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Święta Polska
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krystian
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 Anatomie : chapitre 1
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INTRODUCTION
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Situé à l’interface entre l’eau, l’atmosphère et les végétaux, le sol assure de nombreuses
fonctions : des fonctions économiques, écologiques et biologiques. Support de nombreuses
activités humaines (industrialisation, urbanisation, agriculture), son rôle clef en matière
d’environnement a été reconnu récemment : il intervient comme réacteur, récepteur,
accumulateur, et filtre des pollutions (Robert et Juste, 1999). L’accroissement démographique
et l’industrialisation ont conduit à une augmentation des flux de déchets contenant des
substances diverses telles que les hydrocarbures polycycliques aromatiques (HAP),
polychlorobiphényles (PCB) et les éléments traces métalliques (ETM). Les activités humaines
génèrent donc des déchets au sens large (gaz d’échappement, rejets industriels) et produisent
et utilisent des molécules susceptibles d’être toxiques (pesticides, tensioactifs). Les PCB et
HAP sont dégradés plus ou moins rapidement (quelques jours voire plusieurs mois) dans le
sol par les micro-organismes (A.T.S.D.R., 1996 ; I.P.C.S., 1998). Les éléments traces
métalliques ne sont pas dégradés et s’accumulent dans le sol (Robert, 1995). Leur temps de
rémanence dans le sol ainsi que leurs effets adverses potentiels sur la santé humaine font de
leur présence dans le sol un problème actuel et à venir.
Les éléments traces métalliques (ETM)
La croûte terrestre ou lithosphère est composée de 80 éléments : 12 éléments majeurs et 68
éléments traces ou éléments mineurs (Coïc et Coppenet, 1989). Par convention, les éléments
majeurs sont ceux dont la teneur dans la croûte terrestre est supérieure à 1 pour mille et les
éléments mineurs, ceux dont la teneur est inférieure à cette valeur (Juste et Feix, 1995). Cette
définition ne prend en compte, ni l’abondance de ces éléments dans les organismes vivants, ni
la nature des effets (toxiques ou bénéfiques) qu’ils pourraient engendrer sur ces derniers.
Dans le monde vivant, la notion de macro ou micro-élément est utilisée. Cette notion repose
sur la concentration moyenne de l’élément dans les organismes vivants. La limite des
concentrations moyennes séparant macro de micro-éléments a été fixée par des spécialistes à
100 mg/kg de matière sèche. Les micro-éléments peuvent être classés en deux catégories : les
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micro-éléments indispensables et les micro-éléments neutres Les micro-éléments
indispensables aux processus vitaux sont appelés oligo-éléments. Ces oligo-éléments peuvent
devenir toxiques si leur concentration dépasse une certaine teneur dans l’organisme. Certains
micro-éléments dont le caractère indispensable n’a pas été mis en évidence peuvent également
s’avérer toxiques au-delà d’un certain seuil : c’est le cas du plomb, du cadmium et du
mercure.
Le terme “ métaux lourds ” est fréquemment employé pour désigner les éléments traces
métalliques (ETM). Cette expression vient de la traduction anglaise de“ Heavy metals ” (Juste
et Feix, 1995). Par métaux lourds, sont désignés les éléments métalliques dont la densité est
supérieure à 5. Cette expression est employée à tort car elle englobe des éléments dont la
masse volumique est bien en deçà de 5 g/ml (aluminium), et des éléments qui ne peuvent être
considérés comme des métaux au sens strict du terme (sélénium).
Origine
Il existe différentes sources d’apport d’éléments traces métalliques dans le sol (figure I.1).
Apports atmosphériques
Sol = système accumulateur
Stock initial = fond géochimique
Roches
Pratiques Agricoles
fertilisation
dont effluents d'élevage
pesticides
déchets de collectivités
déchets industriels
Déchets
Figure I.1 Origine des ETM dans le sol
(D’après Robert & Juste, 1999)
Origine naturelle
Les ETM sont présents naturellement dans les roches, ils sont libérés lors de l’altération de
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celles-ci pour constituer le fond géochimique (Bourrelier et Berthelin, 1998). La concentration
naturelle de ces éléments dans les sols varie selon la nature de la roche, sa localisation, son
âge et de la nature de l’élément.
