V. Références

Achiba, W. Ben, Lakhdar, A., Gabteni, N., Laing, G. Du, Verloo, M., Boeckx, P., et al. (2010). Accumulation and fractionation of trace metals in a Tunisian calcareous soil amended with farmyard manure and municipal solid waste compost. *Journal of Hazardous Materials*, **176**(1–3), 99–108. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2009.11.004

ADEME. (2015). Les pratiques de compostage en Nouvelle-Calédonie. Retours d'expérience et analyses des composts produits.

ADEME. (2017). *Phytodisponibilté des ETM Pour les plantes potagères et extrapolations dans la quantification de l'exposition des consommateurs.*

ADEME. (2018). *Matières fertilisantes organiques : gestion et épendage guide des bonnes pratiques.*

ADEME, & APCA. (2005). *Dérogations relatives à la réglementation sur l'épandage des boues de station d'épuration. Comment formuler une demande pour les sols à teneurs naturelles élevées en éléments traces métalliques ? Guide technique.*

Albrecht, R., Terrom, G., & Perissol, C. (2007). Co-compostage de boues de station d'épuration et de déchets verts : Nouvelle méthodologie du suivi des transformations de la matière organique. *Doctorat en Biosciences de l'Environnement, Doctorat*, 189. http://www.imep-cnrs.com/theses/These - Remy ALBRECHT.pdf

Alexander, M. (2000). Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutants. *Environmental Science and Technology*, **34**(20), 4259–4265. https://doi.org/10.1021/es001069+

Alloway, B. J. (1995). *Heavy Metals in Soils*. (B. J. Alloway, Ed.) (3rd ed.). Heidelberg: Springer.
https://doi.org/10.1007/978-94-011-1344-1

Alvarez-Puebla, R. A., Dos Santos, D. S., Blanco, C., Echeverria, J. C., & Garrido, J. J. (2005). Particle and surface characterization of a natural illite and study of its copper retention. *Journal of Colloid and Interface Science*, **285**(1), 41–49. https://doi.org/10.1016/j.jcis.2004.11.044

Amery, F., Degryse, F., Van Moorleghem, C., Duyck, M., & Smolders, E. (2010). The dissociation kinetics of Cu-dissolved organic matter complexes from soil and soil amendments. *Analytica Chimica Acta*, **670**(1–2), 24–32. https://doi.org/10.1016/j.aca.2010.04.047

Amir, H., & Pineau, R. (2003). Release of Ni and Co by microbial activity in New Caledonian ultramafic soils. *Canadian journal of microbiology*, **49**(4), 288–293. https://doi.org/10.1139/w03-039

Amir, S., Hafidi, M., Merlina, G., & Revel, J. C. (2005). Sequential extraction of heavy metals during composting of sewage sludge. *Chemosphere*, **59**(6), 801–810.
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2004.11.016

Amlinger, F., Pollack, M., & Favoino, E. (2004). Heavy metals and organic compounds from wastes used as organic fertilisers. Final report for ENV. A. 2./ETU/2001/0024. *Final report for ENV. A. 2./ETU/2001/0024.*, (July), 1–244.

Antoniadis, V., & Alloway, B. J. (2002). The role of dissolved organic carbon in the mobility of Cd, Ni and Zn in sewage sludge-amended soils. *Environmental Pollution*, **117**(3), 515–521.
https://doi.org/10.1016/S0269-7491(01)00172-5

Avadí, A., Benoit, P., Bravin, M. N., Cournoyer, B., Feder, F., Galia, W., et al. (2022). Trace contaminants in the environmental assessment of organic waste recycling in agriculture: Gaps between methods and knowledge. *Advances in Agronomy*, **174**, 53–188.
https://doi.org/10.1016/bs.agron.2022.03.002
Baize, D. (1997). *Teneurs totales en éléments traces métalliques dans les sols (France). Références et stratégies d'interprétation.* (QUAE Editi.). Paris.

Baize, D. (2009). *Éléments traces dans les sols Fonds géochimiques, fonds pédogéochimiques naturels et teneurs agricoles habituelles : défi nitions et utilités.*

Baize, D., Sterckeman, T., Piquet, A., Ciesielski, H., Béraud, J., & Bispo, A. (2005). *Dérogations relatives à la réglementation sur l'épandage des boues de station d'épuration*. ADEME, APCA.

Banks, M. K., Schwab, A. P., & Henderson, C. (2006). Leaching and reduction of chromium in soil as affected by soil organic content and plants. *Chemosphere*, *62*(2), 255-264.
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2005.05.020

Barbier, G., Gueyte, R., & L'Huillier, L. (2014). *Détermination des teneurs en éléments traces métalliques dans les déchets verts*.

Bargagli, R. (1998). *Trace elements in terrestrial plants: an ecophysiological approach to biomonitoring and biorecovery*. Springer.

Becquer, T., Quantin, C., & Boudot, J. P. (2010). Toxic levels of metals in Ferralsols under natural vegetation and crops in New Caledonia. *European Journal of Soil Science*, *61*(6), 994–1004.
https://doi.org/10.1111/j.1365-2389.2010.01294.x

Becquer, T., Quantin, C., Sicot, M., & Boudot, J. P. (2003). Chromium availability in ultramafic soils from New Caledonia. *Science of the Total Environment*, *301*(1-3), 251-261.
https://doi.org/10.1016/S0048-9697(02)00298-X

Becquer, Thierry, Bourdon, E., & Pétard, J. (1995). Disponibilité du nickel le long d'une toposéquence de sols développés sur roches ultramafiques de Nouvelle-Calédonie. *Academie des Sciences, Serie II: Sciences de la Terre et des Planetes*, **321**(7), 585-892. https://horizon/documentation.ird.fr/exl-doc/pleins_textes/pleins_textes_6/b_fdi_43-44/010004069.pdf. Accessed 6 January 2020

Becquer, Thierry, Pétard, J., Duwig, C., Bourdon, E., Moreau, R., & Herbillon, A. J. (2001). Mineralogical, chemical and charge properties of Geric Ferralsols from New Caledonia. *Geoderma*, **103**(3-4), 291-306. https://doi.org/10.1016/S0016-7061(01)00045-3

Becquer, Thierry, Quantin, C., Rotte-Capet, S., Ghanbaja, J., Mustin, C., & Herbillon, A. (2006). Sources of trace metals in Ferralsols in New Caledonia. *European Journal of Soil Science*, (57), 200–213.
https://doi.org/10.1111/j.1365-2389.2005.00730.x

Benitez, L.-N., & Dubois, J. (1999). International Journal of Environmental Analytical Chemistry Evaluation of Ammonium Oxalate for Fractionating Metallic Trace Elements in Soils by Sequential Extraction. *International Journal of Environmental Analytical Chemistry*, **75**(3), 261-273.
https://doi.org/10.1080/03067319908047315

Benoît, P., Brugère, H., Casellas, M., Dabert, P., Fuchs, J., Giamberini, L., et al. (2014). *Caractéristiques physico-chimiques et biologiques des Mafor*.

