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Effet de sédiments d’étangs épurateurs combinés
avec des engrais minéraux sur la croissance de
l’avoine cultivée dans un substrat sablonneux
Mémoire
Étienne Dupont
Maîtrise en sols et environnement
Maître ès sciences (M.Sc.)
Québec, Canada
© Étienne Dupont, 2015
III
Résumé
Un essai en serre a été effectué pour évaluer l’effet de sédiments provenant d’étangs
épurateurs et régulateurs de l’eau, en l’absence et en présence d’une fumure minérale
(N-P-K), sur la croissance, la production de biomasse aérienne sèche (BAS) et la
teneur en certains éléments traces métalliques (ÉTM) de l’avoine (Avena sativa L.)
cultivée dans un substrat minéral peu fertile. En général, le rendement en BAS a
augmenté avec les doses croissantes de sédiments et d’engrais. Bien que le sédiment
contenait des éléments nutritifs, sa valeur fertilisante était très faible. Les hauts
rendements ont été obtenus avec la combinaison d’engrais minéraux et de sédiments.
Les concentrations des ÉTM dans la BAS n’ont pas causées de problèmes de
phytotoxicité et étaient en deçà des normes établies. Les prélèvements aériens d’ÉTM
les plus élevés ont été obtenus dans le cas des échantillons de sol ayant produit les
rendements aériens les plus élevés.
V
Abstract
A greenhouse trial was conducted to evaluate the effect of sediments from scrubber
and water ponds, in combination with inorganic fertilizers (NPK), on the growth,
shoot biomass (SB) production and trace metal element (TME) concentration in SB
of oat (Avena sativa L.) grown in a low fertile mineral substrate. In general, the shoot
length and SB yield of the plant increased with increasing rates of sediment and
inorganic fertilizer. Although the sediment contained nutrients, its fertilizer value was
very low. The high SB yields were obtained with the combination of inorganic
fertilizers and sediment. The concentrations of TME in SB were below typical
phytotoxic levels. The uptake of the highest TME was obtained in the case of
substrates that produced the highest yields of SB.
VII
Table des matières
RÉSUMÉ ........................................................................................................................... III
ABSTRACT ......................................................................................................................... V
TABLE DES MATIÈRES ...................................................................................................... VII
LISTE DES TABLEAUX ........................................................................................................ IX
LISTE DES FIGURES ........................................................................................................... XI
LISTE DES ABRÉVIATIONS ET SIGLES ............................................................................... XIII
REMERCIEMENTS ............................................................................................................ XV
INTRODUCTION................................................................................................................. 1
HYPOTHÈSE ....................................................................................................................... 2
OBJECTIF DE L’ÉTUDE ........................................................................................................ 2
CHAPITRE 1 - REVUE DE LITTÉRATURE ............................................................................ 3 1.1. PROBLÉMATIQUE DE L'ÉROSION AU CANADA ET AU QUÉBEC ................................................ 3 1.2. PHÉNOMÈNES D’ÉROSION DUS AU POUVOIR ÉROSIF DE L’EAU .............................................. 6 1.3. SOLIDES EN SUSPENSION, ÉLÉMENTS TRACES MÉTALLIQUES ET NUTRIMENTS ........................... 8 1.4. UTILISATION DES SÉDIMENTS EN AGRICULTURE ................................................................ 10 1.5. AUTRES PROPRIÉTÉS AGRONOMIQUES ........................................................................... 13 1.6. UTILISATION DES SÉDIMENTS EN TANT QUE SUBSTRAT DE CULTURE ..................................... 13 1.7. EFFET DES SÉDIMENTS SUR LA CROISSANCE ET LE RENDEMENT DES CULTURES ....................... 14
CHAPITRE 2 - MATÉRIEL ET MÉTHODES ......................................................................... 17 2.1. SÉDIMENTS ............................................................................................................... 17 2.2. SUBSTRAT DE CULTURE ................................................................................................ 19 2.3. ESSAI CULTURAL EN SERRE ........................................................................................... 20 2.4. PARAMÈTRES MESURÉS ............................................................................................... 21 2.5. ANALYSES STATISTIQUES .............................................................................................. 22
CHAPITRE 3 - RÉSULTATS ET DISCUSSION ...................................................................... 23 3.1. EFFET DES APPORTS DE SÉDIMENTS ET D’ENGRAIS MINÉRAUX SUR LES PARAMÈTRES DE
CROISSANCE DE L’AVOINE CULTIVÉE EN SERRE ................................................................. 23 3.2. EFFETS DES TRAITEMENTS SUR LA TENEUR EN QUELQUES ÉLÉMENTS TRACES MÉTALLIQUES DE LA
BIOMASSE AÉRIENNE SÈCHE DE L’AVOINE. ...................................................................... 30
CONCLUSION GÉNÉRALE .................................................................................................. 37
BIBLIOGRAPHIE ................................................................................................................ 39
ANNEXES ......................................................................................................................... 47
IX
Liste des tableaux
TABLEAU 1.1 TENEURS EN ÉLÉMENTS TRACES MÉTALLIQUES D’UN SOL AYANT REÇU DES DOSES D’ENGRAIS ET DE SÉDIMENTS
DRAGUÉS (PARKPIAN ET AL., 2002). .......................................................................................... 12 TABLEAU 2.1 QUELQUES PROPRIÉTÉS PHYSICO-CHIMIQUES DU SÉDIMENT UTILISÉ DANS L’ESSAI CULTURAL. .................. 19 TABLEAU 2.2 IDENTIFICATION DES TRAITEMENTS RELATIFS À L’UTILISATION DE SÉDIMENTS ET D’ENGRAIS MINÉRAUX DE
BASE (N, P ET K) POUR LA CULTURE DE L’AVOINE DANS UN SUBSTRAT MINÉRAL. .................................. 21 TABLEAU 3.1 PARAMÈTRES DE CROISSANCE DE L’AVOINE CULTIVÉE EN SERRE DANS UN SOL AYANT REÇU DES DOSES
CROISSANTES DE SÉDIMENT ET D’ENGRAIS MINÉRAUX. .................................................................... 26 TABLEAU 3.2 RÉSULTATS DE L’ANALYSE DE LA VARIANCE DES EFFETS SIMPLES DES TRAITEMENTS SUR LES PARAMÈTRES DE
CROISSANCE DE L’AVOINE CULTIVÉE EN SERRE. .............................................................................. 29 TABLEAU 3.3 TENEURS (MG/KG) MOYENNES EN ÉLÉMENTS TRACES MÉTALLIQUES DES PARTIES AÉRIENNES DE L’AVOINE
CULTIVÉE DANS UN SUBSTRAT SABLONNEUX.................................................................................. 31 TABLEAU 3.4 QUANTITÉS (MG/KG) D’ÉLÉMENTS TRACES MÉTALLIQUES APPORTÉS AU SOL PAR LES DOSES DE SÉDIMENT. 32
XI
Liste des figures
FIGURE 2.1 BASSIN DE SÉDIMENTATION DU SITE DE ST-SAMUEL-DE-HORTON ........................................................ 17 FIGURE 3.1 CROISSANCE DE L’AVOINE : TRAITEMENTS 1 À 4. .............................................................................. 24 FIGURE 3.2 CROISSANCE DE L’AVOINE : TRAITEMENTS 5 À 8, PRÉSENTANT UN TRAITEMENT (7) AFFECTÉ PAR UNE BUSE
D’ARROSAGE DÉFECTUEUSE. ...................................................................................................... 24 FIGURE 3.3 CROISSANCE DE L’AVOINE : TRAITEMENTS 9 À 12 ............................................................................. 25 FIGURE 3.4 CROISSANCE DE L’AVOINE : TRAITEMENTS 13 À 16. .......................................................................... 25
.
XIII
Liste des abréviations et sigles
BAS : biomasse aérienne sèche
ÉTM : éléments traces métalliques
MAS : masse aérienne sèche
Al : aluminium
As : arsenic
Be: beryllium
Ca : calcium
Cd : cadmium
Co: cobalt
Cu: cuivre
Cr : chrome
Fe: fer
Hg : mercure
Mn: manganèse
N : azote
Ni : nickel
NH4: ammonium
NO3: nitrate
P: phosphore
Pb: plomb
Se: sélénium
Tl : thallium
V : vanadium
Zn : zinc
XV
Remerciements
Je tiens à remercier chaleureusement Éric Van Bochove et Antoine Karam de m’avoir
offert cette opportunité, mais principalement pour avoir été d’une grande patience
pendant ma rédaction.
À Lotfi Khiari, qui m’a suggéré d’entreprendre des études de maîtrise, merci.
Les méthodes d'analyse physico-chimique utilisées ont été effectuées sous la
supervision de Nadia Goussard, technicienne au Laboratoire de qualité de l'eau du
Centre de recherche et développement sur les sols et grandes cultures d’Agriculture
et Agroalimentaire Canada à Ste-Foy, Québec. Sa contribution fut grandement
appréciée.
À mes parents, mon frère, ma copine, pour votre support et vos encouragements,
merci.
À mes amis qui sont toujours là, merci.
À tous ceux qui ont cru, m’ont laissé tenter, ont su m’aiguiller, merci.
Pour ce qui est de l'avenir, il ne s'agit pas de le prévoir, mais de le rendre possible.
Antoine de Saint-Exupéry
1
Introduction
L’érosion des sols agricoles causée par les pluies, le ruissellement superficiel, la fonte
des neiges au printemps et les tempêtes violentes de l’été est, de longue date,
reconnue comme une source de production de sédiments au Québec.
Les sédiments en milieu agricole sont des particules solides minérales (argiles,
carbonates, silicates, phosphates, etc.) et organiques pouvant être entraînées par le
mouvement de l’eau (érosion hydrique) ou de l’air (érosion éolienne), puis déposées
dans les cours d’eau et plans d'eau. Les sédiments issus de sols fertilisés et amendés
avec des biosolides municipaux ou industriels transportent bien souvent de métaux
toxiques ou de polluants organiques avec elles. Il est connu que l'apport de sédiments
riches en éléments nutritifs favorise la prolifération des plantes aquatiques et des
cyanobactéries (Hade, 2003), altérant ainsi la qualité des eaux de surface.
Pour améliorer le bilan agroenvironnemental, des étangs épurateurs et régulateurs de
l'eau en bassin versant ainsi que des bassins de stockage d’eau et de sédimentation
sont aménagés pour capter les particules de sol érodées. Toutefois, le devenir des
sédiments stockés dans les bassins peut représenter un obstacle majeur au
développement durable. Plusieurs stratégies de gestion des sédiments issus de
l’érosion en milieu agricole ont été proposées, parmi lesquelles nous retrouvons leur
valorisation agricole en tant que fertilisant ou amendement de sols peu fertiles. Par
leur composition, les sédiments, une fois épandus sur des sols peu fertiles, peuvent
augmenter le rendement des cultures. La matière organique contenue dans les
sédiments est indispensable à la fertilité des sols pauvres en matières organiques, car
elle peut contribuer à l'entretien d'une structure favorable au développement des
racines.
De nombreux éléments traces métalliques (ÉTM), qui sont naturellement présents
dans les sols érodés, et ceux apportés par les sédiments issus de sols amendés avec
des biosolides mixtes de papetiers, sont indispensables aux plantes, font partie des
oligo-éléments (Kabata-Pendias et Mukherjee, 2007). Toutefois, la teneur en certains
ÉTM dans les sédiments issus de sols amendés avec des biosolides peut s'élever
2
considérablement et devenir toxique pour la croissance des plantes agronomiques à
haute dose. Également, des apports répétés de sédiments contaminés par des ÉTM
pourraient, à long terme, provoquer dans le sol récepteur des accumulations
incompatibles avec la qualité des sols et des cultures. Les ÉTM qui ne jouent aucun
rôle utile pour les êtres vivants (Tremel-Schaub et Feix, 2005) et qui sont toxiques
pour les plantes, les animaux et les humains sont le cadmium (Cd), le mercure (Hg) et
le plomb (Pb) (Kabata-Pendias, 2011; Matech et al., 2014).
