un retour au niveau initial après 6
mois d’incubation. L’impact du cuivre sur les bactéries cultivables est maximum après un
mois d’incubation. Dans le sol amendé en compost de conifère (CC), la [BCu] est plus élevée à
l’état initial que le sol NA. Le taux de bactéries cultivables résistantes au Cu ne varie pas
significativement tout au long de l’incubation, même si on observe une tendance à
l’augmentation du taux de bactéries BCu au long terme comme dans le sol NA. L’amendement
en MO n’affecte donc que l’impact du cuivre à court terme.
Pour les bactéries cultivables BTot et BCu, l’effet de la contamination au cuivre sur ces
populations bactériennes montre un impact différent à court et à long terme, lequel dépend à
la fois du taux de matière organique et du vieillissement de la contamination. Nos résultats sur
l’impact du cuivre sur les populations bactériennes à court terme sont en accord avec ceux de
Rasmussen & Sorensen (2001) qui ont montré une forte augmentation de la concentration des
populations résistantes au Hg jusqu’à 3 mois d’incubation après la contamination pour un sol
ayant environ la même teneur en carbone que le sol NA. De plus, nos résultats montrent un
effet de la matière organique sur l’évolution de la concentration en bactéries cultivables
résistante [BCu], qui peut s’expliquer par un effet de l’amendement sur la biodisponibilité du
cuivre. Ceci est en accord avec Saison et al. (2006) qui ont montré que l’effet protecteur de
l’amendement organique pour l’impact du cuivre sur les bactéries est principalement
dépendant des caractéristiques physicochimiques du sol.
Cet enrichissement des sols en bactéries BCu mis en évidence avec le ratio BCu /BTot est
aussi très bien relié avec l’évolution de la concentration en cuivre échangeable (Figure III–8).
En effet, la [Cuex] évolue différemment entre les deux sols au début de l’incubation, car le sol
NA a une concentration beaucoup plus importante, ce qui est lié avec un fort enrichissement
en BCu dans le sol NA. Ces résultats sont en accord avec plusieurs études (Kunito et al. 1999b;
Tom-Petersen et al. 2001; Piotrowska-Seget & Kozdroj 2008).
92
III-3 Résultats et discussion
Au long terme, l’augmentation de la [BCu] pour les sols NA et CC, peut être en relation
avec une nouvelle mise en contact du cuivre avec les populations bactériennes, par la
dégradation de la MO, par des changements de phase minéralogique du cuivre lié son
vieillissement (changement de type de site de sorption), et par une diffusion du cuivre dans les
micro-agrégats de sol lié à la hiérarchisation du sol en agrégats.
Pour mieux caractériser les populations bactériennes cultivables nous avons identifié les
souches bactériennes BTot et BCu dominantes extraites des sols. Pour cela, nous avons
sélectionné les différentes souches bactériennes dominantes sur les boites de Pétri de la plus
faible dilution d’énumération (Figure III–13).
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a b
Figure III–13 Photos des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) sur le milieu nutritif LB (a), et
résistantes au cuivre (BCu) sur le milieu de culture spécifique YG-Cu (b).
93
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
Ladder Puits de dépôts des échantillons
Migration électrophorétique
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NA CC
Figure III–14 Empreintes génétiques des sols contrôle (NA) et amendé en compost de conifère (CC) à T0
obtenues sur gel d’acrylamide après l’extraction de l’ADN des sols, purification et PCR.
Pour mieux appréhender les variations de la structure des communautés bactériennes les
empreintes génétiques sont présentées après un traitement des données de l’image de
l’éléctrophorégramme sur le gel d’acrylamide sous forme d’analyse en composante principale
(ACP) (Figure III–15). L’ACP permet d’analyser de manière relative les résultats entre les
échantillons. Chaque point de l’ACP présente un échantillon d’ADN, et les échantillons d’un
même sol sont présentés avec la même couleur. Les résultats obtenus montrent qu’à T0, les
sols NA et CC ont des structures de communautés bactériennes différentes puisque les
échantillons sont bien distincts surtout selon l’axe 1 de l’ACP qui explique le plus de
variance. L’amendement du sol avec du compost de conifère induit une modification dans la
composition des communautés bactériennes par rapport au sol contrôle non amendé. Bien que
les apports en MO soient arrêtés depuis plus de 7 ans, il existe toujours un effet de cette MO,
plutôt récalcitrante sur la structure des communautés bactériennes. Chemidlin Prevost-Boure
et al. (2011) ont aussi montré l’importance de la quantité de la litière apportée au sol sur la
structure des communautés. Des études antérieures (Marschner 2003; Saison et al. 2006;
Bastida et al. 2008; Lejon et al. 2008; Remenant et al. 2009) ont également montré une
influence du statut organique des sols sur la composition et la structure des communautés
bactériennes qu’ils contiennent.
94
III-3 Résultats et discussion
d = 0.05
13.3 %
0.004
0.003
0.002
0.001
0.000
CC
57.1 %
NA
Figure III–15 Analyses en composantes principales (ACP) des empreintes génétiques (ARISA) des
communautés bactériennes du sol de Clessé non amendé (NA) et amendé en compost de conifère (CC) à T0.
Axe 1 : horizontale (57.1 %) ; axe 2 : verticale (13.3 %).
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L’impact du cuivre dans le sol de Clessé a également été étudié par l’analyse de
l’évolution de la structure des communautés bactériennes à l’aide des empreintes génétiques
(ARISA) des deux sols. Pour cela, nous avons suivi l’évolution de l’amplitude des
modifications des communautés bactériennes entre les sols contaminés et non contaminés au
cours de l’incubation. Nous avons alors calculé la distance euclidienne entre les échantillons
des sols contaminés et non contaminés au Cu (corrigés par la distance euclidienne entre les
réplicats des échantillons) à partir des résultats obtenus sous forme d’ACP (Annexe F) et ces
distances euclidienne sont projetées graphiquement pour chaque temps d’incubation (Eq. III-
3). Ces distances euclidiennes peuvent être interprétées comme l’amplitude des modifications
communautés bactériennes induites par la contamination et sont présentées sur la Figure III–
16. Pour que les changements de diversité bactérienne soient significatifs, il faut que la
distance inter-échantillons des sols soit supérieure à la distance intra-échantillons d’un même
sol, ce qui était le cas dans notre étude. Le test de MonteCarlo réalisé pour l’évolution
temporelle de la structure des communautés entre les sols contaminé et non contaminés, nous
indique que l’évolution temporelle des communautés bactériennes est significative (p<0.05).
Du fait que notre stratégie d’échantillonnage implique peu de points de mesure en raison de la
lourdeur et du coût des analyses effectuées au cours des deux ans d’incubation, nous n’avons
pas pu tripliquer tous les points de mesure. Pour cette raison, et compte tenu du fait que les
distances peuvent être entachées d’une certaine erreur due à l’hétérogénéité des sols, nous
avons préféré représenter les amplitudes de modification de la strucutre génétique des
communautés bactériennes (distance euclidienne) des sols contaminés (240 ppm) par rapport
aux sols témoins non contaminés (Figure III–16) au cours des deux ans d’incubation.
95
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
Amplitude des modifications 0,12
NA CC
0,1
0,08
0,06
0,04
Figure III–16 Evolution temporelle de l’amplitude des modifications de la structure génétique des
communautés bactériennes (distance euclidienne entre les empreinte génétiques) du sol de Clessé contaminé à
forte (240 ppm, •) et faible dose (4x60 ppm, ○) de cuivre ou non pour le sol non amendé (NA) et amendé (CC).
A T0, la structure de communautés bactériennes est la même dans les deux sols,
contaminés ou non, car les communautés n’ont pas eu le temps d’être impactées par le cuivre.
Cependant, pour les deux sols, nous avons observé à T0 une légère différence de structure des
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communautés bactériennes entre les sols contaminés et non contaminés, alors que les
échantillons ont été congelés immédiatement après contamination. Ceci indique un effet de la
méthodologie et permet au passage d’estimer l’erreur globale due à la technique, qui est
faible : 0.006 et 0.007 pour NA et CC, respectivement, valeurs que nous avons prises pour T0.
Nos résultats sont en accord avec d’autres études (Marschner 2003; Saison et al. 2006; Lejon
et al. 2007, 2008) qui ont aussi montré que les amendements organiques sous forme de
compost modifient la composition des communautés bactériennes, mais aussi la taille et
l’activité des communautés bactériennes.
La Figure III–16 montre une évolution des distances euclidiennes pour les deux sols au
cours de l’incubation. Ce résultat indique que la structure des communautés bactériennes est
impactée par le cuivre, et que l’amplitude de cet impact varie avec le temps et le
vieillissement de la contamination au cuivre dans les deux sols. On observe ainsi pour les
deux sols (NA et CC) une augmentation de l’amplitude des modifications de la structure
génétique des communautés à court terme, maximale dès un mois pour NA et après 3 mois
pour CC. Cet impact est transitoire puisque après 6 mois d’incubation, l’amplitude des
modifications par rapport aux sols non contaminés est très faible et proche de celle de T0. 24
mois après la contamination en cuivre, l’amplitude des modifications de la structure des
communautés bactériennes des sols est à nouveau très élevée, indiquant un nouvel impact à
long terme et ce dans les deux sols. Ces résultats sont plutôt en accord avec les résultats
d’évolution temporelle des taux de bactéries cultivables BCu, excepté pour l’impact à court
terme dans CC. L’indicateur d’impact basé sur l’évolution de la structure génétique des
communautés bactériennes permet donc de mettre en évidence un impact non observé avec
l’indicateur des bactéries cultivables (BCu/BTot). Ceci peut s’expliquer facilement par le fait
qu’il peut y avoir un remodelage des populations bactériennes sous l’effet du cuivre sans que
la quantité globale de bactéries BCu ne varie significativement. Nos résultats sont en accord
avec Brandt et al. (2010) qui ont aussi montré un très fort changement dans la structure des
communautés bactériennes après une contamination au cuivre. L’amendement du sol a donc
modifié la cinétique d’impact du cuivre sur les changements des communautés bactériennes.
Comme observé dans les résultats obtenus avec l’indicateur d’impact [BCu], l’indicateur de
la structure des communautés bactériennes montre que le cuivre présente un impact court
terme rapide (1 mois pour le sol NA) et qui peut être retardé par l’amendement du sol
96
III-3 Résultats et discussion
compost (3 mois pour le sol CC), et un impact observé à plus long terme similaire pour les
deux sols. Le premier impact est transitoire alors que le second semble stable. Ces deux types
d’impact correspondent à des processus différents qui peuvent être expliqués au moins
partiellement par nos résultats de spéciation du cuivre. En effet, à court terme, le cuivre est
très facilement échangeable et biodisponible et donc toxique. Il représente donc un impact
rapide et fort sur les populations bactériennes. La réduction rapide de la [Cuex] (quelques
mois) et la [CuBio] rend alors le cuivre moins toxique ce qui permet la résilience de l’impact
observé avec nos deux indicateurs. L’impact du cuivre à long terme est plus difficile à
expliquer car plusieurs processus (au mois deux) peuvent être impliqués sans que nous
puissions les discriminer ici. Comme nous l’avons observé dans la Figure III–7, la MO du sol
de Clessé qui a fixé une quantité importante de cuivre est dégradée durant l’incubation ce qui
implique un contact rapproché entre la MO et les microorganismes par une modification de la
spéciation du cuivre. Ce qui induit un impact potentiel du cuivre sur les bactéries lors de la
dégradation de la MO qui se fait tout au long de l’incubation. Une autre explication à l’impact
long terme du cuivre sur les communautés bactériennes est un effet physique lié à la diffusion
progressive du cuivre à l’intérieur des micro-agrégats des sols induisant ainsi une certaine
cinétique de mise en contact du cuivre avec les populations bactériennes des micro-agrégats.
Au long terme (24 mois), nous avons aussi étudié l’impact du cuivre sur la structure des
communautés bactériennes dans les sols contaminés en plusieurs doses (4 x 60 ppm)
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
uniquement après les deux ans d’incubation. Après 24 mois d’incubation, on observe une
amplitude de modification de la structure des communautés similaire à celle des sols à
contamination aigüe (240 ppm). Toutefois, ce résultat ne nous permet pas de montrer qu’il
s’agit de communautés bactériennes similaires dans les sols des différentes contaminations.
Pour étudier l’impact du cuivre entre les différents traitements en cuivre, il aurait été
intéressant de faire l’analyse de la structure des communautés avant et après chaque
contamination.
Pour identifier précisément les processus contrôlant l’impact du cuivre à long terme, il est
nécessaire d’étudier l’évolution de la structure des populations bactériennes en présence de
cuivre, à l’échelle des micro-agrégats hébergeant ces populations. Seule une caractérisation
quantitative et qualitative à micro-échelle de la distribution du cuivre et des bactéries
permettra de comprendre les relations bio-physicochimiques entre le polluant, les cellules
bactériennes et leur microhabitat. C’est ce que nous proposons d’étudier dans le chapitre IV
suivant.
97
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
III-4 Conclusion
Ce chapitre avait pour objectif d’évaluer le devenir et l’impact du cuivre dans le sol de
Clessé (sous culture de vigne) sous deux statuts organiques différents sélectionnés sur la base
des résultats du Chap. II. La restriction à l’étude de deux sols (amendé en compost de conifère
et sol contrôle, Non Amendé), nous a permis d’étudier de manière approfondie l’évolution
temporelle d’une contamination au cuivre à faible et forte doses.
Comme nous l’avons montré au Chap. II, le taux de carbone organique total est beaucoup
plus élevé dans le sol CC que dans le sol NA bien que les apports en MO sur ce sol aient été
arrêtés cinq ans avant notre échantillonnage. L’incubation du sol de Clessé en chambre
thermostatée a induit une augmentation significative de la dégradation du carbone dans le sol
amendé (CC), alors que dans le sol NA, celui-ci est resté stable. Les mêmes tendances ont été
mesurées sur la parcelle viticole, mais avec une cinétique de minéralisation environ deux fois
plus lente, qui s’explique par des conditions optimales d’incubation des sols en laboratoire.
Nos résultats ont montré que la spéciation du cuivre est un paramètre primordial pour
évaluer son impact sur les communautés bactériennes des sols. En effet, le solide retient
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98
III-4 Conclusion
du sol, la matière organique ainsi que de leur évolution temporelle. En particulier, l’impact du
cuivre semble lié à l’évolution de la MO (biodégradation) et de la spéciation solide du cuivre
(rétention sur des sites réactifs de plus en plus forts), ce qui suggère un contact évolutif des
bactéries avec le cuivre au cours du temps.
Nos résultats indiquent par ailleurs que la dégradation de la MO labile des sols doit être
prise en compte pour une meilleure compréhension du système sol-cuivre étudié et, en
particulier, pour mieux prendre en compte le vieillissement de la contamination au cuivre,
c'est-à-dire ses changements de phases et de spéciation.
Les résultats obtenus dans ce chapitre montrent clairement la nécessité de connaître la co-
distribution à micro-échelle des microorganismes et du cuivre, ainsi que la spéciation de ce
dernier, pour mieux comprendre le rôle de la structure spatiale des sols dans le contrôle de
l’impact (accesibilité et biodisponibilité) du cuivre. Ceci fera l’objet du Chapitre IV, dans
lequel nous proposons d’évaluer l’impact du cuivre dans chacun des sous compartiments
granulométriques de nos deux sols à l’aide d’une approche par fractionnement granlométrique
peu déstructurant.
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99
Chapitre III Effet d’une contamination cuprique sur la microflore bactérienne à moyen terme : rôle de
l’amendement organique.
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100
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102
IV-1 Introduction
IV-1 Introduction
Les études sur l’évolution des paramètres biogéochimiques des sols ont contribué à mieux
comprendre le fonctionnement global du sol face aux pollutions métalliques. Comme nous
venons de le montrer dans le chapitre précédent, une contamination au cuivre dans un sol
viticole peut impacter à plusieurs niveaux et avec des cinétiques variables la structure des
communautés bactériennes ainsi que la proportion de bactéries résistantes en relation
notamment avec la présence de matière organique exogène.
Les sols sont connus pour être des milieux complexes à cause de la diversité et la
réactivité de leurs constituants. Néanmoins, le sol peut être décrit sur la base de paramètres
globaux tels que la texture, la teneur en eau, la capacité d’échange cationique, la teneur en
nutriments (P, C, N, K, Na), ou la densité bactérienne globale. Mais il est évident que ces
descripteurs globaux ne permettent pas de comprendre et de décrire précisément le
fonctionnement du sol. En effet, la hiérarchisation spatiale en agrégats des sols rend difficile
la description globale de leur fonctionnement car chaque macro ou micro-agrégat peut
constituer un micro-compartiment indépendant (Tisdall & Oades 1982; Oades 1988; Jocteur
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Monrozier et al. 1991, 1993; Six et al. 2004). C’est donc surtout depuis que l’on a pu mener
des études à l’échelle des micro-agrégats de sols impliquant une séparation de leurs
constituants que la compréhension fine du fonctionnement des sols s’est améliorée.
Ces approches par fractionnement physique peu déstructurant des sols ont été largement
utilisées pour comprendre l’organisation des sols mais aussi le rôle de la matière organique
dans cette organisation. La matière organique est un composé essentiel des sols qui contrôle
de nombreuses propriétés physico-chimiques et biologiques dont la stabilité des agrégats de
sol (Carter & Stewart 1996). Le turnover du carbone dans les sols est principalement contrôlé
par la teneur en eau et la température du sol, mais certains facteurs tels que la composition
physicochimique du sol, la nature de la MO, le contenu et l’interaction en argile et en
biomasse microbienne modifient les cinétiques de minéralisation du carbone des sols (Oades
1988; Bronick & Lal 2005; Grosbellet et al. 2011).
Les agrégats des sols sont aussi considérés comme des habitats microbiens présentant des
conditions environnementales particulières. A cette échelle, les populations bactériennes sont
majoritairement localisées dans les micro-agrégats du sol (<20 µm), qui sont les habitats les
plus favorables à la vie bactérienne (Heijnen & van Veen 1991; Jocteur Monrozier et al. 1991;
Kabir et al. 1994; Ranjard et al. 1997; Kandeler et al. 2000; Sessitsch et al. 2001; Ranjard &
Richaume 2001; Chotte et al. 2002; Fall et al. 2004; Mummey & Stahl 2004; Mummey et al.
2006; Zhang et al. 2007; Ruamps et al. 2011). Cette distribution hétérogène des
microorganismes dans les sols s’accompagne d’une hétérogénéité de distribution des
polluants comme le cuivre à micro-échelle mais aussi à la surface des sols. Jacobson et al.
(2007) par une approche de spectroscopie EXAFS ont montré que le cuivre se distribue de
manière hétérogène mais non aléatoire dans les sols. Ceci indique que des approches globales
sur les sols non fractionnés sont moins informatives sur les concentrations réellement
rencontrées par les organismes du sol à l’échelle microscopique. Ceci montre la nécessité
d’étudier la distribution du cuivre sur les constituants du sol à micro-échelle en même temps
que celle des microorganismes, si on veut obtenir une compréhension fine des processus de
mise en contact Cu/microorganismes et donc de l’impact des ETM dans les sols.
103
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
structure spatiale du sol, c'est-à-dire de préserver les micro-environnements du sol. Le
fractionnement physique du sol apparaît être une méthode appropriée de séparation de ces
micro-environnements. Même si elle ne permet pas de maintenir intact les macrostructures,
cette méthode est en tout cas bien acceptée et utilisée depuis plusieurs décennies en science du
sol. Nous avons donc choisi d’appliquer dans cette étude un protocole de fractionnement
granulométrique partiellement déstructurant des sols tel que décrit dans le chapitre II. Un
fractionnement déstructurant aurait détruit les micro-environnements. Nous avons donc étudié
la distribution du cuivre et son impact sur la microflore bactérienne dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en matière organique et
contaminés ou non en cuivre. Les échantillons de sol ont été prélevés tous les 6 mois dans les
mésocosmes de laboratoire, où les sols ont été incubés en conditions contrôlées pendant 2 ans.
A chaque pas de temps et pour les deux sols, nous avons :
− caractérisé la distribution massique des fractions.
− caractérisé la distribution du cuivre (solide et en solution), du carbone organique
total et des populations bactériennes dans les fractions granulométriques.
− caractérisé l’impact du cuivre dans chacun des micro-habitats.
− caractérisé la réactivité aux protons des fractions granulométriques.
− évalué la contribution des constituants réactifs (organique et minéral) à la réactivité
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104
IV-2 Matériel et Méthodes
Les fractions granulométriques du sol de Clessé ont été obtenues avec le protocole de
fractionnement physique peu déstructurant adapté de Jocteur Monrozier et al. (1991). Cette
méthode repose sur différentes étapes de dispersion du sol, tamisage humide et sédimentation.
La méthode de fractionnement utilisée est un tamisage humide, ce qui permet de mieux
préserver la structure en agrégée du sol (Christensen 2001). Cette méthode a été présentée en
détail au paragraphe II-2-2 du Chapitre II. Les 5 fractions granulométriques du sol étudiées
dans ce chapitre sont les mêmes que celles décrites dans le Chapitre II, qui présentait la
gamme de taille suivante : >250 µm, 250-63 µm, 63-20 µm 20-2 µm et <2 µm.
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Les cinq fractions granulométriques du sol ont aussi été caractérisées en microscopie
électronique à balayage (MEB) pour visualiser leur structure. Pour connaître la composition
chimique globale et qualitative des fractions, quelques analyses par microanalyse EDX
(energy dispersive X-Ray) ont été réalisées sur celles-ci en couplage avec les analyses MEB.
Pour conserver la structure de chaque fraction, le protocole spécifique suivant a été appliqué :
les échantillons sont dispersés dans de l’eau ultra pure sous agitation douce. Une goutte de
cette solution de sol est mise à sécher dans une étuve à 105°C pendant 15h, afin d’obtenir un
échantillon complètement sec. L’échantillon est ensuite transféré sur un scotch double face en
carbone (conducteur), le surplus de particules est éliminé avec de l’air comprimé.
L’échantillon est finalement recouvert d’une couche mince de carbone conducteur nécessaire
pour les observations au MEB. Les analyses ont été effectuées avec un MEB Jeol JSM 6400
couplé à un spectromètre EDX, équipement localisé dans le consortium des moyens
technologiques communs (CMTC, UJF-INPG).
105
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
IV-2-2 Caractérisation chimique des fractions granulométriques du sol de
Clessé.
Le pHw des fractions granulométriques a été mesuré avec une électrode pH (Metrohm),
préalablement calibrée. Les mesures ont été effectuées dans une suspension de chaque
fraction avec un rapport sol/solution de 1 :5.
l’intérieur du solide. L’explication détaillée des réactions mises en jeu lors des titrages acides
bases est présentée dans l’Annexe G.
Une courbe [Hs] tracée en fonction du pH du milieu exprime la capacité d’échange de H+
d’une surface. L’absence de déprotonation, c'est-à-dire une réactivité nulle sera alors
caractérisée par une courbe de [Hs] horizontale. Inversement, une courbe [Hs] de pente élevée
correspond à un fort échange de protons, c'est-à-dire une réactivité élevée. La pente de la
courbe exprime le pouvoir tampon du substrat étudié. Dans le cadre de ces travaux il s’est
avéré nécessaire d’exprimer au mieux la réactivité globale aux protons d’une phase (ici une
classe granulométrique) étudiée par titrage. La différence de [Hs] mesurée entre pH 4 et pH
10, permet d’exprimer de façon efficace cette différence de réactivité des fractions entre elles.
En effet, en dessous de pH 4 et au dessus de pH 10, les concentrations en H+ et en OH- libres
deviennent trop grandes par rapport à [Hs], rendant difficile la quantification de cette valeur
avec une précision suffisante (Guine et al. 2007). On obtient ainsi un barème de comparaison
de la réactivité d’un solide par la mesure de [Hs]. L’avantage de ce procédé est qu’il permet
de s’affranchir des incertitudes liées aux modèles de titrages qui certes expriment une
réactivité totale allant d’un pH très bas à un pH très haut, mais qui sont toujours associés à
une incertitude expérimentale importante par rapport aux conditions limites de concentration
aux pH extrêmes étudiés (Guine et al. 2007; Lenoir & Manceau 2010).
Dans la suite de notre étude, la réactivité globale aux protons, notée ∆Hs, exprimera donc
la différence de concentration en protons libérés par les fractions du sol entre pH 10 et pH 4
suivant l’équation:
106
IV-2 Matériel et Méthodes
Burette automatique
Electrode pH
Injection de base
Arrivé de N2
Titreur automatique
Réacteur
Barreau aimanté
Agitateur magnétique
Figure IV–1 Photo du banc de titration acide base utilisé pour le sol de Clessé.
Les titrages des fractions granulométriques ont été réalisés avec une unité de titrage
Metrohm (pH-mètre, électrode pH Aquatrode 6 02531 100, burette automatique Titrino 716)
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pilotée par le logiciel Tiamo (Metrohm), et dont l’électrode pH est calibrée (à 20 ±2 °C) avant
chaque titrage (Figure IV–1).
Lors d’un titrage, 1g d’échantillon de sol humide (d’humidité connue) est inséré dans 30
mL d’une solution 5 mM HNO3 dans un réacteur fermé sous agitation à l’aide d’un barreau
magnétique et maintenu à température constante de 20 ±2°C, lequel est titré avec une solution
basique NaOH de 10 mM, par ajout successifs de volumes de 0.25 mL. L’équilibre chimique
est considéré atteint quand la variation du potentiel de l’électrode est inférieure à
0.5 mV.min-1. Toutes les solutions ont été préparées dans un milieu de force ionique constante
de 0.1M NaNO3. Les variations de force ionique au cours du titrage sont inférieures à 0.01 M,
ce qui permet de considérer les coefficients d’activité comme constants. Par convention [Hs]
désignera la concentration de protons libérés de la surface vers la solution.
Les teneurs en COT, Ca, Mg, K, Fe, Al, Mn et Cu, en Cuex, ont été obtenues pour
caractériser les fractions granulométriques selon les mêmes protocoles que ceux décrits dans
les Chapitres II et III.
Les teneurs en COT dans les fractions granulométriques sont obtenues avec un analyseur
FlashEA1112/FLASH 2000 (LECA, Grenoble), après broyage à sec des fractions
granulométriques. Les concentrations totales des différents éléments chimiques dans les
fractions des sols après extraction à l’eau régale, et les concentrations en cuivre échangeable
au calcium, Cuex, après échange du cuivre avec une solution de Ca(NO3)2, sont mesurées par
ICP_AES (Perkin Elmer Ltd, ISTerre, Grenoble).
La modélisation de la concentration en cuivre échangeable dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé a été effectuée avec le logiciel PHREEQC Interactive –
version 2.15.06 (Parkhurst & Appelo 1999). Ce logiciel permet de calculer les équilibres
chimiques en milieu homogène et hétérogène (solution en présence de gaz et solides et
107
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
d’interfaces réactives). La procédure de calcul pour effectuer cette modélisation est présentée
en Annexe I.
Nous avons étudié l’impact du cuivre sur les populations bactériennes par l’énumération
des bactéries hétérotrophes cultivables (BTot et BCu), et par l’étude de l’évolution de la
structure génétique des communautés bactériennes (ARISA) selon les mêmes protocoles que
ceux décrits dans le Chapitre III. L’évolution temporelle de la proportion de bactéries
cultivables résistantes au cuivre et des empreintes génétiques des communautés bactériennes
des fractions granulométriques ont été utilisées pour caractériser l’impact du cuivre sur les
communautés bactériennes.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
108
IV-3 Résultats et Discussions
micro-agrégée 20-2 µm est aussi très abondante et représente quant à elle, une masse
légèrement inférieure de 9.4 et 9.1 g, respectivement pour les deux sols. A elles deux, ces
fractions (63-20 et 20-2 µm) représentent plus de 65 % de la masse totale du sol et
correspondent aux micro-agrégats stables des sols (Tisdall & Oades 1982). La fraction 250-63
µm est également agrégée mais de manière moins stable car contenant des sables fins et des
débris végétaux. Cette fraction représente 4.0 ou 4.4g de la masse totale du sol (soit ≈15 % du
sol), respectivement pour les deux sols. La fraction la plus grossière (>250 µm) des sols NA
et CC, avec des masses de 3 et 3.3 g, respectivement, soit environ 10 % de la masse du sol,
peut être considérée comme la fraction macro-agrégée contenant aussi des débris végétaux
grossiers. Les deux fractions grossières (>250 et 250-63 µm) sont légèrement plus abondantes
dans le sol CC que dans le sol NA. A l’opposé la fraction la plus fine, dite argileuse (<2 µm),
a une masse de 3 et 2.5 g (≈10 %) pour le sol NA et CC, respectivement. Selon le concept de
hiérarchisation structurale des sols, la fraction fine se compose d’associations argileuses (avec
des structures monominérale de taille <0.2 µm) et de complexes argilo-humiques générant des
structures de taille 0.2-2 µm (Edwards & Bremner 1967; Christensen 2001).