Bermond, A., Varrault, G., Sappin-Didier, V., & Mench, M. (2005). A kinetic approach to predict soil trace metal bioavailability: preliminary results. *Plant and Soil*, **275**(1-2), 21-29.
https://doi.org/10.1007/s11104-004-7599-1

Bermond, A., Yousfi, I., & Ghestem, J. (1998). Kinetic approach to the chemical speciation of trace metals in soils. *Analyst*, **123**(5), 785-789. https://doi.org/10.1039/a707776i

Bien, L. B. (2013). *Transferts d'eau et de soluté en milieu non saturé hétérogène à l'échelle d'un pilote de laboratoire : expériences et modélisations*. Ecole doctorale de chimie de Lyon.
Bisessar, S. (1989). Effects of lime on nickel uptake and toxicity in celery grown on muck soil contaminated by a nickel refinery. *Science of the Total Environment, The, 84(C)*, 83-90.
https://doi.org/10.1016/0048-9697(89)90372-0

Bisson, M., Boulevert, E., Marliere, M., & Oberson Geneste, D. (2019). *Cuivre et ses composés*.

Blanchard, C. (2000). Caractérisation de la mobilisation potentielle des polluants inorganiques dans les sols pollués : approche méthodologique. *Déchets, sciences et techniques*, (20).
https://doi.org/10.4267/dechets-sciences-techniques.509

Bolan, N. S., & Duraisamy, V. P. (2003). Role of inorganic and organic soil amendments on immobilisation and phytoavailability of heavy metals: a review involving specific case studies. *Australian Journal of Soil Research, 41*(3), 533-555.

Bolaños-benítez, V., Hullebusch, E. D. Van, Birck, J., Garnier, J., Lens, P. N. L., Tharaud, M., et al. (2020). Chromium mobility in ultramafic areas affected by mining activities in Barro Alto massif, Brazil: An isotopic study. *Chemical Geology*, (December), 120000.
https://doi.org/10.1016/j.chemgeo.2020.120000

Bolaños-Benítez, V., van Hullebusch, E. D., Garnier, J., Quantin, C., Tharaud, M., Lens, P. N. L., & Sivry, Y. (2018). Assessing chromium mobility in natural surface waters: Colloidal contribution to the isotopically exchangeable pool of chromium (EwCr value). *Applied Geochemistry, 92*(November 2017), 19-29. https://doi.org/10.1016/j.apgeochem.2018.02.007

Borch, T., Kretzschmar, R., Skappler, A., Van Cappellen, P., Ginder-Vogel, M., Voegelin, A., & Campbell, K. (2010). Biogeochemical redox processes and their impact on contaminant dynamics. *Environmental Science and Technology*, 44(1), 15-23. https://doi.org/10.1021/es9026248

Borggaard, O. K., Holm, P. E., & Strobel, B. W. (2019). Potential of dissolved organic matter (DOM) to extract As, Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn from polluted soils: A review. *Geoderma*, 343(May 2018), 235-246. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2019.02.041

Bourrelier, P.-H., & Berthelin, J. (1998). Contamination des sols par les éléments en trace : les risques et leur gestion. (T. et Documentation, Ed.).

Brabant, P. (2010). Une méthode d'évaluation et de cartographie de la dégradation des terres. *Proposition de directives normalisées. Les dossiers thématiques du CSFD. N°8. Août 2010.*

Bravin, M., Lemal, L., Chevassus-Rosset, C., Montes, M., Tella, M., Doelsch, E., et al. (2019). Evaluation à l'aide du RHIZOtest de la phytodisponibilité du nickel et du chrome apporté par épandage sur les sols agricoles des cendres de bagasse produites par Albioma à La Réunion.

Bravin, M. N. (2008). Processus rhizosphériques déterminant la biodisponibilité du cuivre pour le blé dur cultivé en sols à antécédants viticole. Centre international d'études supérieures en sciences agronomiques (Montpellier SupAgro).

Bravin, M. N., Garnier, C., Lenoble, V., Gérard, F., Dudal, Y., & Hinsinger, P. (2012). Root-induced changes in pH and dissolved organic matter binding capacity affect copper dynamic speciation in the rhizosphere. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, 84, 256-268.
https://doi.org/10.1016/j.gca.2012.01.031

Brunori, C., Cremisini, C., D'Annibale, L., Massanisso, P., & Pinto, V. (2005). A kinetic study of trace element leachability from abandoned-mine-polluted soil treated with SS-MSW compost and red mud. Comparison with results from sequential extraction. *Analytical and Bioanalytical Chemistry*, 381(7), 1347-1354. https://doi.org/10.1007/s00216-005-3124-5

Butt, C. R. M., & Cluzel, D. (2013). Nickel laterite ore deposits: Weathered serpentinites. *Elements*, 9(2),
123-128. https://doi.org/10.2113/gselements.9.2.123

Cai, Q. Y., Mo, C. H., Wu, Q. T., Zeng, Q. Y., & Katsoyiannis, A. (2007). Concentration and speciation of heavy metals in six different sewage sludge-composts. *Journal of Hazardous Materials*, *147*(3), 1063-1072. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2007.01.142

Calvet, R. (2003). *Le sol: propriétés et fonctions, Volume 2*. France Agricole Editions. https://books.google.com/books?id=5I7g5L8x5VgC&pgis=1. Accessed 26 February 2020

Carassou, L. (2014). *Les assemblages de larves de poissons dans le lagon de Nouvelle-Calédonie : structure spatio-temporelle et relations avec les facteurs abiotiques et biotiques de l'environnement*. Ecole pratique des haytes études - EPEHE Paris.