Bien qu’un guide de bonnes pratiques spécifiques au milieu agricole (matières
résiduelles fertilisantes) ait été produit (Hébert, 2012), l’expertise québécoise en
matière de valorisation agricole des sédiments issus de l’érosion des sols agricoles est
limitée. Il existe un besoin en matière de recherche, de développement et de
démonstration. Des possibilités de valorisation agricole peuvent exister pour amender
des sols peu fertiles ou des terres marginales, ou pour fertiliser des cultures, mais tout
en demeurant dans un cadre d'épandage contrôlé et réglementé.
Hypothèse
L’ajout de sédiments d’étangs épurateurs issus de l’érosion de sols fertilisés et
amendés, seuls ou combinés avec des engrais minéraux, à un substrat pauvre en
éléments nutritifs permet d’augmenter la biomasse aérienne de l’avoine ainsi que la
teneur de certains ÉTM.
Objectif de l’étude
L’objectif principal de cette étude est de valoriser des sédiments provenant d’étangs
épurateurs et régulateurs de l'eau à des fins d’amendement ou de fertilisant pour la
culture de l’avoine (Avena sativa L.).
3
CHAPITRE 1 - REVUE DE LITTÉRATURE
1.1. Problématique de l'érosion au Canada et au Québec
1.1.1. Érosion hydrique
L’érosion est un mécanisme par lequel les particules de sol sont déplacées. L’érosion
hydrique comprend tout déplacement de particules dû à l’action de la pluie frappant
le sol et éliminant des particules minérales et organiques des couches supérieures du
sol (Favis-Mortlock, 2002). L’accumulation de cette eau cause du ruissellement qui
transporte lesdites particules et peut, par le fait même, en soulever de nouvelles
(Lens, 2005). Une autre forme d’érosion est l’érosion éolienne, qui se distingue de
l’érosion hydrique parce que c’est le vent qui dégage, soulève et transporte les
particules de sol et de matières organiques plutôt que l’eau. Elle ne sera pas abordée
dans le présent cadre.
L'érosion hydrique est un phénomène naturel (Favis-Mortlock, 2002) qui se produit
principalement lors de la fonte des neiges et lors des tempêtes violentes de l'été. Le
sol érodé, entrainé vers les drains agricoles, les fossés ou autres voies d'eau, altère la
qualité de l'eau par l'augmentation de la turbidité et l'augmentation de la
sédimentation (van Vliet et al., 2005).
En 2001, 86 % des terres agricoles canadiennes étaient considérées comme à très
faible risque d'érosion hydrique, représentant moins de 6 tonnes de perte de sol par
hectare par an. Cela représente une amélioration de 8 % par rapport à l'année 1981
(van Vliet et al., 2005). On retrouvait 6 % des terres dans la catégorie de faible risque
(6 à 11 t/ha/an), 4 % dans la catégorie de risque moyen (11 à 22 t/ha/an), 2 % dans la
catégorie de risque élevé (22 à 33 t/ha/an) et finalement 2 % dans la catégorie de
risque très élevé ( ≥ 33 t/ha/an) (van Vliet et al., 2005).
La baisse du risque d'érosion au pays est principalement due aux changements
apportés aux systèmes culturaux et aux méthodes de travail du sol. En effet, malgré
une superficie cultivée totale en hausse de 400 000 hectares en 20 ans, la diminution
des jachères (de plus de la moitié) et le retrait des terres marginales ont aidé à réduire
4
l'érosion. Un autre facteur positif dans la réduction de l’érosion hydrique, le travail
réduit du sol a fait une progression appréciable, passant de nulle en 1981 à 42 % des
superficies en 2001 (van Vliet et al., 2005).
Au niveau québécois, les types de cultures ont considérablement changé dans la
période visée, passant principalement des cultures fourragères aux cultures en rang,
ce qui assure une moins bonne protection contre l'érosion. Le taux d'adoption de 20 %
du travail réduit a neutralisé les effets néfastes du passage aux cultures en rang. Il n'y
a donc pas eu de variation notoire dans les risques d'érosion hydrique au Québec (van
Vliet et al., 2005).
En 2001, on retrouvait 71 % des terres dans la catégorie de très faible risque, 15 %
des terres dans la catégorie de faible risque, 6 % dans la catégorie de risque moyen, 4
% dans la catégorie de risque élevé et finalement 4 % dans la catégorie de risque très
élevé (Vliet et al., 2005). Compte tenu des quantités de sol possiblement perdues, on
estime que les terres canadiennes présentant un risque très important d'érosion
hydrique – parfois négligées dans les programmes de conservation à grande échelle –
sont responsables de 16 % des pertes totales de sol. En orientant les efforts de
conservation vers les sites les plus vulnérables (approximativement 2 % des terres
agricoles canadiennes), on obtiendrait une réduction considérable de l'érosion
hydrique (van Vliet et al., 2005).
Un projet tel que celui des étangs épurateurs et régulateurs de l'eau en milieu agricole
n'influe pas sur l'érosion, mais est plutôt un outil permettant de réduire les effets de ce
phénomène naturel sur les habitats en aval des terres agricoles. Un complément,
donc, aux efforts de réduction de l'érosion du sol par l'eau.
1.1.2. Érosion attribuable au travail du sol
Beaucoup d'instruments aratoires déplacent les sols, phénomène amplifié dans le cas
d'un sol pentu. Même dans le cas de labours en travers de la pente d'une terre en
angle, une plus grande proportion de particules de sol est déplacée vers le bas de la
pente (Little et al., 2005; van Vliet et al., 2005; Tiessen, 2009). Ainsi, l'accumulation
5
progressive de sol à la base des pentes est très difficile à prévenir, même lorsque l'on
prend les précautions recommandées pour l'exécution des travaux au champ. Les
méthodes de culture intensive, les labours et les pentes courtes mais escarpées sont
les principaux facteurs de risque de l'érosion lors de l'intervention humaine au champ
(van Vliet et al., 2005). L'érosion attribuable au travail du sol influe sur l'érosion
hydrique ou éolienne, principalement en exposant le sous-sol, plus sensible aux
phénomènes d'érosion.
L'érosion que l'on pourrait qualifier d'anthropique est aussi responsable du
déplacement mécanique du sol vers des endroits plus sensibles à l'érosion, le milieu et
le bas de pentes, là où l'eau de ruissellement a accumulé plus d'énergie et peut
emporter plus de sol (Tiessen, 2009). La perte de sol dans le haut des pentes entraine
une baisse des rendements qui n’est pas compensée par l’accumulation de sol dans le
milieu ou le bas des pentes où l’érosion hydrique est plus active, ce qui peut entraîner
une hausse de l’utilisation d’intrants (Tiessen, 2009).
Il est possible de réduire l’érosivité des interventions humaines au champ en
s’assurant que certains paramètres de l’intervention soient bien adaptés au besoin de
la culture et au paysage. Il faut donc bien choisir le modèle et type d’instruments
aratoires, réduire au minimum recommandé la profondeur et vitesse de travail du sol,
réduire le nombre de passages, réduire la taille des instruments aratoires, etc.
(Tiessen, 2009).
Au Canada, le risque d'érosion par la méthode du travail du sol a constamment
diminué entre 1981 et 2001. Une baisse de 43 % de l'érosivité des méthodes utilisées
a permis une diminution de 48 % de l'érosion de ce type. En 2001, 50 % des terres
étaient dans la catégorie de risque très faible pour l'érosion par la méthode de travail,
26 % dans la catégorie faible, 22 % dans la catégorie de risque moyen et 2 % et 0 %
dans les catégories de risque élevé et très élevé (van Vliet et al., 2005).
Il y a eu une baisse dans l'érosion par les méthodes de travail de 1981 à 2001, la
catégorie de très faible risque passant de 38 % à 50 %, la progression la plus notable
étant de 1996 à 2001 (+ 7 %). Ce qui a eu le plus grand effet sur la réduction de
6
l'érodabilité fut l'adoption du semis direct dans les cultures céréalières ainsi que,
comme mentionné précédemment, la diminution des jachères et des labours (van
Vliet et al., 2005).
Au Québec, 70 % des terres sont considérées comme ayant une très faible érodabilité.
L'érosivité des méthodes a augmenté due à l'augmentation des superficies consacrées
aux cultures intensives ou en rang, mais cela a eu peu d'influence en raison des
caractéristiques avantageuses des sols québécois (van Vliet et al., 2005). Le Québec
présentait en 2001 45 % de sa superficie cultivée dans la catégorie de très faible
risque, 39 % dans la catégorie de faible risque et 13 %, 2 % et 1 % respectivement
dans les catégories de risque moyen, élevé et très élevé. L'évolution dans le type de
culture se reflète dans l'évolution de la catégorie de risque très faible, qui est passé de
61 % en 1981, à 45 % en 2001 (-16 %) et la catégorie de faible risque qui est passé
de 20 à 39 % (+ 19 %, dont 3 % proviennent de la catégorie de risque moyen) (van
Vliet et al., 2005).
Le Québec présente un des plus forts taux d'érosivité de ses pratiques culturales et est
l'une des deux provinces à présenter une augmentation de cette érosivité (+13 % entre
1981 et 2001) (van Vliet et al., 2005). L'adoption massive des cultures en rang, de 10
% des superficies en 1981 à 35 % en 2001 (van Vliet et al., 2005) et 54,6 % en 2011
(Canada, 2012), est à pointer du doigt, mais aussi un certain retard dans l'adoption de
méthodes moins dommageables, telles que le semis direct, le chisel au lieu de la
charrue à soc, les labours en remonte-pente, etc. (van Vliet et al., 2005).
1.2. Phénomènes d’érosion dus au pouvoir érosif de l’eau
1.2.1. Érosion en nappe
Il s’agit d’un écoulement uniforme, non concentré dans l’espace, de l’eau. Le
mouvement de l’eau peut alors entrainer des particules fines. Son caractère diffus le
rend difficilement détectable, mais il peut causer des pertes importantes de sol. Les
rendements dans les zones affectées sont plus faibles et la couche arable est plus
mince, due aux pertes de sol. Ce phénomène est favorisé par des sols ayant une faible
rugosité et une faible capacité d’infiltration (Beaulieu et al., 2007).
7
1.2.2. Ravinement au champ ou des berges
Le ravinement est causé par un ruissellement de surface se concentrant dans l’espace.
L’érosion, provoquée par le déplacement de l’eau emportant une grande quantité de
sol, crée des canaux d’écoulement qui s’approfondissent en fonction de la gravité de
la problématique. Ce phénomène peut être dû à un événement météorologique
particulier ou à un changement d’utilisation du sol en amon. Il est observé en plein
champ ou aux environs des raies de curage, fossés et autres cours d’eau en champ
agricole (Beaulieu et al., 2007).
1.2.3. Résurgence d’écoulement hypodermique ou de nappe
phréatique
Il y a résurgence d’écoulement hypodermique ou de nappe phréatique lorsque de
l’eau provenant du système hydrologique souterrain ressort dans une pente. Ce
phénomène est difficile à distinguer des dépressions humides qui elles peuvent être
causées par d’autres phénomènes tels que des nappes perchées. Lorsque l’eau
rencontre un obstacle souterrain ou si la nature du sol traversé varie brusquement et
cause une déviation dans le flot d’eau, l’eau, en ressortant de la terre et en suivant la
pente naturelle à la surface, peut alors causer de l’érosion de surface (Beaulieu et al.,
2007).
1.2.4. Érosion des berges due à l’effet gravitaire
Le phénomène d’érosion des berges dû à l’effet gravitaire est attribuable à l’effet
érosif d’un cours d’eau lorsque le fil de l’eau est dévié par un obstacle ou que la
direction du cours d’eau change brusquement. La berge se dégrade alors jusqu’au
point où les matériaux de la berge se situant au-dessus de la ligne d’eau ne peuvent
plus résister aux forces gravitationnelles (Cazelais et al., 2008). L’érosion des berges
est aussi problématique aux confluences de cours d’eau à vocation agricole, due aux
débits importants, aux différences d’élévation et à d’autres facteurs tels que l’angle
dans lequel le tributaire se jette dans le plus grand des cours d’eau, ce qui pourrait
8
créer le même phénomène que pour les changements de direction des cours d’eau
(Beaulieu et al., 2007).