La Figure IV–2 montre que la distribution massique des fractions granulométriques des
deux sols est semblable. Bien que non significative, on note tout de même une légère
diminution de la masse des fractions fines (<20 µm) au profit des fractions grossières
(>63µm) dans le sol amendé (CC) suggérant un effet structurant de l’apport du compost. De
façon similaire la contamination au cuivre n’affecte pas la masse des fractions (données non
présentées). On rappelle ici (c.f. Chap. II paragraphe II-3-1-1) que les sols NA et CC ont la
même texture et que leur seule différence provient de l’amendement en matière organique
(CC) effectué sur le sol entre 1991 et 2003. L’amendement organique en compost de conifère
modifie peu la structure du sol car les résidus organiques ont été probablement fortement
dégradés depuis le dernier apport en 2003.
109
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
12 NA
CC
Masses (g)
10
8
6
4
2
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm)
Figure IV–2 Distribution massique des fractions granulométriques du sol de Clessé non amendé (NA) et
amendé en compost (CC). Les barres d’erreurs ont été calculées avec quatre réplicats.
Les rendements du fractionnement physique non déstructurant ont été vérifiés par le calcul
des bilans de masse (Tableau IV-1). On note que les bilans de masse sont très bons et proches
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
de 100 ± 4 % tout au long de l’incubation, attestant de la bonne qualité des données acquises.
Ces bons résultats ont été obtenus grâce à l’optimisation du mode opératoire et notamment la
vitesse d’agitation lors de la phase de dispersion des sols qui affecte fortement la stabilité
structurale des agrégats, par la forte diminution de la masse des fractions macro agrégées
(>250 et 250-63 µm) au profit des fractions micro-agrégées et argileuses.
Tableau IV-1 Bilans de masse du fractionnement physique du sol non amendé (NA) et amendé en compost de
conifère (CC) contaminé ou non en cuivre (240 ppm) à chaque temps de prélèvement (en mois).
Fractionnement de 30g de sol sec.
110
IV-3 Résultats et Discussions
14 T0 m NA CC
T6 m
12
Masses (g)
T24 m
10
8
6
4
2
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm) Tailles (µm)
Figure IV–3 Dynamique de la distribution massique des fractions granulométriques dans le sol contrôle (NA)
et dans le sol amendé en compost de conifère (CC) à chaque temps d’incubation (T0, T6 et T24 mois). Les
incertitudes sont calculées avec quatre réplicats.
Dans les fractions grossières (>250 et 250-63 µm), une part importante de la matière
organique se présente sous forme de matière organique particulaire (MOP). Cette forme de
carbone s’ajoute à celle plus évoluée contenue dans les agrégats des fractions (Christensen
2001). Dans le cadre du projet MOBiPo-Cu, les MOP (2000-200, 200-50 µm) de notre sol ont
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
été analysé en taille et en concentration par Isabelle LAMY (Laboratoire PESSAC, INRA de
Versailles). Ces résultats qu’elle nous a aimablement fournis sont présentés dans le Tableau
IV-2.
Tableau IV-2 Quantification de la concentration de Matière Organique Particulaire (MOP) dans les fractions
grossières du sol de Clessé non amendé (NA) et amendé (CC). La concentration en MOP dans le sol est
présenté par [MOP] en (mMOP)/(mss) et la concentration en MOP dans les fractions de taille correspondantes est
présenté en [MOPf] en (mMOP)/(mf).
Proportion [MOPf]
Masse de
de la masse [MOP]* dans la
Fractions granulométriques fraction
de fraction (mMOP)/(mss) fraction
(mf)
(mf/mss) (mMOP)/(mf)
Taille (µm) g % mgMOP.g-1ss mgMOP.g-1f
Contrôle >250 3.07 10.2 3.3 32.2 (3.2 %)
(NA) 250-63 4.01 13.4 6.8 50.8 (5.1 %)
Amendé >250 3.37 11.2 7.3 64.9 (6.5 %)
(CC) 250-63 4.41 14.7 13 88.5 (8.9 %)
*Les valeurs des concentrations en MOP dans le sol de Clessé prélevés dans les mésocosmes de laboratoire ont
été obtenues par I. LAMY (Martins et al. 2010).
Les MOP ne représentent qu’une fraction faible de la masse totale des sols. Comme
anticipé, la concentration des MOP est plus élevée dans le sol CC que dans le sol NA quelque
soit leur taille, en cohérence avec l’ajout de MO grossière au sol de Clessé durant plus de 20
ans. Cinq années après la fin de l’amendement les MOP des sols sont seulement 2 fois plus
importantes dans le sol CC que dans le sol NA. On observe environ deux fois plus de MOP de
petite taille (6.8 et 13 mgMOP.g-1ss pour NA et CC respectivement) que de MOP grossière (3.3
et 7.3 mgMOP.g-1ss pour NA et CC respectivement). Au niveau des fractions granulométriques
des sols, les [MOPf] ne représentent qu’un faible pourcentage de la masse des fractions, soit
entre 3 (>250 µm) et 5 % (250-63 µm) pour NA et 6.5 et 8.9 % pour CC. L’amendement en
CC induit donc une augmentation des deux types de tailles granulométriques des MOP dans le
111
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
sol de Clessé. La différence de [MOP] est faible dans le sol de nos mésocosmes probablement
en lien avec la faible différence de teneur en COT entre les deux sols, suite à la dégradation de
la MO depuis l’arrêt des apports sur la parcelle.
Dans le chapitre II, la vérification de la taille granulométrique des fractions a été réalisée
par granulométrie laser. Les distributions de la taille des constituants des fractions
granulométriques pour les sols NA et CC en fonction du pourcentage de la masse de la
fraction dans le sol sont présentées dans l’Annexe A-1. Dans le Chapitre II, la vérification de
la granulométrie a montré que quelque soit l’amendement en matière organique apportée, la
méthode de fractionnement physique non déstructurant est reproductible et efficace pour
séparer les constituants de tailles variables. L’étendue de chacune des fractions
granulométriques est donc vérifiée par granulométrie laser, et confirme bien leur distinction.
112
IV-3 Résultats et Discussions
a b
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
c d
e f
Figure IV–4 Observations au microscope électronique à balayage (MEB) des cinq fractions granulométriques
du sol de Clessé obtenues par fractionnement physique non déstructurant : >250 (a), exemple d’agrégat de la
fraction >250 µm (b), 250-63 µm (c), 63-20 µm (d), 20-2 µm (e), <2 µm (f). Les images ont été obtenues sur
MEB au CMTC de G-INP.
113
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
IV-3-2 Caractérisation chimiques des fractions granulométriques
Les concentrations totales en éléments représentatifs des majeurs (Ca, Mg, K, Na), des
oxydes (Fe, Mn) et des argiles (Al) sont présentées dans le Tableau IV-3, afin d’étudier la
composition chimique en cations majeurs du sol de Clessé. Nous avons réalisé l’ensemble de
ces analyses pour caractériser la distribution des cations majeurs dans les fractions
granulométriques.
Tableau IV-3 Concentrations en éléments majeurs (mg.g-1f) extraits à l’eau régale dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère.
114
IV-3 Résultats et Discussions
développer une réactivité non négligeable sous forme d’oxyde, principalement dans les
fractions grossières. Dans les fractions fines, cet élément est vraisemblablement intégré dans
le réseau cristallin des argiles ou sous forme d’oxyde et d’hydroxyde. On observe que la
concentration en Fe (lié aux constituants solides) est plus faible dans le sol amendé. En effet,
l’ajout de compost diminue la concentration en Fe dans les fractions grossières par
l’augmentation de sa solubilité par les chélates organiques.
La concentration en Manganèse (Mn) est maximale dans les deux fractions grossières
(>250 µm et 250-63 µm) (Tableau IV-3). Le Mn est présent à l’état natif dans les sols, mais il
est aussi fortement utilisé comme fertilisant pour améliorer l’efficacité de la vitamine B1 des
plantes. Ceci induit donc une forte introduction du Mn dans les végétaux (plant de vigne), et
sa présence majoritaire dans les fractions riche en débris végétaux peu dégradés.
Pour les concentrations en Na et K, on constate une forte concentration dans la fraction
<2µm de ces éléments qui sont probablement principalement associés aux argiles, ce qui
explique les fortes teneurs dans cette fraction et que l’amendement en MO ne modifie pas ces
concentrations.
Les concentrations en Ca sont plus importantes dans les deux fractions grossières
probablement en lien avec son origine biologique. Les concentrations en Mg sont moins
élevées que le Ca. Le Mg se distribue principalement dans les fractions fines (20-2 et <2 µm)
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
En 2008, au moment du prélèvement des sols, les teneurs globales en COT mesurées
étaient de 15.3 et 30 mg.g-1ss dans les sols NA et CC respectivement en accord avec
l’amendement organique. Les concentrations en carbone organique total (COT) dans les
fractions granulométriques sont présentées dans la Figure IV–5.
De la même manière que dans les sols non fractionnés (Chap. III), on observe que les
concentrations en COT dans toutes les fractions granulométriques du sol CC sont supérieures
à celles des fractions du sol NA. La concentration en COT est minimale pour la fraction 63-20
µm (4 mg.g-1ss), intermédiaire pour les deux fractions fines (20-2 et <2 µm, 19 et de 22 mg.g-
1
ss pour les sols NA et CC, respectivement) et maximales pour les fractions grossières (>250
et 250-63 µm). La concentration en COT de la fraction >250 µm est de 34.7 et 107.6 mg.g-1ss,
et pour la fraction 250-63 µm de 23.6 et 51.1 mg.g-1ss pour les sols NA et CC, respectivement.
Dans ces deux dernières fractions, l’apport de matière organique a induit une forte
augmentation de la teneur totale en carbone. Les concentrations en COT dans le sol CC de ces
fractions sont respectivement trois fois (fraction > 250 µm, 107.6 versus 34.7 mg.g-1ss) et deux
115
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
fois (fraction 250-63 µm, 51.1 versus 23.6 mg.g-1ss,) plus élevées que dans le sol NA. Ces
résultats montrent que la MO ajoutée au sol se distribue principalement dans les fractions
grossières (>63 µm). Les résultats acquis au cours de cette étude sont en bon accord avec la
littérature, puisque de nombreuses études ont montré que la concentration en carbone
augmente avec la taille des agrégats et ce particulièrement dans les sols sous cultures (Six et
al. 2000; Christensen 2001; John et al. 2005; Oorts et al. 2007; Lugato et al. 2010). Les
teneurs en COT des fractions les plus fines n’augmente que très peu sous l’effet de
l’amendement, indiquant la présence dans ces fractions d’une MO plus évoluée avec un temps
de dégradation plus long. Ces résultats indiquent que dans les fractions fines des sols le
carbone présent dans les micro-agrégats est stable et sous forme de complexes argilo
humique, qui sont donc des sites majeurs de la stabilisation de la MO. Dans ces complexes le
carbone est soit adsorbé sur les argiles et les limons, soit piégé sous forme de très petites
particules organiques (Virto et al. 2008).
140
Concentration en COT (mg.g f)
-1
NA
120 CC
100
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
80
60
40
20
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm)
Figure IV–5 Concentration en Carbone Organique Total (COT) des fractions granulométriques (mg.g-1f) du sol
de Clessé amendé (CC) en compost de conifère ou non (NA).
Dans les macro-agrégats des sols, on trouve à la fois des micro-agrégats et des constituants
de grande taille (organique ou minérale) liées ensemble par des agents organiques tels que des
polysaccharides bactériens ou exsudats racinaires, AH, AF, …(Tisdall & Oades 1982; Elliott
1986; Six et al. 2000; John et al. 2005). Cette organisation spatiale implique donc une
augmentation de la teneur en COT avec la taille des fractions granulométriques comme on
l’observe particulièrement dans le sol amendé en MO, en accord avec le concept de la
hiérarchisation spatiale des sols en agrégats.
116
IV-3 Résultats et Discussions
140
T0 m
T6 m
NA CC
120
T24 m
100
80
60
40
20
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm) Tailles (µm)
Figure IV–6 Evolution de la distribution du carbone organique total (COT) dans les fractions granulométriques
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
du sol de Clessé non amendé (NA) ou amendé (CC) en compost de conifère, au cours des 2 ans d’incubation (0,
6, et 24 mois) en conditions contrôlées (mésocosmes de laboratoire). Les incertitudes son calculés à partir des
mesures de réplicats.
Comme dans le sol non fractionné, la concentration en COT dans toutes les fractions
granulométriques du sol contrôle n’évolue pas significativement. Par conséquent les taux de
dégradation annuels, de la MO présente dans chaque fraction, sont faibles au cours de
l’incubation. De ce fait, le sol contrôle (NA) semble dans un état d’équilibre en terme de
turnover du C organique, sur les deux années d’incubation. Nous associons la diminution du
COT dans les fractions fines (22 %) à la minéralisation du C par les microorganismes.
Au contraire dans le sol CC, on observe une évolution temporelle de la teneur en carbone
organique propre à chaque fraction granulométrique (Figure IV–6b). Les teneurs en C de
l’ensemble des fractions du sol CC restent supérieures à celles du sol contrôle, même après les
deux années d’incubation.
La fraction grossière (>250 µm) présente la dégradation du C organique la plus élevée,
passant de 107.6 à 64.5 mg.g-1ss soit un TC de 21.5 mg.g-1ss.an-1. Cette dégradation importante
et préférentielle de la MO des fractions grossières a déjà été observée par Grosbellet et al.
(2011) pour différents types de MO et sur le même temps d’incubation. Au contraire, la teneur
en COT de la fraction des micro-agrégats (20-2 µm) reste stable.
Nos résultats montrent que le turnover de la MO est plus important dans les fractions
grossières que dans les fractions fines, lié à sa nature chimique différente et la présence de
MO « libre » dans le sol. La MO des fractions fines est plus intimement liée aux autres
constituants des sols (notamment argiles) ce qui limite son accessibilité aux microorganismes
notamment aux champignons. Ces résultats sont en accord avec la littérature qui a largement
démontré la plus grande stabilité temporelle de la MO des fractions fines des sols agrégés
(Ladd et al. 1993; Chenu et al. 2000; Rumpel et al. 2004).
La dégradation importante du COT dans la fraction grossière du sol CC est certainement
en lien avec la nature spécifique du carbone dans cette fraction. Or le carbone de cette fraction
est caractérisé par la présence de MOP. Dans les sols, les MOP ne représentent qu’une forme
parmi d’autres du carbone, puisque la MO existe également sous forme d’acides humiques
(AH) et fulviques (AF), plus dégradée, ou encore sous forme de complexes argilo-humiques,
117
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
plus stable. Les résultats indiquent que les MOP ‘fraîches’, qu’on peut apparenter en première
approche à des morceaux de bois et de feuilles peu dégradés, se dégradent plus vite que les
autres types de matière organique présents dans le sol.
Ces résultats nous conduisent à quantifier la teneur en MOP dans cette fraction par un
calcul indirect. Le taux de carbone dans les MOP, c'est-à-dire la masse de carbone contenue
dans les MOP divisée par la masse des MOP a été déterminé dans le sol de Clessé en 2003,
l’année du dernier amendement apporté aux sols (Sebastia et al. 2008). Le taux était alors de
36 % pour les MOP2000-200 (sols NA et CC), et de 30 % (CC) et 19 % (NA) pour les
MOP200-50. Les MOP ont été extraits sur les mêmes parcelles et avec le même protocole que
ceux extraits en 2008 (I. LAMY, (Martins et al. 2010)). En supposant les mesures de 2003
applicables à notre campagne d’échantillonnage, nous proposons l’équation suivante pour
calculer le pourcentage de carbone intégré dans les MOP collectées en 2008 :
mc
C MOP m MOP
× MOPf [ ]
= [IV-3]
Cf COT f
CMOP la masse en carbone issu des MOP, Cf la masse de carbone de la fraction, mC la
masse du carbone dans les MOP de la fraction, mMOP la masse des MOP de cette fraction,
[MOPf] la concentration des MOP (mgMOP.gf-1) et COTf la concentration en carbone dans la
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
fraction.
Les résultats correspondants sont présentés dans le Tableau IV-4. Ces calculs indiquent
qu’en 2008, dans la fraction 250-63 µm des sols NA et CC 50 % du carbone était présent sous
forme de MOP, et l’autre moitié du carbone était intégrée dans les macro-agrégats. La fraction
>250 µm contient moins de carbone sous forme de MOP : 20 % et 33 % pour les sols NA et
CC du carbone seulement (Tableau I-5). Ce résultat indique que la dégradation des MOP de la
fraction >250 µm est rapide, et génère des petits fragments intégrant la fraction 250-63 µm.
Les MOP200-50 ainsi accumulées dans la fraction 250 à 63 µm ont un turnover plus lent,
expliquant ainsi leur accumulation relative par rapport à la fraction plus grossière.
Nos résultats montrent que l’évolution du carbone semble spécifique à chaque fraction
granulométrique du sol car contrôlée par des processus différents. Ainsi, la MO localisée dans
les micro-agrégats est plus stable car difficilement accessibilité aux microorganismes et
soumise à des conditions physiques non favorables à la minéralisation (anoxie, forte
adsorption sur les minéraux des sols) (Chenu & Stotzky 2002). Dans toutes les fractions du
118
IV-3 Résultats et Discussions
sol CC, la teneur en C diminue ou est stable en accord avec la baisse du taux de carbone dans
le sol non fractionné.
Le pHw des fractions granulométriques de sol est présenté dans la Figure IV–7. Avant la
contamination le pHw des fractions granulométriques des sols varie entre pH 6.5 et 7.1, les
fractions grossières, les plus riches en MO étant les plus acides. La variation en pH est donc
globalement plutôt faible entre les fractions. De façon générale, le pH augmente avec la
diminution de la taille des fractions. De plus, l’amendement organique modifie faiblement le
pH des fractions granulométriques.
7,4
NA
7,2 CC
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
7
6,8
pH
6,6
6,4
6,2
6
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm)
Figure IV–7 pHw à l’eau des fractions granulométriques du sol de Clessé avant la contamination au cuivre dans
le sol contrôle (NA) et amendé en compost de conifère (CC). Les barres d’erreurs ont été calculées avec des
duplicats.
119
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
8
T0 m NA CC
7,5 T6 m
7 T24 m
6,5
pH
6
5,5
5
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille(µm)
Figure IV–8 Dynamique du pH dans les fractions granulométriques du sol contrôle (NA) et du sol amendé (CC)
au cours de l’incubation à T0 (noir), T6mois (blanc) et T24mois (gris). Les barres d’erreurs sont calculées
comme l’écart type entre les réplicats.
IV-3) était important dans cette fraction et dans le sol CC. On observe une corrélation entre
l’évolution du COT et celle du pH de ces fractions. La dégradation de la MO grossière du sol
induit une acidification des fractions grossières probablement en lien avec l’augmentation de
la respiration microbienne lié à la plus forte concentration en nutriment dans cette fraction
(production de CO2 acide).
Malgré une stabilité des pH dans les sols non fractionnés au cours de l’incubation (Figure
III–4), les profils de pH changent avec une amplification de l’acidité des fractions grossières
(riche en MO qui est dégradée et induit une libération de protons), et une amplification de
l’alcalinité des fractions fines (enrichissement en OH, stabilisation de la MO), la fraction 63-
20 µm est relativement stable.
120
IV-3 Résultats et Discussions
5,E-04
Sols non fractionnés >250 µm
4,E-04
Hs mol.g-1
3,E-04
2,E-04
1,E-04
0,E+00
4 5 6 7 8 9 10 4 5 6 7 8 9 10
pH pH
5,E-04
250-63 µm 63-20 µm
4,E-04
Hs mol.g-1
3,E-04
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
2,E-04
1,E-04
0,E+00
4 5 6 7 8 9 10 4 5 6 7 8 9 10
pH pH
5,E-04
20-2 µm <2 µm
4,E-04
Hs mol.g-1
3,E-04
2,E-04
1,E-04
0,E+00
4 5 6 7 8 9 10 4 5 6 7 8 9 10
pH pH
Figure IV–9 Courbes de titration acide base des fractions granulométriques du sol de Clessé, non amendé (NA,
bleu vide) et amendé en compost de conifère (CC, rouge plein), entre les pH 4 et 10. Les différentes courbes
correspondent aux différents échantillons analysés.
La réactivité de la fraction <2 µm dans les sols NA et CC sont très proches, par rapport
aux autres fractions, indiquant que l’amendement en compost n’a pas affecté cette fraction. En
effet, on observe des valeurs de ∆Hs de 0.41 mmol.g-1ss et 0.40 mmol.g-1ss pour le sol NA et
CC, respectivement. Bien que la réactivité aux protons dans cette fraction est la plus
importante car elle concentre les argiles et les complexes argilo humique stable.
121
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
La fraction siliceuse (63-20 µm) présente également une réactivité aux protons faible et
stable malgré l’amendement organique, avec la réactivité ∆Hs la plus faible de toutes les
fractions de 0.08 mmol.g-1ss et 0.10 mmol.g-1ss pour NA et CC respectivement, en accord avec
les faibles teneurs en MO et argiles de cette fraction.
Les autres fractions ont des réactivités variables entre les sols NA et CC indiquant un
enrichissement en matière organique en lien avec l’amendement organique. La réactivité de la
fraction 20-2 µm est intermédiaire par rapport aux autres fractions, mais significativement
différente entre le sol NA (0.22 mmol.g-1ss) et CC (0.27 mmol.g-1ss). En effet, comme constaté
précédemment, cette fraction est composée à la fois de micro-agrégats et de particules
siliceuses peu réactives, ce qui explique sa réactivité moyenne par rapport aux autres fractions
ainsi que la faible (mais significative) différence de réactivité entre les deux sols.
Tableau IV-5 Réactivité aux protons (∆Hs) en mmol.g-1ss des fractions granulométriques du sol de Clessé
amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère.
La fraction >250 µm présente un ∆Hs très élevé (proche de celui de la fraction <2 µm).
L’observation de cette fraction grossière en microscopie électronique (MEB) nous a permis de
voir qu’elle est riche en débris végétaux comme cela a déjà été observé dans d’autres études
(Besnard et al. 2001; Dumat et al. 2006; Sebastia et al. 2008). La différence de réactivité des
fractions >250 µm des deux sols (NA et CC) est bien marquée et incontestablement liée à la
différence de COT. Ceci indique que dans cette fraction, la réactivité est essentiellement due à
la MO et peu ou pas aux argiles. Par ailleurs, on constate pour cette fraction des variations
relativement importantes entre les replicats, sans doute en relation avec l’hétérogénéité de
cette fraction et à la prise d’échantillon par rapport à la taille de ses constituants.
La fraction 250-63 µm présente un ∆Hs très proche de celui de la fraction grossière >250
µm, malgré une teneur en COT deux fois plus faible (Figure IV–5). La réactivité de cette
fraction est aussi essentiellement contrôlée par la MO. Besnard et al. (2001) et Sebastia et al.
(2008) ont montré que la concentration en MOP (donc en carbone) diminue avec la taille des
fractions, mais que la réactivité de ces MOP augmente avec la diminution de leur taille en
relation avec l’augmentation de leur surface spécifique et de leur biodégradation. Ces auteurs
ont ainsi mis en évidence que les MOP sont beaucoup plus réactives que les minéraux, à cause
de leur forte concentration en site réactifs de type OH, COOH, NH, capables d’échanger des
protons. Nous supposons que c’est la raison pour laquelle la fraction 250-63 µm, qui a une
plus faible concentration en carbone, est aussi réactive que la fraction >250 µm.
Nos résultats montrent donc que la réactivité des fractions grossières est surtout liée à la
MO et que celle des fractions fines est liée aux argiles et la MO très évoluée. Chaque fraction
granulométrique du sol de Clessé présente donc une capacité d’échange protonique différente
ce qui leur confère sans doute une réactivité variable avec le cuivre.
122
IV-3 Résultats et Discussions
30
20
15
10
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm)
Figure IV–10 Valeurs du ratio ∆Hs/COT dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou
non (NA) en compost de conifère.
granulométrique, si on ne tient pas compte de la fraction 63-20 µm, qui est faiblement
concentrée à la fois en Cu et en MO pour les deux sols. Le rapport ∆Hs/COT devrait être
constant si (i) la matière organique était la seule à échanger des protons avec la solution, et si
(ii) la MO de toutes les fractions avait la même réactivité acide-base. Les valeurs élevées de
ce rapport dans les fractions fines (<20 µm) indiquent que d’autres substrats (e.g. les argiles)
contribuent à l’échange acide-base, ou que la MO de ces fractions est beaucoup plus réactive.
Les argiles ne peuvent contribuer à l’échange de protons que par leurs sites en bordure de
feuillet d’argile (Tournassat et al. 2004). Les sites en bordure de feuillet des argiles peuvent
ainsi contribuer à l’augmentation de ce rapport, tel qu’observé dans la Figure IV–10. Les
complexes argilo-humiques peuvent aussi contribuer à la réactivité acide-base des fractions, et
ainsi augmenter ce rapport grâce à la forte réactivité de leur MO.
Pour les fractions grossières (>250 et 250-63 µm), on constate que le sol NA présente des
rapports ∆Hs/COT plus élevés que le sol CC, ce qui indiquent que la MO du sol CC est plus
réactive que celle du sol NA, puisque nous avons montré que les fractions contiennent moins
de carbone dans le sol NA que dans le sol CC. Donc soit la MO du sol CC est plus réactive
que le sol NA, soit la part non organique dans ces fractions (présent dans les macro-agrégats)
contribue davantage à la réactivité aux protons. De manière plus détaillé, on peut observer que
le rapport ∆Hs/COT augmente fortement de la fraction >250 µm à la fraction 250-63 µm et de
manière plus marquée dans le sol CC que dans le sol NA. Cette augmentation ne peut pas être
associée à une forte augmentation de la concentration en argile entre ces deux fractions. Nous
supposons donc qu’une augmentation de la réactivité de la MO dans la fraction 250-63 µm, et
probablement en relation avec l’enrichissement en MOP de cette fraction.
La réactivité des fractions aux protons est donc fortement dépendante de la composition
chimique des fractions. Nous avons alors essayé de voir si la composition (chimie et
réactivité) des fractions granulométriques modifie la distribution et la spéciation du cuivre.
123
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
IV-3-2-5 Modélisation de la réactivité des fractions granulométriques du
sol de Clessé
pas alors les hétéro-atomes (S, N…) et les cendres qui représentent moins de 1 % de la masse
sèche. Cette composition massique est bien présentée par une composition élémentaire
molaire C : H : O de 3 : 4 : 2. Nous avons donc fait l’hypothèse que la formule chimique
élémentaire des MOP non dégradées est de C3H4O2.
Dans un premier temps, nous proposons de définir une stœchiométrie pour cette matière
organique nécessaire pour la modélisation. Les stœchiométries sont toutefois assez variables,
car dépend de toute évidence de l'état de dégradation de la matière organique. Les acides
humiques, normalement plus abondants dans les sols que les acides fulviques, contiennent
proportionnellement moins d'oxygène. Sur cette base, nous avons retenu comme
stœchiométrie modèle de la matière organique réactive du sol pour la modélisation le rapport
C : H : O de 2 : 2 : 1 soit C2nH2nOn (Ghabbour & Davies 2005).
