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Abstract and Figures

The effects at medium term of repeated compost spreading on cultivated soil on the physico-chemical characteristics and biological activity, including soil microflora and earthworm population, have been studied in a field experiment started in 1998. The composts are organic amendments that increased soil fertility. They brought also small concentrations in heavy metals (HM) and organic micropollutants (Polycyclic aromatic hydrocarbons, PAH). Their repeated applications could disturb the biological functioning of a soil, in relation with progressive accumulation of pollutants. After 9 years of experimentation, 5 spreading of sludge compost and municipal solid waste compost have modified physico-chemical characteristics of soil such as pH, organic matter contents… Total Cu and Zn concentrations in soil also significantly increased. Such evolution was not noticeable for the other HM and PAH. The PAH concentration in soil corresponded to usual concentrations found in cultivated soils. The particulate organic matter [50 μm -5 mm] increased in soil after compost application, mainly with sludge compost. The HM and PAH concentrations were larger in this articulate organic matter compared to total soil. The fraction of HM extractable with EDTA increased compared to control more than total HM in soil receiving composts. However the exchangeable fraction of HM (< 1 % total HM) was mitigated by the effect of compost on soil pH. The effects of compost application on microflora and earthworm population are presented in other papers of the present journal.
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Reçu : juin 2009 ; Accepté : septembre 2009 Étude et Gestion des Sols, Volume 16, 3/4, 2009 - pages 255 à 274
Effet d’apports de composts sur
la disponibilité de micropolluants métalliques
et organiques dans un sol cultivé
255
S. Houot(1), Ph. Cambier(1)(2), P. Benoit(1), M. Deschamps(1), A. Jaulin(2), C. Lhoutellier(3)
et E. Barriuso(1)
1) INRA, UMR 1091 Environnement et Grandes Cultures, 78850 Thiverval Grignon, France
2) INRA, PESSAC, Route de Saint Cyr, 78026 Versailles Cedex, France
3) CREED, Veolia Environnement RetD, 78520 Limay, France
RÉSUMÉ
Les effets à moyen terme du recyclage en agriculture de composts sur les caractéristiques physico-chimiques et la composante bio-
logique de sols cultivés, incluant microflore et faune, ont été évalués dans un essai au champ mis en place en 1998. Les composts
sont avant tout des matières organiques dont l’apport augmente la fertilité et l’activité biologique du sol. Mais ils sont aussi vecteurs de
polluants organiques et métalliques (ETM) en faibles concentrations. Leurs applications répétées pourraient avoir un effet perturbateur
sur le fonctionnement biologique des sols, en raison du cumul de faibles doses de polluants. Après 9 ans d’expérimentation, 5 épan-
dages de composts de boue (DVB) et d’ordures ménagères résiduelles (OMR) ont conduit à une différenciation des caractéristiques
physico-chimiques des sols comme le pH, les teneurs en C et N organique. Les apports de composts ont augmenté significativement
les teneurs en Cuivre et Zinc total dans les horizons de surface. Cette évolution est peu ou pas visible pour les autres ETM.
Les épandages de composts augmentent le compartiment de matière organique particulaire [50 µm -5 mm] légère, séparée par fraction-
nement granulo-densimétrique, surtout dans le traitement DVB. Cette fraction est plus riche en matière organique et en certains ETM.
Les apports de composts augmentent les ETM extractibles à l’EDTA (fraction potentiellement mobilisable) de façon plus marquée que
les ETM totaux. En revanche, les proportions d’ETM échangeables les plus disponibles (moins de 1 % des ETM totaux), sont modulées
par les effets des composts sur le pH du sol. Les concentrations en HAP sont de l’ordre de grandeur des concentrations mesurées dans
les sols cultivés. Les concentrations en HAP sont supérieures dans les matières organiques particulaires qui concentrent ces polluants
sans différence significative entre les traitements. Les résultats des effets sur les composantes biologiques du sol sont présentés dans
2 autres articles de cette même revue.
Mots clés
Compost, Elément Trace Métallique (ETM), spéciation, HAP, essai de longue durée, fractionnement granulo-densimétrique.
256 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
SUMMARY
EFFECT OF REPEATED COMPOST APPLICATIONS ON AVAILABILITY OF ORGANIC AND METALLIC MICROPOLLUTANTS IN
SOIL
The effects at medium term of repeated compost spreading on cultivated soil on the physico-chemical characteristics and biological
activity, including soil microflora and earthworm population, have been studied in a field experiment started in 1998. The composts are
organic amendments that increased soil fertility. They brought also small concentrations in heavy metals (HM) and organic micropollu-
tants (Polycyclic aromatic hydrocarbons, PAH). Their repeated applications could disturb the biological functioning of a soil, in relation
with progressive accumulation of pollutants. After 9 years of experimentation, 5 spreading of sludge compost and municipal solid waste
compost have modified physico-chemical characteristics of soil such as pH, organic matter contents… Total Cu and Zn concentrations
in soil also significantly increased. Such evolution was not noticeable for the other HM and PAH. The PAH concentration in soil corres-
ponded to usual concentrations found in cultivated soils. The particulate organic matter [50 µm -5 mm] increased in soil after compost
application, mainly with sludge compost. The HM and PAH concentrations were larger in this particulate organic matter compared to total
soil. The fraction of HM extractable with EDTA increased compared to control more than total HM in soil receiving composts. However
the exchangeable fraction of HM (< 1 % total HM) was mitigated by the effect of compost on soil pH. The effects of compost application
on microflora and earthworm population are presented in other papers of the present journal.
Key-words
Compost, trace elements, speciation, PAH, long-term field experiment, particle size fractionation.
RESUMEN
EFECTOS DE APORTES DE COMPOSTES SOBRE LA DISPONIBILIDAD DE MICRO-CONTAMINANTES METÁLICOS Y
ORGÁNICOS EN UN SUELO CULTIVADO
Se evaluaron los efectos a mediano plazo del reciclaje en agricultura de compostes sobre las características físico-químicas y el com-
ponente biológico de los suelos cultivados, incluyendo microflora y fauna en un ensayo de campo establecido en 1998. Los compostes
están sobre todo materias orgánicas cuyas aporte aumenta la fertilidad y la actividad biológica del suelo. Pero están también vectores
de contaminantes orgánicos y metálicos (ETM) en pequeñas concentraciones. Sus aplicaciones repetidas podrían tener un efecto
perturbador sobre el funcionamiento biológico de los suelos, en razón del cúmulo de pequeñas dosis de contaminantes. Después de
9 años de experimentación, 5 esparcimientos de compostes de lodo (DVB) y de basuras domesticas residuales (OMR) condujeron a
una diferenciación de las características físico-químicas de los suelos como el pH, los contenidos en C y N orgánico. Los aportes de
compostes aumentaron significativamente contenidos en Cobre y en Zinc total en los horizontes de superficie. Esta evolución está poco
o no visible para los otros ETM.
Los esparcimientos de compostes aumentan el compartimento de materia orgánica particular (50 µm 5 mm) liviana, separada por
fraccionamiento granulo-densimétrico, sobre todo en el tratamiento DVB. Esta fracción está más rica en materia orgánica y en ciertos
ETM. Los aportes de compostes aumentan los ETM extractables al EDTA (fracción potencialmente disponibles de manera más marcada
que los ETM totales). En cambio, las proporciones d’ETM intercambiables los mas disponibles (menos de 1 % de los ETM totales), se
modulan por los efectos de los compostes sobre el pH del suelo.
Palabras clave
Compostes, elementos en trazas metálicos, especiación, HAP, ensayo de larga duración, fraccionamiento granulo-densimétrico
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 257
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Le recyclage en agriculture de produits siduaires
organiques (PRO) est une pratique ancienne qui se
justifie pleinement par leur valeur agronomique. Les
PRO épandus sont avant tout des matières organiques (MO)
et les effets positifs des épandages sont ceux généralement
associés à tout apport de MO : stimulation globale des
populations microbiennes ou de la faune, amélioration des
propriétés des sols liées à la teneur en MO (amélioration de la
stabilité de la structure, augmentation de la disponibilité des
éléments fertilisants…). Les PRO sont également vecteurs
de micropolluants organiques (composés traces organiques,
CTO) ou métalliques (éléments en traces métalliques, ETM)
mais les flux d’entrée sont faibles par rapport aux stocks
présents naturellement dans les sols (Houot et al., 2002) ou
même par rapport à d’autres flux tels que ceux associés, selon
les cas, aux engrais, aux traitements phytosanitaires ou aux
dépôts atmosphériques (Alcock et al., 1995 ; Barriuso et al.
1996 ; Sogreah, 2007). En conséquence, les effets éventuels
ne seront observables qu’à long terme et en cas d’épandages
répétés, pouvant générer des effets cumulatifs de faibles doses
de plusieurs polluants. De nombreux travaux ont été conduits
sur les effets à court ou moyen terme d’apports massifs de
produits souvent fortement contaminés (Juste et Mench,
1992 ; McGrath et al., 2000), qui ne sont pas représentatifs des
pratiques réglementaires actuelles. Si les CTO se dissipent
plus ou moins rapidement dans les sols, les ETM s’accumulent
en surface (Jackson et Alloway, 1991 ; Planquart et al., 1999 ;
Chang et al., 1984 ; Madrid et al., 2007 ; Hargreaves et al.,
2008 ; Smith, 2009). Cependant, les PRO apportés, sources
d’ETM, tendent aussi à limiter leur disponibilité en raison de la
forte affinité intrinsèque entre matière organique et métaux en
traces. Cependant la minéralisation lente de cette MO après
arrêt des apports conduirait à une libération de ces éléments
sous des formes plus disponibles (McBride, 1995 ; Smith,
2009). Il est par contre assez bien établi que le compostage
tend à duire la disponibilité de métaux présents dans des
déchets organiques et dégrade certains CTO (Leita et De
Nobili, 1991 ; Martens, 1982 ; Pakou et al., 2009 ; Richards et
al., 2000 ; Smith, 2009).
Les PRO en tant que matières organiques vont s’incorporer
aux MO du sol et donc participer à leur cycle biogéochimique.
En fonction de la taille granulométrique des fractions de MO
(sol et PRO), leur dynamique sera différente et il est maintenant
admis que les MO associées aux fractions grossières du sol (>
50 mm) sont des MO jeunes ayant un turnover rapide (Balesdent,
1996). Cela pourrait avoir des conséquences sur la spéciation
des polluants et leur disponibilité vis-à-vis de la microflore et
de la faune.
Le risque pour la faune et la microflore du sol, ainsi d’ailleurs
que pour les végétaux cultivés sur les sols amendés par des PRO,
est difficile à évaluer car cela suppose une mesure de l'exposition
dans ces systèmes soumis à une dynamique complexe. Le plus
souvent, seules les teneurs totales en polluants sont suivies sans
évaluation de leur biodisponibilité. Les processus impliqués sont
en partie les mêmes que ceux régulant les risques de transfert
vers les eaux profondes. L'étude de la spéciation des éléments
traces ou de l’extractibilité des CTO dans le milieu récepteur et
vecteur, en l'occurrence le sol, permet d’approcher la mesure
d'exposition des organismes vivants du sol.
Par ailleurs, pour appréhender les effets cumulatifs de flux
faibles mais répétés de contaminants associés à des épandages
conformes à la réglementation et aux pratiques courantes en
agriculture, les dispositifs expérimentaux au champ de longue
durée sont indispensables.
L’objectif du travail présenté est d’évaluer les impacts à
moyen terme de l’épandage de PRO sur les caractéristiques de
la composante biologique de sols cultivés, incluant microflore
et faune. En fonction des effets observés, les populations
testées seront proposées comme bioindicateurs d’impact
dont la réponse sera reliée à l’état des polluants dans les sols.