Pour des sols peu cohérents, le phénomène ressemble souvent à des affaissements
successifs faisant reculer la limite haute de la berge. Dans des sols cohérents, le sol au
bas de la berge est emporté par le courant alors que le sol en haut de la pente n’est pas
déplacé. Lorsque les matériaux ne peuvent plus résister à cause d’une charge
excessive, d’une saturation en eau ou simplement si la pente devient trop abrupte, le
sol s’effondre (Cazelais et al., 2008).
1.2.5. Érosion due au phénomène de boulance
La boulance est un phénomène qui est lié à une fragilisation de la rive par une
résurgence de la nappe phréatique ou d’une nappe perchée, souvent dans la partie
inférieure de la berge. Cette résurgence crée une couche fragilisée qui, en plus d’être
entrainée par le mouvement de l’eau, se détache plus facilement de la masse. Ce
phénomène peut entrainer ensuite de l’érosion due à l’effet gravitaire (Cazelais et al.,
2008).
1.3. Solides en suspension, éléments traces métalliques et nutriments
1.3.1. Problématique du transport de métaux par ruissellement
Il est important de garder à l’esprit que plusieurs éléments traces métalliques (ÉTM)
métaux dits lourds (As, Cd, Cu, Cr, Fe, Hg, Mn, Ni, Pd, V et Zn) sont nécessaires à la
croissance et à la bonne santé des plantes, mais seulement en concentration minime.
Ils deviennent problématiques lorsque leur teneur dépasse une certaine limite dans la
plante (CRAAQ, 2010). Une autre limitation est la concentration acceptable pour
l'utilisation du matériel végétal. Ainsi, il existe un seuil acceptable pour
l’alimentation humaine, un autre pour l’alimentation animale, un pour les plantes
d’ornement et finalement un à partir duquel l’élément visé devient toxique pour la
plante (CRAAQ, 2010). Bien que présents naturellement dans les sols, les métaux
lourds deviennent problématiques principalement dues à des apports anthropiques,
apports dont les sources sont multiples. Par exemple, des engrais phosphatés
9
contiennent aussi, à des concentrations diverses, divers métaux tels que As, Cd, Cr,
Pd, Hg, Ni et V (Quinton et Catt, 2007). Ces métaux ÉTM se retrouvent alors en
surface ou incorporés à faible profondeur, ce qui peut causer des problématiques
d’accumulation.
La principale source de Zn, Ni, Pb, Cd, As et Hg dans les sols serait la pollution
atmosphérique, ces molécules se déposant en surface (Quinton et Catt, 2007). Une
fois dans les sols, elles ont tendance à s’accumuler dans les couches superficielles
grâce à leur capacité d’absorption sur les particules du sol (principalement argiles et
limons) et sur la matière organique.
Les proportions de particules de différentes masses varient en fonction de l’intensité
des événements de ruissellement (fortes pluies, fonte des neiges, etc.). Les pertes de
particules de faible masse sont, de façon relative, les plus importantes lors des
événements de moindre intensité. La charge totale de métaux augmente lors des
événements d'importance, mais la concentration (charge par volume d’eau de
ruissellement) diminue.
Ainsi, les pertes de sol dues aux événements pluviaux de faible intensité (plus
nombreux que ceux de forte intensité) comptent pour 50 % des pertes totales de sol,
mais on remarque une proportion plus importante des pertes de métaux pour ces
événements; 63 % pour le Cr, 71 % pour le Cu, 59 % pour le Ni et 52 % pour le Pb
(Quinton et Catt, 2007). Donc, les événements pluvieux de faible intensité sont
responsables de plus de pertes de sol que leur intensité pourrait le suggérer, mais
surtout la perte de métaux qui leur est due est plus importante encore. La création
d’un système tel que les étangs étudiés est une solution élégante à cette
problématique, réduisant la quantité de particules chargées se rendant dans les cours
d’eau environnants.
10
1.3.2. Problématique du transport de nutriments par ruissellement
L’azote, le potassium et les micronutriments divers ne sont pas considérés comme
problématiques dans la phase particulaire du ruissellement, contrairement au
phosphore (CRAAQ, 2010). On démontre une relation directe entre la concentration
en phosphore (P) total dans le ruissellement et la concentration en P particulaire
(Little et al., 2005) que l’on retrouvera dans nos sédiments.
L'importance de récupérer le plus possible de ce P provient du fait qu'il peut
constituer une proportion majeure du P biodisponible. Cette fraction du P total, le P
réactif particulaire, peut représenter jusqu'à 55 % du P particulaire (Uusitalo, 2003),
et le P particulaire pouvant représenter jusqu'à 94 % du P total (Uusitalo et Ekholm,
2003). Les données de composition du P total sont variables selon les situations. Par
exemple, le P dissous, pratiquement réactif à 100 %, est fortement majoritaire dans
certains cas, au point où le P particulaire ne représente plus que 11 % du P total
(Shigaki et al., 2007).
D'autres études (Mabit et al., 2002; Kleinman et al., 2006) donnent des valeurs
différentes, mais une constante ressort: le phosphore particulaire serait dominant dans
les sols avec une faible capacité de drainage ou à forte pente, deux situations où
l'infiltration de l'eau est limitée. Ainsi, l'intensité d'une précipitation donnée est
négativement corrélée à la concentration en P et en N dissout, mais positivement
corrélée à la perte de masse de sol (donc de phosphore particulaire) (Kleinman et al.,
2006).
1.4. Utilisation des sédiments en agriculture
1.4.1. Effet des sédiments sur les propriétés du sol
Grâce à leur contenu en particules fines et grossières, en matières organiques et en
éléments nutritifs, les sédiments peuvent améliorer les propriétés chimiques et
physiques des sols. De nombreux auteurs (Bakšienė, 2004; 2009; Bakšienė et al.,
2011; Booth et al., 2007) ont trouvés que les apports répétés (1995, 1998, 1999 et
2003) de sédiments lacustres au taux de 100 t/ha à un Cambisol de texture loam
11
sableux a rehaussé la quantité d’azote total du sol de 0,002-0,021 % et celle de
l'humus de 0,53 %. La quantité de cations basiques échangeables a augmenté très
légèrement avec les doses d’application. Les autres propriétés du sol qui ont
enregistré une hausse sont la teneur en eau (1 à 1,5 %) et la porosité totale du sol
(7,89 %), tandis que la densité apparente moyenne du sol a diminué de 0,15 mg m-3
(Bakšienė, 2009). Ces effets bénéfiques seraient encore plus grands dans le cas où les
sédiments seraient compostés dans un mélange contenant de fumiers (Bakšienė,
2009).
Les sédiments, en plus d’une potentielle source de fertilisants, peuvent être utilisés en
tant que source de matière organique, d’éléments calcaires ou siliceux (Bakšiene et
Janušiene, 2005; Bakšienė et Asakaviciute, 2013). Par exemple, des sédiments classés
comme organiques (50 à 90 % de matière organique), en opposition à calcaires (30 à
60 % d’équivalent CaCO3) ou siliceux (25 à 45 % de dioxyde de silice) (Bakšienė,
2004). Dans une autre publication parue en 2011, Bakšienė et al. rapportent que les
sédiments calcaires ont diminué l'acidité du sol, alors que les sédiments organiques et
siliceux n'ont eu aucun effet sur l'acidité du Cambisol.
1.4.2. Effet d'applications de sédiments en tant qu’amendement sur
l’accumulation d’éléments traces métalliques dans le sol
Un des facteurs limitants potentiels de l’utilisation des sédiments en tant que matière
fertilisante est la possibilité d’une accumulation de métaux dans les sols ou les
plantes cultivées. Parkpian et al., (2002) ont évalué l’effet de l’application de doses
croissantes (28 et 42 tonnes / ha ou équivalent à 100 kg N / ha et 150 kg N / ha ) de
sédiments dragués de la rivière Saigon sur l’accumulation de certains métaux dans un
sol agricole. Ces doses ont apporté une quantité accrue de métaux dans le sol
(Tableau 1.1). Les auteurs ont procédé au fractionnement chimique des métaux et à la
détermination de la concentration de quelques ÉTM sous forme disponible dans les
sédiments dragués à l'aide du réactif DTPA (acide diéthylènetriamine pentaacétique).
Les données obtenues par (Parkpian et al., 2002) montrent une augmentation de la
teneur en métaux disponibles du sol due à l’application des sédiments et à la baisse
12
importante qui a lieu au cours de la saison de croissance de cette fraction disponible.
Cette baisse est due, selon les auteurs, à trois facteurs :
1) l’absorption par les plantes (notamment dans le cas du zinc),
2) la transformation en formes amorphes et
3) les pertes dans l’environnement.
Les concentrations des métaux disponibles dans le sol sont majoritairement
positivement corrélées avec les quantités de métaux prélevés par la plante. Les
quantités de métaux absorbés dans les plantes semblent dépendre d’une multitude de
facteurs qui n’ont pu être isolés. Les auteurs remarquent tout de même une corrélation
entre certains métaux biodisponibles et la teneur dans une et/ou l’autre partie de la
plante. On remarque aussi que les traitements où les sols ne sont pas amendés
donnent des plants contenant moins de métaux, suivi des traitements d’engrais
minéraux puis des sédiments. La hausse en épandage d’engrais ou de sédiments
semble aussi être un facteur faisant augmenter la teneur en métaux (Parkpian et al.,
2002). La conclusion que les auteurs tirent de cette expérience d’une saison de
croissance seulement est qu’à très court terme, l’utilisation de sédiments pollués n’est
pas problématique d’un point de vue des rendements agricoles (Parkpian et al., 2002).
Tableau 1.1 Teneurs en éléments traces métalliques d’un sol ayant reçu des doses
d’engrais et de sédiments dragués (Parkpian et al., 2002).
Traitement
(kg N/ha, origine)
Taux
d'application
(t/ha)
Quantités de métaux (kg/ha)
Cu Zn Pb Ni Cd
100, Engrais 0,625 0,004 0,048 0,008 0,012 0,001
150, Engrais 1,094 0,007 0,085 0,015 0,020 0,002
100, Sédiment 28 6,730 70,280 9,770 2,660 0,560
150, Sédiment 42 10,100 10,420 14,660 3,990 0,840
13
1.5. Autres propriétés agronomiques
Les sédiments, en plus d’une potentielle source de fertilisants, peuvent être utilisés en
tant que source de matière organique, d’élément calcaire ou siliceux. Par exemple,
des sédiments classés comme organiques (50 à 90 % de matières organiques), en
opposition à calcaires (30 à 60 % d’équivalent CaCO3) ou siliceux (25 à 45 % de
dioxyde de silice) (Bakšienė, 2004). Les sédiments ont été mélangés avec une autre
source de nutriments pour obtenir une amélioration des rendements. On remarque que
dans tous les cas, les sédiments ont comme effet une augmentation appréciable de la
teneur en eau du sol. Les sédiments organiques et siliceux ont permis d’augmenter la
porosité, par le fait même diminuant la densité apparente des sols. Aussi,
l’application de sédiments calcaires serait plus efficace que la chaux à quantité égale
d’équivalents CaCO3 dans l’amélioration des propriétés des sols (Bakšienė, 2004).
Au niveau des rendements, on note 46 % d’amélioration avec 100 t/ha de sédiments
siliceux, 20 % pour 40 t/ha de sédiments organiques. Une application de 65 t/ha de
fumier hause le rendement de 27 %, équivalent à 25 t/ha de sédiments calcaires
(Bakšienė, 2004). Il est affirmé que lorsqu’utilisés avec des engrais minéraux, ou
lorsque les sols fertilisés avec des sédiments ont un passé d’épandage d’engrais
minéral, l’efficacité est décuplée (Bakšienė, 2004). Ainsi, un traitement de 100 t/ha
de sédiments siliceux et 40 t/ha de sédiments organiques permet d’obtenir des
améliorations de 34 et 30 % respectivement sur des sols au passé de fertilisation
minérale. Dans des conditions similaires, le traitement de 65 t/ha de fumier fait
augmenter le rendement de 27 % (Bakšienė, 2004).