Les formules calculées, des modèles d'acides humiques (AH) et fulviques (AF), repris de
(Matynia et al. 2010), tels que C73H49N3O32 (Stevenson 1994) et C368H501N23O89 (Schulten &
Schnitzer 1993) pour les AH, et que C27H26O18 (Buffle 1977) et C37H35NO32S (Alvarez-
Puebla et al. 2006) pour les AF, se rejoignent dans le sens qu'ils montrent qu'il y a environ
autant de carbone que de protons (voir un peu plus de H+), mais moins d'oxygène que de
carbone. On perçoit que les rapports élémentaires, doivent être similaires à ceux du bois sec.
Plus concrètement, la Suwannee River NOM 4(Natural Organic Matter), considérée comme
un standard de la matière organique dégradée (acide humique), présente un rapport molaire
élémentaire calculé C : H : O de 2 : 2 : 1.2 ce qui est très proche de celui du bois. Ceci
montre que le rapport élémentaire de la matière organique ne change que très faiblement entre
l’état initial et celui macromoléculaire tel qu’existant sous forme d’AH et AF dans le sol.
Dans ce contexte, il nous est donc possible de considérer une seule composition chimique
pour toute la matière organique polynucléaire du sol.
Le taux de carbone présent dans les MOP prélevées en 2008 a pu être estimé (Sebastia et
al. 2008). En revanche pour représenter la part exclusivement organique des MOP dans la
modélisation nous nous baserons sur le taux de carbone calculé à partir de la composition
théorique des matières organiques avec un rapport C : H : O unique de 3 : 4 : 2 qui exprime
correctement le taux de carbone dans la matière organique aussi bien évoluée que brute.
4
http://www.ihss.gatech.edu/ro_nom.html
124
IV-3 Résultats et Discussions
compte 144 masses élémentaires, et présente donc une réactivité de 6.9 mmol/g de matière
organique. Cette réactivité correspond bien à celle constatée des AH et AF (Matynia et al.
2010). Ainsi 1 carbone sur 6 porterait un groupe fonctionnel réactif. Cette première estimation
met ainsi en évidence la réactivité élevée du carbone dans le sol, pointant ainsi le caractère
macromoléculaire de la MO réactive du sol.
Sur ces bases, il est possible d’établir un modèle de réactivité aux protons des fractions. Le
carbone, surtout concentré dans les fractions grossières, contribue à la réactivité globale
principalement dans ces fractions et minoritairement dans les fractions fines. Les argiles
surtout concentrées dans les fractions fines contribuent à la réactivité principalement dans ces
fractions et minoritairement dans les fractions grossières. La fraction 63-20 µm contenant très
peu de carbone et très peu d’argiles est ainsi peu réactive. En première approche, nous
supposons que les phases représentatives de la réactivité au cuivre seront le carbone pour la
MO et la concentration en Al pour les argiles. La réactivité de la MO et des argiles est ainsi
censée se distribuer proportionnellement à la distribution du COT et des ions Al (lié au
solide), respectivement. Pour la MO, la corrélation supposée entre COT et réactivité est
acceptée, même si on a observé des différences de réactivités du carbone entre les sols NA et
CC. Pour les argiles, nous assimilons leur proportion avec la concentration en Al dans les
fractions car l’eau régale utilisée pour l’extraire du sol n’attaque que faiblement les minéraux
primaires contenant de l’aluminium tels les Feldspath. La concentration en Al diminue avec la
taille des fractions granulométriques du sol de Clessé (Tableau IV-3) ce qui est en accord avec
les observations MEB-EDX attestant l’existence d’agrégats argileux dans ces fractions, et une
concentration très faible dans la fraction 63-20 µm, qui est pourtant riche en minéraux
primaires.
La réactivité acide-base (∆Hs) des fractions mesurées a ainsi été reconstruite simplement
par combinaison linéaire des concentrations relatives en Al et COT dans les fractions. Les
premiers essais ont montré une reconstitution raisonnablement sur l’ensemble des fractions
excepté pour la fraction 63-20 µm qui apparaît moins réactive que ce qui est mesuré et la
fraction >250 µm du sol CC pour les raisons évoquées ci-dessous. La fraction 63-20 µm
(Figure IV–9), en accord avec ses faibles teneurs en carbone et en aluminium (et donc en
argiles réactives dans le modèle), présente une réactivité ∆Hs faible. Toutefois, ces faibles
taux ne permettent de reconstituer que 50 % de la réactivité ∆Hs mesurée. On peut donc
125
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
considérer que des composés de concentration et donc réactivité mineure, tels les oxydes de
Fer, constituent un ‘fond’ réactif non négligeable dans cette fraction de faible réactivité
générale. Nous avons ainsi défini un ‘résiduel’ de réactivité protonique correspondant au
déficit de réactivité constaté dans cette fraction. Nous prenons ainsi en compte un troisième
substrat qui permet de combler le déficit de réactivité. Nous considérons que sa contribution à
la réactivité globale est la même dans toutes les fractions. Elle sera donc faible pour les
fractions plus réactives.
Nos contraintes de modélisation sont rappelées ci-dessous :
• La part modélisée de la réactivité liée à la MO, ∆HsMO, est calculée en multipliant la
concentration en COT de la fraction par la concentration en sites réactifs par gramme
de carbone dans la fraction. La MO est considérée avoir une réactivité unique
moyenne en accord avec Matynia et al. (2010). La réactivité ∆HsMO modèle est ajustée
aux valeurs ∆Hs des fractions, en présence des autres contributions de la réactivité
(∆HsAl, ∆HsRes) en multipliant la concentration en COT des fractions par un même
facteur multiplicateur (6.9 mmolsite.g-1C, pour une unité élémentaire de C6H8O4).
• Comme la MO, les argiles sont considérées avoir une réactivité unique qui est
proportionnelle à la concentration d’Al dans les fractions. La modélisation de la
réactivité protonique des argiles inclue celle issue des complexes argilo-humiques
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
dans la mesure que ceux-ci se distribuent fort probablement de la même façon que les
argiles dans les fractions. La concentration ∆HsAl est ajustée en multipliant la
concentration d’Al des fractions par un même facteur multiplicateur fixé à 200000.
• Pour la part résiduelle de la réactivité protonique dans la fraction 63-20 µm nous
faisons l’hypothèse que chaque fraction contient une concentration fixe de sites
réactifs, ∆HsRes, reflétant un ‘fond réactif’ de minéraux de réactivité mineure par
rapport à la réactivité totale du sol lié à la MO et aux argiles. ∆HsRes est calculé par
différence de la réactivité constatée de la fraction 63-20 µm et de la réactivité calculée
de la MO et des argiles. Elle est fixée à 0.0045 mmol.g-1ss.
La Figure IV–11 présente les résultats de cette modélisation considérant les trois
contributions à la réactivité totale mesurée. Les valeurs numériques du modèle sont présentées
dans l’Annexe H. Les réactivités calculées des fractions granulométriques du sol de Clessé
représentent entre 90 et 132 % des réactivités mesurées quelque soit le sol, ce qui constitue
une assez bonne reproduction de la valeur mesurée. Pour la fraction >250 µm du sol CC, la
modélisation n’est pas très bonne car la réactivité totale modélisée représente 211 % de la
réactivité mesurée.
MO
0,8 argiles NA CC
Hs (mmol.g-1f)
résidu
0,6
0,4
0,2
0,0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille (µm)
Figure IV–11 Modélisation de la répartition de la capacité d’échange de protons théorique entre la MO (gris),
les argiles (blanc) et les autres composés (résiduel) du sol (noir) dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé non amendé (NA) ou amendé en compost de conifère(CC). Les symboles en losange correspondent à la
capacité d’échange aux protons de chaque fraction granulométrique mesurée par titrage.
126
IV-3 Résultats et Discussions
réactivité du carbone est plus faible et peut être représentée par une unité structurale
C24H32O16 de réactivité théorique 3.5 mmol.g-1C.
Le pourcentage de réactivité aux protons des sols liée aux argiles (basé sur la [Al]) est
inversement corrélé à la taille des fractions granulométriques, passant de 14 % (>250 µm) à
58 % (<2 µm). Les concentrations des sites réactifs acide-base présent sur les argiles se
distribuent préférentiellement dans les fractions fines. En prenant en compte, la réactivité de
ces deux substrats (MO, argile), la réactivité calculée de la fraction 63-20 µm est, comme on
l'attendait, trop faible par rapport à la réactivité réelle (environ 50 %). La réactivité liée aux
autres composés des fractions est fixée à 0.045, mais elle représente entre 10 % (>250 µm, <2
µm) et 50 % (63-20 µm) de la réactivité totale de la fraction.
Après deux ans d’incubation, nous avons recalculé la capacité d’échange de protons des
fractions grossières en considérant la dégradation de la MO de ces fractions. En revanche
nous avons considéré constantes les teneurs en argiles et en phases réactives résiduelles, ce
qui nous semble raisonnable, en comparaison avec la stabilité de la structure du sol. La Figure
IV–12 présente les résultats de la distribution de la réactivité des fractions granulométriques
après 24 mois d’incubation. Nous avons utilisé les mêmes paramètres de modélisation qu’à
T0 mois. Nous faisons l’hypothèse que la réactivité globale des fractions n’a pas évoluée, ni la
concentration en argile mais la teneur en carbone organique a évolué. La Figure IV–12 montre
que dans le sol CC la réactivité de la fraction lié à la MO dans les deux fractions grossières, et
notamment dans la fraction >250 µm, diminue indiquant que la diminution de la
concentration en COT dans ces fractions diminue la réactivité lié à la MO. Malgré cela,
l’incubation ne modifie pas la distribution globale de la réactivité des trois types de substrats.
127
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
MO
Hs (mmol.g-1f) 0,8 argiles NA CC
résidu
0,6
0,4
0,2
0,0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille (µm)
Figure IV–12 Modélisation de la répartition de la capacité d’échange de protons théorique entre la MO (gris),
les argiles (blanc) et les autres composés (résiduel) du sol (noir) dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé non amendé (NA) ou amendé en compost de conifère(CC).
Dans l’ensemble des fractions, la somme de ces trois types de contributions à la réactivité
aux protons des fractions donne une bonne représentation de la capacité d’échange des
protons du sol de Clessé (sauf pour la fraction >250 µm du sol CC à cause de la plus faible
réactivité de la MO de cette fraction sans doute lié à une plus faible surface spécifique). Ces
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
On rappelle que la concentration en cuivre solide dans ces sols se compose du fond
géochimique (environ 15 ± 5 mg.kg-1ss, cf Chap. III) auquel s’ajoute le cuivre apporté par le
viticulteur in situ (60 ± 5 µg.g-1ss) auquel nous avons ajouté en laboratoire (sols contaminés)
une dose de 240 µg.g-1ss de cuivre. La distribution du cuivre solide total (CuTot) dans les
fractions granulométriques est présentée en masse et en concentration dans la Figure IV–13 et
la Figure IV–14, respectivement.
128
IV-3 Résultats et Discussions
5000 NA a NA b
CC CC
Masse Cu (µg)
4000
3000
2000
1000
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille des fractions (µm) Taille des fractions (µm)
Figure IV–13 Distribution de la masse de cuivre dans les fractions granulométriques (µg) pour 30 g de sol de
Clessé non fractionné pour les sols NA et le sol CC avant (a) et après contamination à 240 ppm (b). Les barres
d’erreurs correspondent à la variation entre les réplicats. (x µg de cuivre pour 30g de sol fractionné).
les mêmes fractions que le cuivre déjà présent dans le sol, qui est désigné comme le cuivre
initial (fond géochimique + apport du viticulteur). Les résultats suggèrent donc que le cuivre
initial présente une spéciation similaire à celle du cuivre apporté en laboratoire. Une
spéciation radicalement différente, par exemple une précipitation du cuivre introduit, aurait
généré une distribution différente entre le cuivre initial et le cuivre ajouté en laboratoire. Ceci
valide notre approche utilisant de faibles doses de cuivre pour étudier le comportement de ce
métal en contexte viticole.
Les masses de cuivre sont distribuées de façon hétérogène entre les fractions. Les analyses
du sol non fractionné ne sont donc pas représentatives des concentrations réellement perçues
par les microorganismes du sol (i.e. les bactéries) aussi variablement distribués à micro-
échelle. Dans le sol de Clessé, la fraction 20-2 µm contient entre 36 % et 45 % de la masse
totale de Cu, dans les sols NA et CC, respectivement qu’ils soient contaminés ou non. Les
quatre autres fractions des sols non contaminés et contaminés contiennent des masses de
cuivre similaires d’environ 350 et 1300 µgCu respectivement.
A partir des masses de cuivre retenues dans chaque fraction, nous avons calculé les
concentrations en cuivre auxquelles les microorganismes peuvent être exposés dans chacune
des fractions granulométriques du sol et qui sont sans doute plus pertinentes d’un point de vue
de la toxicité du cuivre. La Figure IV–14 présente les concentrations en cuivre des fractions,
calculées en divisant la masse de cuivre dans la fraction par la masse de la fraction.
Conformément à la distribution en masse, la concentration en cuivre ajouté en laboratoire
présente la même distribution que le cuivre initial. On observe que la concentration totale en
cuivre [CuTot] augmente avec la contamination dans toutes les fractions, et que le profil de
distribution est très similaire avant et après la contamination indiquant que le cuivre initial et
ajouté ont un comportement similaire. Par ailleurs, la Figure IV–14 montre qu’au sein d’un
sol les concentrations en CuTot varient d’une fraction à l’autre. Finalement cette figure nous
montre aussi un effet de l’amendement organique sur la distribution du cuivre dans les
fractions.
129
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
700
600
NA a b
CC
CuTot (µgCu.g f)
-1
500
400
300
200
100
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm) Tailles (µm)
Figure IV–14 Concentration en cuivre dans le sol de chaque fraction (µg.g-1f) avant (a) et après (b)
contamination au laboratoire avec une solution de CuSO4 dans les fractions de tailles granulométriques du sol
de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère. Les incertitudes correspondent à la différence
entre les six réplicats.
Dans le sol NA (Figure IV–14), la [CuTot] est maximale dans la fraction argileuse (<2 µm)
et diminue avec l’augmentation de la taille de la fraction, excepté pour la fraction 63-20 µm,
où [CuTot] est très faible. Ces résultats sont significatifs bien que l’on soit à la limite de
l’incertitude expérimentale. Dans le sol CC, la [CuTot] est assez similaires entre les fractions
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
sauf pour la fraction 63-20 µm (très faible). Les concentrations en CuTot dans les fractions
grossières (>250 et 250-63 µm) du sol CC sont supérieures à celle du sol NA. Ces résultats
montrent que la MO concentre le cuivre dans les fractions où elle s’accumule (Figure IV–5).
Ceci indique que dans les sols, la MO qui ne représente que quelque pourcents en masse,
affecte très fortement la distribution des concentrations en cuivre, par sa forte réactivité qui lui
confère un fort potentiel de rétention du cuivre (Parat et al. 2002; Pietrzak & Mcphail 2004;
Devez et al. 2005; Kumpiene et al. 2007; Madejon et al. 2009). La très faible concentration en
cuivre dans la fraction 63-20 µm est en cohérence avec l’abondance relative des tectosilicates
peu réactifs et la faible teneur en COT et en argiles.
Ces résultats sont confirmés par une étude menée sur la répartition de la concentration en
cuivre à l’échelle du sol de la parcelle viticole dans le cadre du projet MOBiPo-Cu. Pour cela,
des échantillons des sols NA et CC, de dimensions comprises entre 2 et 30 mm2, ont été
cartographiées par µ-SXRF (micro Synchrotron-based X-Ray Fluorescence) du cuivre avec
une résolution comprise entre 4 x 4 µm2 et 20 x 20 µm2 réalisé par A. MANCEAU. Cette
cartographie montre que le cuivre est présent dans tous les compartiments organiques et
inorganiques du sol (Figure IV–15), par une variation du niveau de gris (représentatif de la
concentration en cuivre) sur l’ensemble de la carte.
130
IV-3 Résultats et Discussions
La répartition du cuivre est extrêmement hétérogène à cette échelle. Comme pour nos
résultats, deux pools dominent : un pool matière organique (MO ; débris végétaux, pépins de
raisin, racines…) le plus riche en Cu, et un pool argileux environ 2 à 3 fois moins concentré.
Cependant, comme cette seconde fraction est largement dominante dans le volume de sol
(celui-ci est limono-argileux), elle contient la plus grande quantité de cuivre par gramme de
sol. Ces résultats sont en accord avec Jacobson et al. (2007) qui ont montré que le cuivre se
distribue majoritaire sur la MO dans les sols.
En résumé, la concentration en cuivre est assez variable entre les fractions, suggérant un
impact sans doute variable sur les communautés bactériennes présentes dans chaque fraction.
Dans le Chapitre III, nous avons montré que la concentration totale en cuivre (CuTot) est
stable dans le temps à l’échelle du sol non fractionné dans les mésocosmes de laboratoire. Sa
distribution à l’intérieur des micro-compartiments du sol évolue très faiblement dans le temps,
semblablement à l’évolution de la structure du sol, indépendante du pH des fractions
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
granulométriques. Comme pour les sols non fractionnés (Tableau III-3), les profils de
distribution de la [CuTot] montrent que les bilans de masse de cuivre sont stables au cours de
l’incubation.
La Figure IV–16 présente l’évolution de la concentration en cuivre lié à la phase solide
dans les deux sols (NA et CC) contaminés. On observe une légère évolution de la distribution
du cuivre au cours de l’incubation dans les fractions. Les deux sols présentent une évolution
similaire de cette concentration totale en cuivre, en lien avec l’évolution de la structure du sol.
800 T0 m
T6 m
NA CC
Cutot (µg.g f)
T24 m
600
-1
400
200
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille (µm)
Figure IV–16 Evolution de la concentration en cuivre total dans le sol de chaque fraction (µg.g-1f) lié à la
matrice du sol au cours de l’incubation (0, 6, et 24mois) dans le sol contrôle (NA) et dans le sol amendé en
compost de conifère (CC). Pour ces mesures on ne dispose pas de réplicat.
La concentration en cuivre dans la fraction des limons fins (20-2 µm) diminue au cours de
l’incubation, de manière corrélée à la diminution de la masse de cette fraction micro-agrégée
au cours de l’incubation due à sa légère désagrégation par les cycles d’humectation
dessiccation (Figure IV–3). Dans les fractions grossières (>63 µm), la concentration en cuivre
semble légèrement augmenter dans les deux sols (particulièrement dans le sol CC). Cette
augmentation semble cohérente avec la dégradation de la MO grossière qui produit une MO
plus fine et plus réactive au cuivre conduisant à l’augmentation des teneurs en cuivre dans ces
deux fractions en accord avec l’effet de concentration du cuivre dans les MOP, observé par
131
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
Lamy, est observable à l’échelle des macro agrégats. Cette augmentation n’est toutefois pas
proportionnelle à l’évolution du COT.
La distribution du cuivre associé aux phases solides des fractions granulométriques du sol
de Clessé, amendé ou non, subit une très légère évolution au cours des deux ans d’incubation.
Cette évolution s’observe principalement dans les fractions grossières en relation avec la
dégradation de la MO de ces fractions (Figure IV–6) et dans la fraction 20-2 µm qui se
désagrège légèrement au cours du temps sous l’effet des cycles d’humectation dessiccation,
libérant ainsi des particules argileuses riches en cuivre qu’on retrouve dans la fraction <2 µm.
Les relations entre la concentration en cuivre ajouté ([CuTot]), en carbone organique total
(COT), et la réactivité en protons (∆Hs) nous informent sur l’interaction du cuivre avec les
différents types de sites réactif présents sur la matrice solide (organique ou minéral) (Figure
IV–17 et Figure IV–18). Nous avons analysé ces relations en comparant les sols au niveau
global mais aussi au niveau des fractions. Ces ratios correspondants ont été calculés pour les
sols contaminés avec 240 ppm de cuivre. La capacité d’échange protonique, ∆Hs, dans le sol
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
45
CuTot/COT x1e3 (gCu.g-1C)
NA
40 CC
35
30
25
20
15
10
5
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm)
Figure IV–17 Valeurs du ratio de la concentration totale en cuivre sur la teneur en carbone organique total
(CuTot/COT) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de
conifère.
Dans les deux sols, le rapport [CuTot]/COT (Figure IV–17) augmente de manière
inversement corrélée à la taille de la fraction granulométrique, si on ne tient pas compte de la
fraction 63-20 µm qui semble essentiellement constituée de limons peu réactifs, et avec peu
de MO et d’argile. Le rapport [CuTot]/COT serait constant dans le cas où (i) seule la MO
retiendrait le cuivre et (ii) cette MO aurait la même réactivité dans toutes les fractions.
132
IV-3 Résultats et Discussions
L’augmentation de ce rapport vers les fractions fines, signifie donc soit qu’il y a une
augmentation de la réactivité des fractions avec la diminution de la taille des fractions, soit
qu’il existe d’autres constituants réactifs non carbonés dans les fractions fines. Etant donné la
composition chimique de ces fractions (Tableau IV-3), on peut supposer que les argiles ou les
oxydes de Fe contribuent largement à la rétention du cuivre. Dans ces fractions, il est difficile
de différentier la contribution des argiles seules ou de la MO très réactives des complexes
argilo humiques. Pour différentier la part de chacun de ces deux substrats (MO, argile), il
serait intéressant de travailler à des pH variables. Pour la fraction 63-20 µm, ce rapport est
très élevé. En effet, cette fraction est à la fois pauvre en MO, en cuivre et en argile. Il est
possible que le cuivre en excès soit retenu sur des phases réactives minoritaires dans le sol
total, mais lesquelles sont majoritaires dans cette fraction (comme les oxydes de Fe). Par
ailleurs, on observe que le rapport [CuTot]/COT est plus faible dans le sol CC que dans le sol
NA, car la concentration en COT est plus élevée dans le sol CC, avec une concentration en
cuivre similaire (Figure IV–14).
3000
NA
CuTot/∆Hs (mgCu.mol )
-1
2500 CC
2000
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
1500
1000
500
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm)
Figure IV–18 Valeurs du ratio CuTot/∆Hs dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou
non (NA) en compost de conifère.
Le rapport [CuTot]/∆Hs (Figure IV–18) est assez constant entre les fractions pour les deux
sols (NA et CC), excepté dans la fraction 20-2 µm où il est plus élevé. Cette constance ne peut
s’expliquer que si tout le cuivre est complexé sur des sites réactifs acide-base, et si la
stœchiométrie Cu2+ : H+ est constante. Ce résultat indique donc que la majorité du cuivre
solide est retenue sur des sites de complexation acide-base réactif. Par déduction, la
proportion du cuivre liée à des sites d’échange cationiques doit être faible sauf dans la fraction
20-2 µm qui contient également une quantité importante de site d’échange cationique en
relation avec la forte présence d’argiles. Les rapports semblables entre les fractions des sols
NA et CC appuient également cette hypothèse. Nos résultats montrent que la MO n’avait pas
la même réactivité entre les fractions et entre les deux sols, et que les complexes argilo-
humiques sont probablement impliqués dans la rétention du cuivre. Ces résultats montrent
aussi que dans les fractions grossières le cuivre se lie essentiellement sur des sites réactifs
acide-base de la MO, laquelle est principalement concentrée dans ces fractions. Dans les
fractions fines, qui contiennent des teneurs en plasma (complexes argilo humique et oxydes
métalliques) élevées, les sites de complexation du cuivre se situent essentiellement soit aux
extrémités des bordures de feuillets des argiles soit sur les sites de la MO évoluée (AH, AF,
…) des complexes argilo-humiques de très forte réactivité. Cependant, on constate une
augmentation légère mais significative du rapport [CuTot]/∆Hs dans la fraction 20-2 µm dans
les deux sols. Dans cette fraction, une petite partie du cuivre peut être liée à des sites
133
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
d’échange cationiques, et une autre partie du cuivre est éventuellement complexée sur les sites
acide-base à une stœchiométrie Cu2+ : H+ différente des autres fractions.
La réactivité des fractions est donc très dépendante de sa composition en argile et en MO
qui lui confère une réactivité au cuivre spécifique pour chacune des fractions
granulométriques. Nous avons essayé de modéliser la réactivité au cuivre des fractions
granulométriques du sol de Clessé en prenant en compte les propriétés et mécanismes décrits
ci-dessus. Les résultats sont présentés dans la partie suivante.
conifère (CC) avant et après contamination à 240 ppm, est présentée dans la Figure IV–19.
Dans les sols non contaminés (Figure IV–19a), les concentrations en Cuex sont faibles
(0.04 et 0.08 mg.L-1) et plutôt proches pour les différentes fractions. Les concentrations en
Cuex dans les fractions granulométriques mesurées juste après la contamination en cuivre
(Figure IV–19b) montrent que la contamination ‘anthropique’ induit une augmentation de la
concentration en cuivre échangeable dans toutes les fractions et dans les deux sols. Après
contamination, on note que la [Cuex] est plus importante dans le sol NA que dans le sol CC,
pour toutes les fractions sauf la fraction <2 µm. La différence de [Cuex] entre les deux sols
peut être associée à la différence de teneur en MO qui est plus abondante dans toutes les
fractions du sol CC (Figure IV–5). Le cuivre dans ce sol est ainsi plus efficacement retenu par
la plus grande quantité de matière organique et donc de sites réactifs acide-base, à priori plus
fort que les sites d’échange cationique.
0,6
0,4
0,2
0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Tailles (µm) Tailles (µm)
Figure IV–19 Distribution de la concentration total en cuivre échangeable (mg.L-1) dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère avant (a) et après (b) la
contamination en cuivre en laboratoire.
Dans les sols contaminés, on observe une forte [Cuex] dans les fractions grossière
(>250µm) et fine (<2 µm). Ce profil de distribution du [Cuex] variable montre que cette
concentration est spécifique pour chaque fraction. Les fortes concentrations en Cuex dans la
134
IV-3 Résultats et Discussions
fraction <2 µm de 0.71 mg.L-1 et 0.83 mg.L-1 pour les sols NA et CC respectivement, peuvent
être liées à la concentration très élevée en argiles, et donc en sites d’échange cationique.
La fraction >250 µm relargue aussi beaucoup de cuivre en solution en présence de Ca et
présente des [Cuex] de 0.5 et 0.3 mg.L-1 pour les sols NA et CC, respectivement. La
concentration en Cuex dans la fraction 250-63 µm est inférieure à celles de la fraction >250µm
pour les deux sols. On note que pour ces deux fractions grossières (>250 et 250-63 µm) la
[Cuex] est plus importante dans le sol NA que dans le sol CC, qui sont les fractions les plus
riches en COT. On observe donc un effet de rétention du cuivre par la matière organique.
Bonten et al. (2008) ont aussi montré la forte réactivité de la MO pour la complexation du
cuivre. Dans ces fractions (>63 µm), la concentration en argile sous forme de complexe
argilo-humique contenu dans les agrégats joue aussi un rôle important dans la mise en
solution du cuivre, puisque les fractions des deux sols relarguent beaucoup de cuivre. La
fraction >250 µm possède une MO moins évoluée que la fraction 250-63 µm, et donc est
moins réactive comme constaté précédemment (∆Hs). Ceci explique que la fraction >250 µm
relargue plus de cuivre en solution que la fraction 250-63 µm. Le rôle tampon de la MO est ici
bien mis en avant. Ce résultat est en accord avec Mohamed et al. (2010) qui ont aussi observé
une plus forte rétention du cuivre dans les sols amendés en MO. De plus, Ashworth &
Alloway (2007) ont montré qu’aux pH environnementaux, la complexation des métaux par les
composés organiques est dominante.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
La fraction 63-20 µm est celle qui contient la plus faible quantité de cuivre et qui en
relargue aussi le moins en solution, en accord avec sa très faible quantité d’argiles. La fraction
20-2 µm a une teneur en argiles moyenne entre les fractions qui l’encadre (<2 et 63-20 µm),
et met en solution une concentration en Cuex intermédiaire pour le sol NA et similaire à la
[Cuex] mesurée dans la fraction 63-20 µm pour le sol CC.