Tableau I.1 Teneurs moyennes en ETM dans les sols
Valeurs moyennes dans les sols en ppm
Elément (Z) Monde Europe France
Cuivre (29) 20 (Kabata-Pendias, 1992 ; Mc
Lean et Bledsoe, 1992)
20 - 30 (Baize, 1997) 13 - 30 (Juste etFeix, 1995)
10 - 30 (Prog ASPITET, 1997)
Zinc (30) 64 (Kabata-Pendias, 1992,) 40 -50 (Bonneau et Souchier,
1979)
70 -90 (Pailler, 1992)
Cadmium (4 0,53 (Kabata-Pendias, 1992) 0,08 – 0,44 (Fao-Who,
1989)
0,23 (Gomez et al, 1989)
0,2 (Baize, 1997)
Plomb (82) 2-44 (Kabata-Pendias, 1992) 20 (Adriano, 1986) 24 (Gomez et al, 1989)
Origine anthropique
Deux principaux types de pollutions anthropiques sont responsables de l’augmentation des
flux de métaux : la pollution atmosphérique (rejets urbains et industriels) et la pollution liée
aux activités agricoles.
• La pollution atmosphérique résulte des activités industrielles (rejet d’usine), et urbaine (gaz
d’échappement, etc. ...). Il faut distinguer les apports diffus aériens d’origine lointaine, des
apports massifs localisés d’origine proche. Dans les apports diffus sont classés les poussières
et aérosols provenant des chauffages ainsi que les activités industrielles, les moteurs
d’automobiles, etc. Ces apports peuvent parcourir des centaines de kilomètres à partir de leur
source et se déposent indifféremment sur des secteurs cultivés, des forêts ou encore des
prairies (Godin et al, 1985, Vangronsveld et al, 2002). Les apports massifs localisés résultent
d’apports anthropiques accidentels liés aux activités industrielles de longue durée sans
protection efficace contre la dispersion dans l’environnement (Baize, 1997).
• Certaines pratiques agricoles sont à l’origine de l’introduction d’éléments traces
métalliques dans le sol. Les produits destinés à améliorer les propriétés physico-chimique
du sol sont souvent plus riches en ETM que le sol lui-même d’où un enrichissement en
ETM de ces sols (Bourrelier et Berthelin, 1998). Parmi ces apports : les lisiers (Martinez,
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1996 ; LeGros et al, 2002), la bouillie bordelaise (Branas, 1984 ; Deluisa et al, 1996), les
engrais, les composts et les boues de station d’épuration (BSE) (Robert et Juste, 1999).
Le rôle des pratiques agricoles dans la contamination des sols doit être pris en compte : cela
concerne une grande partie du territoire, et constitue la première étape vers la contamination
de la chaîne alimentaire (Bourrelier & Berthelin, 1998) et peut donc engendrer des problèmes
de santé publique.
Cas particulier des boues de station d’épuration
Les boues de STEP (BSE) sont les résidus du traitement d’épuration subi par les eaux usées
d’origine domestique ou industrielle. La production annuelle de BSE en France a été estimée
en 1995 à 865 000 tonnes de matière sèche (Wiart et Thauvin, 1995). Les boues d’épuration
peuvent suivre différentes filières : des filières d’éliminations par incinération ou mise en
décharge, ou des filières de valorisation. Un projet de loi relatif à l’élimination des déchets et
à la récupération des matériaux examiné en 1975, remis à jour en 1992, précise (Art 2.1) que
les déchets industriels, en raison de leur propriétés dangereuses, ne pourront plus être déposés
dans des installations de stockage (Le Morvan, 1992). A compter du 1er juillet 2002, les
installations d’élimination des déchets par stockage ne seront autorisées à accueillir que des
déchets ultimes. Est considéré comme ultime, au sens de la loi, un déchet qui n’est plus
succeptible d’être traité dans les conditions techniques et économiques du moment,
notamment par extraction de la part valorisable ou par réduction de son caractère polluant ou
dangereux – L n°92-646 du 13 juillet 1992 Art 1er-II (Le Morvan, 1992). Les boues n’étant
pas considérées comme des déchets ultimes, et la production annuelle étant en constante
augmentation, le devenir de ces déchets est devenu une forte question d’actualité. La filière de
valorisation agricole concerne 60% de la production actuelle. C’est la filière de valorisation la
moins coûteuse à côté de l’incinération et de la mise en décharge. Les teneurs en eau et en
éléments fertilisants des boues (azote, phosphore...) sont favorables à leur utilisation en
agriculture. Le retour de ces éléments nutritifs vers le sol s’inscrit vers une gestion plus
rationelle des déchets (Ademe, 2001). En plus de leur effet fertilisant, les boues peuvent
également avoir un rôle structurant (Korantajer, 1991, Illera et al, 2000) et ainsi améliorer les
caractéristiques physico-chimiques du sol. En effet, si une partie de la MO apportée par les
boues est utilisée par les micro-organismes, une autre partie est incorporée au sol et contribue
à l’entretien d’une structure favorable au développement des racines notamment (Ademe,
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2001). L’épandage contribue à court terme à améliorer la structure du sol et l’alimentation des
végétaux par l’apport de substances nutritives. A long terme, l’épandage contribuera à
équilibrer le bilan humique du sol.