1.6. Utilisation des sédiments en tant que substrat de culture
Les sédiments pourraient être utilisés en tant que substrats dans divers mélanges
(biosolodes, composts). À titre d’exemple, Diaz et Darmody (2004), ont mélangé des
sédiments fluviatiles avec de la perlite, de biosolides municipaux, de compost
provenant du site d’enfouissement local ou du fumier de cheval pour la culture de
l’orge et d’haricots. Il s’est avéré que le mélange de biosolides et de sédiments à
proportion égale (50 %-50 %) était celui qui a offert le meilleur rendement dans le
14
cas d’orge et 70 % de sédiments avec 30 % de biosolides dans le cas de haricots.
(Diaz et Darmody, 2004). Les mélanges de biosolides et de sédiments permettent
d’atteindre un équilibre entre les avantages et désavantages de chaque produit pris
séparément. Ainsi, les biosolides présentent une salinité élevée qui est contrebalancée
par la salinité faible des sédiments. Le pH des sédiments est de 7,6 (valeure
supérieure au pH cible de 5,5 à 6,5 généralement visé) et celui des biosolides est de
6,0, ce qui est idéal (Diaz et Darmody, 2004). Les ratios sédiments : biosolides
offrant les meilleurs résultats ont un pH approximatif de 6,8 (50 %-50 %) et 7,1 (70
%-30 %). Bien que ces mesures soient légèrement supérieures à ce qui est désiré,
l’utilisation d’engrais minéral (généralement reconnu comme agent acidifiant)
permettrait l’atteinte des valeurs visées (Diaz et Darmody, 2004). Les concentrations
en phosphore et en calcium tendent à augmenter entre l’analyse effectuée avant les
semis et celle effectuée après la seconde récolte, alors que ces critères diminuent dans
le cas du substrat de contrôle.
Globalement, les sédiments seuls ou mélangés présentent des caractéristiques plus
stables dans le temps que le substrat utilisé en contrôle (Diaz et Darmody, 2004). La
conclusion des auteurs est que les sédiments et les biosolides municipaux sont des
ressources qui sont présentes en quantité pratiquement infinie (puisque leur
renouvellement est constant et prévisible), et que leurs qualités agronomiques sont
excellentes lorsqu’utilisées dans les bonnes conditions (Diaz et Darmody, 2004).
1.7. Effet des sédiments sur la croissance et le rendement des cultures
L’efficacité des sédiments d’origines diverses en tant que source d’éléments nutritifs
pour des plantes est reconnue (Fonseca et al., 2003; Ahipathy et Puttaiah, 2007;
Bakšienė, 2009). L’utilisation de sédiments promeut tous les indicateurs de
croissance (vitesse de croissance, période de floraison et de fructification, ouverture
des fleurs, nombre et masse des fruits, etc.) tant que la texture et la porosité
demeurent dans les limites recommandées (Fonseca et al., 2003). La forte teneur en
nutriments, sous des formes solubles ou échangeables, est aussi notée comme un
élément contribuant positivement au pouvoir fertilisant.
15
Dans un essai cultural mené en serre, Woodard (1999) a évalué la valeur fertilisante
d’un sédiment dragué d'un lac d'eau douce dans le Dakota du Sud mélangé avec
différentes proportions (sur base de volume sec) d’une couche arable d’un sol
agricole ou d’un sable. Les plantes cultivées dans les substrats étaient le maïs (Zea
mays L.), le soja (Glycine max L.), le tournesol (Helianthus annus L.), la luzerne
(Medicago sativa L.) et le barbon de Gérard (Andropogon gerardii Vitman). Les
résultats obtenus ont montré que le rendement en matière sèche des parties aériennes
des plantes ainsi que les concentrations et les prélèvements (concentration x
rendement) de N, P et K des parties aériennes n'ont pas diminué lorsque le volume du
sédiment mélangé avec le sol est passé de 25 % à 100 %. Cependant, le rendement en
matière sèche des parties aériennes des plantes ainsi que les concentrations et les
prélèvements (concentration x rendement) de N, P et K des parties aériennes ont
considérablement augmentés avec l’augmentation de la proportion de sédiments
mélangés avec le sable. L’auteur a conclu que les sédiments de fond dragués du lac
pourraient être appliqués sur un sol agricole sans pour autant nuire à la croissance des
plantes. L’ajout du sédiment aurait amélioré la fertilité chimique et physique du sable.
Dans un essai en serre, Darmody et al. (2004) ont évalué l’effet de sédiments
calcaires de la rivière Illinois (centre de l’Illinois) sur la croissance et le rendement de
plantes agronomiques. Les résultats ont indiqué que la laitue (Lactuca sativa L.),
l'orge (Hordeum vulgare L.), le radis (Raphanus sativus L.), la tomate (Solanum
lycopersicum L.), et le haricot vert (Phaseolus vulagaris L. var . Humillis) cultivés
dans ces sédiments et dans une couche de sol arable n'ont pas montré de différences
significatives sur le plan de la germination ou le rendement. Ils ont conclu que ces
sédiments, relativement peu contaminés aux métaux lourds, peuvent être utilisés
comme un sol productif ou substrat de culture en raison de leur fertilité naturelle et
une capacité de rétention d'eau, et que l'absorption de métaux par les plantes cultivées
dans ces sédiments n’est généralement pas une préoccupation.
Dans une autre étude publiée, Ebbs et al. (2006) ont évalué la valeur fertilisante de ce
même sédiment en tant que milieu de croissance pour le brocoli (Brassica oleracea
L.), la carotte (Daucus carota L.) et le piment (Capsicum annuum L.). Ils ont conclu
16
que le sédiment calcaire pourrait être utilisé pour la production de légumes destinés à
la consommation humaine. L’effet positif à long terme de l’application de sédiments
a aussi été démontré (Bakšienė, 2009). À long terme (11 saisons de
culture), l’application de fortes doses de sédiments (de 50 à 100 t/ha) a un potentiel
supérieur pour l’amélioration des rendements (25 à 30 %) que l’application de
quantités équivalentes de fumier (21 à 25 %). Les propriétés du sol sont aussi
améliorées, telles que le contenu en eau des sols qui démontre une hausse entre 1 et
1,5 % , la porosité totale du sol en hausse de 7,89 % et la densité moyenne du sol qui
diminue de 0,15 mg/m3. On note aussi une hausse de la quantité de cations
échangeables (entre 11,8 et 48 méq/kg) dans les sols traités. Ces effets bénéfiques
seraient encore plus grands dans le cas où les sédiments seraient compostés dans un
mélange contenant des fumiers (Bakšienė, 2009).
Dans le cas où les sédiments et l’eau d’une rivière fortement polluée sont utilisés en
tant qu’amendement et d’eau d’irrigation (Ahipathy et Puttaiah, 2007), les
rendements peuvent être grandement améliorés sans effet nocif sur la qualité de la
culture. Des cas extrêmes (rejets d’usines de caoutchouc ou de papetières utilisés en
tant que source de nutriments et d’eau d’irrigation) peuvent réduire le taux de
germination de certains types de plants, mais aucune accumulation nocive dans les
portions comestibles n’est notée (Ahipathy et Puttaiah, 2007).
Ces cas ne seraient pas permis dans le cadre de la réglementation québécoise (Hébert
et al., 2012). La faible nocivité et accumulation de métaux pourrait être liée à la
grande quantité de carbone organique présent dans les effluents industriels, ce qui
rendrait les métaux solubles moins disponibles. Le processus expliquant ce
phénomène n’est pas décrit. Un paramètre suceptible d’expliquer cette observation
serait le pH légèrement alcalin rendant la plupart des métaux non disponibles à
l’absorption par les plantes (Ahipathy et Puttaiah, 2007). La conclusion est que
malgré le niveau élevé de contaminants dans les sédiments et l’eau de la rivière, ces
matériaux permettent un gain important de rendement (Ahipathy et Puttaiah, 2007).
CHAPITRE 2 - MATÉRIEL ET MÉTHODES
2.1. Sédiments
Les sédiments d’étangs épurateurs et régulateurs de l'eau proviennent de bassins de
sédimentation installés sur un site d’essai expérimental d’Agriculture et
Agroalimentaire Canada (AAC), dans le village de St-Samuel-De-Horton, près de
Victoriaville, dans la région du Centre-du-Québec.
Figure 2.1 Bassin de sédimentation du site de St-Samuel-De-Horton 1
Les champs des sols avoisinant les bassins possèdent une pente faible (3 %) et le
drainage est lent (Série St-Jude et St-Jude Fin) (Choinière et Laplante, 1948). Le
prélèvement des sédiments s’est fait manuellement à l’aide d’une pelle-pince à
sédiment utilisée dans le laboratoire de qualité de l’eau d’AAC. Les sédiments ont été
stockés dans des bacs de plastique et mis au réfrigérateur le plus rapidement possible.
Le prélèvement s’est fait au cours du mois d’août 2009. Les champs où les étangs
épurateurs d’eau étaient aménagés reçurent environ 215 tonnes (sur une base humide)
de boues de papetières et de boues mixtes entre 2003 et 2006 (Annexes 1A à 5A).
Ces boues ne furent pas incorporées en profondeur dans les sols en raison de la
pratique du semis direct sans labour. L'épandage de ces biosolides semble avoir été
1 Crédits photo Victor Savoie, MAPAQ Centre-du-Québec, 2008
18
fait de façon laxiste, puisque l'on retrouvait des croûtes où les cultures étaient moins
vigoureuses ou ne poussaient simplement pas. Les sédiments des quatre bassins ont
été mélangés en parts égales en fonction de la masse de matière sèche. Ils ont été
séchés à l’air et tamisés à 2 mm puis mélangés et homogénéisés pour former un
échantillon composite.
Les méthodes analytiques utilisées sont celles du manuel des méthodes
d’échantillonnage et d’analyse des sols (CPVQ, 1988; Carter et Gregorich, 2008). La
granulométrie du sédiment composite a été déterminée par la méthode de
l’hydromètre. Le pH a été déterminé par potentiométrie dans l’eau distillée en
utilisant un rapport sol :solution de 1 :1 (P/V). Le contenu en matières organiques du
sédiment a été déterminé par voie humide par la méthode de Walkley-Black
modifiée. La teneur de N minéral (N-NH4 + N-NO3) dans le sédiment a été
déterminée au moyen d’une solution de KCl (2N) tandis que le N total a été mesuré
par la méthode d’analyse avec digestion micro-Kjeldahl (Nkonge et Ballance, 1982).
Les éléments nutritifs disponibles (P, K, Ca, Mg) ont été extraits suivant la méthode
de Mehlich 3. Les oxydes et hydroxydes libres (sesquioxydes) d’aluminium, de fer et
de manganèse ont été extraits au moyen des solutions suivantes: l’oxalate acide
d’ammonium et le pyrophosphate de sodium. Le contenu en éléments traces
métalliques totaux (Hagedom, 2008) a été obtenu après une digestion acide à l'aide
d'acide nitrique concentré (69-70% HNO3) et H2O2 (30%). Il est à souligner que cette
méthode n’extrait pas complètement le métal lié aux phyllosilicates (forme
récalcitrante), mais extrait la quantité totale de métal susceptible d’être mobile dans le
sol (Hagedom, 2008). Les principales propriétés de l’échantillon de sédiments
composite sont présentées dans le Tableau 2.1.
19
Tableau 2.1 Quelques propriétés physico-chimiques du sédiment utilisé dans l’essai
cultural.