En résumé, la [Cuex] liée à l’échange cationique des argiles diminue des fractions fines
vers les grossières. Ceci montre que les concentrations en Cuex dépendent de la concentration
relative en chacun de ces substrats réactifs (MO et argiles) dans chaque fraction, ce qui induit
des [Cuex] maximales dans les deux fractions granulométriques extrêmes (>250 et <2 µm).
Les [Cuex] dans le sol semble donc fortement influencées par la hiérarchisation spatiale du sol
en agrégats. En effet, le cuivre n’a pas la même interaction avec les phases minérales qui
composent chaque compartiment du sol. Il apparaît donc qu’au moins deux phases réactives
(argiles et MO) contrôlent la capacité de rétention du cuivre dans les fractions
granulométriques des deux sols. La comparaison des résultats entre les sols NA et CC
confirme le rôle tampon de la MO vis-à-vis des métaux, et notamment avec une matière
organique exogène peu évoluée (sol CC).
Ces résultats nous permettent de faire l’hypothèse que l’impact du cuivre sur les micro-
organismes du sol sera probablement contrôlé par leur localisation spatiale dans le sol mais
aussi par le taux de MO du sol.
135
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
avons assimilé sa réactivité à celle d’un site réactif de type malate. En effet, ce ligand
organique a été reconnu comme constituant structuralement dominant des acides humiques
impliqués dans la complexation du cuivre (Manceau & Matynia 2010). Notre modélisation
prend donc en compte les constantes de réactivité acide-base du malate ainsi que les
constantes de réactivité au cuivre. Les pKa acide-base du malate sont fixés à 5.097 et 8.556
(NIST database). Le script du modèle est présenté en Annexe H. Ce modèle très simplifié ne
tient pas compte de la complexité et de la variabilité des réactivités des groupes fonctionnels
de la MO existants et doit donc être considéré comme une première approche. En particulier,
les groupes phénols qui peuvent être important ne sont pas considérés ici. Pour les argiles, de
façon similaire nous ne considérons que les sites réactifs acide-base complexant le cuivre ou
le calcium, mais pas la rétention du cuivre par échange cationique. En effet, dans le
paragraphe précédent (IV-3-2-6-3) nous avons vu que globalement le ratio Cu/∆Hs est
similaire entre les fractions riche et pauvre en cuivre. Ce qui indique que le cuivre est retenu
sur les phases solides des fractions riches en argile par complexation, et non par échange
cationique. Cette modélisation nous permet ainsi de tester nos hypothèses sur la pertinence de
la simplification des processus de rétention du cuivre exclusivement par chélation sur les
fractions fines. Pour définir les propriétés des sites réactifs acide-base des phases argileuse et
résiduelle, nous sommes partis des constantes et définition des constantes de réactivité
définies pour la phase de la MO. Ainsi, les trois phases (MO, argiles, résidu) retenues dans le
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
modèle ont des constantes acide-base unique. La concentration totale de sites réactifs est fixée
par la concentration de sites calculés à partir des phases réactives des fractions
granulométriques (Figure IV–11). Ce modèle fait donc intervenir trois sites de réactivité
différente au cuivre qui sont les sites liés : à la MO (Sx), aux argiles (Sy) et à la phase
résiduelle (Sz). Comme nous avons défini que chaque fraction présente une composition
spécifique en chacune des phases réactives, nous intégrons ces données très spécifiques dans
le script pour chaque fraction (Annexe H).
Pour réaliser la modélisation de la complexation du cuivre sur les trois types de sites
réactifs, la concentration totale en cuivre mesurée dans chaque fraction est définie dans le
modèle. La grande majorité du cuivre s’adsorbe, ne laissant qu’une petite part du cuivre en
solution dans chacune des fractions granulométriques, déterminant ainsi la concentration en
cuivre en solution. Une solution de Ca(NO3)2 est introduite, le Ca de cette solution s’adsorbe
sur les sites relarguant le cuivre dit ‘échangeable’ en solution.
Les constantes de réactivité du calcium avec les différents sites réactifs (MO, argile,
résidu) sont identiques pour les trois sites de fixation et quelques soient l’amendement en MO
et la contamination du sol. Pour cette modélisation la concentration en cuivre relargué en
solution n’est pas sensible à la constante de réactivité des sites avec le calcium mais à la
différence entre les constantes de réactivité au cuivre et au calcium des substrats (MO, argile,
et résidu). Nous avons choisi la constante de réactivité du malate avec le calcium d’une valeur
de logK = 2.72 (NIST database) pour les trois types de sites. Ce traitement est effectué sur
chacune des 5 fractions constituées des trois phases solides Sx, Sy, Sz. Pour ajuster les
concentrations de cuivre aqueux mesurées à celles calculées sur les cinq fractions, les
constantes de réactivité au cuivre sur ces trois phases (SxCu+, SyCu+ et SzCu+) sont ajustées
manuellement.
Entre les sols contaminés et non contaminés nous ne considérons pas de différence de
composition des phases réactives entre les différentes fractions granulométriques. Par contre,
il a clairement été montré que la MO des fractions grossières est moins réactive que celle
prédite par le calcul des phases, et notamment celle du sol CC (Figure IV–10). Pour rappel,
ceci est probablement lié à la présence de MOP grossière peu dégradée et moins réactives.
Pour tenir compte de cette différence de réactivité nous avons diminué la concentration totale
des sites de MO calculés de la fraction grossière d’un facteur 3. La concentration de sites par
136
IV-3 Résultats et Discussions
rapport à la quantité de MO calculée dans cette fraction pour les deux sols : 5.2 mmol.L-1 au
lieu de 15.5 mmol.L-1 pour le sol NA et 16 mmol.L-1 au lieu de 48 mmol.L-1 pour le sol CC.
Dans le modèle, nous imposons le pHw final comme étant égal à celui mesuré dans la
solution après échange au calcium pour chaque fraction.
Les résultats de la modélisation des concentrations en Cuex dans les fractions
granulométriques sont présentés dans la Figure IV–20 pour les deux sols avant et après
contamination au cuivre des sols à 240 ppm. Les concentrations en cuivre échangeable
modélisées reproduisent globalement bien les données expérimentales dans les fractions aussi
bien pour les sols non contaminés que pour les sols contaminés (Figure IV–20). On observe
que les modèles suivent bien les variations importantes de [Cuex] entre sols contaminés et non
contaminés. Les courbes calculées suivent également les variations des concentrations entre
fractions, qui présente une forme plus incurvée pour les sols contaminés que pour les sols non
contaminés. Un léger déficit en Cu échangeable est toutefois noté pour le modèle de la
fraction <2 µm, sauf pour CCH2O. Il est à noter qu’on a porté plus de soin à la comparaison
entre le modèle des sols contaminés qu’aux sols non contaminés, dans la mesure que les
faibles concentrations des sols non contaminés impliquent une plus forte incertitude des
valeurs mesurées.
0,5
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
NAobs
CCobs
a 0,8
NAobs
CCobs b
NAcalc NAcalc
0,4 CCcalc CCcalc
-1
Cuex mg.L-1
0,6
Cuex mg.L
0,3
0,4
0,2
0,1 0,2
0 0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille (µm)
Figure IV–20 Concentration en cuivre échangeable au calcium (mg.L-1) mesurée (symboles) et calculées
(lignes) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère
avant (a) et après (b) contamination.
La différences entre les constantes SqCa et SqCu (avec q=x,y,z) qui ne varie pas beaucoup
entre les trois sites contrôlent majoritairement la quantité de cuivre échangée. A T0m, les
constantes de réactivité sont identiques pour la phase organique et la phase résiduelle avec
une valeur de logKSxCu = logKSzCu = 5.53, et d’un ordre de grandeur plus faible pour les
argiles (logKSyCu = 4.53 à logKSxCa = logKSyCa = logKSzCa = 2.72). Ceci indique, pour des
concentrations totales de sites réalistes, que les argiles retiennent moins fortement le cuivre
que la MO. On rappelle que l’échange cationique est caractérisé ici par des constantes de
sorption quasi-identiques entre le cuivre et le calcium, ce qui n’est pas en accord avec la
modélisation de la réactivité des fractions. Le résultat de modélisation appuie donc fortement
l’hypothèse que la majorité du cuivre est retenue sur des sites de complexation acide-base
réactifs. La diminution relative de la constante d’adsorption du cuivre sur les argiles pourrait
indiquer qu’une fraction mineure du cuivre sur cette phase serait associée à des sites
d’échange cationique, ou simplement que la constante de sorption moyenne sur la phase
argileuse est plus faible. Les constantes de rétention du cuivre dans les sols contaminés sont
similaires à celles des sols non contaminés en accord avec le comportement identique du
cuivre ‘natif’ et ‘anthropique’.
137
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
Cette modélisation de la réactivité des fractions granulométriques du sol à trois sites
réactifs, permet de reproduire correctement les valeurs mesurées de [Cuex]. Cette modélisation
intègre la dépendance au pH de la matrice du sol et de la solution qui est un paramètre
important dans la spéciation liquide du cuivre. Ces résultats indiquent que sur les trois phases
réactives présentes (MO, argiles et résiduelle) le cuivre se lie sous forme de complexes acide-
base capable d’échanger le cuivre et le calcium. La rétention par chélation est ainsi le
processus principal de rétention du cuivre quelque soit la fraction (plus ou moins enrichie en
argiles) du sol.
Figure IV–21 montre que l’évolution des [Cuex] n’est pas identique entre sols NA et CC, et
que chaque fraction présente une dynamique spécifique de [Cuex]. Les fractions du sol CC
présentes des valeurs de [Cuex] légèrement inférieures à celles du sol NA, en relation avec la
concentration en MO plus abondante dans le sol CC qui peut chélater plus fortement le cuivre
comme cela a déjà été montré dans la Figure IV–20 (à T0). L’excès de sites réactifs dans le
sol CC favorise une adsorption du cuivre plus importante par le déplacement de l’équilibre
chimique du cuivre de la solution vers le solide. Ces résultats confirme l’effet protecteur de la
MO dans le sol CC vis-à-vis des populations bactériennes car le cuivre est plus fortement
retenu sur le solide dans ce sol et donc moins biodisponible.
Nous avons déjà observé (c.f. paragraphe au-dessus) qu’à T0 juste après la contamination,
la [Cuex] est maximale dans les deux fractions ‘extrêmes’ (> 250 µm et <2 µm). Cette
distribution initiale évolue donc fortement au cours du temps. Toutes les fractions des deux
sols présentent des [Cuex] qui décroissent suivant une loi exponentielle décroissante
caractéristique d’une cinétique de premier ordre. La principale différence était le niveau initial
de [Cuex] qui est variable entre les fractions et entre les deux sols. La diminution de la [Cuex]
est particulièrement variable, rapide et différente entre les deux sols dans la fraction des
macro-agrégats (>250 µm). Dans le sol NA, la [Cuex] diminue moins rapidement au cours du
temps que dans le sol CC.
La fraction 63-20 µm est la fraction où la [Cuex] évolue le moins pendant les deux ans
d’incubation en accord avec la stabilité de cette fraction autant en termes de CuTot, COT,
masse solide et de biologie. Cette fraction contient une quantité de cuivre identique à celle des
autres fractions (Figure IV–13) même si en termes de concentration c’est celle qui présente la
plus faible concentration (Figure IV–14). Cette fraction contient très peu de carbone, peu
d’argiles et également peu de cuivre lié, mais beaucoup minéraux primaires (Figure IV–4). On
peut donc supposer que dans cette fraction le cuivre est préférentiellement associé à des
phases minérales (par exemple aux oxydes de Fer) qui évolue peu par rapport aux substrats
carbonés et qui permettent donc un relargage continu et assez constant du cuivre en solution.
Dans la fraction 20-2 µm, la [Cuex] diminue rapidement au cours de l’incubation et de
manière similaire entre les deux sols. Dans cette fraction aussi, le sol CC relargue moins de
cuivre en solution que le sol NA.
138
IV-3 Résultats et Discussions
La fraction argileuse (<2 µm) présente la plus forte diminution en Cuex, passant de 0.71 à
0.09 mg.L-1 dans le sol NA et de 0.83 à 0.07 mg.L-1 dans le sol CC, soit un taux de fixation,
similaire entre les deux sols de 0.10 et 0.13 mg.L-1.mois-1, respectivement. On suppose que
dans cette fraction, le cuivre est retenu principalement sur les argiles et/ou sur les complexes
argilo-humiques. Les travaux effectués en µSXRF (micro Synchrotron-based X-Ray
Fluorescence) par une équipe partenaire dans le cadre du projet MOBiPo-Cu sur les sols non
contaminés (données de A. Manceau, dans (Navel et al. 2011)) ont montré qu’une partie
importante du cuivre est incorporée dans les feuillets hexagonaux des argiles, qui sont
constitués majoritairement de Kaolinite et/ou Montmorillonite. Il est donc possible que la
rapide évolution du cuivre dans les fractions fines soit liée à un processus d’incorporation du
cuivre dans les argiles.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
139
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
0,8
T0 mois 0,8 >250 µm
Cuex (mg.L-1)
Cu ex (mg.L-1)
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
Cuex(mg.L-1)
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
Cuex (mg.L-1)
Cu (mg.L-1)
0,6 0,6
0,4 0,4
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
0,2 0,2
0 0
0 6 12 18 24
0,8 T12 mois 0,8
20-2 µm
Cu (mg.L-1)
Cuex (mg.L-1)
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
>250 250-63 63-20 20-2 <2
0,8 T18 mois 0,8 <2 µm
Cuex (mg.L-1)
Cu (mg.L-1)
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 0 6 12 18 24
Tailles (µm) Temps (mois)
Figure IV–21 Distribution de la concentration en cuivre échangeable totale (mg.L-1) dans les fractions
granulométrique du sol contrôle et amendé en compost de conifère, sur les 2 ans d’incubation (0, 2, 6, 12, 18,
24 mois), par inter comparaison entre les fractions (colonne de gauche), et suivi temporelle de l’évolution pour
chaque fraction granulométrique (colonne de droite).
Nos résultats montrent que la concentration en Cuex diminue de façon générale avec le
temps, mais que la cinétique est spécifique aux fractions et aux statuts organiques des deux
140
IV-3 Résultats et Discussions
sols. La fraction la plus grossière (>250 µm) et la fraction la plus fine (<2 µm) sont celles qui
relargue le plus de cuivre mais aussi celles qui présentent le vieillissement le plus rapide du
cuivre échangeable au Ca. La fraction grossière est constituée de matière organique qui est
rapidement dégradée, et la fraction fine constituée d’argiles. La forte diminution de la [Cuex]
dans ces fractions contenant des concentrations élevées des deux substrats les plus réactifs du
sol de Clessé suggère fortement l’implication de la matière organique, prépondérante dans la
fraction grossière, et les argiles, prépondérantes dans la fraction fine. Malgré un effet
identique au niveau macroscopique, deux mécanismes différents interviennent au cours du
temps.
0,8
NAobs
CCobs
a 0,8
NAobs
CCobs b
NAcalc NAcalc
CCcalc CCcalc
Cuex mg.L-1
Cuex mg.L-1
0,6 0,6
0,4 0,4
0,2 0,2
0 0
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Tailles (µm)
Figure IV–22 Concentration en cuivre échangeable au calcium mesurées (symboles) et calculées (lignes) pour
les sols NA (rond) et CC (carré) après 0 (a) et 24 mois (b) d’incubation dans le sol Clessé amendé (CC) ou non
(NA) en compost de conifère et contaminés en cuivre.
Pour représenter correctement les valeurs de Cuex dans les fractions granulométriques du
sol de Clessé, nous avons du fortement augmenter la constante de complexation du cuivre
avec les trois phases réactives, d’environ un ordre de grandeur. Les constantes logKSqCu (avec
q=x, y, z) à T24 ont été ajustées à 6.53, 6.53 et 6.03, alors qu’à T0 elles étaient de 5.53, 4.53
et 5.53, respectivement pour les phases MO, les argiles et la phase résiduelle. Dans ces
conditions, les concentrations en Cuex sont relativement bien modélisées (du même ordre de
grandeur) après 24 mois d’incubation même si les valeurs calculées sont légèrement sous-
estimées dans les deux sols (NA et CC). La constante liée aux argiles est celle enregistrant la
plus forte augmentation. Ces résultats indiquent que le cuivre nouvellement apporté se fixe
d’abord sur des sites d’affinité relativement faible lors de la contamination, contrairement au
cuivre « vieilli » à T24m qui serait alors associé à des sites de rétention plus forts. Dans la
mesure où l’évolution des concentrations en sites totales ne peut pas être aussi marquée, ces
résultats confirment une redistribution rapide vers des sites réactifs, de plus en plus forts, en
141
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
accord avec des études récentes (Buekers et al. 2007; Lejon et al. 2008; Madejon et al. 2009).
L’augmentation de la réactivité du sol, surtout associée à la phase modélisée argileuse indique
que le cuivre migre progressivement des sites réactifs organiques vers des sites associés aux
argiles ou plus largement aux minéraux (oxydes métalliques). Un tel processus serait en
accord avec les observations expérimentales et le modèle mais son existence ne peut pas être
considérée sur la base de ces mesures indirectes. Notre conceptualisation a permis de montrer
que le cuivre interagit principalement avec des sites de complexation acide-base réactifs. La
constante d’échange du cuivre avec les argiles augmente d’environ deux ordres de grandeur
en deux ans, ce qui est important, et influe directement sur la concentration en cuivre
échangeable au calcium. Au cours de l’incubation, le cuivre migre des sites de rétention faible
vers des sites forts, incorporé dans les argiles ou sorbé sur la surface. On constate donc une
dynamique très rapide de la spéciation du cuivre face au cuivre épandu sur le sol ce qui a déjà
été suggéré récemment par Lejon et al. (2008) par une approche basée sur des extractions
séquentielles du cuivre.
Pour évaluer l’impact du cuivre sur les populations bactériennes à l’échelle des fractions
granulométriques du sol de Clessé, nous avons étudié les mêmes indicateurs d’impact du
cuivre que pour les sols non fractionnés (Chap. III). Nous avons ainsi caractérisé la
concentration en bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et résistantes au cuivre (BCu)
ainsi que l’empreinte génétique des communautés bactériennes dans chacune des fractions
granulométriques des sols NA et CC.
142
IV-3 Résultats et Discussions
localisation de ces populations bactériennes. Les fractions fines (<20 µm) peuvent être
considérées comme les micro-habitats les plus protecteurs pour les microorganismes face aux
pollutions mais aussi face à leurs prédateurs (Heijnen & van Veen 1991). Ettema & Wardle
(2002) ont aussi indiqué que la distribution des bactéries dans les micro-habitats des sols est
fortement contrôlée par l’hétérogénéité et la distribution des nutriments (MO) dans les sols,
mais qu’elle permet aussi la séparation spatiale d’organismes potentiellement compétiteurs.
Bien que l’on observe une augmentation de la [BTot] dans l’ensemble des fractions du sol CC
(d’un facteur 1.5 à 3), sauf dans la fraction 250-63 µm, l’apport de MO au sol ne modifie pas
significativement la distribution des bactéries cultivables hétérotrophes.
1,E+08
NA NA
1,E+07
CC BTot CC BCu
1,E+06
UFC.g-1f
1,E+01
>250 250-63 63-20 20-2 <2 >250 250-63 63-20 20-2 <2
Taille (µm) Taille (µm)
Figure IV–23 Concentration en bactéries hétérotrophes cultivable (UFC.g-1f) totales (BTot) et résistantes au Cu
(BCu) dans les fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère.
Les valeurs dans le graphique de la distribution des BCu représentent le pourcentage de BCu des BTot. Les
incertitudes correspondent à la variation entre les duplicatas.
Comme pour les sols non fractionnés, dans chaque fraction granulométrique les bactéries
résistantes au cuivre (BCu) ne représentent qu’environ 0.1 % de la concentration en bactéries
totales (BTot). Les profils de distribution des BCu dans les fractions granulométriques du sol de
Tot
Clessé sont très similaires à ceux des B avec également une dominance dans les fractions
fines (<20 µm), qui contiennent 95 % des bactéries résistantes au cuivre du sol de Clessé.
L’amendement organique du sol ne semble pas influencer significativement la concentration
et la distribution des bactéries résistantes, excepté dans les fractions >250 µm (augmentation
x2) et <2 µm (baisse x3). Le traitement récurrent du sol pour la culture de la vigne induit donc
la présence in situ et dans chaque fraction granulométrique du sol de populations bactériennes
résistantes au cuivre.
Comme pour les sols non fractionnés, l’évolution temporelle de l’impact du cuivre a été
suivi à l’aide du ratio [BCu]/[BTot] dans chaque fraction granulométrique au cours de
l’incubation (T0, T1, T6, T18 et T24mois).
La Figure IV–24 présente l’évolution sur deux ans de ce ratio pour chaque fraction
granulométrique du sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC) ou non (NA). La
Figure IV–24 montre que l’impact du cuivre sur les populations bactériennes est très différent
entre les fractions granulométriques et également entre les sols NA et CC. Dans les deux
143
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
fractions grossières (>250 et 250-63 µm), l’évolution du ratio [BCu]/[BTot] est proche entre les
deux sols indiquant un impact similaire du cuivre. Le ratio augmente légèrement en début
d’incubation puis reste stable tout au long de l’incubation. Après l’effet initial, nous
n’observons plus d’enrichissement significatif en bactéries BCu, au cours de l’incubation pour
ces fractions, ni d’effet particulier de l’amendement organique du sol de Clessé. La fraction
intermédiaire (63-20 µm) semble peu impactée par le cuivre avec une légère augmentation du
ratio ([BCu]/[BTot]), rapidement pour le sol NA et plus tardivement pour le sol CC, et qui
semble stable également au cours du temps, ce qui indique la persistance de la pression de
sélection exercée par le cuivre. Pour la fraction 20-2 µm, on observe un fort impact du cuivre
à court terme (1 mois) pour le sol NA et 6 mois pour le sol CC, qui semble transitoire pour les
deux sols. Sur le long terme, on observe ensuite une légère augmentation du ratio pour les
deux sols. Pour la fraction fine (<2 µm), on observe une évolution similaire du ratio
[BCu]/[BTot] entre les deux sols (NA et CC) mais avec une amplitude différente indiquant que
l’amendement organique module l’impact du cuivre sur la quantité des bactéries résistantes.
On observe un enrichissement en BCu après un mois dans les deux sols, puis une diminution à
6 mois, qui indique que l’impact du cuivre à court terme est transitoire comme observé dans la
fraction 20-2 µm des deux sols. Nos résultats montrent que l’amendement en MO modifie
l’impact du cuivre sur les communautés bactériennes soit en modulant l’amplitude de l’impact
(<2 µm) soit en retardant l’impact (20-2 et 63-20 µm) par rapport au sol non amendé.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
L’amendement en matière organique semble donc jouer un effet protecteur pour les
populations bactériennes dans le sol.
A long terme, comme pour les sols non fractionnés (Figure III-15), on observe un
enrichissement en BCu, similaire dans les deux sols (NA et CC), et qui correspond surtout à
l’enrichissement observé dans les deux fractions fines (<20 µm), les plus riches en cuivre, en
accord avec le fait qu’elles contiennent 90 % des bactéries cultivables (totales et résistantes)
des deux sols. On peut donc dire que l’impact du cuivre observé dans ces deux fractions est
représentatif de l’impact mesuré dans les sols non fractionnés. Dans le sol amendé (CC),
l’impact du cuivre est plus modéré dans toutes les fractions. L’amendement organique atténue
l’impact du cuivre sur les populations bactériennes du sol de Clessé, et cela particulièrement
dans les fractions fines, qui contiennent plus de cuivre particulièrement au début de
l’incubation.
Ces résultats semblent bien en relation avec l’évolution de la concentration en cuivre
échangeable en solution, qui est plus importante à T0 dans le sol NA que dans le sol CC et qui
diminue rapidement (en 6 mois) ce qui permet donc d’expliquer la résilience de l’impact du
cuivre observé dans cette période. Ces résultats tendent donc à montrer que la concentration
en cuivre échangeable au calcium est un bon indicateur de l’impact du cuivre, au moins à
court terme, aussi bien dans le sol non fractionné que dans les différentes fractions. Ceci
s’explique essentiellement, par le fait que la matière organique semble moduler les
concentrations en Cuex en chélatant le cuivre en solution (a priori plus biodisponible).
L’impact du cuivre à long terme est essentiellement observé dans les deux fractions fines
(<20µm), qui contiennent le plus de cuivre (en masse). Nous avons émis deux hypothèses
pour expliquer cet impact à long terme : i) diffusion du cuivre à l’intérieur des micro-agrégats
des sols et impact retardé des communautés bactériennes qui y sont protégées, et ii)
l’évolution de la spéciation dans les sols non fractionnés du cuivre avec une migration vers
des phases réactives différentes. Au vu de nos résultats, il semble que ces deux processus
interviennent simultanément mais en proportions non quantifiables.
144
IV-3 Résultats et Discussions
0,05
NA >250 µm
0,04 CC
[BCu]/[BTot]
0,03
0,02
0,01
0
0,05
250-63 µm
0,04
[BCu]/[BTot]
0,03
0,02
0,01
0
0,05
63-20 µm
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
0,04
[BCu]/[BTot]
0,03
0,02
0,01
0
0,05
20-2 µm
0,04
[BCu]/[BTot]
0,03
0,02
0,01
0
0,05
<2 µm
0,04
[BCu]/[BTot]
0,03
0,02
0,01
0
0 6 12 18 24
Temps (mois)
Figure IV–24 Evolution temporelle du ratio [BCu] sur [BTot] dans les fractions granulométriques du sol de
Clessé amendé (CC) ou non (NA) en compost de conifère, contaminés au cuivre à 240 ppm. Les barres
d’erreurs ont été calculées à partir des réplicats.
145
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
IV-3-3-3 Les communautés bactériennes dans les fractions
granulométriques du sol de Clessé
Les empreintes génétiques des fractions granulométriques des sols NA et CC ont été
obtenues par la méthode ARISA. Ces empreintes ARISA ont permis de mesurer l’évolution
de la structure des communautés bactériennes dont l’analyse en composantes principales
(ACP) est présentée dans la Figure IV–25. Pour les deux sols (NA et CC), on observe que les
communautés bactériennes sont différentes entre les fractions granulométriques, ce qui
montre que dans les deux sols, chaque fraction granulométrique présente une structure de
communauté bactérienne qui lui est propre. Elles peuvent être regroupées comme suit : les
deux fractions macro-agrégées (>250 et 250-63 µm) sont proches, les fractions intermédiaires
représentatives des micro-agrégats (63-20 et 20-2 µm), et la fraction fine (<2 µm) qui est très
différentiée des autres fractions. Pour le sol NA, on note en plus une nette différentiation (sur
le premier axe de l’ACP) des communautés bactériennes selon la taille décroissante des
fractions granulométriques très marquées. La distribution des communautés bactériennes est
donc influencée par la granulométrie des fractions.
d = 0.1
d = 0.05 4.1 %
0.04
24.4 %
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
0.0020
NA CC
0.03
0.0015
>250
0.02
0.0010
0.0005
0.01
0.0000
0.00
2-20 <2
63-20
ST >250
<2 92.4 %
ST
26.2 % 250-63
20-2
250-63
63-20
Figure IV–25 Analyse en composantes principales (ACP) des résultats d’empreintes génétiques des
communautés bactériennes des fractions granulométriques du sol de Clessé amendé (CC) ou non (NA) en
compost de conifère dans le sol contrôle (NA) et dans le sol amendé en compost de conifère (CC) dans les
fractions granulométriques obtenues par la méthode B-ARISA.
Pour les deux sols, la communauté bactérienne de la fraction 20-2 µm est la plus
ressemblante des communautés bactériennes des sols non fractionnés (ST), tout comme la
fraction 63-20 µm pour le sol CC seulement. Dans le sol CC, les communautés bactériennes
des fractions >250 et 250-63 µm sont plus différentiées l’une de l’autre que dans le sol NA
(différence selon l’axe 2). La principale différence physicochimique entre ces deux fractions
dans les sol NA et CC est leur concentration en MO mais aussi l’état de sa dégradation plus
ou moins avancée, puisque ce ne sont pas les mêmes populations qui dégradent la MO brute
(débris végétaux type compost) fraîchement apportée aux sols et la MO particulaire de plus
petites tailles car plus ancienne (Nannipieri et al. 2003). Cette différence influence
probablement la structure des communautés de ces fractions.