Les mesures sont réalisées dans un essai de longue durée
des apports répétés de différents PRO ont différencié
les caractéristiques de l’horizon labouré. Elles incluent : (1)
la structure des communautés microbiennes, (2) la taille, la
diversité et l’activité des lombrics ; (3) la qualité chimique des sols
soumis aux épandages. Les mesures biologiques sont faites
à différents pas de temps entre 2 épandages, la variation des
réponses dans des traitements n’ayant pas reçu d’épandage
devant permettre d’appréhender les variations « naturelles » des
indicateurs qui seront comparées à l’intensité des variations dans
les traitements soumis à épandage. Les résultats concernant
les cibles biologiques sont présentés dans Leyval et al. (2009)
et Capowiez et al. (2009) dans cette même revue. Les effets
des apports sur la qualité chimique du sol sont présentés ici.
La caractérisation de l’état des polluants inclut leur localisation
dans des fractions granulo-densimétriques de sol, en particulier
dans les fractions grossières de la MO, pour leur turnover rapide
et leur rôle dans l’activité des microorganismes et d’une partie
de la faune du sol ; et la spéciation des ETM selon des méthodes
d’extractions chimiques.
MATÉRIELS ET MÉTHODES
Site d’étude
Le dispositif expérimental au champ « Qualiagro » a été mis
en place en 1998 (collaboration INRA-VEOLIA Environnement). Il
est situé à la limite des communes de Feucherolles et d’Orgeval
sur le plateau des Alluets-le-Roi (Yvelines). Le sol est de type
limoneux lessivé hydromorphe d’une profondeur supérieure
à 1,2 m (luvisol rédoxique d’après le référentiel pédologique
français) et se développe à partir d’un limon loessique carbonaté
qui apparaît vers 1,50 m.
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Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Le dispositif d’une superficie de 6 ha comprend 4 blocs
de 10 parcelles (figure 1). Deux facteurs sont étudiés : apport
organique et niveau de fertilisation minérale azotée. Les 5
traitements organiques incluent 3 composts d’origine urbaine
comparés à un fumier de bovins (vaches laitières en stabulation
libre) considéré comme amendement de référence et un témoin
sans apport organique (T). Les 3 composts sont : (1) un compost
d’ordures ménagères résiduelles, OMR (ordures ménagères
résiduelles après collecte sélective des emballages « propres
et secs ») ; (2) un compost de boues, DVB (co-compostage de
boues d’épuration urbaines et de déchets verts ou de fragments
de palettes) ; un compost de biodéchets, BIO (collecte sélective
de cette fraction co-compostée avec des déchets verts).
Figure 1 : Plan du dispositif au champ.
Figure 1 : Map of the field experiment.
Tableau 1 : Comparaison des caractéristiques analytiques de l’horizon labouré du sol de l’essai au champ avec la moyenne des
horizons labourés des sols cultivés de même type de la région (10 sols analysés, écart-types entre parenthèses).
Table 1 : Comparison of chemical characteristics in the ploughed horizon of the field experiment with other similar cultivated soils of
the same geographical area (10 soils analyzed, SD in parenthesis).
Argile Limon Sable C CEC pH Cu Zn Cr Ni Pb Cd Hg
(g kg-1) Meq 100g-1 (mg kg-1) (µg kg-1)
Essai 150 783 67 11,0 9,4 6,9 11,6 49,2 45,3 15 25,3 232 91
(10) (20) (9) (0,8) (0,6) (0,2) (0,9) (3,4) (2,7) (0,9) (6,1) (13) (16)
Autres
sols
187 721 92 13,3 9,5 6,6 20,3 52,3 46,3 19,8 38 271 141
(23) (32) (37) (3,6) (1,1) (0,8) (7,7) (3,3) (5,8) (3,1) (13,8) (59) (61)
Les 5 traitements organiques sont croisés avec 2 niveaux
de fertilisation minérale azotée, faible et normale. Pour cela, le
dispositif est séparé en deux moitiés correspondant à ces 2
niveaux de fertilisation.
Les parcelles font 450 m2. Au sein d’un demi-bloc, les
5 traitements organiques sont répartis de façon aléatoire.
Le dispositif est cultivé selon une rotation blé-maïs. Les
composts et le fumier sont apportés tous les 2 ans, en fin
d’été, sur chaume de blé. Après épandage, la parcelle est
déchaumée, ce qui permet d’enfouir les composts. Les
apports se font sur la base de la quantité de C organique
apporté et 4 t C/ha sont appors lors de chaque épandage.
Au part de cette étude, 3 épandages ont déjà eu lieu : en
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 259
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
sur lesquelles les vers sont attirés vers la surface à l’aide de
solution de moutarde diluée. Les lignes de prélèvement de
vers progressent le long des parcelles échantillonnées comme
précédemment (cf. Capowiez et al., 2009).
Lors de chaque épandage, les PRO sont échantillonnés et
séchés à 40° pour analyses et fractionnement granulométrique.
Une partie des échantillons de PRO est conservée au froid
(-20 °C) et envoyés aux équipes de microbiologistes
sont réalisées les mesures de structure des communautés
microbiennes.
Description des bioindicateurs
Deux indicateurs biologiques ont été choisis dans le cadre
de cette étude : la structure des communautés microbiennes
et les lombriciens. Les méthodes et les résultats obtenus sont
présentés dans les articles de Leyval et al. et Capowiez et al.
dans ce même numéro.
Analyses totales
Avant chaque épandage, des prélèvements de sol sont
effectués dans l’horizon de surface de chaque parcelle
correspondant à l’horizon de labour et d’enfouissement des
composts. Les analyses sont les mêmes à chaque campagne
et correspondent à celles faites initialement pour caractériser
les sols au départ de l’essai : C, N, pH, majeurs, Cd, Cu, Ni, Cr,
Zn, Pb, Hg et 16 HAP (tous les 4 ans seulement). Les analyses
sont réalisées au Laboratoire d’Analyses des Sols INRA d’Arras.
Les composts prélevés à chaque épandage y sont également
envoyés pour analyse des mêmes paramètres.
Evaluation de l’exposition aux polluants
organiques et métalliques
Pour les ETM et les CTO, elle est basée sur des étapes
reposant sur les mêmes principes : caractérisation de la charge
totale de polluants (cf. point 2.4.) et localisation de ces polluants
dans les fractions granulométriques de composts et de sols. En
outre, pour les ETM, l’application d’un protocole d’extraction
permet de définir des compartiments de disponibilité potentielle
différente (spéciation « chimique »).
Fractionnement granulo-densimétrique des composts
et sols
Les sols du prélèvement T1 (2 mois après épandage) sont
fractionnés selon la méthode développée par Balesdent (1996).
La méthode utilisée pour les composts épandus en 2004 en est
dérivée ; le fractionnement granulo-densimétrique est réalisé
sur des composts préalablement tamisés à 5 mm. Des échan-
tillons de 50 g de compost tamisé sont agités par retournement
pendant 16 heures dans 300 ml d’eau osmosée avec 20 billes
1998, 2000 et 2002. L’étude se déroule entre le 4e en 2004 et
le 5e épandage en 2006.
Avant le premier épandage, un échantillon moyen de
l’horizon de surface est prélevé dans chacune des parcelles du
dispositif (tableau 1) La teneur en matière organique moyenne
est de 1.9 %. Sans un chaulage régulier, le sol aurait tendance
à s’acidifier (pH initial de 6.9). Les teneurs initiales en éléments
traces métalliques (ETM) du sol du dispositif expérimental sont
inférieures à celles de sols cultivés de la région du même type et
à la moyenne des teneurs dans les sols français (Baize, 2000).
Les teneurs initiales en HAP sont également très faibles et
caractérisées par une forte hétérogénéité. Les teneurs initiales
en fluoranthène (FLT), benzo(b)fluoranthène (B(b)F), benzo(a)
pyrène (B(a)P) et HAP totaux (16 HAP) sont de 46 ± 43, 37 ± 30,
24 ± 23 et 302 ± 262 µg/kg respectivement.
Echantillonnage
Les mesures spécifiquement dédiées à ce programme sont
effectuées dans 3 traitements (OMR, DVB et T) de la moitié du
dispositif recevant une fertilisation minérale, ces traitements
étant plus proches des conditions réelles d’utilisation des
PRO. Les parcelles du traitement témoin non fertilisé (T-N) sont
également échantillonnées afin de comparer les effets de la
fertilisation minérale aux effets des PRO. Au total 15 parcelles
sont échantillonnées : 4 traitements (OMR, DVB, TN et T0) en 4
répétitions sauf une des parcelles T0.
Pour comparer les effets « apport de PRO » aux variations
saisonnières liés aux conditions du milieu (teneur en eau et
température du sol, présence de plantes…), les prélèvements
se font à différents pas de temps entre 2 épandages :
immédiatement avant le 4e épandage de PRO au 1er septembre
2004 (T0), 2, 7, 9, 13 et 24 mois après le 4e épandage (T1, T2,
T3, T4, T5), 2 mois après le 5e épandage en octobre 2006 (T6).
Les prélèvements de sol effectués à T0 et T5 correspondent
aux prélèvements régulièrement effectués depuis le départ de
l’essai.
A chaque date, un échantillon composite moyen est réalisé
dans chaque parcelle dans l’horizon de surface correspondant
au labour à partir de 8 échantillons élémentaires. Les
prélèvements de sol se font selon une ligne transversale à la
parcelle qui progresse le long de la parcelle au fur et à mesure
des prélèvements.
Après prélèvement, les échantillons de sol sont immédiatement
homogénéisés avant d’être répartis entre les différentes équipes
pour analyse chimique ou mesure biologique. Les échantillons
destinés aux mesures biologiques sont immédiatement
congelés à -20 °C avant envoi aux laboratoires pour mesure
de la structure des communautés microbiennes (cf. Leyval et
al., 2009). Les échantillons destinés aux analyses chimiques
sont séchés à 40 °C. A chaque date d’échantillonnage, les
vers de terre sont prélevés sur 4 surfaces de sol de 0,36 m2
260 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
principalement par leur charge. Nous avons utilisé le nitrate
de calcium (Ca(NO3)2 0,05 m ; rapport masse : volume de 1:10 ;
agitation pendant 18 heures, puis centrifugation et filtration).
RÉSULTATS
Qualité des composts apportés
Cinq applications de compost ont eu lieu en 1998, 2000, 2002,
2004 et 2006. Les composts DVB et OMR diffèrent par leurs
caractéristiques physico-chimiques (tableau 2). Les composts
de boues sont plus riches en azote, phosphore et en potassium,
en raison de la présence des boues. Bien qu’en moyenne les
composts OMR aient des teneurs en carbonates supérieures, le
pH des composts de boues est plus élevé. Les teneurs en Mg et
en Na sont plus élevées dans les composts d’OMR.
Les teneurs en ETM sont toujours supérieures dans les
composts d’OMR où la moyenne des analyses dépasse les
teneurs réglementaires en vigueur depuis 2007 pour le Cr et le
Pb (figure 2).