Paramètres Valeur
pH 6,94
Granulométrie
Sable (%) 69,2
Argile (%) 5,4
Limon (%) 25,4
Matière organique (%)
2,3
Azote (mg/kg)
N-NH4 1,75
N-NO3 2,28
Nt 16,15
Indice d’éléments disponibles (Mehlich 3) (mg/kg)
Ca 1150,0
K 68,5
Mg 48,8
Mn 10,3
P 18,6
Éléments traces métalliques mobiles
(digestion à l’acide nitrique concentré) (mg/kg)
Al 109,0
Be 0,3
Cd 0,1
Co 7,0
Cr 73,0
Cu 61,2
Ni 128,0
Pb 4,1
Zn 60,0
2.2. Substrat de culture
Le substrat de culture (sol) utilisé comme support pour la croissance de la plante est
composé de 60 % (m/m) de silice commerciale (2 mm) et de 40 % (m/m) de sable
grossier. La silice et le sable grossier, considérés comme relativement inertes (ou
fournissant très peu d’éléments nutritifs), proviennent des laboratoires du Centre de
recherche et de développement sur les sols et les grandes cultures d’Agriculture et
Agroalimentaire Canada à Sainte-Foy. Les doses de sédiments et d’engrais ont été
incorporées à une profondeur de 2,5 cm.
20
2.3. Essai cultural en serre
Plusieurs portions de substrat minéral ont été mélangées avec trois doses de
sédiments composites et trois doses de fumures minérales. Chaque répétition était
faite dans un pot contenant 3,4 kg d’un mélange de sable de silice tel que décrit
précédemment. Les doses de sédiments et leur apport en nutriments majeurs sont
présentés au Tableau 2.2.
Les doses de la fumure minérale étaient 0,5x, 1x et 2x, ou x est la dose normale de
fumure minérale complète recommandée par le CRAAQ (2003) pour l’avoine
cultivée dans un sol possédant une fertilité très faible. Ainsi, les doses de l’engrais
azoté (nitrate d’ammonium et de calcium, 27-0-0) correspondaient à 25, 50 et 100
kg/ha, celles de l’engrais phosphoré (superphosphate triple, 0-46-0) correspondaient à
30, 60 et 120 kg/ha et celles de l’engrais potassique (muriate de potassium, 0-0-60)
correspondaient à 40, 80 et 160 kg/ha.
Deux substrats témoins, l’un n’ayant reçu aucun amendement (sédiments) et engrais,
l’autre ayant reçu uniquement des engrais ont été inclus dans le dispositif
expérimental. Le sédiment et les engrais ont été incorporés à une profondeur de 2,5
cm dans le substrat. Les traitements ont été répartis dans un bloc distribué au hasard à
l’intérieur des cinq répétitions à l’aide du logiciel R (Team, 2014) pour un total de 80
pots. La période de croissance était d’environ 10 semaines. La description détaillée
des traitements est présentée au Tableau 2.2.
De l’avoine (Avena sativa L.) de variété Nice a été semée à raison de 8 graines par
pot, simulant un taux de semis de 350 graines par mètre carré. La période de
croissance a débuté la date de semis est le 11 février 2010 et la récolte a eu lieu le 26
avril 2010. La température de la serre était contrôlée entre 25 et 30 ºC, sous un
éclairage naturel ou artificiel d’une durée de 16 heures par jour. L’arrosage a été
réalisé au besoin avec de l’eau distillée.
21
Tableau 2.2 Identification des traitements relatifs à l’utilisation de sédiments et
d’engrais minéraux de base (N, P et K) pour la culture de l’avoine dans un substrat
minéral.
Traitements
Quantités de
sédiments
ajoutées
Quantités de N, P et K
apportées (sédiments)
Quantités de N, P et K
apportées (engrais)
N P K N P K
(g/pot) (mg/pot) (mg/pot)
T1 0 0 0 0 0,0 0,0 0,0
T2 0 0 0 0 85,1 70,9 113,4
T3 0 0 0 0 170,1 141,8 226,8
T4 0 0 0 0 340,2 283,5 453,6
T5 56,4 3,34 1,05 3,88 0,0 0,0 0,0
T6 56,4 3,34 1,05 3,88 81,7 69,7 109,4
T7 56,4 3,34 1,05 3,88 166,7 140,6 222,9
T8 56,4 3,34 1,05 3,88 336,8 282,4 449,7
T9 113,4 6,75 2,10 7,80 0,0 0,0 0,0
T10 113,4 6,75 2,10 7,80 78,3 68,9 105,8
T11 113,4 6,75 2,10 7,80 163,3 139,8 219,2
T12 113,4 6,75 2,10 7,80 333,4 281,5 446,0
T13 170,1 10,09 3,18 11,62 0,0 0,0 0,0
T14 170,1 10,09 3,18 11,62 74,9 67,8 101,8
T15 170,1 10,09 3,18 11,62 159,9 138,6 215,2
T16 170,1 10,09 3,18 11,62 330,0 280,4 442,0
2.4. Paramètres mesurés
Après 10 semaines de croissance, la partie aérienne des plants a été récoltée et
mesurée, puis séchée dans une étuve à air forcé à 35 °C pour environ 100 heures Le
matériel végétal a été broyé à 1 mm puis soumis à la digestion humide (Acide
Nitrique 69-70% et H2O2 30%, Hagedom, 2008). Les éléments suivants ont été
déterminés avant d’être pesée afin de déterminer le rendement en matière sèche de la
partie aérienne, indice de croissance des végétaux.: Al, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb et
Zn. Les mesures de la chlorophylle ont été effectuées lors de la sixième semaine de la
croissance de l’avoine, soit avant le début de l’épiaison (Ziadi et Robichaud, 2010).
Les paramètres de croissance de l’avoine mesurés étaient le nombre de talles, la
hauteur du plant, le rendement en biomasse aérienne sèche et le contenu en
chlorophylle de la partie aérienne des plants.
22
2.5. Analyses statistiques
Toutes les analyses statistiques ainsi que les diagrammes des sections 3 et 4 ont été
réalisés à l’aide du logiciel R (R Development Core team, 2013) et du module Rcmdr
(Fox et al., 2011). Les tableaux ont été réalisés à l’aide du Tableur Excel (Microsoft,
2010). Le rendement et les paramètres de croissance mesurés ont subi un test
d’homogénéité de la variance, soit le test Brown-Forsythe. Une analyse de la
variance, une comparaison multiple des moyennes (méthode de Tukey) ainsi qu’une
matrice de corrélation (méthode Pearson) ont été effectuées sur les paramètres
mesurés. Finalement, une régression linéaire a été effectuée sur tous les facteurs
significativement corrélés lors de l’analyse de variance. Les effets significatifs à P ≤
0,001 (***), P ≤ 0,01 (**), P ≤ 0,05 (*) et P ≤ 0,1 (.) ont été utilisés pour l’analyse
des paramètres étudiés.
23
CHAPITRE 3 - RÉSULTATS ET DISCUSSION
3.1. Effet des apports de sédiments et d’engrais minéraux sur les paramètres
de croissance de l’avoine cultivée en serre
Les Figures 3.1 à 3.4 montrent la croissance et le développement de l’avoine, en
fonction de quelques traitements. D’une façon générale, l’avoine s’est bien
développée dans les milieux croissance, excepté le témoin. La croissance de l’avoine
observée pour l’une des répétitions du traitement 7 (Fig. 3.2) fut affectée par une buse
d’irrigation défectueuse, causant une irrigation très importante qui a lessivé l’engrais
minéral. Ce fut la seule répétition affectée.
Le Tableau 3.1 rapporte l’effet de l’ajout de sédiments, en présence (T5 à T16) et en
l’absence (T2 à T4) d’engrais minéraux (N, P et K), sur les paramètres de croissance
de l’avoine, à savoir : masse sèche des parties aériennes (tiges + feuilles), nombre de
talles, teneur en chlorophylle et hauteur des plants.
D’une façon générale, les valeurs de la masse aérienne sèche (MAS), les teneurs en
chlorophylle et les hauteurs des plants de l’avoine cultivée dans les échantillons de
sol ayant reçu de doses croissantes de sédiments et de fumures minérales complètes
(T2 à T16) sont plus élevées que celles obtenues avec le témoin (T1). L’obtention de
rendements maxima ou optima requiert donc l’application combinée de sédiments et
d’engrais minéraux.
En l’absence d’apport de sédiments (T2 à T4), la fertilisation minérale a augmenté la
hauteur des plants, le rendement en matière sèche des parties aériennes et le contenu
en chlorophylle de la plante. Le rendement en matière sèche des parties aériennes a
augmenté de 0,76 g/pot pour le témoin à : (i) 10,48 g/pot pour T2, (ii) 20,65 g/pot
pour T3 et (iii) 30,61 g/pot pour T4.
24
Figure 3.1 Croissance de l’avoine : traitements 1 à 4.
Figure 3.2 Croissance de l’avoine : traitements 5 à 8, présentant un traitement (7)
affecté par une buse d’arrosage défectueuse.
25
Figure 3.3 Croissance de l’avoine : traitements 9 à 12
Figure 3.4 Croissance de l’avoine : traitements 13 à 16.
26
Tableau 3.1 Paramètres de croissance de l’avoine cultivée en serre dans un sol ayant
reçu des doses croissantes de sédiment et d’engrais minéraux.
Traitement Masse aérienne
sèche (g/pot)
Nombre
de talles
Teneur en
chlorophylle
Hauteur des
plants (cm)
T1 0,76 7,6 0,01 5,7
T2 10,48 7,8 22,09 42,0
T3 20,65 7,4 35,32 78,3
T4 30,61 8,6 45,51 88,0
T5 1,15 7,0 6,75 6,7
T6 13,19 8,0 22,09 43,9
T7 18,28 7,8 29,25 75,0
T8 31,46 9,2 45,71 79,7
T9 0,74 8,0 4,43 6,2
T10 13,08 7,2 26,13 34,4
T11 37,23 6,8 38,61 77,8
T12 33,02 12,4 46,5 91,9
T13 2,94 7,6 7,33 6,7
T14 12,95 7,6 21,88 40,7
T15 21,17 7,8 35,33 75,2
T16 32,25 10,2 45,98 82,4
Les rapports T1/T1, T2/T1, T3/T1 et T4/T1 concernant la masse aérienne sèche des
plants de l'avoine ont varié de 1,0 pour le témoin (T1) à 3,9 pour T4. Les rapports
T1/T1, T2/T1, T3/T1 et T4/T1 concernant le contenu en chlorophylle de l'avoine ont
varié de 1,0 pour le témoin (T1) à 4551 pour T4.
En l’absence de fertilisation minérale, l'apport de sédiments (T5, T9 et T13) a
augmenté la hauteur des plants, le rendement en matière sèche des parties aériennes et
le contenu en chlorophylle de la plante par rapport au témoin. La masse aérienne
sèche de l'avoine a augmenté de 0,76 g pour le témoin (T1) à 2,94 g pour T13, soit
une augmentation de 287%. Il est à noter que ces sédiments possèdent quelques
propriétés chimiques qui militent en faveur de leur utilisation comme amendement
inorganique (Tableau 2.1).
En effet, l’échantillon de sédiments composite a un pH voisin de la neutralité et
contient de nombreux éléments nutritifs tels que N, P, K, Ca, Mg, K, Zn, Cu, Mn et
de matières organiques (environ 2,3 %). Le calcium extractible à la solution Mehlich-
27
3 est le cation basique prédominant, avec un contenu s’élevant à 1150 mg/kg. La
fertilité chimique de nombreux sédiments a été soulignée par plusieurs chercheurs
Darmody, 2004; Mtibaa et al., 2012). De nombreuses recherches ont démontré l’effet
favorable de l’ajout de quantité de sédiments élevée aux sols sablonneux sur la
croissance et le rendement des cultures (Woodard, 1999).
Dans une expérience conduite en serre, Darmody et al. (2004) ont trouvé que la laitue
(Lactuca sativa L. ), l'orge (Hordeum vulgare L. ), le radis (Raphanus sativus L. ), la
tomate (Lycopersicon lycopersicum L. ) et le haricot (Phaseolus vulagaris L. var.
humillis) cultivés dans des sédiments fluviaux dragués et dans un sol arable de
référence (loam limoneux argileux) n'ont pas montré de différences significatives
quant à la germination, la croissance ou les rendements. Ces sédiments, qui
contenaient des éléments traces métalliques tels que As, Cd, Co, Cr et Cu, ainsi que le
sol agricole ont été mélangés avec de la perlite (pour améliorer l’aération) et fertilisés
avec un engrais de formule 20-10-20 (20–4,37–16,6 de N–P–K) à un taux de 200 mg
N/kg appliqué chaque semaine après l'amincissement. Les augmentations de
rendement observées ont été attribuées à la mise en disponibilité des éléments
nutritifs.