Pour les deux sols, nous pouvons noter que la fraction fine (<2 µm) présente la structure
de communautés bactériennes la plus différenciée des autres fractions et du sol non fractionné
(ST). Cette fraction est la plus riche en bactéries cultivables totales BTot et BCu, et ses
146
IV-3 Résultats et Discussions
propriétés biogéochimiques sont certainement plus stables (e.g. teneur en COT, en cuivre
mais aussi rétention d’eau liée à la présence d’argiles). Ceci indique que les populations
bactériennes de cette fraction sont soumises à des conditions favorables à l’évolution de leurs
structures de communautés. Zhang et al. (2007) ont expliqué plus particulièrement que la
diversité des communautés bactériennes dans la fraction <2 µm est due au voisinage des
bactéries dans ces fractions, ainsi qu’à leur meilleure accessibilité aux ressources externes des
micro-agrégats et à la présence de pores de petite taille agissant comme facteur de protection
des habitats adaptés pour les microbes
Nos résultats sont en accord avec Chotte et al. (2002) qui ont indiqué que certaines
caractéristiques des communautés microbiennes du sol telle que l’activité et la diversité ne
sont pas perceptibles dans les sols non fractionnés, mais sont révélées à micro-échelle (c'est-à-
dire celle des fractions granulométriques). De plus, Sessitsch et al. (2001) ont montré que la
diversité bactérienne dans les fractions de différentes tailles était plus reliée aux
caractéristiques des agrégats des fractions considérées qu’aux contraintes environnementales.
En effet, Ettema & Wardle (2002) ont indiqué que cette hétérogénéité spatiale ne favorise pas
seulement la diversité des micro-habitats mais permet aussi la séparation spatiale
d’organismes du sol potentiellement compétiteurs.
L’analyse de la structure génétique des communautés bactériennes au sein de chacune des
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Les résultats de l’évolution temporelle, sur les deux ans d’incubation, de l’amplitude des
modifications des communautés bactériennes (empreintes génétiques) des fractions
granulométriques des sols contaminés ou non sont présentés dans la Figure IV–26. Le nombre
insuffisant de réplicats ne nous permet que de faire une analyse qualitative mais pas
quantitative. Toutefois, nous avons testés statistiquement (test de Monte Carlo) les résultats
des échantillons de chaque fraction. Les résultats nous indique que l’évolution temporelle des
communautés bactériennes est significatives (p<0.05). Tout d’abord, nous notons que
l’évolution temporelle au cours de l’incubation de l’impact du cuivre sur la structure des
communautés bactériennes est différente entre les sols NA et CC, mais aussi entre les
différentes fractions granulométriques des sols, comme cela a été observé avec l’autre
indicateur de l’impact du cuivre BCu/BTot.
Dans le sol NA, on observe un impact du cuivre sur la structure des communautés
bactériennes essentiellement pour les deux fractions fines (20-2 et <2 µm), lesquelles sont les
plus riches en bactéries. Pour ces fractions, on note une modification croissante de la structure
des communautés jusqu’à deux mois d’incubation, plus marquée dans la fraction 20-2 µm.
Cet impact du cuivre sur les communautés est résilient, car l’amplitude des modifications
diminue ensuite jusqu’au temps 6 mois et reste alors stable dans le temps jusqu’à deux ans
d’incubation. Dans la fraction <2 µm, l’impact est très rapide et important, et les
modifications de structures des communautés perdurent tout au long de l’incubation indiquant
147
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
un contact permanent des bactéries et du cuivre. Pour les trois autres fractions (>250, 250-63
et 63-20 µm), on remarque un léger impact du cuivre tout de suite après la contamination. Ces
modifications diminuent légèrement au cours de l’incubation.
Dans le sol CC, on observe aussi principalement un impact du cuivre dans les fractions
fines, mais cet impact est relativement plus prononcé dans les fractions grossières et
notamment dans la fraction >250 µm. Dans ces fractions, on a mesuré une augmentation de la
concentration en bactéries cultivables (BTot et BCu) liée à l’amendement organique. De plus,
ces fractions accumulent plus de cuivre dans le sol CC que dans le sol NA, en relation avec la
présence de MO peu dégradée (plus de MOP dans ces fractions). Cependant cet impact du
cuivre sur les structures des communautés de la fraction >250 µm se stabilise rapidement.
Dans les fractions 250-63 et 63-20 µm, l’impact du cuivre sur les communautés bactériennes
n’est pas immédiat et apparaît surtout à partir de 2 mois, suivi d’une rapide résilience. Pour le
sol CC, l’amplitude des modifications des communautés bactériennes des fractions fines (20-2
et <2 µm) est similaire à celle du sol NA. En effet, ces fractions présentent un
« vieillissement » du cuivre et du COT similaire (Figure IV–21 et Figure IV–6). Ces résultats
impliquent une accessibilité similaire des bactéries à la MO et au Cu, qui induit une
dynamique de la diversité des communautés semblables entre les deux sols en réponse à un
stress métallique.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Quelque soit le compartiment du sol (taille de fraction), on note que la structure des
communautés bactériennes ne varie plus beaucoup sur 2 ans, après l’impact fort observé à
court terme (environ 2 mois). Ces résultats indiquent que les populations bactériennes se sont
adaptées à la présence du cuivre dans toutes les fractions granulométriques du sol permettant
ainsi l’évolution vers une structure de communauté spécifique à chaque micro-habitat et
stable sur le long terme puisque la structure génétique des communautés bactériennes mesurée
à T24 mois est différente de celle à T0. Ceci indique également que la pression de sélection
exercée par le cuivre reste importante pendant toute l’incubation dans toutes les fractions
granulométriques, ce qui permet d’expliquer l’effet long terme du cuivre sur les bactéries en
accord avec une étude récente (Wakelin et al. 2010).
Ces résultats sur l’évolution de la structure des communautés dans chaque fraction, nous
permettent de mieux comprendre la dynamique de la structure des communautés dans les sols
non fractionnés (Figure III–16). Dans le sol NA, on remarque que l’évolution de la structure
des communautés bactériennes des fractions fines (20-2 et <2 µm) est proche de celle du sol
non fractionné. Au contraire dans le sol CC, on observe une contribution plus complexe des
fractions fines et aussi de la fraction >250 µm. Bien que la fraction grossière représente une
part faible de la masse de ce sol, les populations bactériennes qui s’y développent en relation
avec la forte disponibilité de nutriments sont fortement impactées par le cuivre qui s’y
adsorbe très rapidement en raison de la réactivité de la matière organique particulaire. Ces
résultats montrent qu’il est donc indispensable de descendre à l’échelle de l’agrégat de sol
pour bien comprendre l’impact du cuivre sur les communautés bactériennes dans les sols
naturels.
Nos résultats confirment donc que la dynamique de l’impact du cuivre sur les
communautés bactériennes dépend fortement de la localisation des communautés dans le sol
et particulièrement dans les agrégats, mais aussi des propriétés physico-chimiques de chaque
taille d’agrégat représenté ici par les fractions granulométriques (MO, argiles, pH,…).
148
IV-3 Résultats et Discussions
0,7 0,7
Sol NA non fractionné Sol CC non fractionné
0,5 0,5
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0,7 0,7
>250 µm >250 µm
0,6 0,6
0,5 0,5
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0,7 0,7
250-63 µm 250-63 µm
Amplitude des modifications.
0,5 0,5
0,4 0,4
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0,7 0,7
63-20 µm 63-20 µm
Amplitude des modifications.
Amplitude des modifications.
0,6 0,6
0,5 0,5
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0,7 0,7
20-2 µm 20-2 µm
Amplitude des modifications.
Amplitude des modifications.
0,6 0,6
0,5 0,5
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0,7 0,7
<2 µm <2 µm
Amplitude des modifications.
0,6 0,6
0,5 0,5
0,4 0,4
0,3 0,3
0,2 0,2
0,1 0,1
0 0
0 6 12 18 24 0 6 12 18 24
Temps (mois) Temps (mois)
Figure IV–26 Evolution temporelle de l’amplitude des modifications des communautés bactériennes (distance
euclidienne) entre le sol contaminés et non contaminés au cuivre des les fractions granulométriques et dans le
sol non fractionnés des deux sols (NA et CC). L’échelle des ordonnées est une échelle arbitraire.
149
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
IV-4 Conclusion
Les objectifs de ce chapitre étaient multiples. Nous souhaitions notamment répondre aux
questions évoquées dans le chapitre III mais à l’échelle des micro-agrégats, qui nous
semblaient la plus pertinente, compte tenu de l’effet des modes de gestion des intrants
organiques mis en évidence dans le chapitre II sur la rétention du cuivre et l’agrégation du sol
de Clessé. L’objectif de ce chapitre était donc d’évaluer l’évolution temporelle de
l’écodynamique et l’écotoxocité du cuivre à l’échelle des fractions granulométriques du sol de
Clessé qui constitue autant d’habitats microbiens aux propriétés biogéochimiques spécifiques
(Chap. II).
Nous présentons donc dans ce chapitre, les résultats de l’étude biogéochimique effectuée
sur les fractions granulométriques des deux sols et incubés en mésocosmes de laboratoire
pendant deux ans après contamination à 240 ppm de cuivre.
Nous avons ainsi caractérisé l’évolution temporelle des propriétés biogéochimiques de
chacune des fractions granulométriques, ce qui nous a permis de montrer que ces fractions
granulométriques (>250, 250-63, 63-20, 20-2, et <2 µm) présentent des différences
importantes en termes de distributions de taille, de géométrie mais aussi de composition
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
150
IV-4 Conclusion
sensibilité très différente au cuivre. Nos résultats ont ainsi montré que l’impact du cuivre,
qu’il soit mesuré avec un indicateur quantitatif (évolution de la richesse en bactéries
résistantes au cuivre, BCu) ou qualitatif (empreintes génétiques RISA), dépend à la fois de
l’amendement organique et de la fraction granulométrique considérée. Ainsi, nous avons
montré qu’à court terme (quelques semaines), le cuivre impacte uniquement les bactéries du
sol non amendé, au niveau des fractions. Toutefois, cet impact, qui concerne principalement
les populations bactériennes des fractions fines (<20µm), est transitoire et disparaît en 6 mois.
Cet impact transitoire est très bien en relation avec l’évolution temporelle des concentrations
de cuivre en solution qui diminuent rapidement dans les premiers mois qui suivent la
contamination, en relation avec le vieillissement du cuivre (changement de spéciation solide).
Le sol amendé en compost, lui, ne semble pas significativement impacté par le cuivre, ce qui
indique que la matière organique exogène joue un rôle protecteur pour les bactéries. Cet effet
protecteur a été montré comme étant dépendant du fort pouvoir de rétention de la MO qui
limite la concentration en solution du cuivre.
En revanche, à long terme (deux ans), nous avons observé un impact très similaire du
cuivre dans les deux sols, avec un léger enrichissement en bactéries résistantes au cuivre, BCu,
dans l’ensemble des fractions des deux sols et avec des amplitudes de modifications de
structure des communautés bactériennes très proches. Ce résultat indique que, sur une longue
période, le contact du cuivre avec les communautés bactériennes du sol est en moyenne très
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
semblable dans les deux sols, ce qui ne peut s’expliquer que par la mise en contact
progressive du cuivre initialement piégé par la MO avec les bactéries. L’évolution du contact
bactéries/cuivre serait elle-même due à la dégradation progressive de la matière organique
apportée par le compost dans les fractions grossières, qui a fortement accumulée le Cu au
moment de la contamination. La MO joue donc dans un premier temps un rôle bénéfique de
piège à cuivre limitant son impact, puis au cours de la dégradation de la matière organique, un
rôle de source de cuivre favorisant cet impact.
Nos résultats ont donc permis de montrer une forte spatialisation de l’impact du cuivre sur
les communautés bactériennes du sol de Clessé en relation avec la localisation des bactéries
dans les fractions du sol. En effet, la teneur en COT, la structure des communautés
bactériennes, le ratio BCu/BTot, ainsi que les [Cuex] sont très différents entre fractions. L’étude
à l’échelle des fractions granulométriques a permis de mettre en évidence des ambiances
chimiques et des micro-habitats microbiens spécifiques à la réactivité et sensibilité au cuivre
très variables
151
Chapitre IV Impact d’une contamination cuprique à l’échelle de l’agrégat de sol : caractérisation et
évolution.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
152
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
154
V-1 Introduction
V-1 Introduction
155
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
milieu (Buffle 1993). Le second critère est que les contaminants doivent être associés à ces
colloïdes. La plupart de ces colloïdes (organique, inorganique, biotique) sont des agents de
sorption efficaces de polluant de faible solubilité, liée à leur grande surface spécifique du fait
de leur petite taille. Les colloïdes inorganiques, telles que les argiles, les oxydes, et les
carbonates, sont particulièrement efficaces dans l’adsorption de métaux par des transferts
d’ions et des réactions de complexation de surfaces. Et enfin les colloïdes doivent être
transportés à travers l’eau du sol (Ryan & Elimelech 1996). Par exemple, les colloïdes
biotiques montrent des capacités d’amélioration du transfert de polluant dans les sols (Guiné
et al. 2003). Cependant si l’interaction entre polluants et colloïdes est faible alors le transport
facilité par les colloïdes ne sera pas garanti (Sposito 1984), car le transport de colloïdes
dépend aussi de la force d’attachement de ceux-ci à la surface du milieu poreux.
Dans le cas du cuivre, les mécanismes précis sont encore mal conus. En particulier, on
connaît mal la proportion de cuivre mobilisée sous forme dissoute (contrôlée par la sollubilité
de l’espèce chimique dominante), sorbée sur des particules ou colloïdes biotiques ou
abiotiques, ou encore complexée à la MO dissoute. Il est donc difficile, dans ce contexte, de
prédire de manière précise le risque de contamination des eaux de surface ou souterraines par
le cuivre apporté de manière chronique en culture de vigne soumise par ailleurs à des modes
de gestions organiques très variable.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Ce dernier chapitre de la thèse avait donc pour but d’étudier l’évolution de la mobilisation
du cuivre dans le sol de Clessé en relation avec le vieillissement de la contamination au cuivre
au cours des deux ans d’incubation. Par des essais de lessivage contrôlés en colonnes de
laboratoire, nous avons caractérisé le potentiel de lixiviation du cuivre dans le sol de Clessé
amendé ou non en compost de conifère et contaminé ou non en cuivre. Les sols ont été
prélevés régulièrement au cours de l’incubation dans les mésocosmes de laboratoire. Les
objectifs de cette étude en colonnes étaient de caractériser les facteurs contrôlant la mobilité
du cuivre dans le sol de Clessé amendé ou non en matière organique. Nous avons pu identifier
les principaux mécanismes de transfert du cuivre en caractérisant à chaque pas de temps et
pour les quatre situations testées, l’évolution temporelle des facteurs bio-physicochimiques du
sol susceptibles de contrôler sa mobilité : le pH, le carbone organique dissous (COD), les
colloïdes du sol mobilisés et en particulier les cellules bactériennes (très réactives vis-à-vis
des métaux). Un essai de modélisation couplée hydro/géochimie du cuivre dans les deux sols
a été mené à l’aide du logiciel PhreeqC sur la base des paramètres suivant : la concentration
en cuivre qui a été modélisé en fonction du COD (représentant l’ensemble de la MO lessivée
incluant les bactéries), la spéciation du cuivre, la composition minérale et organique du sol.
156
V-2 Matériel et méthodes
représentative d’une forte pluie. Il n’y a pas de formation d’une lame d’eau au dessus de la
colonne (sauf dans un cas de colmatage, colonne notée d’un (c) dans le Tableau V-1). Les
effluents de colonne sont récoltés avec un collecteur de fractions (Gilson, modèle 203), en bas
de colonne (Figure I-1). Une étape critique concerne l’introduction du sol dans les colonnes
qui a toujours été effectué de la même manière.
Le sol prélevé dans les mésocosmes d’incubation est inséré dans les colonnes par couches
de 1 cm environ. Chaque couche ainsi ajoutée est légèrement compactée afin de maintenir une
masse volumique apparente constante sur l’ensemble de la colonne et proche de 1 g.cm-3,
inférieure à celle de la parcelle viticole (1.35 g.cm-3). Le sol a été introduit à une humidité
moyenne de 15 ± 4 %. A chaque extrémité de la colonne ont été apposées des grilles
surmontées d’un filtre de polypropylène polyamide de 50 µm d’ouverture de maille (GE
Healthcare Life Science) pour maintenir les sols et limiter le lessivage de particules.
Colonne a b Pompe
Péristaltique
Colonne
de sol
Pompe
Collecteur péristaltique
de fraction
Solution de
lixiviation
Collecteur
d’échantillons
Figure V–1 : Photo (a) et schéma (b) du système de lessivage des sols en colonne, avec de gauche à droite :
le collecteur de fraction, la colonne, le réservoir contenant la solution de lessivage et la pompe péristaltique.
157
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
VT = × h [V-1]
2
• L’humidité massique (W) du sol introduit est obtenue par mesure de la différence des
poids humides et secs d’échantillons des sols prélevés simultanément dans les
mésocosmes de laboratoire. Cette analyse permet de calculer la masse ms du sol sec
présent dans la colonne à partir de la mesure de la masse du sol humide mH introduit :
m H − ms
W= [V-2]
ms
• La masse volumique apparente du milieu poreux (ρd) est calculée par l’équation
suivante :
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
ms
ρd = [V-3]
VT
• La porosité (n) du sol correspond au volume relatif des vides dans le milieu poreux sec
rapporté au volume total de sol :
Vp ρ
n= = 1 − d [V-4]
VT ρs
Avec Vp le volume poral ou volume des vides en milieu sec et ρs est la masse volumique
du solide fixée à 2.65 kg.m-3.
• La vitesse de Darcy, q, est définie comme une vitesse fictive de l’eau traversant la
section totale d’écoulement de la colonne comme s’il n’y avait pas de matière solide
réduisant la section d’écoulement.
Nous avons suivi l’évolution de la mobilité du cuivre dans le sol de Clessé non amendé
(NA) et amendé en composte de conifère (CC), contaminé (Cu) ou non (H2O) au cuivre en
laboratoire. Les échantillons ont été prélevés dans les différents mésocosmes de laboratoire
aux huit temps d’incubation définit dans le Tableau V-1. Au total, nous avons effectué 24
essais de lixiviation tout au long des deux ans d’incubation des sols. L’infiltration d’eau
simulant une pluie de 500 mm se fait à flux permanent qui s’établit très rapidement après une
158
V-2 Matériel et méthodes
courte phase initiale transitoire pendant laquelle le sol se sature en eau (~90 %). Une phase de
flux permanent s’établit alors jusqu’en fin d’expérience correspondant à 7 (± 1) volumes de
pores (Vp). Le débit d’écoulement est imposé à 30 mL.h-1, ce qui correspond à une vitesse de
Darcy (q) de 5.6 cm.h-1 dans les colonnes. La mesure de la masse des échantillons récoltés
nous permet aussi de suivre la stabilité du flux d’eau au cours du lessivage. L’analyse des
effluents nous renseigne sur la nature et les concentrations des solutés et particules lessivés,
ainsi que leur évolution au cours d’une expérience de lessivage et tout au long de l’incubation
des sols. Nous avons ainsi suivi le pH, la turbidité, les concentrations en carbone organique
dissout et en cuivre total mobile (dissous, libre et sorbé sur les particules mobiles), et le
nombre et la nature des bactéries hétérotrophes cultivables totales ([BTot]) et résistantes au
cuivre ([BCu]). Dans certains cas, les solutions récupérées dans le collecteur d’échantillons ont
été regroupées par trois afin d’avoir un volume suffisant pour les analyses.
• Les mesures de carbone organique dissous ont été réalisées avec un analyseur TOC
(SCHIMADZU) localisé à ISTerre, Grenoble.
• Les concentrations en cuivre libre en solution [Cu2+] ont été mesurées avec une
électrode sélective au cuivre Metrohm no. 6.0253.100 (nommée ISE-Cu par la suite),
avec une électrode de référence Ag/AgCl Metrohm.
• La concentration totale dissoute en cuivre [Cuaq] des effluents a été mesurée à l’ICP-
AES (Perkin Elmer) localisé à ISTerre, Grenoble.
• L’énumération des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et résistantes (BCu)
au cuivre, a été effectuée par dépôts de 100 µL d’effluent de colonne dilué sur boite de
Pétri avec un milieu de culture nutritif riche (Luria Bertani broth ; LB) ou avec un
milieu sélectif au cuivre (YG-Cu) (Annexe C). Nous avons également identifié les
souches bactériennes dominantes des populations bactéries BTot et BCu qui ont été
isolées sur les milieux LB et YG-Cu, après extraction, amplification et séquençage de
l’ADN ribosomique 16S (c.f. Chap. III). Les résultats sont présentés sous forme
d’arbres phylogénétiques pour chaque sol (NA et CC). Ces arbres phylogénétiques
comprennent nos séquences obtenues par séquençage et celles du plus proche
organisme bactérien identifié par comparaison avec la base de données (NCBI).
L’alignement multiple de toutes les séquences a été réalisé en utilisant l’algorithme
CLUSTAL 2.0 (Larkin et al. 2007) inclus dans le logiciel ClustalX. Les matrices de
distances ont été calculées en utilisant le modèle de Kimura à deux paramètres
(Kimura 1980). Les arbres phylogénétiques ont ensuite été construits avec le logiciel
ClustalX et la méthode de « neighbour-joining » (Saitou & Nei 1987). Enfin, pour
tester la robustesse des relations phylogénétiques existantes au sein de l’arbre, la
méthode des « bootstraps » a été appliquée.
La modélisation du transfert du cuivre dans le sol de Clessé a été conduite avec le logiciel
PHREEQC Interactive – version 2.15.06 (Parkhurst & Appelo 1999). Ce logiciel permet de
159
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
160
V-3 Résultats et discussion
Les conditions expérimentales et les paramètres physiques des colonnes de sol de Clessé
sont présentés dans le Tableau V-1. Nous avons suivi la mobilité du cuivre au cours de
l’incubation dans quatre situations suivantes : le sol de Clessé non amendé en matière
organique (NA) contaminés en cuivre à 240 ppm (NACu) ou non (NAH2O) et le sol amendé
en compost de conifère (CC) contaminés en cuivre à 240 ppm (CCCu) ou non (CCH2O). Les
propriétés des colonnes de sols sont relativement constantes montrant la bonne
reproductibilité de la mise en place des sols dans la colonne.
La masse de sol sec introduite dans les colonnes varie de 45 g à 68 g entre les différents
sols et conditions de contamination (Tableau V-1). Les masses volumiques apparentes du
milieu poreux sont constantes et proche de 0.97+/-0.1 g.cm-3. La porosité mesurée des deux
sols varie entre 0.55 pour NA et 0.70 pour CC. Ces valeurs de porosité sont élevées à cause
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
du faible tassement du sol lors de sa mise en place en colonne pour ne pas détériorer les
agrégats. Les faibles variations de masses volumiques et de la porosité dans les différentes
colonnes de sols au cours de l’incubation confirme la bonne reproductibilité de la mise en
place des sols dans les colonnes, et permettent donc de comparer les résultats obtenus avec les
différentes conditions testées.
La teneur en eau volumique du sol (Tableau V-1) mesurée en fin d’expérience correspond
au volume total d’eau (eau infiltré + eau du sol initialement présente) par rapport au volume
total de la colonne. Elle a été mesurée en moyenne à 0.53 ± 0.1. Le degré de saturation en eau
des sols dans l’ensemble des colonnes en fin d’expérience était en moyenne de 0.84 ± 0.1 qui
est une valeur classique de saturation effective en eau des sols de surface en raison du
piégeage de bulles d’air. Pour modéliser les résultats de lixiviation du cuivre, nous avons
utilisé les valeurs moyennes des paramètres de transport.
161
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
Tableau V-1 Conditions expérimentales et propriétés physiques des colonnes de sol de Clessé amendé en
compost de conifère (CC) ou non (NA).
Date relative
Sol de Masse de sol Masse Volumique Porosité du Teneur en eau
de l’essai
Clessé sec ms (g) du sol ρd (g.cm-3) sol n (-) volumique θ (-)
(mois)
0 49.61 0.87 0.67 0.58
0.23 52.73 0.92 0.65 0.51
Non Amendé 1 56.71 0.99 0.63 0.46
non 2 61.14 1.07 0.60 0.61
contaminé 7(c) 59.90 1.05 0.60 n.d.
(NAH2O)
14(c) 55.05 0.94 0.64 0.60
18 67.72 1.18 0.55 0.43
24 66.72 1.12 0.58 0.49
0 (c) 49.15 0.88 0.67 0.28
0.23 61.76 1.08 0.59 0.47
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
162
V-3 Résultats et discussion
Pour caractériser les propriétés de la solution du sol de Clessé NA ou CC, nous avons
effectué des mesures préliminaires à la mise en place du sol en colonne, en mettant en
équilibre du sol et de l’eau déminéralisée. Nous avons alors mesuré la conductivité électrique
(CE), la concentration en majeurs, et la force ionique (FI), pour voir l’effet de l’amendement
sur ces propriétés du sol. Le Tableau V-2 présente les mesures de ces différents paramètres.
Les conductivités électriques (CE) de la solution du sol en équilibre avec de l’eau
déminéralisée sont de 424 µS.cm-1 et 616 µS.cm-1 pour les sols NA et CC, respectivement.
L’amendement organique augmente la conductivité électrique de la solution du sol de Clessé,
ce qui implique une augmentation de la quantité d’ions et/ou de molécules chargées en
solution en présence de MO. Les concentrations des ions majeurs Ca2+, K+, Mg2+, Na+ (en
ordre de concentration décroissant) dans la solution du sol à l’équilibre obtenues avec un
rapport sol/solution de 1/2, sont présentées dans le Tableau V-2. Le calcium est fortement
remis en solution dans ce sol avec une concentration de 62 mg.L-1 et 78 mg.L-1dans les sols
NA et CC, respectivement. L’apport de MO modifie que légèrement la mise en solution du
Ca. Ceci indique que la mise en solution du calcium pourrait être contrôlée par les argiles
(identique entre les deux sols) via les sites d’échange cationique. Le calcium entre en
compétition avec les métaux présents dans la solution des sols pour l’adsorption sur les sites
réactifs des phases stationnaires et mobiles. Ces phénomènes de compétitions affectent le
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
En revanche, bien que le sol de Clessé soit fortement enrichi en Fe et Al (Tableau V-2),
ces éléments sont très peu présents en solution avec des concentrations moyennes de 0.25 et
0.5 mg.L-1, respectivement pour les sols NA et CC. Ceci est probablement lié à la très faible
solubilité des phases solides hydroxydes correspondants. La force ionique de la solution du
sol, exprimée comme la somme de la concentration ionique multipliée par la charge des ions
affecte principalement la tendance à l’agrégation des matières suspendues en solution, et peut
donc affecter la mobilité des colloïdes très réactifs avec les métaux (Guiné et al. 2006; Guine
2006; Sen & Khilar 2006; Kumpiene et al. 2007; Torkzaban et al. 2008). Dans notre étude,
nous avons mesuré seulement la concentration en cations majeurs dans les effluents de
colonne de sol. Dans les sols NA et CC, la force ionique ainsi exprimée (sans anions) est de
4.1 et 5.2 mmol.L-1 respectivement. L’amendement organique augmente donc légèrement la
conductivité électrique, ainsi que la force ionique de la solution du sol de Clessé.
163
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
La Figure V–2 présente les courbes de lessivage de la concentration en cuivre total mobile
(dissous, libre et sur les particules mobiles), noté [Cuaq], mesurée à l’ICP-AES dans les sols
contaminés (Cu) ou non (H2O). Dans les deux sols NA et CC non contaminés (H2O) au cuivre
(Figure V–2), les [Cuaq] dans les effluents sont de l’ordre de 0.1 mg.L-1 avec un épuisement
progressif du cuivre jusqu’à 0.02 mg.L-1. Les courbes de lessivage du cuivre des deux sols
non contaminés n’évoluent pas au cours de l’incubation indiquant que le cuivre présent dans
les sols collectés sur la parcelle, ne semble plus ‘vieillir’ et présente donc une mobilité très
constante et faible (0.03 % du Cu total). Ceci indique que les liaisons sol-cuivre sont stables
dans les sols non contaminés tout au long de l’incubation en laboratoire.