Les composts OMR ont une biodégradabilité supérieure à
celle des composts de DVB avec en moyenne 40 et 10 % du C des
composts minéralisé lors d’incubations en conditions contrôlées
dans un sol, respectivement pour OMR et DVB (Annabi et al.,
2007). Cela s’explique par la composition biochimique différente
des composts, les composts OMR étant plus riches en cellulose
et les DVB plus riches en lignine. En conséquence, les composts
DVB ont un indice de stabilité biologique (ISB, représentant la
proportion de MO stable susceptible d’alimenter les stocks de
de verre puis tamisés à 2 mm, 200 µm et 50 µm sous eau. Afin
de détruire tous les agrégats résiduels, les fractions obtenues
(2-5 mm, 200 µm-2 mm et 50-200 µm) sont à nouveau agitées
dans 200 ml d’eau osmosée avec 10 billes de verre pendant
16 heures et tamisées. Les fractions granulométriques sont
ensuite rassemblées par taille. Les fractions légère et dense
> 50 µm sont ensuite séparées par flottation dans l’eau. Afin d’ob-
tenir suffisamment de masse pour analyse, les fractions légères
sont rassemblées ainsi que les fractions denses. Au total, 3 frac-
tions grossières sont isolées : [> 5 mm], [50 µm -5 mm]L, [50 µm
-5 mm]M et sont séchées à 40 °C et broyées pour analyse. La
fraction [0-50 µm] est récupérée par centrifugation (13 261 g
pendant 10 minutes) dans un volume final inférieur à 1 l puis lyo-
philisée et broyée avant analyse. Les mêmes analyses que celles
effectuées sur les sols et les composts totaux sont réalisées par
le laboratoire d’Arras.
Spéciation des ETM dans les sols
L’analyse des teneurs totales en ETM est complétée par
la mesure de la fraction « mobilisable » définie de manière
normalisée (extraction EDTA « BCR » ; Quevauviller, 1998), et
d’une fraction très disponible (extraction dans une solution de
nitrate de calcium). Lextraction par une solution d’EDTA 0,05 m
à pH 7 (rapport masse : volume de 1:10 ; agitation pendant une
heure, puis centrifugation et filtration), préconisée par l’ancien
Bureau Communautaire de Références de l’UE, mobilise par
son pouvoir complexant pratiquement tous les métaux présents
en surface des constituants des sols et dans les phases les
plus solubles comme les carbonates. Nous parlerons des
ETM mobilisables. Lextraction dans une solution saline diluée
non tamponnée concerne les métaux échangeables, retenus
Figure 2 : Moyenne (Ecart-type) des teneurs en éléments traces dans les composts épandus depuis le début de l’expérimentation
(1998 à 2006) ; concentrations maximales définies dans les normes NFU 44 095 et 44 051 définissant les critères d’innocuité pour les
composts de boues et les autres composts respectivement.
Figure 2 : Mean (SD) of trace element concentrations in the composts applied since the beginning of the experiment (1998 to 2006) ;
maximum concentrations allowed in the standard NFU 44095 and 44051 corresponding to sludge compost and other composts,
respectively.
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 261
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
été séparée à sec et qu’elle est probablement fortement chargée
de fractions fines qui adhèrent aux éléments grossiers de cette
fraction.
On note l’enrichissement attendu en C organique et N de la
fraction [50 µm -5 mm]L par rapport à la fraction [50 µm -5 mm]M
et par rapport au compost total dans le compost OMR (tableau 3).
La fraction [50 µm -5 mm]M concentre au contraire des éléments
minéraux (Ca, Na, résultats non montrés) et certains métaux comme
Cr, ce que l’on peut attribuer à la richesse en certains minéraux
incluant des verres. Mais la fraction fine (< 50 µm) est également
riche en C, N et en éléments caractéristiques de minéraux fins (Mg,
K, Al, Fe, résultats non montrés). La fraction > 5 mm présente des
teneurs assez élevées en C, Cu, Cr et Ni. Une analyse qualitative
des relations entre éléments majeurs et ETM permet d’associer, du
point de vue de leur localisation dans les fractions :
- C, N, et dans une moindre mesure Cd dans la fraction [50 µm
-5 mm]L,
- Cr, Pb dans la fraction [50 µm -5 mm]M,
- Cu, Zn, et dans une moindre mesure Ni dans les fractions
< 50 µm et [50 µm -5 mm]L.
Les HAP sont concentrés dans la fraction < 50 µm et la
fraction [50 µm -5 mm]L du compost OMR (tableau 5), et sont
souvent inférieurs à la limite de quantification dans la fraction
minérale [50 µm -5 mm]M. Seul le phénantrène est plus
concentré dans la fraction organique [50 µm -5 mm]L que dans
la fraction < 50µm.
MO du sol) de 0.54 très variable (ET : 0.26), les composts OMR
ont un ISB moyen de 0.35 (ET 0.03) beaucoup moins variable
d’un compost à l’autre.
Les composts DVB et OMR ont des teneurs en HAP similaires
à celles rencontrées dans des composts de même type (Brandlï
et al., 2005 ; Brochier et al., 2008). Les concentrations en FLT,
B(b)F et B(a)P sont largement inférieures aux concentrations
maximales réglementaires (figure 3).
Localisation des ETM et HAP dans
les fractions granulométriques de composts
Les 3 répétitions du fractionnement granulo-densimétrique
des composts épandus en 2004 donnent des résultats
reproductibles en terme de masses récupérées dans chacune
des fractions (coefficient de variation variant de 2 à 13 %) et de
caractéristiques analytiques des fractions (tableaux 3 et 4).
La fraction [50 µm -5 mm]M est prédominante dans le
compost OMR et représente 37 % de la masse totale du
compost. Puis l’importance des fractions dans la masse du
compost OMR décroît dans l’ordre [50 µm -5 mm]M >[50 µm
-5 mm]L > [>5 mm]> [<50 µm]. Dans le compost DVB, c’est la
fraction > 5 mm qui est la plus importante (37 % de la masse
du compost) suivie par la fraction < 50 µm (32 % de la masse du
compost). La fraction [50 µm -5 mm]M est faible (8 % de la masse
du compost). Cependant, il faut noter que la fraction > 5 mm a
Figure 3 : Concentrations moyennes en HAP des 5 composts DVB et OMR épandus depuis le départ de l’expérimentation entre 1998
et 2006. Les concentrations maximales réglementaires en fluoranthène (FLT), Benzo(b)Fluoranthène (BbF) et benzo(a)Pyrène (BbP)
sont indiquées.
Figure 3 : Average concentrations in PAH in the 5 composts DVB and OMR applied since the beginning of the experiment (1998 to
2006). The maximum concentrations allowed in fluoranthen (FLT), Benzo(b)Fluoranthen (BbF) et benzo(a)Pyren (BbP) are indicated.
262 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
que dans les échantillons totaux analysés (+33 %). Moyennant
ces questionnements, il apparaît que la majeure partie de Cd,
Cu, Ni et Zn se trouve dans la fraction légère [50 µm -5 mm]L
(entre 30 et 36 %), ainsi bien sûr que la majeure partie de C et
N. La fraction minérale grossière concentre la majeure partie
de Cr et Pb (plus de 60 %), mais aussi 35 % du Cd. On voit
aussi l’importance relative, pour certains éléments, des fractions
< 50 µm et > 5 mm.
Les mêmes calculs ont été faits pour les fractions du
compost DVB ; davantage d’écarts importants au niveau des
bilans sont observés (tableau 4). Une difficulté provient sans
doute de ce qui est aussi un résultat remarquable : la fraction > 5
mm, nettement plus abondante que pour le compost d’OMR,
apparaît contenir une partie importante de nombreux éléments,
et même la majeure partie du C organique, du Cr et Ni. Or cette
fraction n’a été analysée qu’en une répétition. Cette fraction
tamisée à sec contient sans doute beaucoup de fractions fines
agrégées aux débris végétaux grossiers.
Une forte proportion des HAP est dans les fractions
organiques particulaires [50 µm -5 mm]L respectivement 46 et
34 % pour les composts OMR et DVB (tableau 5). La fraction
fine < 50 µm représente également 24 et 34 % des HAP totaux
pour ces 2 composts. Dans le compost DVB, la présence de
particules de boue dans la fraction fine explique sans doute la
forte teneur en HAP de cette fraction. Comme pour les ETM,
le bilan de distribution des HAP correspond à la teneur totale
en HAP mesurée sur le compost non fractionné pour OMR.
En revanche, le bilan est excédentaire pour le compost DVB (+
0,27 mg/kg) sans doute en raison de la présence de particules
fines de boue dans la fraction grossière tamisée à sec.
Flux d’éléments générés par les épandages
Les doses de composts à épandre sont calculées de façon
à apporter 4 t C par hectare à chaque épandage. Les doses
effectivement épandues sont mesurées et ont généré des flux
Les matières organiques particulaires [50 µm -5 mm]L (MOP)
du compost OMR présentent donc seulement un enrichissement
en Cu, Zn et Ni et dans une moindre part en HAP par rapport au
compost total mais pas par rapport aux particules fines (<50 µm),
cet enrichissement étant peu marqué. La fraction [50 µm -5 mm]M
concentre des éléments comme Pb et Cr.
Dans le cas du compost DVB, on retrouve un enrichissement
en C et N dans la fraction [50 µm -5 mm]L par rapport au compost
total mais également par rapport à la fraction fine < 50 µm
(tableau 4). Parmi les ETM, le Cu présente une distribution
similaire avec une concentration plus forte dans les MOP que
dans le compost total et dans les fractions fines < 50 µm. En
revanche, pour les autres ETM, leur concentration est similaire
voire inférieure dans les fractions [50 µm -5 mm]L par rapport à
la fraction < 50 µm. On retrouve une concentration en Cr plus
importante dans la fraction [50 µm -5 mm]M et dans la fraction
fine < 50 µm.
Dans le compost DVB, les fractions MOP [50 µm -5 mm]
L et fines < 50 µm présentent des concentrations en HAP
supérieures à celles du compost total ; la concentration en HAP
est beaucoup plus faible dans la fraction [50 µm -5 mm]M.
La contribution de chaque fraction pour un élément est
calculée en multipliant les teneurs de chaque fraction en cet
élément par le pourcentage massique qu’elle représente. Nous
avons retenu les pourcentages massiques exprimés par rapport
à la somme des fractions effectivement pesées (donc bouclant
à 100 %), car les pertes inévitables au cours de la manipulation
apparaissent réparties sur toutes les fractions. Ces contributions
des fractions sont présentées dans les tableaux 3 et 4. La somme
de ces fractions est enfin comparée aux résultats d’analyses
des composts totaux épandus en 2004. Les écarts relatifs sont
généralement faibles pour le compost OMR, avec quelques
exceptions pour N (pertes de formes minérales ?) et Cd, qui est
en faible concentration et relativement soluble. Un autre écart
inexpliqué concerne Pb, plus abondant par le bilan des fractions
Tableau 2 : Moyenne (Ecart-type) des caractéristiques physico-chimiques des composts épandus depuis le début de l’expérimentation
(1998 à 2006).
Table 2 : Mean (SD) of physico-chemical characteristics of the composts applied in the field since the beginning of the experiment
(1998 to 2006).
pH MO C N C/N CaCO3P2O5 total P2O5
Olsen K Ca Mg Na
eau % MS (g kgMS-1) (g kg MS-1)
DVB 7,7 47 274 22,8 12,1 20,9 26,1 1,8 15,2 32,3 4,6 3,8
(0,9) (6) (61) (4,2) (2,9) (11,5) (8,6) (0,7) (6,0) (7,6) (0,6) (2,5)
OMR 7,4 56 310 18,5 15,7 62,1 7,3 0,5 9,1 60,9 11,1 17,9
(0,5) (12) (50) (2,2) (0,8) (11,8) (1,3) (0,4) (1,4) (3,0) (3,9) (9,4)
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 263
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
initialement dans l’horizon de surface du sol de l’essai (figure 4).
Les flux maxima autorisés par la réglementation représentent
des proportions similaires ou supérieures sauf dans le cas du Cu
et du Pb pour lesquels ces proportions restent supérieures dans
le cas du compost OMR.