Cesco, S., Rombolà, A. D., Tagliavini, M., Varanini, Z., & Pinton, R. (2006). Phytosiderophores released by graminaceous species promote 59Fe-uptake in citrus. *Plant and Soil*, *287*(1-2), 223-233. https://doi.org/10.1007/s11104-006-9069-4

Chadwick, O. A., & Chorover, J. (2001). The chemistry of pedogenic thresholds. *Geoderma*, *100*(3-4), 321-353. https://doi.org/10.1016/S0016-7061(01)00027-1

Chang, T. W., Wang, M. K., & Jang, L. Y. (2005). An extended X-ray absorption spectroscopy study of copper(II) sorption by oxides. *Geoderma*, *129*(3-4), 211-218. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2005.01.014

Chen, Q., & Wong, J. W. C. (2006). Growth of Agropyron elongatum in a simulated nickel contaminated soil with lime stabilization. *Science of the Total Environment*, *366*(2-3), 448-455. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2005.01.022

Cheng, J., Ding, C., Li, X., Zhang, T., & Wang, X. (2015). Heavy metals in navel orange orchards of Xinfeng County and their transfer from soils to navel oranges. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, *122*, 153-158. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2015.07.022

Christl, I., Metzger, A., Heidmann, I., & Kretzschmar, R. (2005). Effect of humic and fulvic acid concentrations and ionic strength on copper and lead binding. *Environmental Science and Technology*, *39*(14), 5319-5326. https://doi.org/10.1021/es050018f

Chrysochoou, M., Theologou, E., Bompoti, N., Dermatas, D., & Panagiotakis, I. (2016). Occurrence, Origin and Transformation Processes of Geogenic Chromium in Soils and Sediments. *Current Pollution Reports*, *2*(4), 224-235. https://doi.org/10.1007/s40726-016-0044-2

Ciadamidaro, L., Puschenreiter, M., Santner, J., Wenzel, W. W., Mercedes, R., & Vienna, L. S. (2017). Phytoremediation of polluted soils: recent progress and developments. *Journal of Soils and soils*, *17*(5), 1251-1261.

Clemente, R., Escolar, Á., & Bernal, M. P. (2006). Heavy metals fractionation and organic matter mineralisation in contaminated calcareous soil amended with organic materials. *Bioresource Technology*, *97*(15), 1894-1901. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2005.08.018

Cluzel, D., Aitchison, J. C., & Picard, C. (2001). Tectonic accretion and underplating mafic terranes in the late Eocene intraoceanic fore-arc of New Caledonia (Southwest Pacific): Geodynamic implications. *Tectonophysics*, *340*(1-2), 23-59. https://doi.org/10.1016/S0040-1951(01)00148-2

Collin, B., & Doelsch, E. (2008). Evaluation de la mobilité et de la phytodisponibilité des éléments traces métalliques des sols.

Cordell, D., Drangert, J. O., & White, S. (2009). The story of phosphorus: Global food security and food for thought. *Global Environmental Change*, *19*(2), 292-305. https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2008.10.009
Cornu, J. Y., & Denaix, L. (2006). Prediction of zinc and cadmium phytoavailability within a contaminated agricultural site using DGT. *Environmental Chemistry*, *3*(1), 61–64.
https://doi.org/10.1071/EN05050

Cornu, S., & Clozel-Leloup, B. (2000). Extractions séquentielles et spéciation des éléments trace métalliques dans les sols naturels. *Etude et gestion de sols*, *7*(3), 179-189.

Cornu, S., Neal, C., Ambrosi, J. P., Whitehead, P., Neal, M., Sigolo, J., & Vachier, P. (2001). The environmental impact of heavy metals from sewage sludge in ferralsols (S~ao Paulo, Brazil). *Science of the Total Environment*, *271*(1-3), 27-48. https://doi.org/10.1016/S0048-9697(00)00814-7

Cortet, J. (2018). Les constituants d'un sol. https://formationcivamgard.fr/?SolDebutes

Cuvier, A., Leleyter, L., Probst, A., Probst, J. L., Prunier, J., Pourcelot, L., et al. (2021). Why comparison between different chemical extraction procedures is necessary to better assess the metals availability in sediments. *Journal of Geochemical Exploration, 225* (September 2019), 106762.
https://doi.org/10.1016/j.gexplo.2021.106762

Darcheville, O. (2008). Rôle des composantes géochimiques et microbiologiques d ' un sol sur le comportement du sélénium en conditions oxiques et anoxiques, 33(0).

DAVAR. (2010). *Inventaire 2010 du verger calédonien et évaluation de la consommation de fruits frais*.

DAVAR. (2021). *Synthese des activites agricoles de l'annee 2020 1*.

DAVAR. (2022). Mémento agricole Données 2021. *Service des statistiques et des affaires rurales Pôle statistiques et études rurales*, (687).

Davranche, M., & Bollinger, J. C. (2000). Release of metals from iron oxyhydroxides under reductive conditions: Effect of metal/solid interactions. *Journal of Colloid and Interface Science*, *232*(1), 165–173. https://doi.org/10.1006/jcis.2000.7177

de Vaufleury, A., Bravin, M., Ismert, M., & Grand, C. (2011). *Outils d'évaluation de la biodisponibilité dans le cadre de terrains contaminés - Apport dans l'éRé. Séminaire du l'Evaluation des Risques pour les écosystèmes*.

Deschamps, T., Benzaazoua, M., Bussière, B., Belem, T., & Mbonimpa, M. (2006). Mécanismes de rétention des métaux lourds en phase solide : cas de la stabilisation des sols contaminés et des déchets industriels. *VertigO*, 7(Volume 7 Numéro 2), 0–11. https://doi.org/10.4000/vertigo.2171

Doelsch, E., Deroche, B., & Van de Kerchove, V. (2006). Impact of sewage sludge spreading on heavy metal speciation in tropical soils (Réunion, Indian Ocean). *Chemosphere*, *65*(2), 286-293.
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2006.02.046

Doelsch, E., Masion, A., Cazevieille, P., & Condom, N. (2009). Spectroscopic characterization of organic matter of a soil and vinasse mixture during aerobic or anaerobic incubation. *Waste Management*, *29*(6), 1929-1935. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2008.12.009

Doelsch, E., Masion, A., Moussard, G., Chevassus-Rosset, C., & Wojciechowicz, O. (2010). Impact of pig slurry and green waste compost application on heavy metal exchangeable fractions in tropical soils. *Geoderma*, *155*(3-4), 390-400. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2009.12.024

Doelsch, E., Moussard, G., & Macary, H. Saint. (2008). Fractionation of tropical soilborne heavy metals- Comparison of two sequential extraction procedures. *Geoderma*, *143*(1-2), 168-179.
https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2007.10.027

Dortwegt, R., & Maughan, E. V. (2001). The chemistry of copper in water and related studies planned
at the advanced photon source. *Proceedings of the IEEE Particle Accelerator Conference*, 2, 1456–1458. https://doi.org/10.1109/pac.2001.986712

Dublet, G., Juillot, F., Morin, G., Fritsch, E., Fandeur, D., Ona-Nguema, G., & Brown, G. E. (2012). Ni speciation in a New Caledonian lateritic regolith: A quantitative X-ray absorption spectroscopy investigation. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, 95, 119–133. https://doi.org/10.1016/j.gca.2012.07.030

Duchaufour, P. (1997). *Abrégé de pédologie : sol, végétation, environnement*. Paris.