Dans les sols contaminés au cuivre (Figure V–2), les [Cuaq] sont beaucoup plus élevées
que dans les sols non contaminés indiquant que le cuivre apporté lors de la contamination est
plus mobile que le cuivre initialement présent dans les sols. Juste après la contamination, les
concentrations maximales en cuivre lessivées sont de 0.28 mg.L-1 et 0.53 mg.L-1 pour les sols
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
NA et CC, respectivement. C’est-à-dire que les concentrations en cuivre sont 3 et 5.5 fois plus
élevées que dans les sols non contaminés, en accord avec les différences de teneurs totales en
cuivre entre les sols contaminés (325 mg.kg-1) et non contaminés (70 mg.kg-1), soit un facteur
4.7 environ pour les deux sols.
0,6
NA H2O NA Cu
0,5
Cu (mg.L -1)
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
NC T0 T1 T7 T14 T24 m
0,6
CC H2O CCCu
0,5
Cu (mg.L -1)
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
Figure V–2 Evolution temporelle des courbes de lessivage du cuivre total mobile (mg.L-1) au cours de
l’incubation dans le sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC) ou non (NA), contaminés en cuivre (Cu)
ou non (H2O). NA H2O, CC H2O, NA Cu, CC Cu. NC : avant contamination
De plus dans les sols contaminés, les quantités de cuivre lessivées à l’eau évoluent
significativement au cours de l’incubation. Au cours de l’incubation, on observe une
164
V-3 Résultats et discussion
diminution évidente des [Cuaq] lessivées par une même lame d’eau simulant une pluie de 500
mm. Cette diminution est plus conséquente pour le sol CC que pour le sol NA. En effet, le
maximum de concentration en cuivre mobile ([Cuaq]) passe de 0.28 à 0.12 mg.L-1 dans le sol
NA et de 0.53 à 0.17 mg.L-1 pour le sol CC. Les concentrations en cuivre en solution
diminuent au cours de l’incubation des sols, pour se rapprocher finalement des valeurs de
[Cuaq] des sols non contaminés. Cette évolution à la baisse du cuivre mobilisable dans les
deux sols au cours de l’incubation est en accord avec l’évolution des concentrations en cuivre
échangeable, mesurées dans les sols non fractionnés et les fractions granulométriques, qui
diminue aussi avec le temps (Chap. III et IV). Cette évolution temporelle indique que les
mécanismes de rétention du cuivre évoluent au cours de l’incubation des sols et donc que la
contamination au cuivre ‘vieillit’. On observe donc que plus la contamination au cuivre
vieillit, plus le cuivre est fortement associé à la phase solide, et il est moins facilement remis
en solution. Ces résultats impliquent que le cuivre ne peut être que minoritairement fixé aux
colloïdes, car on peut supposer que le vieillissement du cuivre sur les phases solides mobiles
et immobiles étant similaire, on ne devrait pas observer de diminution des quantités de cuivre
lessivées si le transfert colloïdal restait inchangé. Cette hypothèse est en accord avec le
vieillissement du cuivre échangé dans le sol non fractionné des mésocosmes. Ceci semble vrai
en particulier pour le sol CC, puisque les quantités de cuivre varient beaucoup moins dans le
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
temps pour ce sol. Pour vérifier ces hypothèses nous avons suivi le lessivage des particules et
de la MO du sol de Clessé au cours du temps par une mesure de la turbidité (DO600).
Dans les sols contaminés en cuivre, une partie du cuivre présent dans ce sol est en
permanence mobilisable bien qu’une très grande partie soit retenue sur la phase solide
immobile. Après deux ans d’incubation des sols contaminés, une quantité minimale de cuivre
est mobilisable en solution soit sous forme dissoute (minoritaire dans les deux sols), soit sous
forme colloïdale (sol NA) sois sous forme complexée à la MO (sol CC). Cette interprétation
est appuyée par les travaux de Schmitt (2003) et Salam & El-Fadel (2008) qui ont montré que
l’amplitude des concentrations en cuivre aqueux est fortement dépendante de la teneur en
matière organique du sol, démontrant ainsi que la MO facilite la mobilité du cuivre.
Pour mieux comprendre et identifier les mécanismes de transfert du cuivre dans le sol de
Clessé, nous avons cherché à caractériser la spéciation du cuivre en solution et en particulier
la proportion de cuivre libre. La Figure V–3 présente les concentrations en cuivre libre
([Cu2+]) lessivées mesurées avec une électrode sélective (ISE-Cu). Les résultats de la
concentration en cuivre libre ont montré que la [Cu2+] est très faible pour les deux sols
(surtout dans CC) et relativement constantes durant tout le lessivage (≈ 0.1 %, de [Cuaq]). La
concentration en cuivre libre ne dépend pas à priori de la présence de particules et de la MOD,
mais dépend de la concentration totale de sites récepteurs sur les phases solides et mobile, ce
qui explique que [Cu2+] soit constant au cours de chaque lessivage. Par contre, le Cuaq (cuivre
total lessivé) doit fluctuer en fonction de l’abondance des phases porteuses mobiles que sont
les particules en suspensions (turbidité) dont fait partie le carbone particulaire, et dissous.
Pour vérifier cela, nous avons quantifié dans les effluents de colonnes, ces phases porteuses
mobiles par des mesures de turbidité et de COTaq.
Le fait que le cuivre total mobile (Cuaq) diminue avec le temps permet d’affirmer que le
cuivre non libre c'est-à-dire complexé ou particulaire est supérieur en concentration au cuivre
libre. Autrement on aurait observé des concentrations en cuivre total lessivé constantes dans
les effluents de chaque essai de lixiviation.
165
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
1
NAH2O
NACu
CCH2O
CCCu
Cu (mg.L -1)
0,1
0,01
0,001
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Vp
Figure V–3 Exemple de courbes de lessivage (à T0 mois) du cuivre libre [Cu2+] (mg.L-1) dans le sol contrôle
(NA) et amendé en compost de conifère (CC) non contaminés (H2O) et contaminés (Cu) au cours de
l’incubation.
7 Vp) pour obtenir les quantités cumulées de cuivre Cuaq et Cu2+ lessivé à chaque pas de
temps (Figure V–4) pour les sols contaminés uniquement.
90
NA Cuaq CC Cuaq NA Cu2+ CC Cu2+
80
Cu (µg) pour 7 Vp
70
60
50
40
30
20
10
0
0 6 12 18 24
T (mois)
Figure V–4 Evolution temporelle des quantités de cuivre total mobile (Cuaq, symboles pleins) et libre (Cu2+,
symboles vides) lessivées par une lame d’eau de 500 mm (soit 7 Vp) dans le sol de Clessé amendé (triangle)
ou non (rond) en compost de conifère. Les barres d’erreurs correspondent aux erreurs analytiques.
Pour les sols non contaminés (H2O), les concentrations en Cu2+ sont proches de la limite
de détection, c’est pourquoi nous ne présentons pas ces résultats. En absence de
contamination récente la lixiviation du Cu ‘natif’ dans ces sols n’évolue pas significativement
au cours de l’incubation et les concentrations sont aussi très faibles, avec une quantité
cumulée de Cuaq lessivé de ces sols qui est de 11 ±4 et 12 ±5 µg, pour les sols NA et CC
respectivement, et quelque soit le temps d’incubation. L’amendement organique ne modifie
donc pas la quantité de cuivre lessivée lorsque le cuivre apporté sous forme de bouillie
bordelaise est stabilisé in situ.
Les résultats de la Figure V–4 montre que l’amendement organique du sol modifie
fortement la mobilité du cuivre lors des lessivages à l’eau. Ainsi, juste après la contamination
au cuivre, les quantités de cuivre (42.8 et 80.7 µg de cuivre pour les sols NA et CC
166
V-3 Résultats et discussion
respectivement) mobilisables par lessivage sont deux fois plus importantes dans le sol CC que
dans le sol NA, même si elles restent assez faibles particulièrement pour le sol non amendé en
compost. Dans ces deux sols, le transfert du cuivre s’effectue donc probablement selon des
mécanismes différents.
Au cours de l’incubation, les quantités de cuivre lessivable diminuent rapidement avec le
temps et particulièrement dans le sol CC lors de la première année, après laquelle ces
quantités se stabilisent et se rapprochent de celle du sol NA. Dans le sol contrôle, en
revanche, la quantité de cuivre diminue faiblement au cours des deux ans d’incubation. Les
mécanismes de rétention du cuivre dans ce sol n’évoluent que faiblement au cours de
l’incubation. Après environ un an d’incubation, les quantités de cuivre lessivable des deux
sols ne varient plus. Toutefois, après 24 mois d’incubation, les quantités de cuivre mobile
restent environ 3 fois plus importantes dans les sols NACu et CCCu (24 et 31 µg pour une
pluie de 500 mm) que dans les sols non contaminés (8 et 10 µg). L’évolution temporelle des
quantités de cuivre lessivé dans le sol CC montre que le cuivre mobilisable ‘vieillit’ au cours
du temps en relation avec l’évolution de sa spéciation au contact des phases porteuses qui
semblent différentes entre le sol NA et le sol CC. En effet, la forme mobilisable du cuivre
semble plutôt stable dans le sol NA, suggérant une forte implication des colloïdes (dont le
lessivage est stable). Au contraire dans le sol CC, l’évolution de la spéciation du cuivre
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
évolue notamment en relation avec les interactions avec la MO. En effet, Ashworth &
Alloway (2007) ont montré que la MO est importante dans la lixiviation du cuivre.
En parallèle, à T0, la quantité en cuivre libre (Cu2+) est de 42.1 et 17.8 µg pour les sols
NA et CC respectivement. Juste après la contamination, 95 % du cuivre lessivé dans le sol
NA est présent sous forme libre, alors que le cuivre libre compte seulement pour 25 % dans le
sol CC. Dans le sol CC, la majorité du cuivre est donc lessivé sous une forme non libre, c'est-
à-dire sous forme colloïdale ou complexée à la matière organique dissoute. Nos résultats
montrent que l’amendement organique modifie significativement la spéciation du cuivre et sa
rétention sur les phases réactives du sol.
On peut supposer que les phases organiques apportées par l’amendement ainsi que
l’augmentation de la concentration en MOD sont responsables de l’augmentation de la
mobilité du cuivre dans ce sol, comme cela a été montré dans des études récentes
(Karathanasis et al. 2005; Bao et al. 2011) mettant en relation la formation de complexes
Cu/MO et l’augmentation de la mobilité du cuivre. Temminghoff et al. (1998) ont également
montré que la coagulation et la mobilité de la matière organique dissoute favorisent la
mobilité du cuivre, ainsi que la désorption du cuivre retenu dans le sol. Nos résultats sont
toutefois en désaccord avec ceux de Kumpiene et al. (2007) qui ont montré clairement que
l’amendement en MO sur un sol diminue la lixiviation des métaux soumis aux conditions
climatiques (notamment les précipitations) de terrain.
Au cours de chaque essai de lixiviation, nous avons suivi le pH des lixiviats récoltés en
sortie de colonnes avec une électrode pH (Figure V–5) dans les sols NA et CC. Le pH des
effluents des colonnes varie entre 6.6 et 7.4 dans les deux sols et pour les deux conditions de
contamination. Globalement, le pH des effluents reste stable au cours des lessivages et
également au cours du temps pendant les deux ans d’incubation. La contamination en cuivre,
l’apport en MO, et le vieillissement du sol dans les mésocosmes de laboratoires ne semblent
pas significativement affecter le pH des effluents.
167
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
7 7
pH
6 6
5 5
4 4
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
T0 T2 T7 T14 T18 T24 m
Figure V–5 Evolution du pH des effluents au cours du lessivage des colonnes de sol de Clessé non amendé
(NA) et amendé en compost de conifères (CC) contaminés (trait pointillé) ou non (trait plein) au cuivre pour
chaque temps d’incubation.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Les effluents de colonnes de sol de Clessé présentent une turbidité importante et dont
l’intensité varie au cours du lessivage à l’eau (Figure V–6a). La turbidité et la coloration des
solutions est d’abord faible, puis croit avec l’intensification de la couleur très orangée de la
solution (riche en particules), passe par un maximum, puis décroît en fin de lessivage.
0,9
NAH2O
0,8
0,7 NACu
0,6 CCH2O
DO 600
0,5
CCCu
0,4
0,3
0,2
0,1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp
a b
c
Figure V–6 Photo d’une série d’échantillons de lessivage en sortie de colonne (a). Evolution de la turbidité (DO
600) des effluents de colonnes de sol de Clessé au cours du lessivage, après 2 ans d’incubation dans les sols NA
(triangle) CC (rond) contaminés (vide) ou non (plein) au cuivre (b). Distribution de la taille des colloïdes
lessivés mesurée par granulométrie laser (c).
168
V-3 Résultats et discussion
Les mesures de densité optique (à 600 nm) (Figure V–6b) indique une augmentation de la
turbidité des effluents jusqu’à un maximum puis une diminution jusqu’à un plateau. Ces
résultats confirment cette tendance du lessivage de colloïdes qui reste valable quelque soit la
condition de contamination ou d’amendement en matière organique du sol de Clessé. Dans les
sols, les colloïdes sont déstabilisés au passage du flux d’eau entrant qui possède une force
ionique très faible, ainsi que par la saturation hydrique croissante du milieu qui peut faire
éclater certains flocs de colloïdes (Ryan & Elimelech 1996; Rousseau 2003).
La turbidité des effluents diminue dans le sol CC par rapport au sol NA quel que soit l’état
de contamination du sol (Figure V–6a). L’amendement en matière organique diminue donc la
mobilité des colloïdes et des particules du sol de Clessé. Ces résultats ont aussi été observés à
chaque pas de temps d’incubation. En effet, la théorie DLVO (Derjaguin et Landau, Verwey
et Overbeek) considère que la stabilité des colloïdes est principalement déterminée par la
résultante de l’effet de l’action de deux forces principalement opposées, les forces attractives
(forces de Van der Waals, et interactions hydrophobes) renforçant la stabilité des colloïdes, et
les forces répulsives (forces électrostatiques de particules de charges égales) qui déstabilisent
les colloïdes et permettent leurs mise en suspension. Il est sous-entendu dans cette description
que les colloïdes ont tous la même charge de surface ce qui s’approche de la réalité puisque
les deux pools de particules réactifs dominants des sols, que sont les argiles et la matière
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organique, sont tous les deux chargés négativement. La stabilité des particules du sol dépend
donc des forces de liaison entre les particules et des facteurs contrôlant ces différentes forces.
Ainsi, une augmentation de force ionique de la solution du sol diminue l’épaisseur de la
double couche électrostatique, autour des particules et diminue donc la distance séparant deux
particules, ce qui tend à les rapprocher, et par conséquent à favoriser leur agglomération.
La mobilité des particules du sol de Clessé dépend sensiblement de la force ionique de la
solution du sol lié au taux de MO du sol, qui représente 1.5 % et 2.5 % en masse du sol
respectivement pour les sols NA et CC. Ce résultat est en accord avec d’autres études pointant
le même effet pour des taux de matière organique plus élevés (Ashworth & Alloway 2004;
Zhao et al. 2007; Xue et al. 2009). En accord avec la théorie DLVO, la conductivité électrique
et la force ionique des effluents sont plus élevées dans le sol CC que dans le sol NA. La
diminution de la turbidité dans le sol est donc probablement liée à cet effet indirect de
l’amendement organique sur la chimie de la solution du sol de Clessé.
Comme l’amendement organique, la contamination en cuivre du sol de Clessé affecte de
manière importante la mobilité des colloïdes (turbidité). En effet, la turbidité des effluents de
colonnes des sols contaminés est beaucoup plus faible que celle des sols non contaminés et en
particulier dans le sol CC. En présence de cuivre, le pic de concentration en colloïdes se
déplace de 1 Vp (sols non contaminés) vers 2 Vp (sols contaminés, Figure V–6). Il est bien
connu que l’adsorption de cations métalliques peut neutraliser potentiellement la charge
négative des colloïdes (diminuant ainsi les forces répulsives) et facilite donc leur agrégation et
leur dépôt sur les phases stationnaires, c'est-à-dire leur immobilisation. Les résultats de
mobilisation des particules dans le sol de Clessé peuvent s’expliquer par la théorie DLVO (sur
le plan qualitatif), bien qu’on ne puisse exclure d’autres effets.
La distribution de taille des particules présentes dans les effluents de colonnes a été
mesurée au granulomètre laser (Mastersizer 2000, Malvern Ltd) en regroupant tous les
échantillons d’un même lessivage (Figure V–6c). La courbe de distribution de taille présente
un pic de concentration dominant pour les particules de taille comprise entre 2 et 30 µm, qui
sont donc les particules majoritairement mobilisées dans le sol de Clessé dans nos conditions
expérimentales. Des contributions moins volumineuses de plus petites particules (0.2 et 2 µm
de diamètre) et de plus grandes particules (50 µm) sont également enregistrées. Cette
distribution volumique n’est pas représentative de la distribution de surface, qui peut
169
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
La Figure V–7 présente l’évolution temporelle (de 0 à 24 mois) des courbes de lessivage
de Carbone Organique Total en phase aqueuse (COTaq) qui représente ici les concentrations
en carbone organique total lessivé, donc le carbone sous forme dissous et particulaire, en
sortie de colonnes de sol de Clessé dans les différentes conditions étudiées (sol amendé en
compost de conifère ou non, sol contaminé en cuivre ou non). Quelles que soient les
conditions d’étude, à chaque pas de temps, la [COTaq] diminue au cours du lessivage, avec un
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maximum en début de lessivage comme déjà observé pour la turbidité (lié à la présence de
particules et de MOD).
35 35
NA H2O CC H2O
30 30
COTaq (mg.L-1)
COTaq (mg.L-1)
25 25
20 20
15 15
10 10
5 5
0 0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
T0 T1 T7 T14 T24 m
35 35
NA Cu CC Cu
30 30
COTaq (mg.L-1)
COTaq (mg.L-1)
25 25
20 20
15 15
10 10
5 5
0 0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
Figure V–7 Evolution temporelle des courbes de lessivage du carbone organique total mobile dans les effluents
(COTaq) dans les sols amendé en compost de conifère (CC) ou non (NA) non contaminés (H2O) et contaminés
(Cu) au cuivre au cours des deux années d’incubation.
On remarque que la [COTaq] est plus élevée dans le sol CC que celle dans le sol NA
quelque soit la condition de contamination en cuivre et indépendamment du temps
d’incubation. Sur ce point, l’effet de l’amendement organique du sol sur la [COTaq] est donc
170
V-3 Résultats et discussion
inverse de l’effet sur la turbidité, qui est plus élevée pour le sol NA. On rappelle que la
turbidité mesurée (DO600) est due à la fois à la présence de particules et de matière organique
dissoutes absorbant la lumière à 600 nm. Ces résultats indiquent donc que la turbidité des
effluents de colonnes de sol NA est due majoritairement aux particules alors que pour le sol
CC, la turbidité est essentiellement liée la MOD qui absorbe la lumière. Raisonnablement on
peut supposer que le carbone organique mobile particulaire diminue quand la turbidité
diminue. La seule explication à l’excès relatif du COTaq dans le sol CC par rapport à NA, est
de considérer que le carbone organique dissous est plus élevé pour le sol CC, ce qui a été
confirmé par des analyses de COD mesurées sur des effluents centrifugés. Ce résultat est en
accord avec diverses études (e.g. (Ashworth & Alloway 2004) qui ont montré que l’apport de
matière organique à un sol induit une augmentation de la Matière Organique Dissoute (MOD)
lessivable.
Après 24 mois d’incubation, on observe que la [COTaq] augmente dans le sol CC. Nous
avons également montré dans les chapitres précédents que la [COT] du sol CC diminue au
cours de l’incubation du sol. Cette diminution se répercute au contraire sur la [COTaq] qui
augmente au cours du temps en relation avec la dégradation de la MO. En effet, cette
concentration évolue significativement au cours du temps uniquement dans le sol CC, sans
doute en relation avec la libération de composés organiques solubles au cours du temps en
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
relation avec la dégradation du COT (Figure III–7, Figure IV–6). Ceci confirme que la MO du
sol CC évolue, contrairement au sol NA, ce qui se traduit par une augmentation de la MOD au
cours du temps.
Par ailleurs, nos résultats mettent en évidence un fort effet négatif de la contamination en
cuivre sur la mobilité du carbone organique dissous du sol de Clessé. Dans les sols non
contaminés (Figure V–7a et b), la concentration en COTaq est plus importante, présentant des
concentrations allant de 10 à 35 mg.L-1 au cours du lessivage, à des concentrations allant de 8-
16 mg.L-1 dans les sols contaminés (Figure V–7c et d) qu’ils soient amendé en compost ou
non. Ce résultat est concordant avec les mesures de turbidité. La contamination des sols au
cuivre stabilise donc les particules du sol de Clessé et aussi le carbone organique dissous.
Les cellules bactériennes des sols étant des substrats très réactifs aux métaux (Ledin 2000;
Guiné et al. 2006) au même titre que la matière organique, nous avons également suivi
l’évolution temporelle du lessivage de bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et
résistantes au cuivre (BCu) dans les deux sols contaminés ou non en cuivre.
La Figure V–8 présente les résultats de l’évolution de la concentration (nombre d’Unité
Formant Colonie (UFC) par mL) en bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et
résistantes au cuivre (BCu) lessivées pour chaque échantillon collecté en sortie de colonne
(regroupés par trois). Les concentrations en bactéries cultivables BTot et BCu sont présentées
en échelle logarithmique et séparées graphiquement pour une meilleure lecture des résultats.
171
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
1E+08
H2O BTot H2O BCu
Nb de bact. (UFC.mL-1) 1E+07
1E+06
1E+05
1E+04
1E+03
1E+02
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
T0 T1 T24 m
1E+08
+Cu BTot
Nb de bact. (UFC.mL-1)
+Cu BCu
1E+07
1E+06
1E+05
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1E+04
1E+03
1E+02
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
Figure V–8 Courbes de lessivage des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot) et résistantes au cuivre
(BCu) (UFC.mL-1) dans le sol de Clessé amendé en compost de conifère CC (symboles vides) et ou non NA
(symbole plein), contaminé (Cu) en cuivre ou non (H2O) mesurées à T0 (●), T1 (■), et T24 mois (∆).
172
V-3 Résultats et discussion
Afin d’identifier l’origine des bactéries BCu lessivées, c’est à dire identifier quelles sont les
fractions des sols qui libèrent le plus de bactéries vers la solution en mouvement, nous avons
initié une étude de microbiogéographie du sol de Clessé en comparant les bactéries
cultivables identifiées dans les effluents de colonnes (par séquençage de l’ADNr16S) avec
celles identifiées dans chacune des fractions des deux sols (par séquençage haut débit). Faute
de temps, nous n’avons malheureusement pas pu achever ces travaux sur le séquençage haut
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
débit. Nous ne présenterons donc ici que les résultats d’identification des bactéries cultivables
des effluents.
Nous avons identifié 116 (BTot) et 120 (BCu) souches bactériennes des effluents de
colonnes lessivées à différents temps d’incubation, des sols NA et CC. Nous n’avons pas
identifié toutes les bactéries isolées, mais seulement les bactéries dominantes qui se
différentiaient morphologiquement. Après l’obtention des séquences d’ADN, nous avons pu
identifier les bactéries par alignement des séquences avec l’aide du logiciel Clustal X, nous
avons pu construire un arbre phylogénétique des bactéries lessivées (avec le logiciel Mega4).
La représentation graphique des arbres phylogénétiques, réalisés avec le logiciel njplot, est
présenté dans la Figure V–9 et la Figure V–10.
173
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
Tableau V-3 Nombre d’espèces bactériennes identifiées dans les solutions de lessivages pour chaque condition
de contamination.
Sol NA Sol CC
Total
BTot BCu BTot BCu
(NA/CC)
Affiliation H2 O Cu H2 O Cu H2 O Cu H2 O Cu
Firmicutes 1 2 3 7 6 8 2 8 13/24
Actinobacteria 1 7 1 0 2 11 0 1 9/14
α-proteobacteria 1 2 18 45 0 3 16 31 66/50
β-proteobacteria 0 1 2 1 1 0 3 4 4/8
γ-proteobacteria 13 9 2 0 5 9 3 6 24/23
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Total 16 21 26 53 14 32 24 50 116/120
Notre perspective à court terme est donc d’essayer de localiser au sein des différentes
fractions des sols, les bactéries isolées dans les effluents de colonnes de sols, pour mieux
comprendre quelles sont les espèces les plus facilement mobilisables dans les sols naturels en
fonction de leur localisation à micro-échelle et comment les apports de matière organique ou
de cuivre peuvent les affecter. Ce facteur est particulièrement intéressant dans un contexte de
mobilisation facilitée des polluants par les biocolloïdes dans un contexte d’apport de MO
exogène et de cuivre simultané.
Nous avons déjà montré auparavant qu’après la contamination au cuivre du sol de Clessé,
les bactéries résistantes au cuivre étaient concentrées principalement dans les fractions
grossière (>250 µm) et fines (20-2 et <2 µm), qui sont aussi celles qui accumulent
préférentiellement le cuivre. Ces résultats sont cohérents avec le fait que les bactéries
résistantes au cuivre peuvent contribuer à sa mobilisation. Une caractérisation plus poussée de
la réactivité au cuivre des bactéries isolées dans les effluents de colonnes, pourrait nous aider
à identifier les mécanismes de transfert du cuivre dans le sol de Clessé.