Dans un essai conduit en serre, Woodard (1999) a évalué l'effet d’un sédiment dragué
d'un lac d’eau fraîche au Dakota du Sud mélangé avec l’un ou l’autre, un sol agricole
productif ou un sable peu fertile, sur la croissance et le prélèvement d’éléments
nutritifs par le maïs (Zea mays L. ), le soja (Glycine max L. ), le tournesol (Helianthus
annus L. ), la luzerne (Medicago sativa L. ) et le bluestem (Andropogon gerardii
Vitman). Les doses croissantes du sédiment ont favorisé la croissance des végétaux et
ont augmenté considérablement les rendements de la biomasse aérienne ainsi que les
quantités de N, de P et K prélevés par les plantes cultivées dans le sable. Woodard
(1999) a conclu que le sédiment de fond dragué pourrait être appliqué
convenablement à un sol agricole sans affecter négativement la croissance des
plantes.
28
Mao et al. (2014) ont trouvé que les sédiments sableux dragués du Delta de la rivière
Jaune en Chine pouvaient aussi améliorer la fertilité physique (macroporisité,
conductivité hydraulique) d’un sol argileux pour la culture du coton.
Dans la présente étude, le rendement en matière sèche des parties aériennes le plus
élevé (T11) dépassait le témoin de 4 799 % grâce à l’apport de sédiments à la dose
de 114 g/pot et en présence de la dose 1x (dose normale) de fumures minérales. En
revanche, la hauteur de plant la plus élevée (T12) dépassait le témoin de 62 % grâce à
l’apport de sédiments à la dose de 114 g/pot et en présence de la dose 2x de fumures
minérales. Comme nous l’avons déjà mentionné, l’obtention de rendements maxima
ou optima requiert l’application combinée de sédiments et d’engrais minéraux. Outre
les éléments majeurs N, P et K, le sédiment comporte une réserve d’autres éléments
nutritifs pour l’avoine. Toutefois, bien que le sédiment ait augmenté légèrement le
rendement aérien, sa valeur fertilisante demeure très faible en raison du faible apport
en N apporté par les doses sélectionnées. Les hauts rendements ont été obtenus avec
la combinaison d’engrais minéral et de sédiments.
En effet, les teneurs en N, P et K du sédiment (Tableau 2.1) sont faibles et par
conséquent, insuffisantes pour obtenir de hauts rendements aériens. À titre indicatif,
la teneur en N total du sédiment (0,62 %) est largement inférieure aux teneurs en N
total de biosolides, de déchets ou de matières fertilisantes tels que déchets de poissons
(8,18 %), déchets de crevettes (5,2 %), fumier de bovins frais (5,9 %), lisiers de porc
séchés, floculés, compostés ou traités avec divers amendements (0,9-4,3 %), déchets
alimentaires (3,2 %), compost de fumier de mouton et de paille (3,0 %), biosolides de
pâtes et papiers (1,5–2,5 %), fumier de bovin solide (1,7 %), algues marines (1,24 %),
compost de tourbe et de déchets de crevettes (1,3 %), compost de fumier de bovin et
de paille (1,0-1,3 %) et compost de fumier de poulet (1,1 %) (Mathur et al., 1986;
Proprasert, 1989; Hébert et al., 1991; Pesant et Vigneux, 1991; Kayhanian et
Tchobanoglous, 1992; Hountin et al., 1995; Huard et Fradette, 2000; Sullivan et
2001; Khiari et al., 2012; Gagnon et al., 2013). En outre, l’azote du sédiment est
moins efficace que celui des engrais de synthèse.
29
Les résultats statistiques du Tableau 3.2 montrent des effets simples très hautement
significatifs (p ≤ 0,001) de la fertilisation minérale sur l’ensemble des paramètres de
croissance mesurés, soit la hauteur des plants, le rendement en matière sèche des
parties aériennes, la teneur en chlorophylle et le nombre de talles. Les traitements de
sédiments ont eu un effet significatif (p ≤ 0,05) sur la teneur en chlorophylle. On
remarque finalement un effet synergique (significatif p ≤ 0,001) dans le cas du
nombre de talles (p ≤ 0,05) et de la hauteur moyenne des plants ( p ≤ 0,001). Les
effets synergiques notés sont des indicateurs principalement promus par l’azote
(Mohr et al., 2004).
Tableau 3.2 Résultats de l’analyse de la variance des effets simples des traitements
sur les paramètres de croissance de l’avoine cultivée en serre.
Traitements d.l. Valeur de F
Doses d’engrais
Teneur en chlorophylle 3 292,9 ***
Masse aérienne sèche 3 35,1 ***
Nombre de talles par pot 3 17,3 ***
Hauteur des plants 3 504,5 ***
Doses de
sédiments
Teneur en chlorophylle 3 3,8 *
Masse aérienne sèche 3 1,2
Nombre de talles par pot 3 1,2
Hauteur des plants 3 2,2
Doses combinées
d’engrais et de
sédiments
Teneur en chlorophylle 8 1,6
Masse aérienne sèche 9 0,9
Nombre de talles par pot 9 2,5 *
Hauteur des plants 9 9,3 ***
La fertilisation azotée est généralement reconnue comme un facteur directement lié à
la teneur en chlorophylle (CRAAQ, 2010). Seul ce critère présente une évolution
aussi importante, et les évolutions sont clairement liées aux traitements d’engrais
minéraux puisque les données ne varient que peu en fonction des traitements de
sédiments. Le facteur de la hauteur des plants d’avoine présente une variation
contenue pour les traitements ou les doses d’engrais sont de 1 et 2 fois la dose
recommndée. Encore une fois, la loi des suppléments de rendements moins que
proportionnels (Monfort et Falisse, 2009; CRAAQ, 2010) est l’explication la plus
plausible. Les doses moins importantes d’engrais permettraient d’atteindre la valeur
30
minimale critique, soit la concentration en éléments fertilisants au-delà de laquelle le
rendement plafonne (CRAAQ, 2010) pour cet indicateur de croissance.
Dans le cas du nombre de talles par pot, les variations par rapport au sol témoin sans
ajout de sédiments et d’engrais (T1) apparaissent seulement en présence de la dose la
plus importante d’engrais minéral. Les doses excessives d’engrais pourraient avoir
stimulé les plants à produire plus de tiges que dans les scénarios où les teneurs en
éléments nutritifs sont raisonnables ou déficitaires.
3.2. Effets des traitements sur la teneur en quelques éléments traces
métalliques de la biomasse aérienne sèche de l’avoine.
Le Tableau 3.3 rapporte l’effet de l’ajout de sédiments, en présence (T5 à T16) et en
l’absence (T2 à T4) d’engrais minéraux (N, P et K), sur les teneurs en certains
éléments traces métalliques de la biomasse aérienne sèche de l’avoine.
En l’absence d’apport de sédiments (T2 à T4), la fertilisation minérale a légèrement
augmenté la teneur en Al, Cu, Ni, Pb et Zn, mais a légèrement diminué la teneur en
Cd, Co et Cr de la biomasse aérienne sèche de l'avoine. De nombreuses études ont
démontré que les engrais minéraux de synthèse sont une source de certains éléments
traces pour les sols et les plantes (Mortvedt, 1996; Mendes et al., 2006; Carbonell et
al., 2011). Il est bien connu que les engrais minéraux de synthèse, particulièrement
ceux à base de phosphore, renferment des éléments traces métalliques comme
impuretés (Mortvedt, 1996; Jones et Jarvis, 1981; McBride et Spiers, 2001; Prochnow
et al., 2001; Nziguheba et Smolders, 2008).
Carbonell et al. (2011) ont trouvé que l’apport d’une fumure minérale complète (N-P-
K) à un sol agricole avait augmenté sa teneur en Cd et en Ni, mais avait diminué celle
de Hg. Tu et al. (2000) ont conclu que les applications de N sous forme de (NH2)2CO,
de P sous forme de KH2PO4, et de K sous forme de KCl, fournissent non seulement
des éléments nutritifs majeurs à la plante, mais modifient également la spéciation et la
biodisponibilité des éléments traces métalliques tels que Cd et Pb dans le sol
ferrallitique étudié. Les résultats obtenus dans le cadre de la présente étude laissent
31
indiquer que l’avoine est une plante qui peut accumuler des ÉTM dans ses tissus
aériens (Gutiérrez-Ginés et al., 2010; Flores-Márgez et al., 2013).
Tableau 3.3 Teneurs (mg/kg) moyennes en éléments traces métalliques des parties
aériennes de l’avoine cultivée dans un substrat sablonneux.
Traitements Al Be Cd Co Cr Cu Ni Pb Zn
1 5,5 Trace 0,006 0,01 0,07 0,5 0,6 0,02 1,5
2 57,4 5,0E-03 0,047 0,08 0,47 9,3 1,7 0,54 25,0
3 60,1 4,4E-03 0,064 0,09 0,47 12,1 1,9 0,73 22,2
4 63,3 5,1E-03 0,057 0,11 0,45 9,7 2,1 0,69 17,6
5 64,5 1,4E-03 0,076 0,09 0,45 7,2 3,0 0,10 19,5
6 65,7 1,7E-03 0,067 0,09 0,44 9,4 1,9 0,55 16,6
7 58,9 3,6E-03 0,070 0,08 0,57 9,8 2,7 0,85 17,8
8 61,4 3,3E-03 0,067 0,16 0,48 10,6 2,4 1,00 19,5
9 57,9 2,9E-03 0,025 0,11 0,48 7,9 2,5 0,79 22,8
10 57,0 4,2E-03 0,040 0,06 0,39 7,1 1,5 0,30 13,9
11 63,5 4,7E-03 0,062 0,06 0,43 8,3 2,0 0,47 18,5
12 61,5 3,4E-03 0,066 0,21 0,55 7,7 2,4 0,44 17,3
13 61,7 1,0E-03 0,043 0,03 0,45 10,7 1,5 0,78 23,6
14 54,9 1,2E-04 0,054 0,01 0,39 7,7 1,2 0,27 13,0
15 56,9 1,1E-03 0,057 0,10 0,38 9,4 1,7 0,82 16,3
16 56,5 1,5E-03 0,092 0,11 0,38 9,9 2,0 0,43 19,2
En l’absence de fertilisation minérale, l'apport de sédiments (T5, T9 et T13) au sol
(T1) a augmenté les concentrations de Al, Be, Cu, Ni, Pb et Zn, mais a diminué la
teneur de Cd, Co et Cr dans la biomasse aérienne sèche de l’avoine (Tableau 3.3).
Toutefois, les concentrations des ÉTM dans le substrat de croissance ne sont pas
toxiques et n’ont pas entravé la bonne croissance et le développement de l’avoine
(section 3.1).
Ces résultats corroborent ceux de nombreux chercheurs qui ont démontré l’effet
fertilisant de sédiments dragués contenant des métaux (Darmody et al., 2004). La
concentration accrue de certains ÉTM dans la biomasse aérienne de l’avoine peut
s’expliquer par le fait que les sédiments contiennent des métaux qui peuvent être
disponibles pour l’avoine. Les doses de sédiments utilisées avaient tendance à
augmenter les teneurs en ÉTM du sol (Tableau 3.4) et, par conséquent, leur mise en
disponibilité pour la plante. Ces résultats sont en accord avec ceux obtenus par
32
Parkpian et al. (2002) qui ont trouvé une augmentation de la teneur en Cd, Cu, Ni, Pb
et Zn dans le sol amendé avec des sédiments. Leurs résultats indiquent que les teneurs
des métaux dans le sol ont augmenté de 1,0 à 2,65 mg/kg pour le Cd, de 19,0 à 48,0
mg/kg pour le Cu, de 13,0 à 27,2 pour le Ni, de 22,6 à 63,3 pour le Pb et de 117,8 à
521,5 mg/kg pour le Zn. Par ailleurs, les teneurs des métaux dans les feuilles de la
plante utilisée comme plante indicatrice ont augmenté de 0,10 à 0,32 mg/kg pour le
Cd, de 10,9 à 16,3 mg/kg pour le Cu, de 0,10 à 0,44 mg/kg pour le Ni et de 62,7 à
131,5 mg/kg pour le Zn; la teneur du Pb étant demeuré stable. Weber et al. (2007) ont
observé une légère augmentation de la concentration de métaux lourds (Cd, Cr, Ni,
Pb, Zn) dans le sol sableux à la suite d’application de faibles quantités d’un compost
provenant de zones industrielles.