Enfin, les flux des 3 HAP réglementaires cumulés sur 10
ans d’épandage sont inférieurs aux flux maxima prévus dans
la norme NFU 44-095 : respectivement 40, 15 et 8 g/ha pour
FLT, BbF et BaP dans le cas du compost DVB et 20, 6 et 3 g/
ha pour OMR quand les flux maxima réglementaires sont de 60,
40 et 30 g/ha. Les flux totaux en 16 HAP sur 10 ans sont de 200
et 140 g/ha pour DVB et OMR ; les flux moyens par épandage
représentent 1 à 4 % des stocks initiaux dans le sol.
de matières et d’éléments résumés dans les tableaux 6 et 7.
Les apports de N, P et K par les épandages sont plus élevés
avec les composts DVB qu’avec les composts OMR. Ainsi, les
flux d’azote sont en moyenne de 366 kg N/ha et 239 kg N/ha,
respectivement pour chaque épandage de compost DVB et
OMR. En revanche, les composts OMR génèrent des flux de
Ca, Mg et Na supérieurs à ceux du DVB. Ces flux d’éléments
majeurs expliquent la valeur fertilisante de ces composts. Ils
doivent être pris en compte dans le calcul des doses à apporter,
en particulier pour les flux de N et de P dans le cadre du
raisonnement de la fertilisation.
Les flux d’ETM sont conformes à la réglementation pour les
DVB, à l’exception des flux de Cu. Pour les composts OMR, les
flux d’ETM dépassent les flux réglementaires en vigueur depuis
2007 (norme NFU 44051) pour Cr, Cu et Pb. A chaque épandage,
les flux d’ETM représentent 0,5 à 6 % des stocks présents
Tableau 3 : Fractionnement granulo-densimétrique du compost OMR épandu en 2004. Distribution massique des différentes
fractions, caractéristiques physico-chimiques des fractions, distribution des éléments dans les différentes fractions (en % du total des
éléments retrouvés dans la somme des fractions), bilan des éléments retrouvés dans les différentes fractions et comparaison avec
les concentrations mesurées directement dans le compost total. Les valeurs entre parenthèses correspondent aux écart-types des
mesures.
Table 3 : Particle-size fractionation of the compost OMR spread in 2004. Mass distribution within the fractions, physico-chemical
characteristics of the fractions (in % of total elements found in the fractions), mass balance of the elements found in the fractions and
comparison with the concentrations directly measured in total composts. Values in parenthesis correspond to SD).
OMR Masse C N C/N Cd Cr Cu Ni Pb Zn
% g kg-1 g kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1
> 5 mm 19,4 356 16,4 21,8 1,1 91,5 94 32 111 283
[0,05-5 mm]M 37,2 28 2,49 11,2 1,2 284 57,6 19,8 447 261
(5) (0,15) (0,4) (14) (6,3) (2,8) (125) (57)
[0,05-5 mm]L 29,9 437 23,5 18,6 1,54 41 125 25,8 145 429
(4) (0,5) (0,03) (2) (10) (2,1) (6) (17)
[0-50 µm] 13,6 256 20,9 12,3 1,35 88 178 36 278 540
(1) (0,1) (0,18) (1) (1,8) (2,5) (8) (16)
compost total 263 16,8 15,7 1,8 129 95 25,2 202 346
(teneurs mesurées) (9) (1,2) (0,4) (12) (3) (4) (22) (11)
Contributions des fractions aux teneurs totales
> 5 mm 28 % 23 % 16 % 12 % 18 % 24% 8% 15%
[0,05-5 mm]M 4 % 7 % 35 % 72 % 21 % 28 % 62 % 27 %
[0,05-5 mm]L 53% 50% 35% 8% 37% 30% 16% 36%
[0-50 µm] 14% 20% 14% 8% 24% 19% 14% 21%
Compost total (teneurs
calculées à partir des
fractions)
245 14 1,3 148 101 26,2 269 354
264 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Tableau 4 : Fractionnement granulo-densimétrique du compost DVB épandu en 2004. Distribution massique des différentes fractions,
caractéristiques physico-chimiques des fractions, distribution des éléments dans les différentes fractions (en % du total des
éléments retrouvés dans la somme des fractions), bilan des éléments retrouvés dans les différentes fractions et comparaison avec
les concentrations mesurées directement dans le compost total. Les valeurs entre parenthèses scorrespondent aux écart-types des
mesures.
Table 4 : Particle-size fractionation of the compost DVB spread in 2004. Mass distribution within the fractions, physico-chemical
characteristics of the fractions (in % of total elements found in the fractions), mass balance of the elements found in the fractions and
comparison with the concentrations directly measured in total composts. Values in parenthesis correspond to SD).
DVB Masse C N C/N Cd Cr Cu Ni Pb Zn
% g kg-1 g kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1
> 5 mm 36,7 374 16,6 22,5 0,5 197 111 55,1 35,7 248
[0,05-5 mm]M 7,8 35 3,8 14,5 <0,5 72,7 60 32,9 40,9 219
(1) (0,19) (13,1) (1) (1) (3,3) (2)
[0,05-5 mm]L 24 359 24,6 9,2 1,4 40,5 283 44,6 66,4 589
(4) (0,25) (0,04) (1,2) (3) 0 0 (6)
[0-50 µm] 31,5 180 22,8 7,9 1,4 73,7 272 56,8 114 762
(2) (0,23) (0,06) (0,7) (2,7) (0,6) (2,2) (7.6)
compost total 311 21 14,8 0,9 37 167 33,7 51,6 415
(teneurs mesurées) (22) (0,4) (0,1) (4) (13) (3) (4) (44)
Contributions des fractions aux teneurs totales
> 5 mm 48 % 31 % 65 % 20 % 39 % 19 % 19 %
[0,05-5 mm]M 1 % 2 % 5 % 2 % 5 % 5 % 3 %
[0,05-5 mm]L 30% 30% 9% 34% 21% 23% 29%
[0-50 µm] 20% 37% 21% 43% 35% 53% 49%
Compost total (teneurs calculées
à partir des fractions) 283 19,5 111 199 51,4 68,7 490
Tableau 5 : Bilan de la distribution des HAP totaux au sein des fractions granulo-densimétriques des composts épandus en 2004.
Table 5 : Mass balance and distribution of PAH within the particle-size fractions of the composts spread in 2004.
OMR DVB
HAP Distributions dans les fractions HAP Distributions dans les fractions
mg kg-1 % total mg kg-1 % total
> 5 mm 1,08 16,9 1,73 29,4
M 50 µm – 5 mm 0,41 12,4 0,57 2,08
M 50 µm – 5 mm 1,92 46,4 3,04 34
< 50 µm 2,21 24,2 2,35 34,5
Somme des contributions
des fractions
Concentration compost total
1,24
1,17
2,14
1,87
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 265
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Teneurs en ETM et HAP totaux dans les sols
Les teneurs en Cu augmentent significativement dans les
traitements avec apport de composts OMR et DVB. Les teneurs en
Zn augmentent également mais de façon significative seulement
dans le cas du traitement DVB (tableau 9). Les concentrations
des autres ETM n’évoluent pas de façon significative sauf pour le
Cd qui décroît dans certains traitements. Les concentrations en
Cu et Hg sont significativement supérieures dans les traitements
DVB et OMR par rapport au témoin en 2004 et 2006, celles en Zn
ne le sont qu’en 2006 (figure 5). En revanche, les concentrations
des autres ETM ne se différencient pas significativement. Les
évolutions en ETM totaux dans les horizons de surface dans les
différents traitements évoluent de façon cohérente par rapport
aux flux d’ETM apportés par les composts. Les concentrations
restent de l’ordre de grandeur des concentrations trouvées dans
les sols cultivés de la région.
Evolution des caractéristiques
physico-chimiques des sols
Paramètres agronomiques
Les apports successifs ont modifié les caractéristiques
physico-chimiques des sols (tableau 8). Ainsi, les teneurs en C
organique ont augmenté significativement dans les parcelles
recevant les composts DVB et de moindre façon dans les
parcelles recevant le compost OMR. En revanche, les teneurs en
C organique tendent à diminuer dans les 2 traitements témoins
avec et sans N. Les teneurs en N augmentent moins que celles
de C, ce qui se traduit par une augmentation du C/N dans tous
les traitements. Le pH augmente significativement dans le
traitement OMR et tend à diminuer dans les autres traitements.
Tableau 6 : Flux moyen par hectare (Ecart-type) et par épandage, de matière sèche et d’éléments générés lors des 5 épandages de
compost ayant déjà eu lieu.
Table 6 : Average dry mass applied per ha at each compost spreading and corresponding average input of elements in soils.
MS Nmin C N orga CaCO3
P2O5P2O5K Ca Mg Na
Total Olsen
t/ha kg/ha t/ha Kg/ha
DVB 16.8 65 4.6 342 374 443 31 253 534 77 80
ET 3.5 23 1.4 48 241 178 16 130 146 19 38
OMR 12.7 24 3.9 223 827 95 6 117 771 146 201
ET 4,2 5 1.3 96 215 41 4 47 250 77 86
Tableau 7 : Flux moyen en ETM par hectare et par épandage (Ecart-type) et flux sur 10 ans (correspondant aux 5 épandages). Les flux
réglementaires maximum sur 10 ans sont reportés.
Table 7 : Average input of HM per ha and for each application (SD) and total loading corresponding to 5 applications. Les maximum
fluxes defined in the legislation are mentioned.
Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg
g ha-1
DVB Par épandage 19 698 2447 469 990 6018 15
ET 7 98 720 139 102 1950 4
DVB 10 ans 93 3490 12233 2343 4954 30092 74
OMR Par épandage 21 1487 2505 456 2428 5903 16
ET 10 609 1158 231 953 4034 12
OMR 10 ans 104 7433 12526 2280 12144 29517 77
Max 10 ans 150 6000 10000 3000 9000 30000 100
266 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Les teneurs en HAP totaux n’évoluent pas entre 1998
et 2006. Elles restent en moyenne autour de 300 µg/kg
dans tous les traitements avec une très forte variabilité qui
contribue à l’absence de toute différence significative entre
traitements.
Indicateurs d’exposition : localisation
des micropolluants dans des fractions
granulo-densimétriques de sol
Le fractionnement granulo-densimétrique par tamisage
et flottation est appliqué aux échantillons moyens des
horizons de surface des parcelles prélevés en octobre 2004
(T1), 2 mois après l’incorporation des composts. Les
fractions fines < 50 µm représentent 92-93 %, les fractions
[50 µm -5 mm]M 5-6% et les fractions MOP [50 µm -5 mm]L
1-1.5 % de la masse totale de sol. Les masses de fraction
MOP sont significativement supérieures dans le traitement
DVB par rapport aux 3 autres traitements.
Les teneurs en C dans la fraction MOP (150 à 210 g/kg)
sont environ 20 fois supérieures à celle du sol total. Cette
fraction organique grossière présente globalement des
teneurs en ETM supérieures à celles du sol total (figure 6).
Les teneurs en Cd sont 4 à 5 fois supérieures dans cette
fraction MOP par rapport au sol total, les teneurs dans les
autres fractions étant inférieures à la limite de quantification.
L’apport des composts augmente significativement
les concentrations en Cu, Zn, Pb, Ni et Cd dans cette
fraction MOP. Les teneurs en ETM sont plus élevées
dans la fraction [50 µm -5 mm]M dans les sols recevant le
compost OMR, avec une augmentation des concentrations
particulièrement marquées pour Cr, Ni et Pb. On note
toutefois la forte hétérogénéité des concentrations en ETM
dans cette fraction.
Entre 5.9 et 10.5 % du Cu et du Cd total se trouvent dans
la fraction organique [50 µm -5 mm]L, avec un net effet du
traitement : DVB > OMR > T. Nous avons vu que le compost
DVB enrichit le sol en MOP, mais l’augmentation de leur
contribution au métal total est surtout due aux teneurs en
Cu et Cd plus élevées dans cette fraction MOP qui contient
2 à 3 % du Pb et Cr total, 2 à 4 % du Zn total, 3 à 4 % du Ni
total. Dans tous les cas sauf pour Cr, les proportions sont
légèrement supérieures dans les traitements recevant des
composts.