Cependant, les boues peuvent également avoir un effet polluant sur le sol et les eaux, du fait
de leur charge en ETM, HAP, PCB et micro-organismes pathogènes. La charge en ETM des
boues dépend de l’origine de celle-ci. Les boues d’origine urbaine sont moins chargées en
ETM que les boues d’origine industrielle (Wiart, 2000). Depuis quelques années, la qualité
des boues de station d’épuration s’est améliorée (Baize, 1997) : les boues sont devenues de
plus en plus « propres », moins chargées en ETM entre autre.
L’épandage de boues de station d’épuration obéi à une réglementation (Décret n°97-1133,
completée par l’arrêté du 8 janvier 1998 fixant les prescriptions techniques, applicables aux
épandages de boues sur les sols agricoles (Baize, 2002). La législation française met l’accent
sur la limitation des flux cumulés en ETM apportés en combinant une plus grande exigence
sur la composition des boues et une restriction des tonnages autorisés. L’épandage ne peut
donc être pratiqué qu’après avoir mis en place une planification globale, des outils d’analyses
et de prévision, des moyens de contrôles du respect des bonnes pratiques et des résultats
agronomiques (Ademe, 2001).
Comportement des métaux dans le sol : Notion de spéciation, mobilité, et
disponibilité
Actuellement, le stock d’éléments en traces métalliques est la résultante de l’héritage du fond
géochimique et des différents apports anthropiques (Robert & Juste, 1999). Les métaux issus
des apports anthropiques ont un comportement différent des métaux présents naturellement,
car apportés sous des formes chimiques réactives (Baize, 1997). Dès leur introduction dans le
sol, les métaux vont s’associer avec différents constituants du sol sous des formes chimiques
variées. Cette répartition dépend de caractéristiques (1) intrinsèques à l’élément (forme
chimique initiale, valence, réactivité, …) (Chaney et Olivier, 1996, Mc Laughing et al, 2000)
et des caractéristiques du milieu (pH, potentiel d’oxydoréduction, CEC, température, travail
du sol…) (Lebourg et al, 1996 ; Richards et al, 1998 ; Filipek-Mazur et al, 2001 ; Tsadilas,
2001).
Dans la majorité des cas, les ETM s’associent à la matrice solide, ils s’accumulent dans le sol,
tant que les conditions du milieu restent inchangées (Bourrelier & Berthelin, 1998). De la
forme chimique de l’élément, du constituant auquel il est associé va dépendre le mode de
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fixation par le sol et donc la mobilité et la biodisponibilité de l’élément. La nature de
l’association des éléments traces avec les phases porteuses du sol, est appelé spéciation.
La spéciation est définie comme la répartition et la quantification des différentes
formes chimiques d’un élément dans le sol, qui réunies, donnent sa concentration totale
(Tessier et al, 1979 ; Florence, 1986). La spéciation contribue à définir la mobilité des
éléments traces et donc permet d’établir des perspectives de comportement et d’évolution des
éléments traces en fonction des conditions du milieu et de leur modification (Bourrelier &
Berthelin, 1998).
La mobilité chimique est définie généralement comme l’aptitude d’un élément à être
transféré vers des compartiments du sol ou il est de moins en moins retenu. Le compartiment
ultime est représenté par la solution du sol où dans certains cas, l’atmosphère du sol (Juste,
1988 ; Mc laughin et al, 2001).
La biodisponibilité selon Thornton (1999) est la portion d’élément dans le sol qui est
disponible pour un organisme donné. La fraction de métal biodisponible dans un sol n’est pas
la même selon que l’on s’intéresse à une bactérie, une plante ou un ver de terre. La
biodisponibilité est donc relative à l’organisme considéré, mais également à son stade de
développement, et à d’autres paramètres externes (Lebourg et al, 1996).