Fandeur, D., Juillot, F., Morin, G., Livi, L., Cognigni, A., Webb, S. M., et al. (2009). XANES evidence for oxidation of Cr(III) to Cr(VI) by Mn-oxides in a lateritic regolith developed on serpentinized ultramafic rocks of New Caledonia. *Environmental Science and Technology*, 43(19), 7384–7390. https://doi.org/10.1021/es900498r

Fang, M., & Wong, J. W. C. (1999). Effects of lime amendment on availability of heavy metals and maturation in sewage sludge composting. *Environmental Pollution*, 106, 83–89. https://doi.org/10.1016/S0269-7491(99)00056-1

Fangueiro, D., Bermond, A., Santos, E., Carapuça, H., & Duarte, A. (2005). Kinetic approach to heavy metal mobilization assessment in sediments: Choose of kinetic equations and models to achieve maximum information. *Talanta*, 66(4), 844–857. https://doi.org/10.1016/j.talanta.2004.12.036

Farrell, M., & Jones, D. L. (2009). Heavy metal contamination of a mixed waste compost: Metal speciation and fate. *Bioresource Technology*, 100(19), 4423–4432. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2009.04.023

Fedotov, P. S., Kördel, W., Miró, M., Peijnenburg, W. J. G. M., Wennrich, R., & Huang, P. M. (2012). Extraction and fractionation methods for exposure assessment of trace metals, metalloids, and hazardous organic compounds in terrestrial environments. *Critical Reviews in Environmental Science and Technology*, 42(11), 1117–1171. https://doi.org/10.1080/10643389.2011.556544

Fendorf, S. E. (1995). Surface reactions of chromium in soils and waters. *Geoderma*, 67(1–2), 55–71. https://doi.org/10.1016/0016-7061(94)00062-F

Francou, C. (2003). Stabilisation de la matière organique au cours du compostage de déchets urbains: Influence de la nature des déchets et du procédé de compostage - Recherche d'indicateurs pertinents. *Ecole Doctorale ABIES, Doctorat*, 289.

Fritsch, E. (2012). *Les types d'altération et le système de classification*. Atlas de la Nouvelle Calédonie.

Fu, B., Chen, L., Huang, H., Qu, P., & Wei, Z. (2021). Impacts of crop residues on soil health: a review. *Environmental Pollutants and Bioavailability*, 33(1), 164–173. https://doi.org/10.1080/26395940.2021.1948354

Gadd, G. M., Rhee, Y. J., Stephenson, K., & Wei, Z. (2012, June). Geomycology: Metals, actinides and biominerals. *Environmental Microbiology Reports*. https://doi.org/10.1111/j.1758-2229.2011.00283.x

Gaillot, B., Lavarde, P., Balny, P., Delcour, D., & Guillet, M. (2015). *Les épandages sur terres agricoles des matières fertilisantes d'origine résiduaire*.

Garcia, C., Moreno, J. L., Hernfindez, T., Costa, F., & Polo, A. (1995). Effect of composting on sewage sludges contaminated with heavy metals. *Bioresource Technology*, 53, 13–19. https://doi.org/10.1016/0960-8524(95)00040-L

Garnier, J., Quantin, C., Martins, E. S., & Becquer, T. (2006). Solid speciation and availability of chromium in ultramafic soils from Niquelândia, Brazil. *Journal of Geochemical Exploration, 88*(1-3 SPEC. ISS.),
206-209. https://doi.org/10.1016/j.gexplo.2005.08.040

Garnier, J., Quantin, C., Echevarria, G., & Becquer, T. (2009). Assessing chromate availability in tropical ultramafic soils using isotopic exchange kinetics. *Journal of Soils and Sediments, 9*(5), 468-475.
https://doi.org/10.1007/s11368-009-0062-4

Garnier, J., Quantin, C., Raous, S., Guimarães, E., & Becquer, T. (2021). Field availability and mobility of metals in Ferralsols developed on ultramafic rock of Niquelândia, Brazil. *Brazilian Journal of Geology, 51*(1). https://doi.org/10.1590/2317-4889202120200092

Glaser, B., Wiedner, K., Seelig, S., Schmidt, H. P., & Gerber, H. (2015). Biochar organic fertilizers from natural resources as substitute for mineral fertilizers. *Agronomy for Sustainable Development, 35*(2), 667-678. https://doi.org/10.1007/s13593-014-0251-4

Glaser, B., Zech, W., & Woods, W. I. (2004). History, Current Knowledge and Future Perspectives of Geoecological Research Concerning the Origin of Amazonian Anthropogenic Dark Earths (Terra Preta). In *Amazonian Dark Earths: Explorations in Space and Time* (pp. 9-17).
https://doi.org/10.1007/978-3-662-05683-7_2

Gleyzes, C., Tellier, S., & Astruc, M. (2002). Fractionation studies of trace elements in contaminated soils and sediments: A review of sequential extraction procedures. *TrAC - Trends in Analytical Chemistry, 21*(6-7), 451-467. https://doi.org/10.1016/S0165-9936(02)00603-9

Gonawala, S. S., & Jardosh, H. (2018). Organic Waste in Composting: A brief review. *International Journal of Current Engineering and Technology, 8*(01), 36-38.
https://doi.org/10.14741/ijcet.v8i01.10884

Gori, A., Ferrini, F., & Fini, A. (2019). Reprint of: Growing healthy food under heavy metal pollution load: Overview and major challenges of tree based edible landscapes. *Urban Forestry and Urban Greening, 45*(November 2018), 126292. https://doi.org/10.1016/j.ufug.2019.02.009

Greenway, G. M., & Song, Q. J. (2002). Heavy metal speciation in the composting process. *Journal of Environmental Monitoring, 4*(2), 300-305. https://doi.org/10.1039/b110608m

Greger, M. (1999). Metal Availability and Bioconcentration in Plants. *Heavy Metal Stress in Plants, 1-27*. https://doi.org/10.1007/978-3-662-07745-0_1

Gupta, S. K., & Aten, C. (1993). Comparison and evaluation of extraction media and their suitability in a simple model to predict the biological relevance of heavy metal concentrations in contaminated soils. *International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 51*(1-4), 25-46.
https://doi.org/10.1080/03067319308027609

Hafeez, B., Khanif, Y. M., & Saleem, M. (2013). Role of Zinc in Plant Nutrition - Review. *American Journal of Experimental Agriculture, 3*(2), 374-391.