La fraction minérale grossière [50 µm -5 mm]M contribue
aussi significativement au Cuivre total dans les parcelles
OMR (7 %), plus que dans les parcelles Témoins ou DVB
(2 à 3 %). Ce second effet du traitement est également net
avec Pb (14 % du Pb total dans le traitement OMR pour 6 à
7 % dans les autres traitements), Cr (7 % dans le traitement
OMR, 4 à 5 % dans les autres traitements), et l’est moins
avec Zn et Ni (3 à 4 % dans tous les traitements).
Figure 4 : Proportions des stocks initiaux en ETM du sol de l’essai
représentées par un épandage moyen de compost DVB et OMR ;
comparaison avec les proportions que représenterait un épandage
de compost dont les concentrations en ETM correspondraient aux
maxima de la norme 44-095.
Figure 4 : Proportions of initial stocks of trace elements in the soil
of the field experiment corresponding to one average spreading
of compost DVB and OMR ; comparison with the proportions
corresponding to the maximum allowed application (NFU 44 095).
Figure 5 : Teneurs en ETM dans les sols des 4 traitements suivis
en 2004 et 2006 (moyenne des 4 parcelles de chaque traitement). Les
valeurs marquées d’un astérisque sont différentes significativement au
seuil de 5 %.
Figure 5 : Trace elements concentrations in soils of the 4 treatments
followed in the field experiment (average of 4 plots per treatment). The
values labelled with an asterisk are significatively different at 5 % level).
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 267
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
au démarrage (données 1998). En terme de compartiment, la
majeure partie des HAP se trouve dans la fraction fine < 50 µm.
La contribution des MOP est cependant non négligeable et plus
importante dans les parcelles DVB (12 à 19 %) que dans les
parcelles OMR (6 à 13 %) et Témoin (3 à 11 %).
Les MOP présentent également des teneurs 5 à 10 fois plus
élevées en HAP que les fractions minérales et les fractions
fines < 50 µm (résultats non montrés) ; les teneurs du sol total
sont voisines de celles des fractions fines. Mais on observe
une grande variabilité des teneurs des fractions entre parcelles
d’un même traitement, comparable avec l’hétérogénéité initiale
des teneurs en HAP totaux observée entre les blocs de l’essai
Tableau 8 : Evolution des caractéristiques physico-chimiques dans l’horizon de surface des sols des traitements suivis après 3 et 4
épandages de composts (respectivement en 2004 et 2006). Les valeurs suivies de lettres différentes sont significativement différentes
(test de Newman-Keuls à α = 5 %).
Table 8 : Evolution of physico-chemical characteristics in the surface horizon of soil in the different treatments after 3 and 4 compost
applications in 2004 and 2006, respectively (for each treatment and analysis, data followed by different letters are significantly different,
Newman-Keuls test, α = 5 %).
C N C/N pH
g/kg-1
DVB 1998 10,5 b 1,08 b 9,7 7,0
1,0 0,05 0,6 0,2
2004 12,1 ab 1,14 ab 10,6 6,8
0,8 0,07 0,4 0,1
2006 12,4 a 1,22 a 10,2 6,8
1,1 0,08 0,4 0,2
OMR 1998 10,3 1,09 9,5 7,0 b
0,7 0,05 0,6 0,2
2004 11,2 1,09 10,3 7,4 a
0,7 0,05 0,4 0,1
2006 11,3 1,12 10,1 7,4 a
0,8 0,06 0,3 0,2
TN 1998 10,6 1,13 9,3 7,1
0,2 0,04 0,2 0,1
2004 10,3 1,01 10,2 6,9
0,2 0,02 0,2 0,2
2006 9,8 1,01 9,7 6,9
0,8 0,04 0,5 0,3
T0 1998 10,3 a 1,11 a 9,3 6,8 a
0,7 0,08 0,1 0,2
2004 9,6 b 0,95 b 10,1 6,8 a
0,4 0,05 0,2 0,2
2006 9,0 b 0,95 b 9,5 6,7 b
0,7 0,05 0,6 0,1
268 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
d’apport de composts par rapport aux témoins sans différence
entre les composts (différences non significatives dans le cas
du Pb). Ces différences sont plus marquées que pour les ETM
totaux. Entre T0 (août 2004) et T1 (octobre 2004), un épandage
a eu lieu dans les parcelles OMR et DVB qui n’entraîne pas
d’augmentation significative du Zn extractible à l’EDTA ; en
revanche une différence significative au seuil de 5 % est
observée pour les parcelles DVB entre août 2004 et juin 2005
(T3). Les autres résultats d’ETM extractibles à l’EDTA ne montrent
aucune évolution significative entre les 2 épandages.
Métaux échangeables par le nitrate de calcium
(prélèvement T1)
Les résultats sont présentés dans la figure 8. Les quantités
de Zn, Cu et Cd échangeables représentent respectivement 0.4,
1 et 0.02 % des ETM totaux. Le pH des extraits a été mesuré.
Il est de 5.17 ± 0.60 dans le traitement T0, 6.15 ± 0.11 dans le
Indicateurs d’exposition :
spéciation des ETM dans les sols
Evolution temporelle des métaux extractibles à
l’EDTA
Ces analyses sont réalisées lors des prélèvements de sol
avant chaque épandage depuis 2002 (tableau 10). Des analyses
supplémentaires ont été effectuées sur les échantillons prélevés
aux temps T1 (oct. 2004) et T3 (juin 2005) (figure 7). Les fractions
extractibles à l’EDTA représentent environ 0.2 % du Cr total,
10 % du Ni et Zn totaux, 25 % du Pb total et 50 % du Cu et Cd
totaux.
Dès 2002, on met en évidence une différenciation du Zn
mobilisable entre témoins et parcelles recevant des composts,
plus marquée que pour le zinc total. Les niveaux moyens de Cr,
Cu et Pb extractibles à l’EDTA augmentent également en cas
Figure 6 : Concentrations en ETM dans les fractions granulo-densimétriques des sols prélevés en Octobre 2004 (T1).
Moyenne de 3 parcelles par traitement.
Figure 6 : Concentrations in trace elements in particle-size fractions of soils sampled in october 2004 (T1).
Average of 3 plots per treatment.
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 269
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Figure 7 : Evolution des concentrations en ETM « mobilisable » (extractibles à l’EDTA) dans les horizons de surface (moyennes et
écarts-types ; n = 4 parcelles pour TN, OMR, DVB ; n=3 pour la modalité T0).
Figure 7 : Evolution of concentrationsof potentially available trace elements (extractable with ADTA) in the upper horizons of soils
(average and SD, n = 4 plots for all treatments except T0, n = 3).
270 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
doses classiquement épandues (10 t MS/ha environ). Ces épan-
dages ont modifles caractéristiques physico-chimiques du sol.
Les teneurs en C et N organique ont augmenté dans les 2 traitements
recevant des composts, de façon significative pour le compost DVB.
Les apports de compost OMR augmentent significativement le pH
du sol. Ces effets sont liés aux caractéristiques différentes des com-
posts : matière organique plus stabilisée dans le cas du compost
DVB, teneurs en carbonates pour les composts OMR. Par ailleurs,
les apports de composts contribuent à l’augmentation des rende-
ments (résultats non montrés) par rapport aux traitements témoins
y compris le traitementmoin recevant une fertilisation minérale. Ils
améliorent également la stabilité de la structure du sol (Annabi et al.,
2007). Ces effets positifs des apports de composts sur la fertilité du
sol sont largement documentés (Houot, 2005).
Les composts apportés présentent des concentrations
moyennes en ETM et CTO conformes à la réglementation en
vigueur depuis 2004 et 2007, mis à part les concentrations en
Pb et Cr pour le compost OMR. Les composts OMR sont issus
du compostage de la fraction résiduelle des ordures ménagères
après séparation à la source des emballages propres et secs.
La qualité de ces composts dépend de l’efficacité de la collecte
séparée des déchets dangereux diffus grâce à la mise en
place de déchetterie et de points de collecte spécifiques de
ces déchets. Cette qualité des composts OMR s’est beaucoup
améliorée récemment (Kalassi et al., 2008). Cependant, on
constate ici que malgré des concentrations en ETM conformes à
la réglementation, les flux apportés en ETM sont supérieurs aux
flux maximum réglementaires pour Cr, Cu et Pb dans le cas du
compost OMR et Cu et Zn dans le cas du compost DVB. Ces flux
d’ETM ont pour conséquence une augmentation significative
des teneurs totales en Cu et Zn dans les sols depuis le départ
de l’essai. Ces augmentations sont cohérentes avec les flux
d’entrée en Cu et Zn liés aux épandages. Les flux exportés par
les plantes sont mesurés par ailleurs et sont très faibles (< 1 %
des apports sauf pour Cu, 2 % et Zn 4 %). Aucune évolution
significative des teneurs en ETM dans les grains récoltés n’est
observée par ailleurs (Schaub et al., 2007). Pour les autres ETM,
les flux apportés n’entraînent pas de modification significative
des concentrations dans le sol car on reste dans la variabilité de
la mesure initiale. L’absence d’effets des apports de composts ou
boues conformes aux critères réglementaires est classiquement
rapportée (Pinet et al., 2003). Cependant, le bilan des entrées
et sorties des ETM dans un agrosystème soumis à épandages
permet de simuler l’évolution des teneurs en ETM dans les sols
(Lamy et al., 2005). Il est à noter que les flux en Cu, Zn et Pb sont
proches, voire dépassent les flux maximum également dans le
traitement fumier (résultats non montrés). Dans notre situation,
les flux d’entrée d’ETM seraient plus faibles avec des doses
d’apport correspondant à ce qui est plus classiquement apporté
(10 t MS au lieu de 13 ou 17 tMS/ha).
Les teneurs initiales en HAP correspondent à des teneurs
rencontrées dans des sols agricoles (Brochier et al., 2008).
traitement TN, 6.66 ± 0.26 dans le traitement OMR et 6.13 ± 0.26
dans le traitement DVB.
Les apports de composts DVB et OMR augmentent le Cu
échangeable d’un facteur 4 environ par rapport aux traitements
témoins. L’apport de compost DVB augmente également le
Zn échangeable d’un facteur 1.7 par rapport aux témoins.
L’absence d’effet des apports du compost OMR sur le Zn
échangeable, au contraire de Cu, est probablement due aux
effets antagonistes d’augmentation du pH et de l’apport de
métaux labiles par ce type de compost. La solubilité de Zn,
majoritairement sous forme cationique dans les solutions de
sols, est plus sensible au pH que celle de Cu, majoritairement
sous forme complexée. Il n’y a pas d’effet significatif des
composts sur le Cd échangeable.
DISCUSSION ET CONCLUSION
Effets des apports répétés de composts sur
les caractéristiques physico-chimiques des
sols
Le dispositif Qualiagro a été mis en place en 1998 afin d’évaluer
les effets d’apports répétés de composts d’origine urbaine sur la
qualité du sol mais également des plantes cultivés sur le dispositif.
Entre 1998 et 2006, 5 épandages ont eu lieu correspondant à 16,8 t
MS/ha pour le compost DVB et 12,7 t MS/ha pour le compost OMR
en moyenne à chaque épandage. Ces doses sont supérieures aux
Figure 8 : Concentrations en ETM extraits au Ca(NO3)2 dans les
traitements TN, T0, OMR et DVB (moyennes et écarts-types,
n variable ; comparaisons avec les limites de quantification LQ).
Figure 8 : Concentration in « soluble » trace elements extractable
with Ca(NO3)2 in the 4 treatments (mean and SD, variable n,
comparison with quantification limits LQ).