La phytodisponibilité, disponibilité pour les plantes, est la fraction biodisponible la plus
souvent étudiée, car la plus facile à quantifier. En effet, les plantes absorbent les métaux par
leur racine, tandis que les organismes du sol en plus d’être en contact direct avec les polluant
peuvent en ingérer, d’où la difficulté de déterminer la fraction biodisponible pour de tels
organismes.
Il est admis que la mobilité et biodisponibilité d’un élément dépendent de sa spéciation
(Brümmer et al, 1986).
Techniques d’étude du comportement des métaux dans le sol
Différentes techniques chimiques et physiques sont utilisées pour déterminer la répartition des
éléments traces métalliques dans le sol.
Les extractions chimiques
Ces méthodes permettent de spécifier des compartiments, en fonction du réactif utilisé et de la
procédure d’extraction. Les éléments d’un sol sont alors fractionnés au moyen de réactifs
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chimiques ou de solvants, désignés pour extraire les éléments liés ou associés à une phase ou
à un composant particulier (Ure, 1991). Cinq phases sont généralement retenues (Tessier et al,
1979, Sposito et al, 1982, Emmerich et al, 1982, Ure, 1991, Lebourg et al, 1996): (1) la
fraction échangeable, (2) la fraction liée aux carbonates, (3) la fraction liée aux oxydes et
hydroxydes de Fer, (4) la fraction liée à la MO et (5) la fraction résiduelle.
1- La fraction échangeable correspond à la quantité de métal qui peut être extraite du
sol par échange cationique, c'est-à-dire les métaux adsorbés sur les sites d’échanges d’argiles,
de la MO et des oxydes de Fer et de Mg.
2- La fraction liée aux carbonates correspond aux constituants solubles en milieu
acide. Il s’agit essentiellement des carbonates d’où le nom de fraction liée aux carbonates
donné à cette fraction. Les ETM présents dans le sol précipitent avec les carbonates et sont
susceptibles d’être relargués lorsque les conditions physico-chimiques évoluent
(acidification).
3- La fraction réductible correspond aux métaux associés aux oxydes et
hydroxydes de Fer ou/et de Manganèse. Certains auteurs (Zachman et Block, 1994) font la
différence entre la fraction dite “ facilement réduite ” (oxydes de manganèse et oxydes
amorphes de fer) et la fraction “ modérément réduite ” (oxydes cristallisés de fer). D’autres
auteurs différencient les oxydes de manganèse, des oxydes amorphes de fer, et des oxydes
cristallisés de fer (Krishnamurti et al, 1995).
4- La fraction oxydable correspond aux ETM liés à la MO et aux sulfures.
5- La fraction résiduelle correspond aux métaux incorporés dans les minéraux du sol.
Il existe différents schémas d’extraction. Ainsi, lorsqu’une seule extraction est pratiquée sur
un échantillon, elle est qualifiée d’extraction simple. En revanche si plusieurs extractants sont
utilisés successivement sur un même aliquote de sol, il s’agit d’une extraction séquentielle
(Lebourg et al, 1996). L’extraction est suivie du dosage de la totalité de l’élément passé en
solution.
Les extractions séquentielles bien que couramment utilisées font l’objet de nombreuses
critiques. La validité des résultats obtenus est mise en cause. En effet, chaque solution
d’extraction est susceptible d’agir sur plusieurs fractions du sol, donc pas aussi sélectivement
que prévue (Lebourg et al, 1996, Bermond et Malenfant, 1990). De plus, lors de la
mobilisation d’une forme chimique d’un métal, il se produirait une redistribution de ce métal
dans les diverses fractions du sol, les résultats se trouvant ainsi biaisés (Lebourg et al, 1996).
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Pour répondre à ces critiques, un autre schéma d’extraction est utilisé : les extractions dites
parallèles. Chaque extraction est réalisée sur un échantillon de sol brut. Les erreurs de
mesures sont limitées et le manque de spécificité des réactifs est compensé par l’attaque
simultanée de plusieurs phases, avec les réactifs appropriés.