Hargreaves, J. C., Adl, M. S., & Warman, P. R. (2008). A review of the use of composted municipal solid waste in agriculture. *Agriculture, Ecosystems and Environment, 123*(1-3), 1-14.
https://doi.org/10.1016/j.agee.2007.07.004

Harmsen, J. (2007). Measuring Bioavailability: From a Scientific Approach to Standard Methods. *Journal of Environmental Quality, 36*(5), 1420-1428. https://doi.org/10.2134/jeq2006.0492

Hass, A., & Fine, P. (2010). Sequential selective extraction procedures for the study of heavy metals in soils, sediments, and waste materialsa critical review. *Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 40*(5), 365-399. https://doi.org/10.1080/10643380802377992

He, S., He, Z., Yang, X., & Baligar, V. C. (2012). Mechanisms of nickel uptake and hyperaccumulation by plants and implications for soil remediation. In *Sparks (Ed.), Advances in Agronomy* (Elseiver., Vol.
117, pp. 117–189). https://doi.org/10.1016/B978-0-12-394278-4.00003-9

Hertel, R. F., Maaas, T., & Muller, V. R. (1991). *Nickel. World Health Organization* (Environmen.). Switzerland.

Hillel, D. (1998). *Environmental Soil Physics: Fundamentals, Applications, and Environmental Considerations*. Environmental Soil Physics. Academic Press.

Hodomihou, N. R. (2016). *Comment concilier l'intensification de l'agriculture périurbaine à l'aide des intrants organiques et la préservation durable des agrosystèmes tropicaux*.

Houba, V. J. G., Lexmond, T. M., Novozamsky, I., & Van Der Lee, J. J. (1996). State of the art and future developments in soil analysis for bioavailability assessment. *Science of the Total Environment*, 178(1–3), 21–28. https://doi.org/10.1016/0048-9697(95)04793-X

Houot, S., Cambier, P., Benoit, P., Deschamps, M., Jaulin, a., & Lhoutellier, C. (2009). Effet d'apports de composts sur la disponibilité de micropolluants métalliques et organiques dans un sol cultivé. *Etude et Gestion des Sols*, 16(January 2015), 255–274.

Houot, Sabine, Pons, M.-N., Pradel, M., Savini, I., Tibi, A., & Irstea. (2014). *Valorisation des matières fertilisantes d'origine résiduaire sur les sols à usage agricole ou forestier*. www.inra.fr

Houot, Sabine, Pons, M.-N., Pradel, M., & Tibi, A. T. (2016). *Recyclage de déchets organiques en agriculture - Effets agronomiques et environnementaux de leur épandage* (Quae.). https://www.quae.com/produit/1372/9782759225118/recyclage-de-dechets-organiques-en-agriculture. Accessed 20 February 2020

Hua, L., Wu, W., Liu, Y., McBride, M. B., & Chen, Y. (2009). Reduction of nitrogen loss and Cu and Zn mobility during sludge composting with bamboo charcoal amendment. *Environmental Science and Pollution Research*, 16(1), 1–9. https://doi.org/10.1007/s11356-008-0041-0

IOEM. (2019). *Nouvelle-Calédonie Rapport annuel 2019*.

Jakubus, M., & Czekala, J. (2010). Chromium and nickel speciation during composting process of different biosolids. *Fresenius Environmental Bulletin*, 19(2 A), 289–299.

Jakubus, M., & Graczyk, M. (2020). Availability of nickel in soil evaluated by various chemical extractants and plant accumulation. *Agronomy*, 10(11). https://doi.org/10.3390/agronomy10111805

Juste, C. (1995). *Les micro-polluants métalliques dans boues de stations d'épuration urbaines*. (A. M. INRA, Ed.). https://www.oieau.fr/eaudoc/eaudoc/notice/les-micro-polluants-metalliques-dans-boues-residuaires-des-stations-depuration-urbaines. Accessed 27 February 2020

Juste, C., & Solda, P. (1988). Influence De L'Addition De Differentes Matieres Fertilisantes Sur La Biodisponibilite Du Cadmium, Du Manganese, Du Nickel Et Du Zinc Contenus Dans Un Sol Sableux Amende Par Des Boues De Station D'Epuration. *Agronomie*, 8(10), 897–904. https://doi.org/10.1051/agro:19881009

Kabata-Pendias, A. (2011). *Trace elements in soils and plants - Fourth Edition*.

Kabata-Pendias, A., & Pendias, H. (2001). *Trace Elements in Soils and Plants - Third Edition*.

Kamaludeen, S. P. B., Megharaj, M., Juhasz, A. L., Sethunathan, N., & Naidu, R. (2003). Chromium-microorganism interactions in soils: remediation implications. *Reviews of environmental contamination and toxicology*, 178, 93–164. https://doi.org/10.1007/0-387-21728-2_4

Kaza, S., Yao, L. C., Bhada-Tata, P., & Van Woerden, F. (2018). *What a Waste 2.0 : A Global Snapshot of Solid Waste Management to 2050*. (Urban Development.). Washington DC: World Bank. https://doi.org/10.1596/978-1-4648-1329-0
Khan, S., Cao, Q., Chen, B. D., & Zhu, Y. G. (2006). Humic acids increase the phytoavailability of Cd and Pb to wheat plants cultivated in freshly spiked, contaminated soil. *Journal of Soils and Sediments, 6*(4), 236-242. https://doi.org/10.1065/jss2006.08.178

Kierczak, J., Neel, C., Aleksander-Kwaterczak, U., Helios-Rybicka, E., Bril, H., & Puziewicz, J. (2008). Solid speciation and mobility of potentially toxic elements from natural and contaminated soils: A combined approach. *Chemosphere*, 73(5), 776-784. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2008.06.015

Kierczak, J., Pietranik, A., & Pędziwiatr, A. (2021). Ultramafic geoecosystems as a natural source of Ni, Cr, and Co to the environment: A review. *Science of the Total Environment*, 755, https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.142620

Kirkby, C. A., Kirkegaard, J. A., Richardson, A. E., Wade, L. J., Blanchard, C., & Batten, G. (2011). Stable soil organic matter: A comparison of C:N:P:S ratios in Australian and other world soils. *Geoderma*, 163(3-4), 197-208. https://doi.org/10.1016/j.GEODERMA.2011.04.010

Kirpichtchikova, T. A., Manceau, A., Spadini, L., Panfili, F., Marcus, M. A., & Jacquet, T. (2006). Speciation and solubility of heavy metals in contaminated soil using X-ray microfluorescence, EXAFS spectroscopy, chemical extraction, and thermodynamic modeling. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, 70(9), 2163-2190. https://doi.org/10.1016/j.gca.2006.02.006