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 271
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
Elles sont très hétérogènes. Les composts apportés ont des
concentrations faibles en HAP, largement inférieures aux
maxima réglementaires. Aucune évolution significative des
concentrations dans les sols n’est observée.
Tableau 9 : Evolution of physico-chemical characteristics in the surface horizon of soil in the different treatments after 3 and 4 compost
applications in 2004 and 2006, respectively (for each treatment and analysis, data followed by different letters are significantly different,
Newman-Keuls test, α = 5 %).
Table 9 : Evolution des concentrations totales en ETM dans les horizons de surface des traitements suivis après 3 et 4 épandages de
composts (respectivement en 2004 et 2006). Les valeurs suivies de lettres différentes sont significativement différentes (test de Newman-
Keuls à α = 5 %).
Cu Zn Cr Ni Pb Cd Hg
mg/kg-1
DVB 1998 11,6 a 51,0 a 44,2 14,4 36,9 0,24 0,098
1,2 2,5 3,9 0,4 15,8 0,02 0,017
2004 13,6 b 51,8 a 44,1 14,5 28,7 0,23 0,098
1,2 1,8 1,4 0,4 6 0,004 0,028
2006 14,4 c 53,7 b 43,6 15 27 0,22 0,09
1,1 1 0,8 0,3 2,4 0,01 0,02
OMR 1998 11,6 a 52,5 46,2 14,4 24,9 0,23 a 0,098
0,3 6 3,8 0,5 2,7 0,01 0,019
2004 13,8 b 53,6 45,1 14,7 28,4 0,24 a 0,118
0,4 2,1 0,8 0,6 3,3 0,01 0,021
2006 14,5 c 54,3 45 15,1 29,1 0,22 b 0,1
0,4 2,2 0,8 0,6 7 0 0,02
TN 1998 11,8 50,2 46 14,9 ab 23,4 0,24 0,093
0,9 2,7 3 0,8 0,9 0,01 0,01
2004 12,1 50,5 45,7 14,7 b 25,2 0,23 0,078
1,1 2,1 1,3 0,8 2 0,02 0,024
2006 12,1 49,9 47,2 15,3 a 23,6 0,22 0,06
1 1,9 3,9 0,9 0,9 0 0,01
T0 1998 11,4 47,6 47,1 15,8 22,9 0,24 a 0,085
1,3 2,4 2,2 1,1 1,4 0,01 0,013
2004 11,9 46,3 47,5 15,5 24,3 0,22 ab 0,06
1,4 2,3 0,9 1,1 1,2 0,004 0,001
2006 11,6 45,5 46,3 16,2 22,7 0,20 b 0,06
1,1 1,6 2 1,8 0,6 0,02 0
272 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
caractérisée par des teneurs en C organique mais également
en Cu, Cd, Ni, Pb et Zn supérieures à celle du sol (Flores-
Vélez et al., 1996 ; Balabane et al., 1999). L’effet des composts
OMR s’observe également sur la concentration en ETM dans
la fraction [50 µm-5 mm]M. Les concentrations en HAP sont
également supérieures dans la fraction [50 µm-5 mm]L. Les
fractions organiques sont a priori les fractions qui seront les
plus utilisées par la faune et la microflore du sol essentiellement
hétérotrophe. Des teneurs plus importantes en ETM ou HAP
dans ces fractions organiques peuvent donc générer des
risques plus importants de transfert vers les chaînes trophiques.
Les résultats de spéciation des ETM montrent des teneurs
en ETM extractibles à l’EDTA supérieures dans les parcelles
amendées en composts par rapport aux traitements témoins.
Les différences sont plus marquées que pour les teneurs en
ETM totaux. L’EDTA extrait les ETM complexés à la MO et
liés aux carbonates (Lamy et al., 2005). Les variations entre 2
épandages de ces quantités mobilisables sont minimes. Les
différences les plus marquées avec les témoins sont observées
pour Pb, Cu et Zn. Ces fractions mobilisables représentent des
proportions variables des ETM totaux en fonction de l’élément :
Indicateurs d’exposition aux ETM
et HAP dans les composts et sols
Deux types d’indicateurs ont été mesurés : localisation
dans des fractions granulo-densimètriques et spéciation des
ETM sous des formes facilement extractibles. Les fractions
grossières légères [50 µm-5 mm]L sont abondantes dans
les composts (20 à 30 %). Ces fractions sont enrichies en
C organique par rapport aux composts totaux. Elles sont
également enrichies en Cu, Ni, Pb et Zn par rapport au compost
total dans le cas du compost DVB. Pour ce compost, la
majeure partie des ETM se trouve dans la fraction fine < 50 µm
et la fraction [50 µm-5 mm]L. Dans le compost OMR, la fraction
[50 µm-5 mm]L est également enrichie en C et N. Seuls Cu,
Zn et Ni présentent une concentration supérieure dans cette
fraction par rapport au compost total. Pour ce compost, ce
sont plutôt les fractions minérales [50 µm-5 mm]M qui sont les
plus enrichies en Cr et Pb.
Les apports de composts ont pour effet une augmentation
significative de la fraction [50 µm-5 mm]L dans le sol uniquement
dans le cas du traitement DVB. Cette fraction est classiquement
Tableau 10 : Evolution des concentrations en ETM extractibles à l’EDTA BCR dans les sols. Les valeurs suivies de lettres différentes sont
significativement différentes (test de Newman-Keuls à α = 5 %).
Table 10 : Evolution of concentrations of EDTA BCR-extractable HM in the surface horizon of soil (for each year and HM, data followed by
different letters are significantly different, Newman-Keuls test, α = 5 %)
Cr Cd Cu Ni Pb Zn
mg kg-1
2002
DVB 0,10 (0,02) 0,13 (0,01) 4,00 (0,96) ab 1,80 (0,10) 6,65 (0,93) 5,90 (1,60)a
OMR 0,11 (0,01) 0,13 (0,01) 4,53 (0,33) b 1,10 (0,80) 7,45 (1,70) 6,73 (0,56)a
TN 0,08 (0,01) 0,12 (0,00) 3,63 (0,59) a 1,13 (0,17) 5,68 (0,25) 4,40 (0,69)a
T0 0,07 (0,02) 0,12 (0,01) 3,40 (0,80) a 1,18 (0,10) 5,53 (0,56) 2,83 (0,22)b
2004
DVB 0,12 (0,01) 0,13 (0,01) 4,22 (0,67) ab 1,35 (0,70) 6,63 (0,81) 6,59 (0,86)a
OMR 0,11 (0,01) 0,13 (0,01) 4,70 (0,40) b 1,33 (0,80) 7,26 (1,48) 6,88 (0,41)a
TN 0,09 (0,01) 0,13 (0,01) 3,59 (0,61) b 1,35 (0,17) 5,99 (0,63) 4,46 (0,67)b
T0 0,09 (0,01) 0,12 (0,01) 3,27 (0,79) b 1,36 (0,16) 5,21 (0,38) 2,74 (0,30)b
2006
DVB 0,12 (0,01) a 0,13 (0,01) 4,44 (0,60) a 1,29 (0,80) 7,20 (1,53) 7,53 (0,96)a
OMR 0,11 (0,01) a 0,13 (0,01) 4,80 (0,29) a 1,32 (0,80) 7,65 (1,62) 7,26 (0,49)a
TN 0,08 (0,01) b 0,13 (0,01) 3,48 (0,54) b 1,28 (0,14) 5,62 (0,36) 4,12 (0,61)b
T0 0,08 (0,02) b 0,12 (0,00) 3,24 (0,75) b 1,36 (0,09) 5,28 (0,27) 3,05 (0,77)b
Apport de composts et disponibilité de micropolluants dans les sols cultivés 273
Etude et Gestion des Sols, 16, 3/4, 2009
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50 % pour Cu et Cd, 25 % pour Pb, 10 % pour Ni et Zn, 0.2 %
pour Cr.
Les quantités d’ETM échangeables, les plus disponibles vis-
à-vis des cibles biologiques, sont beaucoup plus faibles (moins
de 1 % des ETM totaux pour Cu, Zn et Cd). Ces quantités sont
modulées par les effets des apports de compost sur les autres
propriétés du sol. Ainsi, l’augmentation du pH du sol suite aux
apports du compost OMR diminue le Zn échangeable qui est
équivalent aux teneurs échangeables dans le traitement témoin
et inférieur au Zn échangeable dans le traitement DVB.
CONCLUSION
Nos résultats montrent un effet significatif des apports des
composts sur les caractéristiques physico-chimiques des sols
avec une augmentation des teneurs en C et N organique, une
augmentation du pH dans le cas du compost OMR. Les apports
de composts augmentent également les teneurs en ETM totaux
pour Cu et Zn. Les conséquences des flux d’entrée des autres
ETM et HAP via les composts ne sont pas détectables à l’analyse
dans les sols. Les apports de composts modifient de façon
plus marquée les quantités d’ETM potentiellement mobilisables
révélées par des méthodes d’extraction chimique. Cependant,
les fractions les plus facilement disponibles sont modulées par
les autres effets des apports sur les propriétés des sols, en
particulier le pH qui contribue à la diminution du Zn échangeable
dans le traitement OMR. Les effets sur la composante
biologique des sols sont présentés dans les articles de Leyval et
al. (2009) et Capowiez et al. (2009) qui montrent des variations
temporelles supérieures aux effets des apports sur la structure
des communautés microbiennes et un effet positif des apport
des composts sur la population de lombrics sans effet négatif
observé sur aucun des indicateurs testés aux concentrations
rencontrées dans ces sols agricoles soumis à épandage.
REMERCIEMENTS
Les auteurs remercient Jean-Noël Rampon pour son aide
sur le terrain, Véronique Etiévant et Jean-Pierre Pétraud pour
leur aide au laboratoire.
274 S. Houot, Ph. Cambier, P. Benoit, M. Deschamps, A. Jaulin, C. Lhoutellier et E. Barriuso
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... The field experiment was set up in Feucherolles (Yvelines, France), in the western part of the Paris Basin, as part of the QualiAgro longterm study (Houot et al., 2009). Site annual average precipitation and temperature are 583 mm and 11°C, respectively (data recorded at onsite weather station). ...
... The experiment is composed of 40 plots of 450 m 2 , separated by buffer strips (Fig. 1). It is a randomized 4-block experiment, split in two half-parts corresponding to two levels of mineral N fertilisation (Houot et al., 2009). The present study focuses on the 20 plots that receive an optimum level of N fertilization: 140 kg N ha −1 for wheat and 82 kg N ha −1 for maize. ...
Article
Free for 50 days: https://authors.elsevier.com/a/1YvE4c13yDZlf Recycling composted organic residues in agriculture can reduce the need for mineral fertilizers and improve the physicochemical and biological properties of cultivated soils. However, more studies dealing with soil physical properties after compost amendment are still needed. The objective of this study was to investigate the impact of long-term compost amendment on soil physical properties in a silt loam Luvisol under a maize-wheat rotation in the Paris Basin. Since 1998, three composts and one manure were applied every second year after wheat harvest, at a rate of ca. 4 Mg C ha−1. Bulk density, organic carbon concentration on a mass basis, water holding capacity, gas transport properties and Atterberg limits were measured on topsoil samples taken 15 years after the beginning of the experiment. Soil moisture was monitored in the field down to a depth of 160 cm during two years with different climatic conditions: a year with a dry summer (2010) and a year with a wet summer (2012). Compost and manure amendments reduced bulk density and increased organic carbon concentrations, which improved apparent air permeability and gas diffusivity, but only one of the amendments (a green waste-sewage sludge compost) increased water-holding capacity. The amendments also increased the water contents at the Atterberg limits and overall produced better soil conditions for tillage and other agricultural operations, in particular in wet years. However, field moisture measurements showed that in general, soil water contents were not higher in the amended soils than in the control at any of the periods considered.