Les formes chimiques les plus mobiles sont la fraction échangeable et la fraction liée à la MO
(Davis, 1984). Certains auteurs ne s’intéressant qu’au problème de toxicité des ETM vis-à-vis
de organismes du sol se contentent d’extraire les métaux présents dans ces deux fractions
(Sposito et al, 1982 ; Brown et al, 1984).
Les fractionnements physiques
Plus récemment, des techniques de fractionnement physique ont été utilisées pour étudier la
dynamique des éléments traces métalliques (Ducaroir et Lamy, 1995 ; Balabane et al, 1999,
Besnard et al, 2001, Flores-Velez, 1996). Ces techniques ont été employées avec succès pour
étudier la dynamique de la MO (Andreux et al, 1980, Balesdent et al, 1988, Elliot et
Cambardela, 1991, Christensen, 1992). Les différents compartiments sont alors définis selon
des caractéristiques physico-chimiques (Lamy et al, 1999). Des classes de particules peuvent
être séparées en fonction de leur granulométrie, leur densimétrie ou leurs propriétés
magnétiques. Ces différents compartiments ont des propriétés voisines en terme de nature et
de réactivité. Ces méthodes sont rapides et non destructrices, conservant au mieux les liaisons
métal-phase “ hôte ” du milieu sol.
Il existe différents types de fractionnements qui ont chacun une spécificité bien précise.
Le fractionnement granulo-densimétrique s’intéresse plus particulièrement aux relations des
métaux avec la MOP (Matière Organique Particulaire1). En effet, bien que les fractions fines
restent le compartiment le plus réactif, la contribution des fractions grossières est non
négligeable. Ces MOP contenant les formes les moins stables de la matière organique des
sols, elles constituent un pool à risque (Balesdent et al, 1988).
Le fractionnement granulo-magnétique, lui, s’applique aux particules plus denses telles que
les phases minérales. Il contribue à l’identification des phases porteuses des métaux et à
l’estimation de leur stabilité, suivant la répartition des métaux en fonction des classes de taille
de particules et de leurs propriétés magnétiques.
1 Les MOP sont des particules organiques grossières > 50 µm (Christensen, 1992). Elles sont constituées
essentiellement de débris végétaux plus ou moins décomposés, mais également de spores, de graines d’hyphes
mycéliens, et parfois de petits organismes et particules de charbon.
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Interactions Métaux-Lombriciens
L’importance des lombriciens dans le brassage du sol est reconnue par Darwin dès 1881. Ces
organismes « ingénieurs » (Stork et Eggleton, 1992 ; Lavelle, 1997) modifient les propriétés
physico-chimiques du sol, favorisant ainsi les activités microbiologiques.
Bouché (1972) classe les lombriciens selon trois catégories écologiques : les épigés, les
anéciques, les endogés. Ces différentes catégories se définissent d’abord par la localisation en
profondeur, le régime alimentaire mais aussi en fonction de la qualité des ressources
trophiques et des contraintes biotiques (prédation…) et abiotiques (le climat…) et par des
caractères anatomiques tels que la pigmentation de l’épiderme.
Les épigés (Bouché, 1977 ; Lee, 1985) sont de petite taille (10 à 30 mm en général) et vivent
généralement dans la litière ingérant peu de matière minérale. Ils peuvent être classés en
plusieurs groupes selon la MO dont ils se nourrissent : les staminicoles (litière), les corticoles
(écorce et tronc d’arbre en décomposition, compost et fumier), les détritiphages (déchets
organiques divers) et les coprophages (déjections de mammifères) (Bouché, 1977, Lee, 1985).
Ces espèces, localisées en surface, sont particulièrement sensibles à la prédation, aux
variations climatiques et aux facteurs anthropiques et à la disparition des horizons organiques
par le labour et l’usage des traitements phytosanitaires.
Les anéciques (Bouche, 1977) sont des vers de taille moyenne à géante (10 à 110 cm), vivant
dans des galeries verticales à subverticales plus ou moins ramifiées s’ouvrant en surface. Ces
vers assurent un mélange intime de la matière organique avec la fraction minérale par leurs
diverses activités d’ingestion, de transfert et d’excrétion de la MO à travers leurs galeries et
forage de galeries.
Ces espèces, localisées sur toute la hauteur du profil de sol, sont sensibles aussi aux travaux
mécaniques du sol et aux intrants.