Kominko, H., Gorazda, K., & Wzorek, Z. (2017). The Possibility of Organo-Mineral Fertilizer Production from Sewage Sludge. *Waste and Biomass Valorization*, 8(5), 1781-1791. https://doi.org/10.1007/s12649-016-9805-9

Kopittke, P. M., Wang, P., Lombi, E., & Donner, E. (2017). Synchrotron-based X-Ray Approaches for Examining Toxic Trace Metal(loid)s in Soil-Plant Systems. *Journal of Environmental Quality*, 46(6), 1175-1189. https://doi.org/10.2134/jeq2016.09.0361

L'Huillier, L., & Edighoffer, S. (1996). Extractability of nickel and its concentration in cultivated plants in Ni rich ultramafic soils of New Caledonia. *Plant and Soil*, 186(2), 255-264. https://doi.org/10.1007/BF02415521

Labanowski, J., Monna, F., Bermond, A., Cambier, P., Fernandez, C., Labanowski, J., et al. (2008). Kinetic extractions to assess mobilization of Zn, Pb, Cu, and Cd in a metal-contaminated soil: EDTA vs. citrate. *Environmental Pollution*, 152(3), 693-701. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2007.06.054i

Labib, H., Hamza, M., Abbas, M., & Fayed, S. (2019). Bio and organic fertilizers as an alternative to conventional mineral source on sesame (Sesamum indicum L.) production and oil quality in Egypt. *Egyptian Journal of Agronomy*, 0(0), 0-0. https://doi.org/10.21608/agro.2019.11061.1158

Laborda, F., Górriz, M. P., Bolea, E., & Castillo, J. R. (2007). Mobilization and speciation of chromium in compost: A methodological approach. *Science of the Total Environment*, 373(1), 383-390. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2006.10.047

Lanno, R., Wells, J., Conder, J., Bradham, K., & Basta, N. (2004). The Bioavailability of Chemicals in Soil for Earthworms. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, 1, 39-47.

Latham, M., Quantin, P., & Aubert, G. (1978). *Étude des sols de la Nouvelle-Calédonie Nouvel essai sur la classification, la caractérisation, la pédogénèse et les aptitudes des sols de Nouvelle-Calédonie*. Paris.

Laurent, C., Bravin, M. N., Crouzet, O., Pelosi, C., Tillard, E., Lecomte, P., & Lamy, I. (2020). Increased soil pH and dissolved organic matter after a decade of organic fertilizer application mitigates copper and zinc availability despite contamination. *Science of the Total Environment*, 709, 135927. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.135927
Lebourg, A., Sterckeman, T., Ciesielski, H., & Proix, N. (1996). Intérêt de différents réactifs d'extraction chimique pour l'évaluation de la biodisponibilité des métaux en traces du sol. *Agronomie*, **16**(4), 201-215. https://doi.org/10.1051/agro:19960401

Ledin, M. (2000). Accumulation of metals by microorganisms - processes and importance for soil systems. *Earth Science Reviews*, **51**(1-4), 1-31. https://doi.org/10.1016/S0012-8252(00)00008-8

Legros, S., Doelsch, E., Feder, F., Moussard, G., Sansoulet, J., Gaudet, J. P., et al. (2013). Fate and behaviour of Cu and Zn from pig slurry spreading in a tropical water-soil-plant system. *Agriculture, Ecosystems and Environment*, **164**, 70-79. https://doi.org/10.1016/j.agee.2012.09.008

Legros, S. (2008). *Evaluation multi-échelle de l'impact environnemental de l'épandage de lisier de porc sur un sol tropical (Ile de la Réunion) spéciation et modélisation du comportement du cuivre et du zinc*. Univeersité de la Réunion.

Legros, Samuel, Levard, C., Marcato-Romain, C.-E., Guiresse, A. M., & Doelsch, E. (2017). Anaerobic Digestion Alters Copper and Zinc Speciation. *Environmental Science and Technology*, **51**(18), 10326-10334. https://doi.org/10.1021/acs.est.7b01662

Lehmann, J. (2009). Terra Preta Nova - Where to from Here? In *Amazonian Dark Earths: Wim Sombroek's Vision* (pp. 473-486). https://doi.org/10.1002/9781444322743.ch11

Léopold, A., Kaplan, H., Juillot, F., Klein, P., Vilanova, J., Pain, A., et al. (2023). *ValoPRO-NC Valorisation de Produits Résiduaires Organiques pour une agriculture durable en Nouvelle-Calédonie*.

Li, B., Zhang, S., Liao, P., Liu, P., Ye, Z., & Liu, C. (2022). NOM-Induced Dissolution of Cr x Fe 1 - x (OH) 3 Precipitates and Formation of Cr (III) -NOM-Fe Colloids under Oxic and Anoxic Conditions. *ACS Earth and Space Chemistry*, (lii). https://doi.org/10.1021/acsearthspacechem.2c00255

Li, J. T., Qiu, J. W., Wang, X. W., Zhong, Y., Lan, C. Y., & Shu, W. S. (2006). Cadmium contamination in orchard soils and fruit trees and its potential health risk in Guangzhou, China. *Environmental Pollution*, **143**(1), 159-165. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2005.10.016

Liu, Y., Ma, L., Li, Y., & Zheng, L. (2007). Evolution of heavy metal speciation during the aerobic composting process of sewage sludge. *Chemosphere*, **67**(5), 1025-1032. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2006.10.056

Lombi, E., & Susini, J. (2009). Synchrotron-based techniques for plant and soil science: Opportunities, challenges and future perspectives. *Plant and Soil*, **320**(1-2), 1-35. https://doi.org/10.1007/s11104-008-9876-x

Lopes, C., Herva, M., Franco-Uría, A., & Roca, E. (2011). Inventory of heavy metal content in organic waste applied as fertilizer in agriculture: Evaluating the risk of transfer into the food chain. *Environmental Science and Pollution Research*, **18**(6), 918-939. https://doi.org/10.1007/s11356-011-0444-1

Luo, X., Liu, G., Xia, Y., Chen, L., Jiang, Z., Zheng, H., & Wang, Z. (2017). Use of biochar-compost to improve properties and productivity of the degraded coastal soil in the Yellow River Delta, China. *Journal of Soils and Sediments*, **17**(3), 780-789. https://doi.org/10.1007/s11368-016-1361-1

Majone, M., Papini, M. P., & Rolle, E. (1996). Modeling lead adsorption on clays by models with and without electrostatic terms. *Journal of Colloid and Interface Science*, **179**(2), 412-425. https://doi.org/10.1006/jcis.1996.0232

Manceau, A., Schlegel, M. L., Musso, M., Sole, V. A., Gauthier, C., Petit, P. E., & Trolard, F. (2000). Crystal chemistry of trace elements in natural and synthetic goethite. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, **64**(21), 3643-3661. https://doi.org/10.1016/S0016-7037(00)00427-0
Manceau, Alain, Marcus, M. A., Tamura, N., Proux, O., Geoffroy, N., & Lanson, B. (2004). Natural speciation of Zn at the micrometer scale in a clayey soil using X-ray fluorescence, absorption, and diffraction. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, **68**(11), 2467-2483.
https://doi.org/10.1016/j.gca.2003.11.021

Manceau, Alain, & Matynia, A. (2010). The nature of Cu bonding to natural organic matter. *Geochimica et Cosmochimica Acta*, **74**(9), 2556-2580. https://doi.org/10.1016/j.gca.2010.01.027

Manouchehri, N., & Bermond, A. (2009). EDTA in Soil Science: A Review of its application in Soil Trace Metal Studies. *Terrestrial and Aquatic Environmental Technology*, **3**, 1-15.