... The soil is a silt loam Luvisol, according to IUSS-FAO classification and USDA texture triangle, developed on aeolian loess. Table 1 presents the physicochemical characteristics of its initial plough horizon, including total contents of 7 trace metals which are close to median values found for comparable soil materials (Houot et al., 2009). ...
... At least, soil organic matter (SOM) and soil pH are influential factors of soluble Cd, Ni and Zn. And SOM and pH did vary versus the type and the number of amendments (Houot et al., 2009;Peltre et al., 2010;Obriot et al., 2016). Besides, we found a strong positive influence of the EDTA fraction on the soluble fraction for Cu and Zn, TM which have increased the most with repeated amendments. ...
Article
Recycling organic residues in agrosystems presents several benefits but faces the question of contaminants, among them a few trace metals which eventually accumulate in soils following regular applications of organic waste products (OWP) and represent an ecological risk. The increase of total trace metal contents in amended topsoils can be predicted by a mass balance approach, but the evolution of their available fractions is a more intricate issue. We aimed at modelling this evolution by using the dataset of a long-term field experiment of OWP applications (manure and three urban waste composts). Two operationally-defined fractions of 6 trace metals have been quantified in the OWP and amended topsoils between 2002 and 2015: the soluble and potentially available metals, extracted in 0.01 M CaCl2 and 0.05 M EDTA solutions, respectively. The potentially available metals have progressively increased in amended topsoils, at rates depending on elements and types of OWP. For Zn, these increases corresponded in average to inputs of potentially available Zn from OWP. But the soil stocks of potentially available Cu increased faster than from the inputs of EDTA-extractable Cu, showing linear regression slopes between 1.4 and 2.5, depending on OWP type. The influence of OWP has been provisionally interpreted in the light of their efficiency to increase soil organic matter and their inputs of reactive oxides. Soluble copper has increased with repeated amendments. But soluble cadmium, nickel and zinc have generally decreased, as they are influenced by changing soil variables such as pH and organic matter. Statistic models were used to unravel the relationships between soluble and EDTA-extractable metals and other soil variables. For Cu, the most satisfactory models just relate soluble and potentially available Cu. Developing such models could contribute to predict the long-term effects of a precise scenario of agricultural OWP recycling upon available trace metals in soils.
... Nowadays, the application of urban composts on agricultural soils makes possible the recycling of organic matter in soils and the partial substitution of mineral fertilizers (Annabi et al., 2011). However, urban composts may contain trace elements among them the Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) present in the initial feedstock materials (Brändli et al., 2005;Houot et al., 2009). Composts are viewed as one of the most important anthropogenic source of PAHs in agricultural soils (Senesil et al., 1999;. ...
... Only the most relevant information related to this study was described here. Further details of the experimental set up, composting processes and chemical analysis protocols could be found in Chalhoub et al.(2013) and Houot et al.( 2009Houot et al.( , 2002. ...
Thesis
Du fait des activités industrielles anciennes et du recyclage croissant des produites résiduaires organiques d’origine urbaine dans les sols agricoles, des composés organiques persistants, parmi lesquels les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) se retrouvent présents dans les sols français. Dans le cadre de la gestion des sites et sols pollués et de l'évaluation des risques associés aux HAP dans l'environnement, une meilleure connaissance du comportement, de la dissipation, du transfert ou de l’accumulation des HAP dans les sols est alors indispensable. Dans ce but, il est utile de développer une nouvelle génération de modèles numériques basés sur le couplage flexible de l’ensemble des processus majeurs contrôlant la dynamique des HAP dans le sol. Notre travail repose sur la mise en œuvre, dans le cadre de la plateforme VSoil de l’INRA (https://www6.inra.fr/vsoil/The-Project), d'un modèle global interdisciplinaire de dynamique des HAP dans les sols, applicable à l’échelle du terrain et couplant des modules décrivant les principaux processus physiques, biochimiques et biologiques. Ce modèle associe d’une part des modules déjà publiés simulant la décomposition des matières organiques exogènes apportées, le transfert d'eau, le transfert de chaleur et le transport de solutés dans des conditions climatiques réelles, et d’autre part, un nouveau modèle représentant spécifiquement la réactivité des HAP.La démarche numérique adoptée dans ce travail a alors été de i) calibrer le modèle de terrain en utilisant des paramètres déterminés à partir de données expérimentales obtenues au laboratoire et complétées avec une partie des données de terrain obtenues sur une courte période, ii) tester et valider le modèle calibré au terrain à l'aide des données de terrain complémentaires sur des périodes plus longues, iii) tester différentes hypothèses de variation de disponibilité et scenarios climatiques ou d’apports répétés de différents composts sur le devenir de HAP dans le sol. Nos résultats montrent que le modèle peut prédire de manière satisfaisante le devenir des HAP dans le sol sur une gamme de contamination allant de parcelles agricoles amendées avec des matières organiques faiblement contaminées jusqu’à d’anciens sites industriels fortement contaminés et permettent alors de mieux appréhender les processus contrôlant la dynamique des HAP dans ces différents systèmes.
... Or cette valorisation soulève des questions d'évaluation des risques à long terme, du fait de la présence potentielle d'antibiotiques et d'autres contaminants organiques ou minéraux susceptibles de s'accumuler dans les sols après épandage et d'affecter négativement les agrosystèmes et écosystèmes. Les éléments traces métalliques (ETM), qui bien que connus et réglementés pour les épandages de boues de STEP depuis les années 1980, peuvent s'accumuler dans les horizons de surface des sols recevant régulièrement des effluents d'élevage ou des boues de STEP (ADEME- SOGREAH, 2007 ;Houot et al., 2009b). Depuis une dizaine d'années, la présence des antibiotiques (ATB) dans les sols, les eaux de surfaces et les nappes phréatiques est devenue un sujet de plus en plus préoccupant pour les pouvoirs publics, la communauté scientifique et le grand public, du fait des risques environnementaux (impacts sur les organismes non ciblées, pollution des eaux…) et sanitaires . ...
Thesis
Les antibiotiques (ATB) consommés en médecine humaine et vétérinaire sont en grande partie excrétés et peuvent entrer dans les sols agricoles via l’épandage des produits résiduaires organiques (PRO), avec des risques encore mal connus sur la santé humaine et l’environnement. De plus, ces ATB sont le plus souvent apportés en mélange avec d'autres contaminants organiques et/ou minéraux. Or très peu d’études ont abordé le devenir et les effets des ATB en interaction avec d'autres contaminants dans les sols.L’objectif de la thèse était donc de mieux comprendre le devenir des ATB, apportés seuls, ou en mélange et leurs impacts sur les microorganismes du sol et leurs activités.Les antibiotiques sélectionnés ont été le sulfaméthoxazole (SMX) et la ciprofloxacine (CIP), pour leur comportement dans le sol et leur mode d’action contrastés, ainsi que le N-ac-SMX, métabolite principal du SMX. Les métaux choisis ont été le cuivre et le zinc car leur accumulation dans le sol est connue pour être favorisée via certains PRO. Ils ont été apportés en mélange, à une dose environnementale, et à une dose 5 fois plus élevée. Les sols sont un sol témoin qui n'a jamais reçu de PRO et deux sols amendés depuis 1998, par du fumier ou un compost de déchets verts et boues de station d’épuration, afin de tester l'impact d'apports répétés de PRO et la nature du PRO.Des microcosmes ont été incubés en conditions contrôlées pendant 156 jours. Pour l'étude du devenir des ATB, les sols ont été traités avec des ATB marqués au 14C et la distribution du 14C a été suivie dans les fractions minéralisées, facilement et difficilement extractibles et non extractibles. L'étude de l'impact des ATB seuls ou en mélange sur les microorganismes et leurs activités a été réalisée à partir d'ATB non marqués.Le devenir des ATB est contrôlé par :i) La nature et les propriétés des ATB : la CIP s'adsorbe rapidement et fortement dans les sols et n'est pas minéralisée. Les sulfonamides sont rapidement dégradés et minéralisés jusqu'à 10% après 156 jours.Les devenirs du SMX et du N-ac-SMX, sont quasiment similaires lorsqu'ils sont apportés seuls, le N-ac-SMX étant transformé en SMX. Quelles que soient les molécules, les résidus non extractibles sont majoritaires en fin d'incubation (> 50%).ii) L'apport répété de PRO qui favorise l'adsorption des ATB et diminuent leur minéralisation.iii) La nature des PRO suivant leur stabilité : le compost, plus stable, favorise la production de résidus difficilement extractibles, le fumier, plus dégradable, stimule la minéralisation des sulfonamides et la production de résidus non extractibles.iv) La présence d'autres contaminants, leur nature et leur concentration : si l'apport de CIP à dose environnementale n'a pas impacté le devenir du SMX et du N-ac-SMX dans les sols, les métaux ont exercé des effets d'autant plus importants que leur dose était élevée. A dose faible, les métaux diminuent la minéralisation du SMX et du N-ac-SMX d'un facteur 2 en favorisant l'adsorption des ATB par complexation en particulier avec le cuivre. A forte dose, les métaux inhibent la minéralisation des sulfonamides avec des effets d'origine physico-chimique (augmentation de l'adsorption des ATB via le cuivre) et certainement biologique (effets toxiques en particulier du zinc).Les sulfonamides n'ont pas eu d'effet sur les microorganismes du sol et la minéralisation du carbone et de l'azote lorsqu'ils sont apportés seuls ou en mélange avec de la ciprofloxacine ou avec des métaux à dose environnementale. En revanche, les mélanges avec la forte dose de métaux exercent des effets toxiques sur la biomasse microbienne et sur la minéralisation du carbone. Ces effets toxiques semblent essentiellement dus aux métaux et non au pH ou à la force ionique.Dans ces conditions expérimentales, les risques environnementaux liés aux ATB semblent donc limités à court terme. Mais il serait nécessaire d’étudier les effets à plus long terme, et les effets d'apports cumulatifs.
... Heavy metal mobility in soils differs for each metal is strongly influenced by soil parameters such as soil pH, organic matter (OM), and clay mineralogy (de Santiago-Martín et al. 2014), and this mobility is also influenced by the physical properties of each metal. According to several studies, the heavy metals accumulate on the upper part of soil profile (Hargreaves et al. 2008;Słowik et al. 2008;Smith 2009;Houot et al. 2009). The soils studied are characterized by the texture of the clay, which leads to an increase of the buffer capacity of these soils. ...
Article
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In agricultural soils, the contamination of heavy metals has become a major source of soil pollution in the world because of intensive agriculture practices. This paper aimed to assess the heavy metal contamination in the Beni Amir irrigated perimeter in Tadla plain, Morocco, using various geoaccumulation index and Geographical Information Systems (GIS). Forty seven subsurface agricultural soil samples were analyzed for Zn, Cr, Pb, Cu, and Cd contents. The results revealed that soils were contaminated by metals having concentrations (Zn: 294.7 mg/kg, Cr: 57.0 mg/kg, Pb: 33.3 mg/kg, Cu: 25.9 mg/kg, and Cd: 1.8 mg/kg) exceeding the WHO and FAO limits. Moreover, the highest metal contents were noticed around industrial areas and agglomerations. In our study area, the geoaccumulation indexes (Igeo), enrichment factor (EF), contamination factors (CF), and Load Pollution Index (PLI) are confirmed the anthropogenic sources of heavy metals. The spatial pattern for Zn, Cr, Cd, and Pb revealed that the contamination are related to the land use and to the influence of anthropogenic pollution and soil properties such as soil pH, organic matter, and clay mineralogy.
... L'utilisation des six composts élaborés peut donc être acceptée pour les cultures alimentaires. Cependant, elle devrait être contrôlée dans la mesure où les applications répétées des composts pourraient avoir par accumulation de polluants, un effet perturbateur sur le fonctionnement biologique des sols (Houot et al., 2009). ...