Les endogés (Bouché, 1977) sont de taille variable (1 à 20 cm) et creusent des galeries
d’orientation quelconque. Ils se nourrissent de la MO incorporée dans la matrice sol et doivent
parcourir les horizons du sol pour satisfaire leur besoin alimentaire. Lavelle (1981) précise
cette classification en fonction de la richesse en MO du milieu où le ver évolue. Se
distinguent, les oligohumiques (c'est-à-dire vivant dans des milieux pauvres en MO), les
polyhumiques (milieux riches en MO) et les mésohumiques (milieux intermédiaires)
L’impact des lombriciens sur le sol varie selon leur catégorie écologique. Les endogés et les
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anéciques sont les plus influents (Shaw et Pawluck, 1986 ; Brown, 1998). Les lombriciens
modifient les propriétés physico-chimique du sol créant ainsi une sphère d’influence
particulière appelée drilosphère (Shuster et al, 2001 ; Lee, 1985 ; Edwards et Bohlen, 1996 ;
Tiunov et Scheu, 1999). Les turricules (déjections des vers laissées en surface) et les galeries
constituent des microsites particuliers qui comparés au sol environnant présentent un
enrichissement en C, N et autres nutriments (P, K, Mg, NH4, …)(Lunt et Jacobson, 1944 ;
Parle, 1963 ; Syers, 1979, Parkin et Berry, 1999), une texture et structure différentes
(Shipitalo et Protz, 1989 ; Zhang et Schrader, 1993 ; Gorres et al, 2001) et sont le siège d’une
importante activité microbienne (Parle, 1963 ; Syers et al, 1979 ; Shaw et Pawluck, 1986 ;
Parkin et Berry, 1999). De plus les galeries creusées par les lombriciens constituent des voies
préférentielles d’écoulement des eaux entraînant ainsi divers particules (Ehlers, 1975 ;
Zachmann et al, 1987 ; Syers et Springett, 1983 ; Shipitalo et al, 1994).
Les turricules et parois de galeries sont le siège de diverses réactions et processus physiques,
chimiques et biologiques influençant ainsi le cycle biogéochimique de certains éléments
majeurs tels que l’azote (Binet, 1993 ; Parkin et Berry, 1999), le carbone (Lee, 1985, Jégou,
1998 ; Shuster et al, 2001), et le phospohore (Chapuis-Lardy et al, 1998 ; LeBayon, 1999) et
la dynamique des éléments traces métalliques (Tomlin et al, 1993 ; Abdul Rida, 1996 ;
Devliegher et Verstraete, 1997).
Impacts des métaux sur les lombriciens
Les lombriciens peuvent être sensibles aux teneurs en éléments traces métalliques présent
dans le sol, cette sensibilité vis-à-vis des métaux fait dès 1973 (Gish et al), ils sont utilisés
comme bioindicateur de pollution aux éléments traces métalliques.
L’augmentation de la teneur en métaux d’un sol peut influer sur la densité lombricienne (Pizl
& Josen, 1995), la croissance pondérale (Van Rhee, 1975, Abdul Rida, 1996), la production
de cocon (Lee, 1985 ; Cortez et al, 1989 ; Abdul Rida, 1996, Bain et al, 1999, Spurgeon et
Hopkin, 1999). Prenons l’exemple du zinc, Spurgeon et al. (1999) ont observé une réduction
significative du taux de survie de 4 espèces lombriciennes pour des concentrations en zinc
comprises entre 2000 et 3600 ppm. De plus, ils ont également observé des pertes
significatives de poids à partir de 1200 et 2000 ppm de zinc.
De même, la capacité des lombriciens à accumuler les métaux est reconnue dès la fin du
19ème siècle (Hogg 1895 in Hopkin, 1989). Selon Van Hook (1974), il y a accumulation
lorsque le rapport de concentration de métal dans les tissus sur la concentration du métal dans
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le sol est supérieur à 1. Les rapports d’accumulation chez les lombriciens varient entre 16,0
pour le cadmium, 4,1 pour le zinc, 1,1 pour le cuivre, 0,5 pour le nickel et 0,4 pour le plomb
(Van Hook, 1974 ; Van Rhee, 1977 ; Czarnowska et Jopkiewicz, 1978 ; Abdul Rida, 1996 ;
Kenette et al, 2002):
De nombreuses études ont permis d’identifier les paramètres dont dépend ce processus de
bioconcentration : (1) l’espèce lombricienne et sa catégorie écologique (Ireland, 1979; Ash et
Lee, 1980 ; Ireland et Richards, 1981), (2) la saison (Ireland et Wooton, 1976), (3) l’élément
trace (Ma, 1982 ; Marinio et al., 1992 ; Abdul Rida, 1996), (4) les propriétés physiques et
chimiques du sol (Smith, 1996,) et (5) quand il s’agit d’une pollution diffuse, la distance à la
source de contamination (Gish et Christensen, 1973).