Manouchehri, N., Besancon, S., & Bermond, A. (2006). Major and trace metal extraction from soil by EDTA: Equilibrium and kinetic studies. *Analytica Chimica Acta*, **559**(1), 105-112.
https://doi.org/10.1016/j.aca.2005.11.050

Martínez, C. E., & McBride, M. B. (1999). Dissolved and labile concentrations of Cd, Cu, Pb, and Zn in aged ferrihydrite - Organic matter systems. *Environmental Science and Technology*, **33**(5), 745-750. https://doi.org/10.1021/es980576c

McBride, M. B. (1994). *Enviromental chemistry of soils* (Oxford Uni.).

McGrath, S. (1995). *Heavy metals in soils*. (Blackie Academic and Professional, Ed.) (Alloway BJ.). London: Alloway, BJ.

McGrath, S. P., Brookes, P. C., & Giller, K. E. (1988). Effects of potentially toxic metals in soil derived from past applications of sewage sludge on nitrogen fixation by trifolium repens L. *Soil Biology and Biochemistry*, **20**(4), 415-424. https://doi.org/10.1016/0038-0717(88)90052-1

Mengel, K., & Kirkby, E. A. (2001). *Principles of Plant Nutrition*. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers.
https://doi.org/http://dx.doi.org/10.1007/978-94-010-1009-2

Michaud, A. (2007). *Interaction entre biodisponibilité, phytotoxicité du cuivre et nutrition en fer de graminées - mécanismes physiologiques et rhizosphériques*. Montpellier SupAgro.

Misra, R. V., Roy, R. N., & Hiraoka, H. (2005). *Méthodes de compostage au niveau de l'exploitation agricole*. http://www.fao.org

Moreno-Caselles, J., Moral, R., Perez-Murcia, M., Perez-Espinosa, A., & Rufete, B. (2002). Nutrient value of animal manures in front of environmental hazards. *Communications in Soil Science and Plant Analysis*, **33**(15-18), 3023-3032. https://doi.org/10.1081/CSS-120014499

Moretti, S. M. L., Bertoncini, E. I., & Abreu-Junior, C. H. (2015). Composting sewage sludge with green waste from tree pruning. *Scientia Agricola*, **72**(5), 432-439. https://doi.org/10.1590/0103-9016-2014-0341

Murphy, B. W. (2015). Impact of soil organic matter on soil properties - A review with emphasis on Australian soils. *Soil Research, 53*(6), 605-635. https://doi.org/10.1071/SR14246

Musy, A., & Soutter, M. (1991). *Physique du sol*. (P. P. et U. R. (PPUR), Ed.).

Navel, A. (2011). *Distribution, spéciation, impact et transfert du cuivre dans un sol sous vigne : rôle de la structuration spatiale et du statut organique*. Université de Grenoble.

Niggli, U. (2015). Incorporating Agroecology Into Organic Research - An Ongoing Challenge. *Sustainable Agriculture Research*, **4**(3), 149. https://doi.org/10.5539/sar.v4n3p149

Nomeda, S., Valdas, P., Chen, S. Y., & Lin, J. G. (2008). Variations of metal distribution in sewage sludge composting. *Waste Management*, **28**(9), 1637-1644.
https://doi.org/10.1016/j.wasman.2007.06.022
Novozamsky, I., Lexmond, T. M., & Houba, V. J. G. (1993). A single extraction procedure of soil for evaluation of uptake of some heavy metals by plants. *International Journal of Environmental Analytical Chemistry*, **51**(1-4), 47-58. https://doi.org/10.1080/03067319308027610

Nriagu, J. O. (1984). Formation and stability of base metal phosphates in soils and sediments. *Phosphate Minerals*, (1974), 318-329. https://doi.org/10.1007/978-3-642-61736-2_10

Pacyna, J. M., Pacyna, E. G., & Aas, W. (2009). Changes of emissions and atmospheric deposition of mercury, lead, and cadmium. *Atmospheric Environment*, **43**(1), 117-127. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2008.09.066

Page, V., & Feller, U. (2015). Heavy metals in crop plants: Transport and redistribution processes on the whole plant level. *Agronomy*, **5**(3), 447-463. https://doi.org/10.3390/agronomy5030447

Panuccio, M. R., Papalia, T., Attinà, E., Giuffrè, A., & Muscolo, A. (2019). Use of digestate as an alternative to mineral fertilizer: effects on growth and crop quality. *Archives of Agronomy and Soil Science*, **65**(5), 700-711. https://doi.org/10.1080/03650340.2018.1520980

Paradelo, R., Villada, A., & Barral, M. T. (2018). Chemical Fractionation of Trace Elements in a Metal-Rich Amphibolite Soil Amended with Municipal Solid Waste Composts. *Waste and Biomass Valorization*, **9**(10), 1935-1943. https://doi.org/10.1007/s12649-017-9940-y

Parwez, R., Nabi, A., Mukarram, M., Aftab, T., Khan, M. M. A., & Naeem, M. (2021). Chapter 17 - Role of nickel in regulation of nitrogen metabolism in legume-rhizobium symbiosis under critical conditions. In *Frontiers in Plant-Soil Interaction* (Molecular.).

Pasquet, C. (2016). *Evaluation de la biodisponibilité du nickel, cobalt et manganèse dans les poussières de sols ultramafiques et développement d'un outil de bioindication lichenique des poussières émises pour les activités minières en Nouvelle-Calédonie*. Université de la Nouvelle-Calédonie.

Pasquet, C., Monna, F., van Oort, F., Gunkel-Grillon, P., Laporte-Magoni, C., Losno, R., & Chateau, C. (2018). Mobility of Ni, Co, and Mn in ultramafic mining soils of New Caledonia, assessed by kinetic EDTA extractions. *Environmental Monitoring and Assessment*, **190**(11). https://doi.org/10.1007/s10661-018-7029-0

Payet, N., & van de Kerchove, V. (2007). Composts de déchets verts urbains réunionnais : recherche de la source d'ETM. *Mission de Valorisation Agricole des Déchets*.