174
V-3 Résultats et discussion
0.02
100
T14_NA+Cu_7
FN429978_Paenibacillus
GQ181059_Bacillus_megaterium
T6R_NA+W_1
HM104375_Bacillus_sp._AMP-9
99 JF508373_Bacillus_altitudinis
FJ763649_Bacillus_pumilus
GQ169785_Bacillus_pumilus
GQ861470_Bacillus_subtilis
T14_NA+W_2
T0_NA+Cu_104
HQ727966_Bacillus_sp._VII3X
FJ263011_Bacillus_sp._RA51
82
EU161995_Bacillus_thuringiensis
99 EU169574_Bacillus_sp._GUF8
T6R_NA+Cu_4 73
FR846532_Bacillus_sp._KDNB5
EU379304_Staphylococcus_haemolyticus
AF015929_Staphylococcus_aureus
HM218008_Staphylococcus_epidermidis
T0_NA+W_106
Firmicutes
T6R_NA+Cu_10
T14R_NA+W_3
T14R_NA+Cu_2
T6R_NA+Cu_12
FJ605382_Staphylococcus_epidermidis
FJ357587_Staphylococcus_epidermidis
100 HQ202847_Staphylococcus_epidermidis
FJ380964_Staphylococcus_epidermidis
FJ773995_Staphylococcus_sp._dv8
EU379307_Staphylococcus_hominis
T14R_NA+W_9
AB619597_Staphylococcus_sp._NCCP
T6R_NA+Cu_8
FJ386519_Staphylococcus_sp._B2-46
T6R_NA+Cu_9
T6R_NA+Cu_15
T14R_NA+W_8
T14R_NA+W_5
T0R_NA+W_102
T0R_NA+Cu_107
T6R_NA+Cu_14
99 T6R_NA+Cu_13
T14R_NA+Cu_10
EU912450_Methylobacterium_sp._SuP10
100 T14R_NA+Cu_18
FN868933_Methylobacterium_sp._157
AB298401_Methylobacterium_extorquens
T0R_NA+Cu_104
AY741717_Methylobacterium_sp._SKJH-15
T6R_NA+Cu_6
T6R_NA+Cu_20
T14R_NA+Cu_23
100 95 AB302931_Methylobacterium_variabile
T0R_NA+W_110
T0R_NA+Cu_103
T0R_NA+W_108
99 T0R_NA+Cu_105
88 T14R_NA+W_2T14R_NA+W_4
88 T0R_NA+Cu_1
87 T6R_NA+Cu_5
GQ895736_Methylobacterium_radiotolerans
FN868952_Methylobacterium_sp._52
T14R_NA+W_1
T6R_NA+Cu_3
T14R_NA+W_7
FN868938_Methylobacterium_sp._88
T0R_NA+Cu_101
T14R_NA+W_6
D32237_Methylobacterium_sp._F73
100 AY513503_Afipia_felis_strain_2002033830
FJ711197_Afipia_sp._KC-IT-F4
99 AY599913_Afipia_sp._SP3302452
100 EU410078_Rhodopseudomonas_faecalis
98 T14R_NA+W_11
AF509907_Bradyrhizobium_sp._CMI23_
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
T14R_NA+Cu_22
α-proteobacteria
98 T14R_NA+Cu_13
94 T14R_NA+Cu_12
T14R_NA+Cu_8
T14R_NA+Cu_17
T14R_NA+Cu_21
T14R_NA+Cu_1
T14R_NA+Cu_20
T14R_NA+Cu_19
T0R_NA+Cu_100
100 EU730905_Caulobacter_vibrioides_156
T6R_NA+Cu_19
T6R_NA+Cu_18
EU977700_Mycoplana_bullata
T14_NA+Cu_9
100 T14_NA+Cu_4
EU621893_Brevundimonas_sp._YC21R
91 FR691410_Brevundimonas_sp._R-37024
T0_NA+W_107
92 100 FM955876_Brevundimonas_vesicularis_Asd_M7-3
T0R_NA+Cu_102
T14R_NA+W_10
100 HM224463_Sphingomonas_sp._TPD12
FJ654698_Sphingomonas_sp._12A
AY962684_Sphingomonas_rhizogenes_RSB-1
T0R_NA+W_109
T0R_NA+W_101
80 T0R_NA+W_107
T0R_NA+W_104
HM484354_Sphingomonas_sp._R2S2
T6R_NA+Cu_7
99 T0R_NA+W_111
T0R_NA+Cu_106
T6R_NA+Cu_17
T14R_NA+Cu_15
100 100 AF395038_Sphingomonas_sp._CanClear1
T0R_NA+W_105
T14R_NA+Cu_6
T14R_NA+Cu_4
T14R_NA+Cu_24
T14R_NA+Cu_14
T14R_NA+Cu_7
T14R_NA+Cu_5
T14R_NA+Cu_16
T14R_NA+Cu_3
T14R_NA+Cu_11
T6R_NA+Cu_1
T6R_NA+Cu_2
100 EU730920_Novosphingobium_taihuense_230
100FJ217181_Pseudomonas_oryzihabitans AB362778_Sphingomonas_sp._YT0136
100 T0_NA+W_108 HQ143612_Pseudomonas_aeruginosa
T6_NA+Cu_2
HM439975_Pseudomonas_aeruginosa
HM047297_Pseudomonas_sp._CA15
GU198109_Pseudomonas_fluorescens_LMG_5830
93 FJ972537_Pseudomonas_reactans_NO8
T0_NA+W_2
93 T0_NA+W_1
GU595349_Pseudomonas_sp._WB19-24
γ-proteobacteria
100 T0_NA+W_102
T0_NA+W_100
T0_NA+Cu_103
T0_NA+W_103
GQ253929_Pseudomonas_sp._P11
AJ278814_Pseudomonas_fluorescens
83 FN666555_Pseudomonas_sp._MTR-J5-522
T0_NA+Cu_105
T0_NA+W_105
T0_NA+Cu_106
T0_NA+Cu_101
T0_NA+W_104
T0_NA+W_101
FJ373027_Acinetobacter_lwoffii
100 HM854248_Acinetobacter_johnsonii
T6_NA+W_2
HM489979_Acinetobacter_sp._6-10
T0R_NA+W_103
T6_NA+Cu_1
EU594561_Acinetobacter_sp._4-2
T0R_NA+W_100 T0_NA+Cu_100
100
GQ861456_Stenotrophomonas_maltophilia
T14_NA+Cu_3
88 T14_NA+Cu_12
100 99 HQ670711_Stenotrophomonas_sp._MS01
T14_NA+Cu_11
HQ005420_Variovorax_paradoxus
β-proteobacteria
HQ327476_Delftia_acidovorans
T0R_NA+W_1
T0R_NA+W_106
100 100 T6_NA+W_3 EU741007_Variovorax_sp._Aek23
96 T6_NA+W_1
HQ317193_Alcaligenes_sp._DYJL52
FJ665504_Alcaligenes_faecalis
94 NR025137_Cupriavidus_campinensis
T6R_NA+Cu_11
FM999002_Rhodococcus_wratislaviensis_FPA1 AB542387_Cupriavidus_sp._TSA23
100 T0_NA+Cu_102 100
FJ932661_Microbacterium_sp._MC5-f1
100 T14_NA+Cu_2
T14_NA+Cu_6
T14_NA+Cu_5
HQ202812_Microbacterium_oxydans
100 FJ405359_Microbacterium_sp._GE1017
FJ907962_Brevibacterium_sp._LY036
T0R_NA+W_2
EU379288_Micrococcus_luteus_strain_4RS-9d
88
100
FJ233852_Micrococcus_sp._PA-E028
T14_NA+Cu_1
T14_NA+Cu_8
JF505938_Arthrobacter_scleromae_KNUC9004
Actinobacteria
HM579793_Arthrobacter_sp._HY2
T14_NA+W_1
EU086823_Arthrobacter_oxydans
T14_NA+Cu_10
AB552850_Arthrobacter_sp._DC2a-1
Figure V–9 Arbres phylogénétiques des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot, rouge) et résistantes
au cuivre (BCu, bleu) isolées des effluents de colonnes de sol de Clessé non amendé (NA).
175
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
0.02
100 FN429978_Paenibacillus_lactis
T0_CC+W_104
100 T0_CC+W_103
FJ763649_Bacillus_pumilus__S68
JF508373_Bacillus_altitudinis__S-29
T6_CC+Cu_2
100 T6_CC+Cu_5
T6_CC+Cu_3
100 T6R_CC+Cu_17
GQ861470_Bacillus_subtilis__LZHC11
100 T0_CC+Cu_107
T6_CC+W_7
100 GQ181059_Bacillus_megaterium__LNL6_
T14R_CC+Cu_BIS-15
HQ727966_Bacillus_sp._VII3X
EU161995_Bacillus_thuringiensis_isolate_PG05
T6_CC+W_6
100 FJ263011_Bacillus_sp._RA51
T0_CC+Cu_111
JF798356_Staphylococcus_equorum
99
T6R_CC+Cu_4
T0R_CC+W_1
T0_CC+W_100
T0_CC+W_101 Firmicutes
T0_CC+Cu_101
T6R_CC+Cu_1
FJ605382_Staphylococcus_epidermidis
HQ831387_Staphylococcus_warneri
T6R_CC+Cu_8
T6R_CC+Cu_7
HQ202847_Staphylococcus_epidermidis
T6R_CC+W_2
T14R_CC+Cu_15
T14_CC+Cu_6
T14R_CC+Cu_11
T0_CC+Cu_104
AF015929_Staphylococcus_aureus
EU379304_Staphylococcus_haemolyticus
T0R_CC+Cu_3
T0_CC+Cu_106
100 T0_CC+Cu_102
T6_CC+W_1
100 FJ907962_Brevibacterium_sp._LY036
100
FJ233852_Micrococcus_sp._PA-E028
T0_CC+W_102
T0_CC+Cu_110
93 EU086823_Arthrobacter_oxydans
100 T14_CC+Cu_5
91 96 AB552850_Arthrobacter_sp._DC2a-1
100
T0_CC+Cu_108
T14_CC+Cu_3
T14_CC+Cu_8
T14_CC+Cu_7
Actinobacteria
T14_CC+Cu_1
80 T14_CC+Cu_4
T0_CC+Cu_109
T6R_CC+Cu_14
HQ202812_Microbacterium_oxydans__OL-4
100 AB042085_Microbacterium_sp._VKM_Ac-2051
T0-CC+Cu_4
AM491368_Pedobacter
99 HM224463_Sphingomonas_sp._TPD12
T0R_CC+Cu_108
T0R_CC+W_101
T0R_CC+W_113
90 T6R_CC+Cu_20
T6R_CC+Cu_13
FJ654698_Sphingomonas_sp._12A
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
T0R_CC+W_100
T0R_CC+W_112
99 T0R_CC+W_114
93 T0R_CC+W_107
T6R_CC+W_4
HM484354_Sphingomonas_sp._R2S2
100 AM237364_Sphingomonas_paucimobilis
100 AF395038_Sphingomonas
97 T14R_CC+Cu_8
94 T14R_CC+Cu_9
T14R_CC+Cu_7
T14R_CC+Cu_5
T6R_CC+Cu_10
AB362778_Sphingomonas_sp._YT0136
100 T0R_CC+Cu_106
AY599913_Afipia_sp._SP3302452
T0R_CC+Cu_111
T0R_CC+Cu_100
T0R_CC+Cu_110
T0R_CC+Cu_1
T0R_CC+Cu_103
T0R_CC+Cu_104
T0R_CC+Cu_102
90 T0R_CC+Cu_107
93 T14R_CC+Cu_6
FJ711197_Afipia_sp._KC-IT-F4
T0R_CC+Cu_109
α-proteobacteria
AY513503_Afipia_felis_2002033830
100 T14R_CC+Cu_10
98 T0R_CC+W_109
AF526939_Uncultured
99 100 AF509907_Bradyrhizobium_sp._CMI23
T6R_CC+W_3
T0R_CC+W_2
T6R_CC+Cu_2
87 EU410078_Rhodopseudomonas_faecalis_RLD-53
T6R_CC+Cu_19
88 T14R_CC+Cu_4
100 D32237_Methylobacterium_sp._F73
GQ895736_Methylobacterium_radiotolerans_DX-T3-02_
FN868952_Methylobacterium_sp._52
T6R_CC+Cu_18
T6R_CC+Cu_6
100 T6R_CC+Cu_5
T0R_CC+W_111
T0R_CC+W_105
T0R_CC+W_108
T0R_CC+Cu_101
100 T0R_CC+W_115
100 T0R_CC+W_102
99 AB302931_Methylobacterium_variabile_DSM_16961
T0R_CC+W_106
97 AY741717_Methylobacterium_sp._SKJH-15
99 T0R_CC+Cu_105
47T14R_CC+Cu_1
82 AB175643_Methylobacterium_rhodesianum_NCIMB_12249
100 EU912450_Methylobacterium_sp._SuP10
T14R_CC+Cu_12
T14R_CC+Cu_3
FN868933_Methylobacterium_sp._157
AB298401_Methylobacterium_extorquens
100 JF833704_Uncultured
T14_CC+Cu_2
EU977700_Mycoplana_bullata_3P04AC
100 FR691410_Brevundimonas_sp._R-37024
FM955876_Brevundimonas_vesicularis_Asd_M7-3
EU621893_Brevundimonas_sp._YC21R
T6_CC+Cu_4
100 T14_CC+Cu_9
100 T0_CC+Cu_103
T6_CC+W_5
T6R_CC+Cu_9
99 T0-CC+Cu_2
99 T6_CC+W_2
T6R_CC+Cu_15
HQ670711_Stenotrophomonas_sp._MS01
β-proteobacteria
T6R_CC+Cu_11
T6_CC+W_8
100EU834266_Stenotrophomonas_maltophilia_DS46
100 T0-CC+W_1
HQ327476_Delftia_acidovorans_FGQ5
HQ005420_Variovorax_paradoxus_HB44
T0R_CC+W_110
T14R_CC+Cu_14
98 T14R_CC+W_1
99 T14R_CC+Cu_13
100 100 EU741007_Variovorax_sp._Aek23
NR025137_Cupriavidus_campinensis_WS2
T14R_CC+Cu_2
100 AB542387_Cupriavidus_sp._TSA23
T6R_CC+W_1
100 100 T6R_CC+Cu_3
94 T0R_CC+W_3
HQ143612_Pseudomonas_aeruginosa_RHH13
T0R_CC+Cu_4
T0R_CC+Cu_2
100 T0_CC+Cu_1
100 FJ217181_Pseudomonas_oryzihabitans_BBAL-03d
100
T6_CC+Cu_1
γ-proteobacteria
100 HM047297_Pseudomonas_sp._CA15
83 T0-CC+Cu_5
GQ253929_Pseudomonas_sp._P11
86 AJ278814_Pseudomonas_fluorescens_F113
98 T0_CC+Cu_105
FJ972537_Pseudomonas_reactans_NO8
85 T0R_CC+W_103
100
100 T6_CC+W_4
T0-CC+Cu_3
FJ373027_Acinetobacter_lwoffii_W2-2
91 T0_CC+Cu_100
Acinetobacter_sp._4-2_Acinetobacter
100 HM854248_Acinetobacter_johnsonii_KLH-34
99 T0R_CC+W_104
Figure V–10 Arbres phylogénétiques des bactéries hétérotrophes cultivables totales (BTot, rouge) et résistantes
au cuivre (BCu, bleu) isolées des effluents de colonnes de sol de Clessé amendé en compost de conifère (CC).
176
V-3 Résultats et discussion
La Figure V–11 permet d’illustrer les observations faites sur l’évolution du lessivage des
particules et de vérifier les hypothèses associées aux mécanismes de transfert du cuivre.
0,7 20 0,7 20
NA CC
COTaq (mg.L-1)
COTaq (mg.L-1)
Cu (mg.L-1) ; DO600
Cu (mg.L-1); DO600
0,6 0,6
0,5 15 15
0,5
0,4 0,4
10 10
0,3 0,3
0,2 5 0,2 5
0,1 0,1
0 0 0 0
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
Cu COD DO600
Figure V–11 Comparaison de la turbidité des solutions lessivées, de la concentration en carbone organique
[COTaq], et de la concentration en cuivre mobile [Cuaq] des effluents du sol de Clessé non amendé (NA) et
amendé en compost de conifère (CC) après deux ans d’incubation en mésocosmes contaminés au cuivre à 240
ppm.
Dans la Figure V–11 sont présentées les mesures de turbidité, de concentration en COTaq
(carbone particulaire et dissous) et de [Cuaq] dans les effluents des sols NA et CC après deux
ans d’incubation. Les concentrations totales en cuivre lessivé des deux sols (Figure V–11)
sont très similaires. Cette situation permet une comparaison facile du comportement du cuivre
dans les deux sols amendés différemment. On observe que contrairement au cuivre lessivé, les
valeurs de COTaq et de la turbidité des effluents des deux sols sont très différentes. Dans le sol
NA, la turbidité est très élevée et la concentration en COTaq plutôt faible, alors que c’est
l’inverse dans le sol CC. Ces observations ainsi que les résultats présentés précédemment
permettent de proposer l’hypothèse suivante : l’amendement en compost de conifère favorise
la mise en solution de carbone organique par rapport au sol NA, expliquant que [COTaq] est
élevée pour une turbidité relativement faible (pour le sol CC). Ceci indique que dans le sol
CC une part importante du cuivre doit être associée à la MOD. La situation est inversée pour
le sol NA, pour lequel la [COTaq] est plutôt faible par rapport à la turbidité élevée, indiquant
une forte contribution des particules du sol à la mobilisation du cuivre. Nos résultats indiquent
que selon le sol (NA ou CC), le cuivre est mobilisé selon 3 mécanismes : d’abord le cuivre est
sous forme libre (majoritairement pour le sol NA à T0) qui devient insignifiant au cours de
l’incubation ; sous forme particulaire (pour les deux sols) ; et sous forme complexée à la MO
(très faible pour NA).
Ces résultats constituent la base de notre modélisation de la mobilité du cuivre avec le
logiciel PhreeqC. Dans ce contexte la COD mesurée représente autant la part dissoute que
particulaire du carbone, et donc autant les bactéries que la matière organique dissoute. Les
résultats montrent très clairement que l’amendement organique augmente le lessivage du
cuivre. De ce fait on peut considérer que cette matière organique est le vecteur principal de
mobilité du cuivre. Alors, les particules non organiques ne sont pas considérées dans le
modèle.
177
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
Pour modéliser la mobilisation du cuivre dans le sol de Clessé, nous avons dû simplifier le
système étudié en ne considérant pas les 3 mécanismes identifiés précédemment mais plutôt
un seul processus moyen global.
La première simplification a consisté à considérer qu’il y a une seule phase réactive
immobile et une seule phase réactive mobile. Nous commençons par la mise en forme de ces
deux phases pour la modélisation.
Les phases mobiles et immobiles sont bien sûr très diversifiées en termes de composition.
Toutefois, l’analyse de nos résultats démontre l’implication prépondérante de la matière
organique dans la rétention du cuivre réactif. Il apparaît alors raisonnable d’estimer les
concentrations totales des sites immobiles sur la base des concentrations totales de matière
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
organique du sol (le COT du sol en colonne, noté COTsol) et la concentration en sites mobiles
sur la base de [COTaq] mesurée en sortie de colonne. Nous faisons ici l’hypothèse que ces
deux phases peuvent être représentées par une MO possédant une réactivité moyenne
homogène face au cuivre et aux protons.
La prochaine étape a consisté à définir le lien entre les concentrations massiques mesurées
en matière organiques (concentrations COTsol et COTaq en g.g-1 ou g.L-1) et leur réactivité. La
réactivité des acides humiques varie dans la littérature entre 2 et 10 mmol.g-1 d’acides
humiques (Matynia et al. 2010), tandis que les substrats bactériens ont typiquement des
réactivités aux protons et métaux de 0.5 à 2 mmol.g-1 de matière sèche (Borrok et al. 2005;
Guiné et al. 2006). Nous basons notre estimation sur les réactivités déterminées pour ces deux
substrats. Ce faisant, on prend en compte la limite basse de la réactivité des acides humiques
dans la mesure où les sites de la matière organique du sol sont potentiellement moins
accessibles que ceux d’une suspension d’acides humiques. Par ailleurs, la densité de sites de
la matière organique non ou peu dégradée de ce sol est plus faible que la MO dégradée. Par
exemple, la lignine et les cires végétales ont très peu de groupes fonctionnels acide base
réactifs.
En considérant, des blocs moléculaires C15H30O15 (exemple de la stoechiométrie du
Glucose) de 450 masses élémentaires portant un unique site réactif par unité, on obtient une
réactivité de 5.6 mmol de sites par g de Carbone (soit 450/(15x12)), ou de 2.2 mmol de sites
par g de MO (450/(15x12+30x1+15x16)). Ces valeurs ont été utilisées pour la modélisation
de la spéciation du cuivre dans ce travail. On calcule donc la réactivité de nos sols sur la base
de sa teneur en MO. On considère pour la MO de ces sols, l’existence d’une réactivité
universelle identique pour les acides humiques et les substrats bactériens. Cette réactivité
s’applique de la même façon à la matière organique mobile et immobile. Ceci signifie que le
nombre de sites réactifs par carbone structural est de 1 pour 15, ce qui se rapproche des
rapports présentés dans les différents modèles structuraux des acides humiques (Stevenson
1994). Les sols NA et CC contiennent respectivement 1.5 % et 2.5 % de MO, ce qui
correspond à 0.045 et 0.075 mmolC.g-1ss respectivement, en prenant comme référence pour la
MO une concentration moyenne de sites réactifs de 3 mmolsite.g-1ss. Nos colonnes sont
divisées en couches verticales de 5.6g de sol contenant environ 2.6 mL d’eau porale. On
obtient donc finalement une réactivité de la MO de 97 et 160 mmol.L-1 d’eau porale pour les
sols NA et CC, respectivement. Les valeurs ainsi obtenues sont sans doute approximatives,
178
V-3 Résultats et discussion
mais présentent tout de même un sens physique, même si certaines phases réactives ne sont
pas considérées, comme les argiles ce qui pourrait modifier la réactivité globale au cuivre
ainsi estimée. Cette hypothèse nous semble toutefois acceptable, au moins d’un point de vue
relatif, puisque les deux sols ont le même taux d’argiles.
Comme démontré par les essais de lessivage, les concentrations en carbone organique
dissout ([COTaq]) dans les effluents sont relativement stables au cours de l’incubation et en
particulier dans les sols contaminés au cuivre (qui a donc un effet stabilisateur sur la MO
mobilisable). Ceci nous permet de considérer une courbe de lessivage modèle unique du
COTaq pour les deux sols étudiés et pour chaque temps considéré. Comme nous l’avons vu
dans le Chap. III, la concentration totale en carbone organique (COTsol) évolue au cours de
l’incubation dans le sol CC contrairement à la concentration en COTaq. Cette différence de
comportement est liée à la dynamique de dégradation du carbone (Figure III–7), qui est
variable au sein des fractions granulométriques du sol. Il a été démontré que les fractions
grossières contribuent principalement à la perte du carbone organique, tandis que les fractions
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
fines évoluent peu durant l’incubation. Le sol étant un milieu filtrant, la lixiviation des
particules fines est facilitée par rapport aux particules grossières, ce qui contribue à expliquer
la constance du COTaq au cours de l’incubation.
Avec cette approche simplifiée, nous avons pu modéliser le lessivage du COTaq (Figure
V–12). Les courbes calculées représentent assez bien l’évolution globale de [COTaq] observée
pour les sols NA et CC à T0 et T24 mois. Ces résultats confirment que la prise en compte
d’une réactivité globale constante et proportionnelle à [COTsol] sur toute la durée de
l’incubation est suffisante pour reproduire correctement nos observations.
100 100
NA CC
[S-COTaq] µmol.L-1
[S-COTaq] µmol.L-1
80 80
60 60
40 40
20 20
0 0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
T0 T24 m modèle
Figure V–12 Modélisation du lessivage de sites réactifs au cuivre associés à la MO dissoute dans le sol de
Clessé non amendé (NA) et amendé (CC) en compost de conifère à T0 et T24 mois. La courbe sans symbole
représente la courbe de modélisation du COTaq lessivé, pour les deux temps d’incubation.
179
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
mTot de 1.3 µM pour NA et 1.5 µM pour CC. La constante KSs_Ms est de 4.05 pour les deux
sols laquelle définit l’affinité du groupe fonctionnel Ms pour son site d’attachement sur la
phase stationnaire. La courbe expérimentale de la concentration en COTaq est ainsi ajustée en
faisant varier ces cinq paramètres. Cette approximation nous semble suffisante car, dans cette
étude, les analyses réalisées sont insuffisantes (en quantité et en répétitions) pour remonter de
manière certaines aux processus physiques contrôlant le transfert du cuivre dans ce sol. Nous
sommes conscients par exemple que le transfert réactif des particules du sol (système
complexe) n’est certainement pas exclusivement associable à un formalisme de type
Langmuir.
Le logiciel PhreeqC ne permet pas de définir des particules mobiles. Pour contourner ce
problème, nous avons dissocié conceptuellement nos particules en définissant une quantité de
ligands mobiles équivalents, pouvant interagir chacun avec un ion cuprique ou un proton. Sur
le plan conceptuel ceci revient à considérer le transfert particulaire comme un transfert d’ions
dissous, c'est-à-dire à négliger la masse de la particule. Les concentrations en COTaq
observées et calculées sont constantes tout au long de l’incubation des sols. La diminution de
COT du sol CC n’est donc pas prise en compte dans la modélisation par soucis de
simplification et parce que l’effet sur la courbe calculé reste le même.
Néanmoins, ce paramètre est susceptible d’impacter la concentration en cuivre libre,
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
lequel est en effet contrôlé par cette composante (la MO) qui joue un rôle tampon majeur pour
cette espèce de cuivre. Nos mesures de cuivre libre s’étant avérées insuffisamment résolutives
pour mettre en évidence le vieillissement du COT, nous n’avons pas modélisé son évolution
qui est donc associée à celle du cuivre complexé.
180
V-3 Résultats et discussion
significativement au cours de l’incubation des sols malgré la diminution de COT dans le sol
CC. Le vieillissement du cuivre est donc lié à un processus indépendant de la phase mobile.
Les processus pouvant être raisonnablement proposés pour expliquer cette diminution peuvent
être intégrés de deux façons différentes dans le modèle :
• Soit l’accessibilité du cuivre à la phase liquide diminue progressivement dans les sols
entraînant une diminution de la mise en solution du cuivre. Cette diminution de
l’accessibilité du cuivre peut s’expliquer par une diffusion du cuivre à l’intérieur des
agrégats des sols (porosité texturale) et en particulier au sein des complexes argilo-
humiques.
• Soit le cuivre migre vers des sites d’affinité croissante au cours de l’incubation
entraînant une plus faible remise en solution vers la phase mobile. Ainsi, le cuivre
pourrait migrer depuis des sites d’affinité relativement faible (i.e. sites carboxyles)
vers des sites de forte affinité (i.e. sites sulfhydriques, oxydes de Fe). Cet effet peut
être conceptualisé par l’augmentation de la constante apparente de complexation du
cuivre sur les phases immobiles. Pour satisfaire le modèle, nous avons fait évoluer
différemment la force de liaison du cuivre avec les sites mobiles et avec les sites
immobiles, car la répartition solide/solution du cuivre ne change pas si les constantes
de réactivité évoluent de la même façon dans ces deux compartiments réactifs des sols.
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
181
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
8 NA CC
[Cuaq] µmol.L-1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp Vp
T0 T1 T7 T24 m modèle
Figure V–13 Modélisation du lessivage du cuivre dans le sol de Clessé non amendé (NA) et amendé (CC) en
compost de conifère de T0 à T24 mois. Les courbes sans symbole représentent les courbes de modélisation du
Cu lessivé, et les points correspondent aux concentrations en cuivre expérimentales.
réaction du cuivre avec la MO (constante KSs_hCu+2, Annexe J). Les courbes modèles
résultantes sont données dans la Figure V–13, où l’on voit que les observations sont
correctement ajustées par les courbes calculées. Les constantes K_Ss_hCu+2 ajustées,
données dans la Tableau V-4, ont été calculées avec l’équation :
Tableau V-4 Valeurs de la constante de réaction du cuivre avec les sites réactifs immobiles (log_KSs_hCu+2) du
milieu poreux pour les sols non amendé (NA) et amendé en compost de conifère (CC).
On observe une augmentation de la constante avec le temps d’incubation pour les deux
sols. L’évolution de cette constante exprime le vieillissement du cuivre par une augmentation
de la force de liaison entre le cuivre en solution et les sites réactifs immobiles. Cette constante
augmente deux fois plus rapidement dans le sol CC que dans le sol NA.
On observe également que les constantes d’interaction du cuivre avec la MO modèle sont
plus faibles dans le sol CC que le sol NA (Tableau V-3). Il est à noter que ces constantes sont
fortement corrélées aux concentrations totales de sites réactifs calculées. Cette différence
exprime que la réactivité des matières organiques entre les sols CC et NA ne est pas la même
au moment de la contamination à cause de l’amendement organique. Il est aussi à noter que la
constante de réaction du sol CC se rapproche de celle du sol NA au bout des deux ans
d’incubation en accord avec l’évolution d’autres paramètres tels que la [COTaq], ou Cuextot.
182
V-3 Résultats et discussion
observé au cours de l’incubation est lié à une diminution de l’accessibilité de l’eau mobile au
cuivre retenu sur des sites réactifs de la phase immobile, et que ce vieillissement est plus
rapide pour le sol CC que pour le sol NA, indiquant ainsi un lien avec l’évolution de la
matière organique du sol.
8
[Cuaq] µmol.L-1
T0 m
6
T1 m
4 T7 m
2 T24m
0
1 2 3 4 5 6 7 8
Vp
Figure V–14 Comparaison des courbes modèles de la lixiviation du cuivre entre le sol contrôle NA (pointillé) et
le sol amendé CC (plein), pour chaque temps d’incubation.