Les éléments traces métalliques se trouvent accumulés dans des cellules appelées
chloragocytes. Le tube digestif est tapissé d’un tissu formé par un assemblage de cellules : les
chloragocytes. Ce tissu accumule les déchets produits lors de la digestion. Ces déchets,
pouvant inclure les métaux comme le plomb ou le cadmium, sont alors stockés dans les
chloragocytes sous la forme de granules ou chloragosomes (Ireland et Richard, 1981). Un
chloragosome isolé possède des propriétés d’échange cationique et anionique qui lui
permettent d’absorber et d’immobiliser certains éléments tels que le Pb (Ireland, 1978). Le
chloragosome joue un rôle primordial dans la concentration de certains éléments traces
(Ireland, 1983). L’élimination du Pb et du Cd peut être faite par les corps bruns ou par
autotomie. Les granules formés lors de l’adsorption des métaux dans les chloragosomes sont
déchargés dans la cavité coelomique et peuvent alors être excrétés via les néphridies ou
stockés dans des nodules. Dans le cas de certaines espèces, les nodules stockés dans la partie
postérieure du vers, peuvent être perdus par autotomie (Andersen et Larsen, 1982).
L’accumulation et la toxicité des métaux issus de boues de station d’épuration vis-à-vis des
lombriciens est très variable pour une même espèce (Suzuki et al, 1980, Kruse et Barrett,
1985, Barrrera et al, 2001). Les boues, de composition hétérogène, contiennent de la matière
organique à laquelle se complexent les métaux. Les métaux ainsi complexés sont moins
disponibles pour les lombriciens (Hartenstein et al, 1981). Ainsi, l’étude de l’accumulation
des métaux dans les tissus des lombriciens pourrait être un bon indicateur de disponibilité des
métaux dans le sol (Lanno et Mc Carty, 1997 ; Conder et Lanno, 2000 ; Conder et al, 2001 ;
Oste et al, 2001).
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Impacts des Lombriciens sur les métaux
Quelques études traitent également de l’impact des lombriciens et de leurs activités sur la
dynamique des ETM dans le sol. Diverses notions vis-à-vis des métaux comme leur solubilité
(Hartenstein et al, 1980, l’extractibilité (Helmke et al, 1979), leur biodisponibilité (Abdul
Rida 1996 ; Devliegher et Verstraete, 1997), ont été étudiées en présence de lombriciens. Les
résultats obtenus sont contradictoires : selon Ireland (1975), la disponibilité des ETM
augmente dans les turricules tandis que pour Hartenstein (1980), elle ne varie pas. Devliegher
et Verstraete (1995) montrent que la disponibilité du cuivre et du manganèse augmente en
présence de lombricien alors que la disponibilité du zinc ne varie pas. L’hétérogénéité des
résultats obtenus lors de ces études est liée à divers critères comme la nature des sols, les
espèces lombriciennes, la source d’apport des métaux (boues, sel, lisier, ...), l’élément trace,
ainsi que la notion abordée (disponibilité, biodisponibilité, extractibilité, ect...) et l’extractant
utilisé. Selon Abdul rida (1996), le rôle de ces organismes dans la mise à disposition des
éléments traces pour les plantes est très modeste dans les sols contaminés.
Les différents niveaux d’étude
Les activités lombriciennes peuvent être étudiées à différentes échelles d’expérimentation : au
champ, et en mésocosmes ou microcosmes au laboratoire. Chaque niveau d’investigation
présentant ses avantages et ses contraintes.
Au champ
Les approches expérimentales au champ sont bien sur celles qui se rapprochent le plus de la
réalité. Cependant, les approches expérimentales réalisées au champ doivent tenir compte de
variations journalières et saisonnières de nombreux paramètres, comme la température et la
photopériode susceptibles d’influer sur les résultats. L’hétérogénéité de la matrice sol
(hydromorphie, …) est également un paramètre non négligeable dans les études aux champs.