Article
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Sewage sludge is considered as a main product obtained from urban liquid effluents that are discharged into sanitation systems of wastewater treatment plant. The aim of this work was to reuse it as compost, after dehydration process, to replace the amendment applied in agriculture and also to reduce the environmental pollution caused by solid wastes. To justify our biotechnological approach, nutrient characterization of the composted dewatered sewage sludge was done and compared to the cattle manure. The contents of N, P, K and the organic matter are 3.67, 5.64, 6.60 g.Kg-1 DM and 70%, respectively, in compost and 3.1, 1.6, 3.0 g.Kg-1 DM and 55%, respectively, in manure. Fertilization tests with composted dewatered sewage sludge and cattle manure were performed on Pelargonium inquinans. Monitoring the length of the first internodes showed an improvement of 4.2 mm in the length in compost plants with a development of 22.8 buds and 8.2 flower buds (19.4 buds and 4.4 flower buds developed in manure plants). It appears that the intake of composted dewatered sewage sludge ensures better growth for the studied plant due to its richness in nutrients, which confirms the beneficial effect of composting sewage sludge on plant cultivation.
Thesis
Des antibiotiques sont introduits de façon chronique dans les sols lors de l’épandage des matières fertilisantes d’origine résiduaire (MAFOR), telles que le fumier ou les boues de station d’épuration. La dissémination de ces polluants dans l’environnement présente un risque à long terme pour la santé en raison notamment de l’apparition de résistances aux antibiotiques. L’origine et les propriétés des MAFOR peuvent influencer le devenir ultérieur des antibiotiques dans les sols. Ce devenir et les effets des antibiotiques sur les organismes vivants dépendent de leur (bio)disponibilité. Peu de données existent sur la (bio)disponibilité des antibiotiques dans les sols car elles sont conditionnées par le développement de méthodes d’extraction et d’analyse des molécules à de faibles teneurs, dans des matrices organo-minérales complexes. Ce travail de recherche se focalise sur les liens entre nature des MAFOR, devenir et biodisponibilité des antibiotiques dans les sols, et impacts sur les micro-organismes du sol. Des méthodes chimiques ont été développées pour estimer la (bio)disponibilité et le devenir de deux antibiotiques (ciprofloxacine et sulfaméthoxazole) et de certains produits de transformation dans les sols amendés par des MAFOR et incubés au laboratoire. Un modèle a été utilisé pour décrire le devenir du sulfaméthoxazole et de son métabolite principal dans les sols en fonction de l’évolution de la matière organique de la MAFOR ; ceci a permis de montrer que le co-métabolisme pouvait être à l’origine de la biodégradation des molécules et de la formation de résidus non-extractibles. Enfin, ces données chimiques ont été confrontées à des mesures biologiques : la (bio)disponibilité des antibiotiques mesurée à l’aide de différentes extractions aqueuses a été reliée à leur biodégradation par des micro-organismes adaptés dans les sols ou à leur toxicité sur les activités nitrifiantes microbiennes des sols. Ce travail a permis d’obtenir des résultats originaux qui pourront être utiles pour une évaluation des risques liés à la dispersion des antibiotiques dans l’environnement.
Thesis
Antibiotics are chronically introduced in soils through the application of exogenous organic matter (EOM) such as manure or sewage sludge. The environmental dissemination of these pollutants presents a long-term risk for health particularly due to the acquisition of antibiotic resistances. The origin and the properties of EOM can influence the antibiotic behavior in soils. This behavior and the potential impact on living-organisms depends on the antibiotic (bio)availability. Few data about the antibiotic bioavailability in soils exist and increasing knowledge is conditioned by the development of extraction and analytical methods for molecules at low concentrations in complex organomineral matrices. This research work focuses on the link between the MAFOR type, the behavior and the bioavailability of antibiotics in soils, and their impacts on soil microorganisms. Chemical methods were developed to assess the(bio)availability and the behavior of two antibiotics (sulfamethoxazole and ciprofloxacin) and some transformation products in EOM-amended soils incubated in controlled conditions. A modelling approach was used to describe the behavior of sulfamethoxazole and its main metabolite in soils as a function of the organic matter evolution; the modelling results suggest that co-metabolism was responsible for the molecule mineralization and the formation of biogenic non-extractable residues. Finally chemical data were confronted to biological measures: the (bio)availability of antibiotics estimated through different aqueous extractions was related to their biodegradation by adapted soil microorganisms or to their toxicity on soil microbial activities. Original results were obtained in this work and will be useful to assess the risk related to the antibiotic dispersion in the environment.
Article
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Two experimental plots amended with a co-compost of sewage sludge and green wastes (SGW) or with a municipal solid waste compost (MSW) were compared with a control plot without organic amendment (CONT) in terms of trace metals mobility. These plots were equipped with wick lysimeters, time-domain reflectometry probes and tensiometers for 6 yr (2004-2010). Different soil structures due to tillage and compost incorporation were identified in the tilled layers and reproduced in HYDRUS-2D for simulating water, Cu, and Cd transport. Two sorption estimation approaches were used, either assuming equilibrium between CaCl2 and ethylenediaminetetraacetic acid (EDTA) extractable metals (Kd-1) or using equations based on pedotransfer functions assuming nonlinear sorption for Cu (Kf) and linear sorption for Cd (Kd-2). Lysimeter data on Cu leaching were successfully reproduced with the Kd-1 approach for the SGW and CONT plots (model efficiency coefficient ESGW = 0.97, ECONT = 0.95), while the MSW plot showed better fitting with the Kf approach (EMSW = 0.77), which could be explained by the less stable organic matter of the MSW compost because it takes into account organic matter components (dissolved organic C and soil organic matter). The Cd leaching was reproduced with the Kd-2 approach for the two amended plots (ESGW = 0.12, EMSW = 0.80), while CONT simulation overestimated leaching. The percentage of measured Cu and Cd leached in reference to input mass was 0.6 and 2.7%, respectively, in the SGW plot compared with 5% for both metals in the MSW plot. Trace metal mobility appeared to be limited in the tilled layer by sorption to organic matter.
Article
L’objectif est de synthétiser les résultats de 3 essais de plein champ au bout de 6 ans (Colmar), 8 ans (Feucherolles) et 11 ans (Ensisheim), sur l’effet de l’épandage de produits résiduaires organiques (PRO) sur le bilan de 7 éléments traces (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn). Les concentrations dans l’horizon de surface sont plus élevées en Cd et Hg sur le traitement comportant des boues chaulées à Ensisheim, en Cu, Zn et Hg sur les traitements comportant des fumiers, des composts de biodéchets, de fumier, de boues et d’ordures ménagères résiduelles à Feucherolles. A Colmar, les épandages n’ont pas d’effet. Les effets des épandages sur les concentrations en éléments traces des grains de blé, maïs et orge restent modestes, comparés à l’effet année, site et espèce végétale. L’effet le plus marqué est la diminution de la teneur en Ni, suite à l’épandage de la boue chaulée, qui remonte le pH du sol. Les flux d’entrée d’éléments traces représentent entre 0,002 % et 2 % par an du stock initial de l’horizon de surface. Pour le Cu, Hg, Ni, Pb et Zn, la source principale est constituée par les PRO. Pour le Cd, et dans une moindre mesure le Cr, ce sont les engrais phosphatés. Les flux apportés par les retombées atmosphériques sont généralement plus faibles que ceux des PRO, mais plus élevés que ceux des engrais. Les exportations par les récoltes (grains, et pailles pour Feucherolles) sont très faibles, de 0,0006 % à 0,1 % par an du stock initial. L’effet des épandages sur les exportations est faible, comparé à l’effet site. Le bilan entrées (PRO, engrais) – sorties (récoltes) vont de + 2 g/ha/an pour Hg à + 1 kg/ha/an pour Zn en valeur absolue, et de + 0,1 % du stock par an pour Cr à + 0,8 % du stock par an pour Cu. Certains traitements témoin ont des bilans légèrement négatifs. Les bilans en Hg à Ensisheim et en Cu et Zn à Feucherolles, supérieurs à + 10 % par rapport au témoin, expliquent les évolutions de concentrations observés dans l’horizon de surface.
Chapter
Agronomic value and environmental impacts of three composts (a biowaste compost, BIO; a municipal solid waste compost, MSW and a compost made from green wastes co-composted with sewage sludge, GWS) are compared to those of farmyard manure (FYM) in a long-term field experiment located in Feucherolles (Yvelines, France) and initiated in 1998. The first compost spreading occurred in October 1998 and maize was sown in spring 1999. Short composting time (in MSW) induced a large residual biodegradability of the organic matter and a transitory nitrogen (N) immobilisation after compost addition to soil followed by a faster organic N mineralisation than in more stabilised compost. The lowest concentrations of heavy metals were observed in the BIO compost in relation with the sorting of the composted wastes. Very low concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) were detected in the composts. Soil (loamy clay) was analysed before starting the experiment. All heavy metals concentrations were lower than the average measured in French soils. Lead and mercury presented the largest variability (25 and 16%, respectively). Organic pollutant (PAHs and PCBs) concentrations were also low. A gradient of concentration was observed with up to 126% variability of the initial concentrations. The heavy metal input associated with compost spreading represented less than 5% of the initial stock present in the soil. The inputs of organic pollutants were proportionally larger but the evaluation of the other sources of contamination (aerial origin, for example) would be necessary to quantify the impacts of composts. Less than 5% of compost nitrogen and phosphorous was used by the plants. No cadmium, lead or chromium were found in the grains. No significant effect of the organic amendments was observed on the heavy metal content in grains and stems.
Article
The new USEPA regulations for the use of sewage sludges will permit concentrations of particular toxic metals to increase locally on agricultural land by a factor of a hundred or more above present soil concentrations. Short-term field experiments have shown that the adsorptive properties of sludges themselves often prevent excessive uptake of many of these metals into crops, a protection attributable largely to the added organic matter. This protection cannot be considered to be permanent or effective for all toxic meals, as indicated by data from old sludged sites. Differences in degree of protection are evident for greenhouse and field experiments, largely attributable to different rooting patterns and degree of sludge mixing in these two situations. The USEPA reliance on field data for metal uptake by corn (Zea mays L.) has led to an underestimation of phytoxicity thresholds applicable to a wider range of crops, in part because corn is able to root deeply and is metal-tolerant. Also, the decision to use 50% yield reduction and plant top (rather than root) concentrations of heavy metals as phytotoxicity indicators may have obscured incipient toxicity. Long-term field observations (several decades) often show that sludge-applied metals can remain sufficiently available, even in nonacid soils when total metal concentrations are below the proposed EPA limits, to harm sensitive crops and microbes. It is concluded that the ultimate impact of toxic metals from sewage sludges at levels approaching the proposed USEPA limits on various soil-crop systems is potentially harmful.
Article
Contents of four to six ring polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) were estimated in twelve composted municipal wastes of different origin and age. By means of clean-up procedures and subsequent gas chromatography nine different PAHs or isomeric mixtures of PAHs could be separated in extracts. Concentrations of PAHs ranged from 0.17 ..mu..g perylene to 56.75 ..mu..g benz(a)anthracene/chrysene g⁻¹ compost (dwt). In each compost the same distinct relation between the amounts of individual PAHs was found. In spite of total weight reduction during compost processing (40-60% loss) no accumulation of PAH concentrations in ripe composts was detected. This points to a decay of PAHs by microbial activities during composting. Degradation studies carried out with four ¹⁴C-labelled PAHs indicated that in fresh composts only minor amounts of PAHs can be degraded. However, microbial populations of ripe composts possess considerable capabilities to mineralize these recalcitrant molecules.