183
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
V-4 Conclusion
L’objectif de ce chapitre était de mieux comprendre l’effet du mode de gestion des intrants
organiques des sols sur la mobilité du cuivre dans le sol de Clessé afin d’évaluer le risque de
contamination des ressources en eau dû aux fortes accumulations de cuivre à la surface des
sols viticoles. Par des expériences de lessivage en colonnes des deux sols étudiés (amendé et
non amendé en compost de conifère), nous avons montré que l’amendement du sol en matière
organique modifie la composition et la géochimie (force ionique, COT, …) des lixiviats des
sols. Nous avons montré dans ce chapitre que l’amendement organique du sol de Clessé
augmente fortement la mobilité du cuivre, même si cette dernière reste relativement faible car
ne représentant pas plus de 1 % du cuivre total présent dans le sol. Dans le sol contrôle (NA),
le cuivre est principalement mobilisé sous forme libre ou associé à des colloïdes alors que
dans le sol amendé (CC), le cuivre se retrouve en solution principalement sous forme chélatée
à la matière organique dissoute.En effet, nous avons montré que la turbidité (DO600) des
effluents de colonnes est plus faible dans le sol amendé en compost de conifère que dans le
sol contrôle, indiquant une stabilisation des particules mobilisables par la MO ajoutée. De
plus, dans les deux sols, la concentration en matière organique en solution (COTaq) est stable
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
184
V-4 Conclusion
cours de l’incubation des sols contaminés, en accord avec les impacts court et long terme du
métal mis en évidence dans les Chap. III et IV.
La contamination au cuivre du sol de Clessé ne modifie pas significativement la mobilité
des bactéries cultivables totales ou résistantes des deux sols. Un grand nombre de bactéries
cultivables isolées dans les effluents de colonnes ont été identifiées, dans le but de remonter à
la micro-localisation initiale dans les fractions des sols des bactéries mobilisées par l’eau. Nos
résultats ont montré que la contamination a induit un enrichissement des effluents
principalement en Actinobacteria. Ce travail de micro-biogéographie est un travail
préliminaire original qui n’a pu être mené à bout dans le delai de cette thèse, mais qui se
poursuit acutellement et semble très prometteur grâce notamment aux progrès des systèmes de
séquençage haut débit.
185
Chapitre V Etude de la mobilité du cuivre et de son évolution temporelle dans le sol de Clessé
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
186
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
188
Conclusion Générale et Perspectives
Conclusion
Effet du mode de gestion des intrants organiques sur les propriétés du sol de Clessé
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
Nous avons tout d’abord évalué l’effet long terme (> 20 ans) des différents intrants
organiques sur les propriétés bio-physico-chimiques du sol de Clessé à l’échelle de la
parcelle. Dans tous les cas, nous avons observé une augmentation des teneurs en carbone
organique total (COT) du sol, carbone qui se distribue très différemment dans les sous
fractions granulométriques pour les cinq situations (contrôle, paille, compost de conifère,
fétuque et trèfle) étudiées. Nous avons ainsi montré que le sol amendé en compost (CC) ou
son enherbement en trèfle (Ht) confèrent au sol de Clessé sur une vingtaine d’années des
propriétés très différentes de celles du sol contrôle (NA). Les intrants organiques, et plus
particulièrement le compost de conifère et le trèfle, augmentent l’agrégation du sol dont les
micro-agrégats sont mieux stabilisés. Dans le cas du trèfle, on note en parallèle une
modification conséquente du pH du sol liée à l’augmentation de son activité rhizosphérique.
Pour ces deux sols, ces changements entraînent plus globalement une modification de la
distribution du cuivre à micro-échelle ainsi qu’une modification de sa biodisponibilité pour
les bactéries et les plantes par rapport à un contexte sans traitement organique. Ces différents
résultats montrent que dans un contexte de gestion de la fertilité des sols sous vigne, le choix
de l’intrant organique est important puisqu’à terme il peut affecter le fonctionnement
biogéochimique d’un sol et modifier sa sensibilité à une contamination métallique.
189
Conclusion Générale et Perspectives
des sols au cuivre, nous avons montré qu’elle varie fortement d’une fraction à l’autre en
relation avec leur teneur en MO et en argiles. La réactivité des fractions grossières est
majoritairement dominée par la réactivité de la MO et celle des fractions fines par la réactivité
des argiles. La composition spécifique des fractions granulométriques contrôle donc les
processus d’accumulation du cuivre, qui n’est pas aléatoire dans les sols et qui varie avec
l’amendement organique. Dans les deux sols, le cuivre est fortement retenu sur la matrice
solide, le cuivre en solution représentant moins de 0.1 % du cuivre total du sol. Nous avons pu
montrer que quelque soit l’échelle d’étude (sol non fractionné ou micro-agrégat), la MO
modifie la spéciation du cuivre. En effet, par ses propriétés de chélation du cuivre, la MO
ajoutée au sol limite la quantité de cuivre potentiellement libérée en solution. La dégradation
du carbone au cours du temps a été observée principalement sur les matières organiques les
plus grossières et de manière accélérée (conditions optimales) par rapport à la situation de
terrain. De plus, ces fractions granulométriques grossières des deux sols (>250 µm et 250-63
µm), où s’accumule préférentiellement le carbone exogène, et dont le turnover est le plus
rapide, voient leur teneur en cuivre significativement augmentée. Nous avons également
montré que la contamination au cuivre « vieillit » au cours du temps, c'est-à-dire que sa
distribution et sa spéciation évoluent à l’échelle de l’année, comme cela a déjà été suggéré
précédemment sur le court terme (Lejon et al. 2008). Nous avons montré que cette dynamique
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
de la concentration de cuivre en solution suit une cinétique en deux étapes, avec une forte
diminution les premiers 6 mois qui suivent la contamination, différente pour les deux sols (en
accord avec l’évolution du cuivre échangeable au calcium) et une deuxième étape beaucoup
plus stable où le cuivre mobilisable est retenu de manière similaire dans les deux sols.
L’évolution de la spéciation liquide du cuivre semble assez indépendante de la dose initiale de
cuivre, puisque nous avons observé des états finaux très semblables lorsque le cuivre est
apporté en 1 fois (240 ppm) ou en 4 fois (60 ppm) sur la même période.
Impact du cuivre
Les amendements organiques et le vieillissement de la contamination affectent également
l’impact du cuivre sur les communautés bactériennes que nous avons suivi au cours du temps
via deux indicateurs d’impact : la richesse en bactéries résistantes au cuivre et les empreintes
génétiques de la structure des communautés bactériennes des deux sols et de leurs fractions
granulométriques. Sur la parcelle viticole de Clessé, la matière organique apportée pendant
plus de 20 ans a modifié la structure des communautés bactériennes du sol de Clessé à
l’échelle globale mais aussi à l’échelle des micro-agrégats, en leur conférant une sensibilité
différente aux pollutions métalliques. Nous avons pu observer que la MO et les argiles sont
les phases les plus réactives vis-à-vis du Cu, leur teneur contrôlant l’accumulation du métal
dans les fractions granulométriques du sol et, donc, le potentiel de contact (et donc de
toxicité) avec les microorganismes localisés dans ces différents micro-habitats. La MO labile
des fractions grossières des deux sols ayant accumulé le cuivre apporté, est progressivement
dégradée dans ces fractions, libérant ainsi progressivement le cuivre qui redevient alors
toxique sur le long terme pour les microorganismes et de manière similaire pour les deux sols
étudiés. L’impact du cuivre sur les bactéries est alors contrôlé sur le long terme
essentiellement par la dose totale de cuivre en contact avec les microorganismes plutôt que
par sa spéciation (court terme) qui est différente dans un premier temps puis très similaire
entre les deux sols après le vieillissement de la contamination. Dans un premier temps la MO
joue donc un rôle protecteur (piège à cuivre), puis au cours de sa dégradation, un rôle de
source de cuivre modulant ainsi l’impact du cuivre observé dans le sol.
190
Conclusion Générale et Perspectives
Mobilité du cuivre
Par une approche de lessivage à l’eau des sols en colonnes, nous avons également évalué
l’effet du mode de gestion des intrants organiques sur la mobilité du cuivre, dans le but
d’établir le risque de contamination des ressources en eau par les fortes accumulations de
cuivre à la surface des sols viticoles. Nos résultats ont montré un comportement très
différencié du cuivre dans le sol de Clessé suivant qu’il est amendé ou non. En effet, bien
qu’elle soit globalement faible, la mobilité du cuivre est deux fois plus importante dans le sol
amendé en compost que dans le sol contrôle, mettant ainsi en évidence un effet, non plus
protecteur, mais plutôt néfaste de l’amendement organique du sol. Nos résultats nous ont
permis de montrer qu’en absence d’amendement organique, le cuivre est principalement
transporté sous forme colloïdale et libre, tandis que dans le sol amendé en compost de
conifère, le cuivre libre devient très minoritaire contrairement au cuivre chélaté par la matière
organique dissoute, qui constitue alors le principal mécanisme de transfert du cuivre dans ce
sol.
Modélisation
A chaque étape de notre étude, nous avons essayé de développer une modélisation
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spécifique à l’aide du logiciel PhreeqC pour tester les hypothèses concernant les mécanismes
d’interaction et de transfert du cuivre dans les deux sols. Nous avons ainsi considéré les
phases réactives et les mécanismes de transfert principaux des sols en simplifiant notamment
la réactivité de la matière organique des deux sols à celle d’une matière organique standard de
type acide humique. Grâce à cette modélisation, nous avons pu montrer que les constantes de
réaction du cuivre avec la MO et les surfaces immobiles sont différentes.
Au cours du lessivage des deux sols en colonnes, nous n’avons pas noté d’impact
particulier du cuivre sur la mobilité des bactéries cultivables totales ou résistantes au cuivre
identifiées par séquençage de l’ADNr16S, et qui appartiennent principalement au groupe des
Proteobacteria, classiquement rencontrées dans les sols pollués. Ceci confirme qu’en dehors
d’un impact fort à court terme observé uniquement dans le sol non amendé, le cuivre impacte
de manière similaire les communautés bactériennes des deux sols, dont les bactéries les plus
mobiles (donc les plus facilement accessibles à l’eau) sont très similaires et majoritairement
résistantes au cuivre.
Nos travaux ont clairement montré qu’il existe une cinétique annuelle de vieillissement du
cuivre apporté sous forme de bouillie bordelaise. Le cuivre est d’abord retenu au contact des
matières organiques grossières les plus accessibles, avant d’être progressivement stabilisé
dans les phases argileuses des fractions fines (< 20 µm) des sols où les microorganismes
s’accumulent préférentiellement. Une conséquence directe de cette stabilisation du cuivre est
la diminution de sa mobilisation avec l’eau sous forme dissoute. En revanche le transfert sous
forme particulaire (associé à la MO particulaire ou aux argiles), reste donc un mécanisme
prépondérant du transfert du cuivre dans les deux sols, qui peut contribuer à sa dissémination
vers les rivières, notamment via des processus de ruissellement de surface.
D’une manière générale, nos résultats ont montré que le mode de gestion des intrants
organiques des sols sous vigne à l’échelle de la parcelle modifie les propriétés
biogéochimiques du sol à micro-échelle (agrégat), modifiant ainsi la réactivité, la spéciation,
l’impact et la mobilité du cuivre.
Il apparaît donc indispensable de mener cette gestion des intrants organiques de manière
raisonnée à l’échelle de la parcelle en considérant les bénéfices mais aussi les retombés
néfastes, notamment en termes de risque pour les ressources en eau.
191
Conclusion Générale et Perspectives
Perspectives
Une possibilité ici serait d’utiliser du compost de conifère préalablement marqué avec du
13
C ou du 15N, pour mieux caractériser les voies et cinétiques de dégradation de cette MO par
rapport à la MO naturelle, ainsi que les communautés microbiennes impliquées dans la
dégradation. Cette méthode est toutefois très difficile à mettre en place car elle nécessite des
outils et des compétences complexes. Le rôle des MO particulaires (MOP), qui représentent
une des fractions organiques les plus réactives des sols, dans la rétention du cuivre mériterait
également d’être caractérisée de manière plus approfondie. Cette étude a déjà débuté au
laboratoire Pessac de l’INRA de Versailles dans le cadre du projet MOBiPo-Cu et est en
cours de finalisation, en collaboration avec Isabelle Lamy. La prise en compte de la réactivité
de cette fraction organique devrait permettre d’améliorer notablement la modélisation de la
rétention du cuivre par les phases réactives des sols sous vignes.
Les aspects de modélisation de la réactivité au cuivre des différents constituants des sols
n’ont été abordés ici que de manière très succincte faute de temps. De la même manière, la
modélisation des mécanismes de transfert du cuivre en solution n’a été abordée que de
manière globale, en ne considérant qu’un seul type de phase réactive organique représentant
l’ensemble des phases réactives du sol. Dans le but de mieux prédire le risque de
contamination des ressources en eaux par le cuivre, il conviendrait d’améliorer la
conceptualisation des processus pris en compte dans le transfert réactif du cuivre, en
identifiant précisément les phases mobiles facilitant le transfert du métal : colloïdes biotiques
ou abiotiques, nature et quantité de la matière organique dissoute réactive au cuivre…
Ces phases mobiles réactives pourraient être collectées in situ sur la parcelle d’étude afin
de valider l’importance de ce processus en conditions naturelles, en parallèle des essais en
laboratoire.
De plus, il serait intéressant de réaliser des essais de lessivage de sol contaminé en cuivre
non remaniées (préservant ainsi la structure réelle du sol de colonne) afin de mieux
comprendre le rôle de la structure spatiale des sols dans la mobilité du cuivre.
Enfin, une perspective importante de notre travail en microbiologie, et qui a déjà été
initiée au cours de ce travail, concerne l’étude de la micro-biogéographie (en cours) du sol de
Clessé. Celle-ci permettra d’identifier les microorganismes dominants des différents micro-
habitats des deux sols afin de savoir lesquels sont impactés préférentiellement par le cuivre, et
comment et à quelle vitesse se mettent en place les mécanismes de résistance dans les
192
Conclusion Générale et Perspectives
différentes fractions du sol en relation avec leur exposition au cuivre. On pourra ainsi mettre
en relation la dynamique des populations bactériennes et l’évolution des fonctions associées.
Ces travaux seront confrontés aux résultats d’identification des microorganismes lessivables
en colonnes, effectués au cours de ce travail, ce qui permettra de remonter à leur localisation
initiale dans la structure spatiale des sols et ainsi de mieux comprendre les mécanismes de
mobilisation des bactéries en fonction de leur localisation (accessibilité à l’eau) et de leurs
propriétés de surface intrinsèques. On pourrait alors mieux évaluer l’impact des pollutions
métalliques sur les fonctions biogéochimiques importantes des sols, en liaison avec la
distribution des acteurs microbiens dominants, de la redondance fonctionnelle, ou simplement
de la structure des communautés bactériennes de chacun de ces micro-habitats.
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Conclusion Générale et Perspectives
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210
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Annexes
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Annexes
Annexes
213
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214
Annexes
Annexes
5
% Volume (pondéré par la masse) .
Contrôle
4
1
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0
0,01 0,1 1 10 100 1000 10000
Taille des particules (µm)
5 5
% Volume (pondéré par la masse) .
Compost de Paille
4 Conifère 4
3 3
2 2
1 1
0 0
0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 0,01 0,1 1 10 100 1000 10000
Taille des particules (µm) Taille des particules (µm)
5 5
% Volume (pondéré par la masse) .
Fétuque Trèfle
4 4
3 3
2 2
1 1
0 0
0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 0,01 0,1 1 10 100 1000 10000
Taille des particules (µm) Taille des particules (µm)
215
Annexes
12
Contrôle >250 µm
10 Compost de Conifère
Paille
Fétuque
Volume (%)
8
Trèfle
0
10 100 1000 10000
Taille des particules (µm)
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12
Contrôle
Compost de Conifère
250-63 µm
10
Paille
Fétuque
Volume (%)
8 Trèfle
0
10 100 1000
Taille des particules (µm)
12
Contrôle 63-20 µm
10 Compost de Conifère
Paille
Fétuque
Volume (%)
8
Trèfle
0
1 10 100
Taille des particules (µm)
216
Annexes
12
Contrôle
Compost de Conifère
20-2 µm
10 Paille
Fétuque
Volume (%)
8 Trèfle
0
0,1 1 10 100
Taille des particules(µm)
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
12
Contrôle
Compost de Conifère
<2 µm
10
Paille
Fétuque
Volume (%)
8 Trèfle
0
0,01 0,1 1 10
Taille des particules (µm)
217
Annexes
1 3 5 7
2 4 6 8
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
1 : vue de la parcelle viticole de Clessé. 2 : Surface du sol d’une sous parcelle amendé en
compost de conifère. 3 : Retrait des débris de la surface. 4 : Traçage du carré de prélèvement
du sol. 5 : Prélèvement à la pelle des 5 premiers cm du sol. 6 : Vérification de la profondeur
de prélèvement. 7 : Zone de prélèvement après extraction du sol. 8 : Quantité de sol prélevée
sur la parcelle.
218
Annexes
- Extrait de levure : 1g
- K2HPO4 : 0,3g
- KH2PO4 : 0,2g
- MgSO4, 7H2O : 0,2g
- Agar : 15g
- Ajuster à pH 8 passer à l’autoclave et attendre T = 50°C
- Ajout des autres produits par filtration à 0.2µm
- Glucose : 1g
- CuCl2 : 4mL à 0,5 mol/L (concentration, final du milieu YG_Cu à 2
mmol/L)
- Cycloheximide (fongicide) : 4 mL réalisé en diluant 500mg dans 10mL
d’éthanol (concentration final en YG_Cu égale à 200mg/L)
219
Annexes
Dilution au 1/10ème
……
Mise en culture
30°C
1 semaine
Vérification de
l’amplification
Séquençage
(Genome express)
220
Annexes
échantillon de sol
Extraction de l’ADN
-lyse mécanique et chimique
ADN brut
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Purification de l’ADN
Purification des
produits PCR
L 8 éch L
Gel Licor
Conversion des
données (1D-Scan)
ACP
221
Annexes
98 48 56 65 33 32 52 87 113 114 84 78 89 65
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
80 83 41 59 25 32 53 85 103 97 88 90 101 77
81 42 53 35 26 33 55 86 92 101 127 94 76 45
74 85 33 30 46 38 59 74 93 93 92 73 68 62
72 67 52 25 59 62 42 59 73 102 75 89 73 45
64 52 64 35 70 71 46 43 62 80 94 78 77 27
222
Annexes
d = 0.1
0.012
0.010
0.008
0.006
0.004
0.002
0.000
T24m
T3m T0m
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
T1m
T6m
a
d = 0.1
0.010 0.012
0.006 0.008
0.002 0.004
0.000
T3m T6m
T0m
T1m
T24m
223
Annexes
la réaction suivante :
SiteH ↔ H+ + Site- ; logK [Annexe-2]
-
Les SiteH et Site désignent les activités des deux types de sites, et H+ désigne l’activité
des protons en solution.
Un site est considéré comme une unité structurale pouvant s’associer à un proton, par
exemple : un groupe carboxyle d’un composé organique, ou un hydroxyle d’un oxyde.
La concentration en proton de la surface libérée en solution [Hs] peut être quantifiée par
un calcul de bilan de masse des protons. La concentration en [Hs] apparaît alors comme un
excès de protons par rapport à la concentration initiale d’acides, et des acides et bases fortes
ajoutés au réacteur au cours du titrage. Dans un titrage acide-base on mesure donc une
différence de concentrations de protons, ce qui requiert une bonne précision analytique. Dans
notre cas, le bilan des protons est donné par l’équation suivante :
Avec :
− [H+] : la concentration des protons en solution, mesurée à l’aide d’une électrode pH
combinée.
224
Annexes
Avec :
− E (mV) le potentiel de l’électrode pH, lu sur le pH-mètre,
400
y = -57,885x + 392,46
300
R2 = 0,9998
200
E (mV)
100
0
-100
-200
-300
0 2 4 6 8 10 12
pH
225
Annexes
Paramètres de la modélisation :
• Molécule unitaire de la MO :
226
Annexes
ST 0,176 20 15,3 0,106 (60%) 0,100 (50%) 0,045 (26%) 0,240 (136%)
>250 0,393 7,6 107,6 0,747 (190%) 0,038 (10%) 0,045 (11%) 0,830 (211%)
250-63 0,370 8,8 51,1 0,355 (96%) 0,044 (12%) 0,045 (12%) 0,444 (120%)
Amendé 63-20 0,103 3,5 5,0 0,035 (34%) 0,017 (17%) 0,045 (44%) 0,097 (94%)
(CC) 20-2 0,269 17,8 22,8 0,158 (59%) 0,089 (33%) 0,045 (17%) 0,292 (109%)
<2 0,394 40,5 21,0 0,146 (37%) 0,202 (51%) 0,045 (11%) 0,393 (100%)
ST 0,213 20 30 0,208 (98%) 0,100 (37%) 0,045 (21%) 0,332 (156%)
*La valeur entre parathèse correspond au pourcentage de la réactivité du substrat par rapport à la réactivité total expérimentale de la fractions :
HsCcalc/Hsexp HsAlcalc / Hsexp HsRescalc/HstexpHs(C+Al+Res)calc/Hs
227
Annexes
PHASES
Fix-pH ; H+ = H+ ; log_k 0
user_graph ;
-chart_title "Fraction speciation calculation"
-axis_titles "Fraction" "Log Conc. mol/l"
-axis_scale x_axis 1 24
-axis_scale y_axis 0 0.01
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
-head Fraction Sx- Sy- Sz- SxCu+ SyCu+ SzCu+ SxCa+ SyCa+ SzCa+2 Ca++ Cu++ pH
-start ; 10 graph_x "Fraction"
15 graph_y mol("Sx-"), mol("Sy-"), mol("Sz-"), mol("CuSx+"), mol("CuSy+"),
mol("CuSz+"), mol("CaSx+"), mol("CaSy+"), mol("CaSz+"), mol("Ca+2"), mol("Cu+2"), -
LA("H+")
End
SOLUTION_MASTER_SPECIES
Sx Sx- 0.0 C 12.0111
Sy Sy- 0.0 C 12.0111
Sz Sz- 0.0 C 12.0111
228
Annexes
# Sol NATW
solution 1 ; Sx 5.2 ; Sy 3.7 ; Sz 3.4 ; Cu(+2) 0.11 ; pH 7.6; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.6 HNO3 ; end # > 250 µm #Sx= 15.5
solution 1 ; Sx 12.3 ; Sy 7.1 ; Sz 3.9 ; Cu(+2) 0.17 ; pH 7.55; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.4 HNO3 ; end # 250à63 µm
solution 1 ; Sx 4.9 ; Sy 5.5 ; Sz 12.4 ; Cu(+2) 0.13 ; pH 7.3; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.1 HNO3 ; end # 63à20 µm
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
solution 1 ; Sx 28.3 ; Sy 23.6 ; Sz 11.3 ; Cu(+2) 0.36 ; pH 7.4; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.25 HNO3 ; end # 20à2 µm
solution 1 ; Sx 5.7 ; Sy 13.6 ; Sz 2.8 ; Cu(+2) 0.12 ; pH 7.5; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.05 HNO3 ; end # <2 µm
SOLUTION_SPECIES
# Sol CCTW
solution 1 ; Sx 16.0 ; Sy 2.9 ; Sz 3.4 ; Cu(+2) 0.15 ; pH 7.5; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.4 HNO3 ; end # > 250 µm #valeur Sx=48
solution 1 ; Sx 26.6 ; Sy 3.8 ; Sz 3.9 ; Cu(+2) 0.15 ; pH 7.5; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.3 HNO3 ; end # 250à63 µm
solution 1 ; Sx 8.2 ; Sy 4.8 ; Sz 12.4 ; Cu(+2) 0.09 ; pH 7.3; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.05 HNO3 ; end # 63à20 µm
229
Annexes
solution 1 ; Sx 33.9 ; Sy 22.3 ; Sz 11.3 ; Cu(+2) 0.39 ; pH 7.2; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.2 HNO3 ; end # 20à2 µm
solution 1 ; Sx 7..8 ; Sy 12.6 ; Sz 2.8 ; Cu(+2) 0.11 ; pH 7.2; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.0 HNO3 ; end # <2 µm
# Sol NACuAc
solution 1 ; Sx 5.2 ; Sy 3.7 ; Sz 3.4 ; Cu(+2) 0.41 ; pH 7.6; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.5 HNO3 ; end # > 250 µm #Sx= 15.5
solution 1 ; Sx 12.3 ; Sy 7.1 ; Sz 3.9 ; Cu(+2) 0.56 ; pH 7.6; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.35 HNO3 ; end # 250à63 µm
solution 1 ; Sx 4.9 ; Sy 5.5 ; Sz 12.4 ; Cu(+2) 0.50 ; pH 7.2; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.0 HNO3 ; end # 63à20 µm
solution 1 ; Sx 28.3 ; Sy 23.6 ; Sz 11.3 ; Cu(+2) 1.87 ; pH 7.2; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.2 HNO3 ; end # 20à2 µm
solution 1 ; Sx 5.7 ; Sy 13.6 ; Sz 2.8 ; Cu(+2) 0.57 ; pH 7.5; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.0 HNO3 ; end # <2 µm
SOLUTION_SPECIES
Cu+2 + Sx- = CuSx+ ; log_k 5.53 # 4.53 malate cste
Ca+2 + Sx- = CaSx+ ; log_k 2.72 # 2.72 malate cste
230
Annexes
# Sol CCCuAc
solution 1 ; Sx 16.0 ; Sy 2.9 ; Sz 3.4 ; Cu(+2) 0.52 ; pH 7.1; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.3 HNO3 ; end # > 250 µm #valeur Sx=48
solution 1 ; Sx 26.6 ; Sy 3.8 ; Sz 3.9 ; Cu(+2) 0.73 ; pH 7.25; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.1 HNO3 ; end # 250à63 µm
solution 1 ; Sx 8.2 ; Sy 4.8 ; Sz 12.4 ; Cu(+2) 0.47 ; pH 6.9; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -5.9 HNO3 ; end # 63à20 µm
solution 1 ; Sx 33.9 ; Sy 22.3 ; Sz 11.3 ; Cu(+2) 1.84 ; pH 7.1; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -6.0 HNO3 ; end # 20à2 µm
solution 1 ; Sx 7.8 ; Sy 12.6 ; Sz 2.8 ; Cu(+2) 0.45 ; pH 7.2; reaction ; Ca(NO3)2 ; 0.14 ;
equilibrium_phases ; Fix-pH -5.8 HNO3 ; end # <2 µm
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
231
Annexes
SOLUTION_MASTER_SPECIES
#Element species Alk gfw gfw_of_element
Ms Ms-1 0 121.14 121.14 # Mobile site creation
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
SURFACE_MASTER_SPECIES
Ss_m Ss_m #Surface site for mobile site attachment : creation
Ss_h Ss_h #Surface site for H and Cu attachment : creation
SOLUTION_SPECIES
Ms-1 = Ms-1 ; log_k 0 # Mobile site definition
Ms-1 + H+ = MsH ; log_k 4.7 # Mobile site exchanges a proton
Ms-1 + Cu+2 = MsCu+ ; log_k 7 # Mobile site complexes copper #CC21j=7
SURFACE_SPECIES
Ss_m = Ss_m ; log_k 0.0 #Definition of the Surface site fixing the mobile sites
Ss_m + Ms-1= Ss_mMs-1 ; log_k 4.05 # Surface site attaches mobile site
Ss_m + Ms-1 + H+= Ss_mMsH ; log_k 8.75 # the attache mobile site exchanges a proton
# this logK equals logK(MsH) + logK(SX) = 4.7 + 4.05 = 8.75 to keep the same
microscopic affinity on bound and free COT
Ss_m + Ms-1 + Cu+2=Ss_mMsCu+; log_k 11.05 # the attached mobile site complexes a
copper ion
# this logK equals logK(MsCu) + logK(SX) = 7.0 + 4.05 = 11.05 to keep the same
microscopic affinity on bound and free COT
232
Annexes
Solution 0
pH 7 charge
C(4) 1 CO2(g) -3.5 1
end
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
END # prevent from selecting out (in file) the solution composition
233
Annexes
-print_cells 10
SELECTED_OUTPUT
-file out.sel
-selected_out true
-high_precision false
-reset false
-solution true
-distance true
-time true
-step true
-pH true
-alkalinity false
#Colloïdes en solution MOD en solution colloïde attaché MOD
attaché Site de surface
tel-00680030, version 1 - 17 Mar 2012
8
[Cuaq] µmol.L-1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Vp
234
Annexes
235