De plus, les facteurs abiotiques (humidité, température) et biotiques (interactions entre
diverses espèces) influencent les activités lombriciennes (Kretzschmar, 1989; Binet, 1993). Il
faut pouvoir les quantifier et les contrôler.
Au laboratoire
Les études en microcosmes permettent de s’affranchir d’un certains nombres de contraintes
comme la température, la photopériode et l’humidité ambiante qui peuvent être contrôlées. De
plus, au laboratoire les échantillons obtenus peuvent être parfaitement identifiés. Les
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turricules observés sur le terrain sont difficilement attribuables à une espèce précise.
L’utilisation de dispositifs expérimentaux permet donc via le contrôle des individus introduits
de pouvoir identifier parfaitement « l’origine » du turricule.
L’utilisation de microcosmes présente certains inconvénients : effet bordure, artefacts liés au
tassement, domaine vital réduit, ect... De plus, les résultats obtenus lors de tests en
microcosmes ne sont donc pas directement extrapolables au champ, car les volumes
prospectés sont trop restreints et la nature des combinaisons de facteurs très sensiblement
modifiée. Il n’en reste pas moins que l’approche analytique expérimentale en microcosmes est
très appropriée à une approche mécanistique de la dynamique des polluants, pourvu qu’elle
serve à élaborer un modèle qui sera susceptible d’être ultérieurement validé dans des
situations plus comparables aux situations réelles.
Problématique
Un programme de recherche intitulé Valorisation Agricole des Déchets et produits dérivés
« VADETOX » a été mis en place par l’ADEME en 1995. Ce programme vise à évaluer les
risques écotoxicologiques liés à l’épandage de déchets sur différents organismes du sol. Les
plantes, la faune du sol (lombricien), la faune épigée (coléoptères), et les micro-organismes
(daphnies, mycorhize, micro algues) sont utilisés comme indicateurs potentiels de pollution. Il
est apparu alors important de tenter d’évaluer l’impact rétroactif des ces organismes sur les
polluants. Dans ce contexte, nous avons voulu appréhender l’impact potentiel des activités
fouisseuses lombriciennes sur la dynamique (biodisponibilité, mobilité) des ETM issus de
boues de station d’épuration.
Nous nous intéressons à répondre aux questions suivantes :
(1) La distribution chimique et physique des ETM est-elle modifiée par les activités
lombriciennes en particulier dans les microsites d’origine lombricienne (turricule et
parois de galeries) ? Ces microsites réagissent-ils différemment du sol environnant ?
(2) Les galeries constituent-elles des voies préférentielles de transfert des ETM vers
les horizons de profondeur et une interface chimique modifiant la qualité des eaux de
percolation ?
(3) Quelle est la participation des microsites au bilan global de mobilité des ETM
dans le sol ?
De manière à apporter des éléments de réponses à ces questions, nous avons mis en place des
expérimentations au laboratoire en microcosmes. Les boues, artificiellement dopées en ETM,
ont été fournies par le programme VADETOX. Deux expériences ont été réalisées :
La première expérience a été mise en place afin d’observer les modifications de
spéciation des éléments traces métalliques au sein des compartiments issus des activités
lombriciennes (turricule, parois de galeries).
Ce qui, dans un premier temps, nous a permis d’étudier la redistribution des ETM dans
différents compartiments du sol, en présence ou non de boue et avec ou sans lombriciens.
La deuxième expérimentation avait pour objectif de déterminer la qualité des eaux de
percolations en présence de lombricien. Des bilans de flux de carbone organique dissous
(COD) et d’éléments traces métalliques seront dressés pour un système pollué (avec boue) et
un système Témoin non pollué (sans boue).
Dans un deuxième temps, nous nous sommes intéressé à l’influence des lombriciens sur la
qualité des eaux de percolation (charge en ETM et Carbone Organique Dissous COD)
Avant de traiter ces deux points, nous dresserons un bref bilan de l’état des lombriciens en fin
d’expérimentation, par l’étude des paramètres biodémographiques tels que la survie et
l’évolution pondérale et d’autres paramètres (production de turricules).
En conclusion, nous essayerons de dresser un bilan global des exportations des ETM en
présence de lombriciens. Ces bilans permettront de contribuer à une meilleure compréhension
des mécanismes intervenant dans la redistribution des ETM dans les sols et plus
particulièrement au niveau des microsites d’origine lombricienne.
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 Posté le: Dim Fév 19, 2006 11:16 pm
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