Tableau 3.4 Quantités (mg/kg) d’éléments traces métalliques apportés au sol par les
doses de sédiment.
Traitements
Doses de
sédiment
(gr/pot)
Al Be Cd Co Cr Cu Ni Pb Zn
T5 56,4 0,90 7,7E-05 7,3E-04 1,3E-03 0,007 0,15 0,027 0,008 0,39
T9 113,4 1,88 1,4E-04 2,0E-03 2,7E-03 0,015 0,38 0,061 0,023 0,69
T13 170,1 2,97 2,4E-04 2,7E-03 5,1E-03 0,021 0,45 0,098 0,032 0,82
Dans la présente étude, les concentrations d’Al dans la biomasse aérienne sèche de
l’avoine ont varié entre 54,7 et 65,7 mg/kg, largement inférieures à la concentration
moyenne de la majorité des plantes agricoles (200 mg/kg) et à la concentration
végétale de référence établie à 80 mg/kg (Pais et Jones, 1997). De façon générale, les
teneurs en ÉTM (Tableau 3.3) tels que Cd (0,025 – 0,092 mg/kg), Co (0,01 – 0,21
mg/kg), Cu (7,1 – 12,1 mg/kg), Cr (0,38 – 0,57 mg/kg), Ni (1,2 – 3,0 mg/kg), Pb
(0,10 – 1,00 mg/kg) et Zn (13 – 25,0 mg/kg) sont comparables à celles normalement
rencontrées chez la plupart des plantes cultivées dans des sols agricoles (Kabata-
Pendias et Mukherjee, 2007; Kabata-Pendias, 2011) ou des sols amendés avec des
sédiments (Darmody et al., 2004). Ces concentrations sont considérées en deçà des
normes établies (Robichaud et al., 2010). À titre indicatif, les teneurs en Zn de la
biomasse aérienne de l’avoine étaient largement inférieures aux concentrations de Zn
causant 50% de réduction dans le rendement de plantes (chou chinois, Brassica rapa
33
L. subsp. Chinensis; céleri, Apiumg graveolens L.) cultivées dans un sol alluvial de
texture loameuse enrichi artificiellement avec des doses croissantes de Zn (100, 200,
300 et 400 mg Zn/kg de sol sous forme de ZnSO4·7H2O) (Long et al., 2003).
Il est utile de mentionner que les concentrations de Ni dans la biomasse de l’avoine
sont supérieures à celles retrouvées dans les tiges d’épinards (1,85 ± 0,05 mg/kg), de
fenugrec (0,81 ± 0,05 mg/kg) et d’amarante rouge (1,21 ± 0,04 mg/kg ) cultivés dans
un sol artificiellement enrichi en Ni(NO3)2 ou en Co(NO3)2 (20 mg de sel métallique /
kg de sol) (Rangnekar et al., 2013). Toutefois, la concentration de Ni dans l’avoine
est faible et largement inférieure au seuil de toxicité. Dans une étude portant sur la
détermination des seuils de toxicité (EC25, premier quartile de la concentration
efficace) pour le Ni dans la biomasse aérienne de l’avoine cultivée dans quatre sols
agricoles pollués par le Ni près de Port Colborne, en Ontario (Canada), Dan et al.
(2008) ont trouvé des valeurs de EC25 comprises entre 35 et 71 mg Ni/kg de matière
végétale sèche.
De nombreuses études ont démontré que l’ajout de sédiments aux sols n’augmentait
pas la teneur en ÉTM dans les tissus végétaux au-delà des concentrations critiques ou
considérées comme toxiques. À titre d’exemple, Darmody et al. (2004) n’ont pas
trouvé de différence significative dans les teneurs en métaux des tomates
(Lycopersicon lycopersicum L. ) cultivées dans des sédiments dragués des lacs Peoria
de la rivière d’Illinois, dans un sol arable de référence, ou dans des sols de jardin.
Bien que les concentrations de Cd et de Cu dans les tissus de la tomate, de la laitue,
de l'orge, du radis et du haricot et la concentration de l’As dans la laitue et le haricot,
aient été élevées, ils ont conclu que ces niveaux (As : 0,15 – 0,40 mg/kg; Cd : 0,14 –
2,40 mg/kg; Co : 0,05 – 0,11 mg/kg; Cu : 3,73 – 8,52 mg/kg; Cr : 0,77 – 1,07 mg/kg)
étaient en deçà des concentrations considérées comme excessives ou nuisibles.
Cependant, quand les auteurs ont fait la moyenne des concentrations des ÉTM dans
toutes les plantes, ils ont trouvé que les teneurs en Ba et Mn étaient significativement
plus faibles, tandis que les teneurs en As, Cd, Cu, Se, Tl, Zn et Mo étaient
significativement plus élevées dans les tissus des plantes cultivées dans le sédiment
par rapport aux tissus des plantes cultivées dans le sol arable de référence.
34
Dans une étude portant sur l’évaluation de l’effet de l’apport de doses croissantes
(2%, 6 % et 10 %) d’un sédiment extrait d’un réservoir de stockage d'eau dans la
région de Sidi Abid (Tunisie) sur la solubilité et la disponibilité du Zn pour le brome
rude (Bromus ramosus) cultivé dans un sol agricole contaminé artificiellement avec
du Zn, Mtibaa et al. (2011) ont conclu que la matière organique du sédiment aurait la
capacité de fixer le Zn sous forme non disponible pour la plante. Ainsi, la matière
organique des sédiments peut jouer un rôle fixateur (chélatant) diminuant la
disponibilité de certains métaux pour les plantes.
Les quantités d’ÉTM accumulées dans la biomasse aérienne, i.e. les prélèvements
aériens (rendement aérien x concentration de l’élément), peuvent être affectés, entre
autres, par les quantités de sédiments et de fertilisants ajoutées au sol. Les quantités
d’ÉTM accumulées dans la biomasse aérienne de l’avoine (Tableau 3.5) ont varié : (i)
entre 42 et 2364 µg pour l’Al, (ii) entre 0,02 et 2,97 µg pour le Cd; (iii) entre 0,08 et
6,93 µg pour le Co, (iv) entre 0,36 et 18,16 µg pour le Cr, (v) entre 3,0 et 333,0 µg
pour le Ni, (vi) entre 0,12 et 21,12 µg pour le Pb et (vii) entre 11 et 689 µg pour le
Zn. Parmi les ÉTM, le Be est celui qui a été prélevé en plus faible quantité (0,001 –
0,175 µg).
En l’absence d’analyse élémentaire des racines, il est difficile de statuer sur le
processus d’accumulation des ÉTM dans les parties aériennes de l’avoine. Il est bien
connu que certains métaux s’accumulent en plus grande quantité dans la partie
racinaire de nombreuses plantes (Karam et al., 2006; Kisku et al., 2011). La littérature
fait mention d’interaction, de compétition ou de synergie entre les éléments ainsi que
d’une relation entre les teneurs des ÉTM dans les parties aériennes ou racinaires
(Wallace et Berry, 1989; Thys et al., 1991; Zornoza et al. 2010; Kabata-Pendias,
2011).
En l’absence d’amendement et de fertilisants (sol témoin), les quantités moyennes
d’ÉTM accumulées dans la biomasse aérienne suivaient l’ordre suivant : Al (4,2 µg)
˃ Zn (1,1 µg) ˃ Ni (0,5 µg) ˃ Cu (0,3 µg) ˃ Cr (0,05 µg) ˃ Pb (0,014 µg) ˃ Co (0,012
µg) ˃ Cd (0,005 µg) ˃ Be (0,0001 µg). En présence de sédiments seuls (T5, T9 et
T13), les quantités moyennes d’ÉTM accumulées dans la biomasse aérienne suivaient
35
l’ordre suivant : Al (99,3 µg) ˃ Zn (36,0 µg) ˃ Cu (15,0 µg) ˃ Ni (3,0 µg) ˃ Pb (1,0
µg) ˃ Cr (0,73 µg) ˃ Co (0,09 µg) ˃ Cd (0,08 µg) ˃ Be (0,002 µg). En présence de
fertilisants seuls (T2, T3 et T4), les quantités moyennes d’ÉTM accumulées dans la
biomasse aérienne suivaient l’ordre suivant : Al (1260,3 µg) ˃ Zn (419,7 µg) ˃ Cu
(214,7 µg) ˃ Ni (40,3 µg) ˃ Pb (13,9 µg) ˃ Cr (9,5 µg) ˃ Co (2,0 µg) ˃ Cd (1,2 µg) ˃
Be (0,1 µg).
Tableau 3.5. Quantités (µg) d’éléments traces métalliques accumulées dans la
biomasse aérienne sèche de l’avoine cultivée dans un sol sablonneux.
Traitements Al Be Cd Co Cr Cu Ni Pb Zn
T1 4,2 Trace 0,01 0,01 0,05 0,3 0,5 0,01 1,1
T2 602 0,052 0,49 0,84 4,93 97 18 5,66 262
T3 1241 0,091 1,32 1,86 9,71 250 39 15,07 458
T4 1938 0,156 1,74 3,37 13,77 297 64 21,12 539
T5 74 0,002 0,09 0,10 0,52 8 3 0,12 22
T6 867 0,022 0,88 1,19 5,80 124 25 7,25 219
T7 1077 0,066 1,28 1,46 10,42 179 49 15,54 325
T8 1932 0,104 2,11 5,03 15,10 333 76 31,46 613
T9 43 0,002 0,02 0,08 0,36 6 2 0,58 17
T10 746 0,055 0,52 0,78 5,10 93 20 3,92 182
T11 2364 0,175 2,31 2,23 16,01 309 74 17,50 689
T12 2031 0,112 2,18 6,93 18,16 254 79 14,53 571
T13 181 0,003 0,13 0,09 1,32 31 4 2,29 69
T14 711 0,002 0,70 0,13 5,05 100 16 3,50 168
T15 1205 0,023 1,21 2,12 8,04 199 36 17,36 345
T16 1822 0,048 2,97 3,55 12,26 319 65 13,87 619
Ces résultats indiquent que la fertilisation minérale joue un rôle important dans
l’accumulation des éléments nutritifs, y compris les métaux, dans les tissus végétaux
due à l’augmentation de la taille et de la biomasse aérienne (rendement) de la plante.
Toutefois, les prélèvements d’ÉTM enregistrés ne sont pas importants. D’une
manière générale, les prélèvements aériens d’ÉTM les plus élevés sont obtenus dans
le cas des échantillons de sol ayant produits des rendements aériens (MAS) ˃ 30 g/pot
(T11, T16, T12, T8 et T4) dû à la plus grande taille et biomasse aérienne de l’avoine.
En revanche, les prélèvements aériens d’ÉTM les plus faibles sont obtenus dans le
cas des échantillons de sol ayant produits des MAS les plus faibles, soit ˂ 3 g/pot
(T13, T5, T9, T1), dû à la plus petite taille et biomasse aérienne de l’avoine.
36
Bien que le sédiment soit plus riche en ÉMT que les fertilisants inorganiques, les
prélèvements aériens d’ÉTM sont plus faibles dans le cas des échantillons de sol
ayant reçu des doses de sédiments seuls (T5, T9 et T13). Ceci pourrait être expliqué
par le fait que le sédiment contient des sesquioxydes, de l’argile et de la matière
organique (Tableau 2.1) ayant un effet séquestrant envers les ÉTM (Karam et al.,
1982, 2003, 2011; Karam et Jaouich 2009; Alloway, 1995; Kabata-Pendias, 2011).
37
Conclusion générale
Les résultats obtenus mettent en évidence l’effet hautement bénéfique de la
fertilisation minérale sur le rendement en matière sèche de l’avoine.
Les doses de sédiments utilisées n’ont pas contribué à augmenter significativement le
rendement de l’avoine en raison de la faible dose de N apporté. Le faible niveau de
réserve (quantité) en plusieurs éléments nutritifs majeurs des sédiments explique la
faible réponse de la plante à une fertilisation à base de sédiments seuls. L’action
combinée sédiments-fumure minérale a eu une incidence positive sur la hauteur des
plants.
Toutefois, l’essai de croissance, d’une durée de 10 semaines, a mis en évidence le
fait que, par rapport au sol sans sédiments et sans fertilisant, les échantillons de sol
amendés avec des sédiments seuls ont produit plus de matière aérienne sèche totale
avec des plants plus hauts et ayant prélevé plus d’éléments. Cette observation peut
être attribuée à la présence d’azote, de phosphore, de potassium et d’oligo-éléments
disponibles pour la plante dans le sédiment. Son incorporation peut contribuer à
rehausser le niveau de fertilité d’un sol peu fertile, pauvre en matière organique.
Toutefois, les teneurs de ces éléments dans le sédiment sont trop faibles pour obtenir
de hauts rendements, d’où la nécessité ou la pertinence de l’application de fertilisants.
Dans les conditions expérimentales de l’étude, les sédiments et les engrais minéraux
apportent des éléments traces métalliques (ÉTM) au sol et à la plante. Les
concentrations des ÉTM dans les parties aériennes de l’avoine n’ont pas causé de
problèmes de phytotoxicité et sont en deçà des normes établies.
L’apport de fumure minérale seule contribue à un prélèvement aérien d’ÉTM plus
élevé que l’apport de sédiment seul dû à la production accrue de biomasse. D’une
manière générale, l’apport d’une fumure minérale augmente les prélèvements aériens
des ÉTM. Les prélèvements aériens d’ÉTM les plus élevés sont obtenus dans le cas
des échantillons de sol ayant produit les rendements aériens (MAS) les plus élevés.
38
Finalement, pour tirer des conclusions spécifiques d’ordre environnemental, il serait
nécessaire, lors d’une éventuelle étude, d’analyser : i) le fractionnement (spéciation)
des ÉTM dans ces sédiments, ii) les cinétiques d’évolution de l’azote minéral des
sédiments (minéralisation), iii) l’effet de l’apport de sédiments sur l’accumulation des
ÉTM dans les racines de plusieurs plantes, iii) les interactions P (fertilisation
phosphatée) – ÉTM des sédiments sur la croissance et l’accumulation des métaux
dans les plantes, et finalement d’expérimenter de plantes accumulatrices de métaux. Il
est connu (Kabata-Pendias et Mukherjee, 2007; Kabata-Pendias, 2011) que : i)
plusieurs paramètres physico-chimiques comme la forme des métaux dans le sol, le
pH du sol, la richesse du sol en colloïdes organiques ou minéraux, la présence de
sesquioxydes, de carbonates et de phosphates dans le sol peuvent jouer un rôle dans
la séquestration ou la mise en disponibilité des ÉTM pour les plantes, ii)
l’accumulation des ÉTM dans les différentes parties de la plante est relative selon la
composition du sol, la forme des métaux dans le sol et la nature et la physiologie de la
plante.
39
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47
Annexes
48
Annexe 1-A. Quantités de boues de papetières appliquées sur le sol où les étangs
épurateurs d’eau étaient aménagés (section 2.1).
Année (Descriptif) Zone d’intervention
Quantité épandue
(TMH) Quantité en m3
2003
(Désencrage
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118) 1281 1830 10 à 15(P-119) 1500 2143
Classement C1-P1-O1 TMH/ha 50 Densité (TMH/m3) 0,65
2004 (Désencrage
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118)
6934 9905 10 à 15(P-119)
Classement C1-P1-O1 TMH/ha 50 Densité (TMH/m3) 0,7
2004
(Mixtes
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118)
2026 2384 10 à 15(P-119)
Classement C1-P2-O3 TMH/ha 15 Densité (TMH/m3) 0,85
2005
(Désencrage
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118)
1947 2781 10 à 15(P-119)
Classement C1-P1-O1 TMH/ha 35 Densité (TMH/m3) 0,7
Parcelle 7 à 9 (P-118)
835 982 2005
(Mixtes
Cascades
Kingsey
Falls)
10 à 15(P-119) Classement C2-P1-O3 TMH/ha 15
Densité (TMH/m3) 0,85
2006
(Désencrage
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118) 2293 3276
10 à 15(P-119)
Classement C1-P1-O1 TMH/ha 35 Densité (TMH/m3) 0,7
2006
(Mixtes
Cascades
Kingsey
Falls)
Parcelle 7 à 9 (P-118) 1341 1578
10 à 15(P-119)
Classement C2-P2-O2 TMH/ha 15 Densité (TMH/m3) 0,85
49
Annexe 2-A. Caractéristiques des boues de désencrage de l'usine Cascades de
Kingsey Falls de 10/01 à 12/02 (épandues en automne 2003).
Paramètre
Unités
Boues mixtes Boues désencrage
Moyenne Médiane Moyenne Moyenne
Al
mg/kg MS
1556 1500 - -
As 1,1 0,7 - -
N tot Kjeldahl 1504 1500 - -
N NH4 76,4 30 - -
Bo 5,8 5 - -
Cd 0,8 1 - -
Ca assimilable 121889 120000 - -
Cr 4 5 - -
Co 1,8 2 - -
Cu 35 35 - -
Fe 1311 1300 - -
Mg assimilable 1756 1800 - -
Mn 43 43 - -
Hg 0,3 0 - -
Mo 2,1 2 - -
Ni 3,6 3 - -
P2O5 (P
assimilable) 818 640
- -
P total 1105 310 - -
Pb 8 10 - -
K2O (K
assimilable) 101 96
- -
K total 85 80 - -
Se 1,6 0,5 - -
Zn 210 210 - -
Al + 0,5 Fe 2211 2050 - -
Matière organique %, p/p, sec 56,9 56,5 - -
Matière totale % 40,4 40,1 - -
pH - 8 8 - -
C/N - 203 192 - -
Teneur en eau % 60 60,1 - -
Dioxine et furanne Teq pg/L(ppt) - - - -
Salmonella NPP / 4g (BS) 4,1 2 - -
Escherichia coli NPP / g (BS) 592 5 - -
50
Annexe 3-A. Caractéristiques des boues de désencrage de l'usine Cascades de
Kingsey Falls de 02/03 à 02/04 (boues mixtes de 03/03 à 03/04) (épandues en
automne 2004).
Paramètre Unités Boues mixtes Boues désencrage
Moyenne Médianne Moyenne Médiane
Al
mg/kg
2438 2650 1829 1800
As 0,6 0,5 0,3 0,2
N tot Kjeldahl 24767 23000 1787 1530
N NH4 999 825 205 142
Bo 31,7 33 6,1 6
Cd 1,1 0,9 0,3 0,2
Ca assimilable 23022 17000 128571 130000
Cr 21,2 21 3,9 4,1
Co 1,9 2 1,7 1,8
Cu 56 62 41 40
Fe 2822 2600 1318 1300
Mg assimilable 1671 1700 1700 1600
Mn 86 93 42 43
Hg 0,18 0,2 0,14 0,2
Mo 4,9 5 3 2,4
Ni 9,6 10 4 5
P2O5 (P assimilable) 8751 8091 597 378
P total 3825 3533 261 165
Pb 12 14 5 5
K2O (K assimilable) 776 680 96 100
K total 643 570 94 93
Se 0,3 0,2 0,3 0,2
Zn 149 150 139 120
Al + 0,5 Fe 3578 3950 2366 2250
Matière organique %, p/p, sec 79,6 80,4 55,1 53,8
Matière totale % 27,8 27,5 41,1 41,5
pH - 6,8 6,9 8,4 8,3
C/N 17 17 194 168
Teneur en eau % 72,1 72,5 58,6 58
Dioxine et furanne Teq pg/L(ppt) 1,7 1,7 - -
Salmonella NPP / 4g (BS) 6,2 3 2,1 2
Escherichia coli NPP / g (BS) 151,8 66 13 5
51
Annexe 4-A. Caractéristiques des boues de désencrage de l'usine Cascades de
Kingsey Falls de 08/03 à 08/04 (boues mixtes de 07/03 à 07/04) (épandues en
automne 2005).
Paramètre Unités Boues mixtes Boues désencrage
Moyenne Médianne Moyenne Médiane
Al
mg/kg MS
2471 2500 1857 1800
As 0,3 0,3 0,2 0,2
N tot Kjeldahl 27114 24800 1260 1480
N NH4 1210 1090 166 142
Bo 36,1 39 9,2 6,7
Cd 1,4 1,4 0,2 0,2
Ca assimilable 30286 28000 119429 140000
Cr 20,1 21 3,6 3,8
Co 1,9 2,1 1,5 1,7
Cu 54 62 41 40
Fe 3571 3400 1211 1300
Mg assimilable 1829 1900 2000 2100
Mn 100 93 42 42
Hg 0,2 0,2 0,23 0,2
Mo 5,4 5,2 3,6 3,9
Ni 8,9 7,4 3,4 2,4
P2O5 (P assimilable) 10841 10700 421 320
P total 4736 4680 184 140
Pb 11 12 2 2
K2O (K assimilable) 760 680 273 101
K total 629 570 228 84
Se 0,2 0,2 0,2 0,2
Zn 137 150 123 99
Al + 0,5 Fe 4257 440 2463 2450
Matière organique %, p/p, sec 77,3 76,9 52,8 53
Matière totale % 26,4 27 44,5 44,5
pH -
6,7 6,7 8,3 8,3
C/N 15 15 242 178
Teneur en eau % 73,6 73 55,4 56
Dioxine et furanne Teq pg/L(ppt) 2,1 2,1 - -
Salmonella NPP / 4g (BS) 3 1,5 2,1 2
Escherichia coli NPP / g (BS) 167,6 44 8 5
52
Annexe 5-A. Caractéristiques des boues de désencrage de l'usine Cascades de
Kingsey Falls de 11/04 à 09/05 (boues mixtes de 09/04 à 09/05) (épandues en
automne 2006).
Paramètre Unités Boues mixtes Boues désencrage
Moyenne Médianne Moyenne Médiane
Al
mg/kg MS
2313 2300 1592 1550
As 0,5 0,5 0,2 0,2
N tot Kjeldahl 14460 11550 1850 1755
N NH4 724 765 145 126
Bo 41,8 44,5 6 6,8
Cd 0,9 0,9 0,1 0,1
Ca assimilable 47688 47500 135833 140000
Cr 18,6 15,5 3,2 3,2
Co 2,9 3 1,5 1,5
Cu 60 61 41 41
Fe 2775 2650 1057 1050
Mg assimilable 2150 2200 2175 2150
Mn 122 115 37 36
Hg 0,14 0,11 0,14 0,11
Mo 6,1 6,1 4,3 4,5
Ni 9,8 9 2,4 2,4
P2O5 (P assimilable) 6903 7700 455 445
P total 3009 3355 199 195
Pb 10 9 1 1
K2O (K assimilable) 1093 925 71 70
K total 894 765 59 58
Se 0,2 0,2 0,2 0,2
Zn 151 145 94 75
Al + 0,5 Fe 3701 3625 2121 2075
Matière organique %, p/p, sec 72,1 74,5 51,7 50
Matière totale % 30,9 31 48,6 48
pH -
6,9 6,9 8,7 8,6
C/N 35 30 151 144
Teneur en eau % 69,5 70,5 51,4 52
Dioxine et furanne Teq pg/L(ppt) - - - -
Salmonella NPP / 4g (BS) 47 1,5 1 1
Escherichia coli NPP / g (BS) 171,8 30 3,5 2,5