Payet, N., Van de Kerchove, V., Doelsch, E., & Moussard, G. (2008). Composts de déchets verts urbains réunionnais : origine des concentrations élevées en éléments traces métalliques (ETM).

Peijnenburg, W. J. G. M., Zablotskaja, M., & Vijver, M. G. (2007). Monitoring metals in terrestrial environments within a bioavailability framework and a focus on soil extraction. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, **67**(2), 163-179. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2007.02.008

Pelfrêne, A. (2008). Spéciation des métaux traces (Cd, Cu, Pb, Zn) dans les eaux d'un Planosol non pollué (Massif Central, France). *These de doctorat en Sciences de la Terre Spécialité : Géochimie, de l'Université François Rabelais de Tours (France)*, 244.

Pernet-Coudrier, B. (2008). Influence de la matière organique dissoute sur la spéciation et la biodisponibilité des métaux: cas de la Sein, un milieu sous forte pression urbaine, 294.

Pichard, A., Bisson, M., Diderich, R., & Houeix, N. (2005). Chrome et ses dérivés. *INERIS: Fiche de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques*, 1-80. http://scholar.google.com/scholar?hl=en&btnG=Search&q=intitle:Chrome+et+ses+d+riv?#0

Pinamonti, F., Stringari, G., Gasperi, F., & Zorzi, G. (1997). The use of compost: Its effects on heavy metal levels in soil and plants. *Resources, Conservation and Recycling*, **21**(2), 129-143.
https://doi.org/10.1016/S0921-3449(97)00032-3

Pinamonti, Flavio, Nicolini, G., Dalpiaz, A., Stringari, G., & Zorzi, G. (1999). Compost use in viticulture: Effect on heavy metal levels in soil and plants. *Communications in Soil Science and Plant Analysis, 30*(9–10), 1531–1549. https://doi.org/10.1080/00103629909370305

Pinto, E., Aguiar, A. A. R. M., & Ferreira, I. M. P. L. V. O. (2014). Influence of Soil Chemistry and Plant Physiology in the Phytoremediation of Cu, Mn, and Zn. *Critical Reviews in Plant Sciences, 33*(5), 351–373. https://doi.org/10.1080/07352689.2014.885729

Pokrovsky, O. S., Viers, J., & Freydier, R. (2005). Zinc stable isotope fractionation during its adsorption on oxides and hydroxides. *Journal of Colloid and Interface Science, 291*(1), 192–200. https://doi.org/10.1016/j.jcis.2005.04.079

Poznanović Spahić, M. M., Sakan, S. M., Glavaš-Trbić, B. M., Tančić, P. I., Škrivanj, S. B., Kovačević, J. R., & Manojlović, D. D. (2019). Natural and anthropogenic sources of chromium, nickel and cobalt in soils impacted by agricultural and industrial activity (Vojvodina, Serbia). *Journal of Environmental Science and Health - Part A Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering, 54*(3), 219–230. https://doi.org/10.1080/10934529.2018.1544802

Prasad, M., Xu, H. yan, & Saxena, S. (2008). Multi-component sorption of Pb(II), Cu(II) and Zn(II) onto low-cost mineral adsorbent. *Journal of Hazardous Materials, 154*(1–3), 221–229. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2007.10.019

Province Sud. (2021). Des aides spécifiques à l'engrais pour booster la production agricole locale. https://www.province-sud.nc/actualite/aides-specifiques-lengrais-pour-booster-production-agricole-locale. Accessed 14 April 2021

Puigdomènech, I., Colàs, E., Grivé, M., Campos, I., & Garcia, D. (2014). A tool to draw chemical equilibrium diagrams using SIT: Applications to geochemical systems and radionuclide solubility. *Material Research Society, 166*, 111–116. https://doi.org/10.1557/opl.2014.635

Puzon, G. J., Tokala, R. K., Zhang, H., Yonge, D., Peyton, B. M., & Xun, L. (2008). Mobility and recalcitrance of organo-chromium(III) complexes. *Chemosphere, 70*(11), 2054–2059. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2007.09.010

Qasim, B. H. (2015). Détermination, spéciation et biodisponibilité des éléments traces métalliques dans les sols contaminés et technosols THÈSE dirigée par.

Quantin, C., Becquer, T., Rouiller, J. H., & Berthelin, J. (2002). Redistribution of metals in a New Caledonia Ferralsol after microbial weathering. *Soil Science Society of America Journal, 66*(6), 1797–1804. https://doi.org/10.2136/sssaj2002.1797

Quevauviller, P., Rauret, G., Lopez-Sanchez, J.-F., Rubio, R., Ure, A., & Muntaud, H. (1997). Certification of trace metal extractable contents in a sediment reference material (CRM 601) following a three-step sequential extraction procedure. *The Science of the Total Environment, 205*, 223–234. https://doi.org/10.1016/S0048-9697(97)00205-2

Ramos, F. T., Dores, E. F. de C., Weber, O. L. do. S., Beber, D. C., Campelo, J. H., & Maia, J. C. d. S. (2018). Soil organic matter doubles the cation exchange capacity of tropical soil under no-till farming in Brazil. *Journal of the Science of Food and Agriculture, 98*(9), 3595–3602. https://doi.org/10.1002/jsfa.8881

Rath, D., Bogie, N., Deiss, L., Parikh, S. J., Wang, D., Ying, S., et al. (2022). Synergy between compost and cover crops in a Mediterranean row crop system leads to increased subsoil carbon storage. *Soil, 8*(1), 59–83. https://doi.org/10.5194/soil-8-59-2022
Rehana, M. R., Joseph, B., & Gladis, R. (2020). Heavy Metal Stabilization in Sewage Sludge Composting Process. *Current Journal of Applied Science and Technology*, 38-48.
https://doi.org/10.9734/cjast/2020/v39i1930789

Ribeiro Filho, A. A., Adams, C., Manfredini, S., Aguilar, R., & Neves, W. A. (2015). Dynamics of soil chemical properties in shifting cultivation systems in the tropics: A meta-analysis. *Soil Use and Management*, 31(4), 474-482. https://doi.org/10.1111/sum.12224

Roba, C., Roșu, C., Piștea, I., Ozunu, A., & Baciu, C. (2016). Heavy metal content in vegetables and fruits cultivated in Baia Mare mining area (Romania) and health risk assessment. *Environmental Science and Pollution Research*, 23(7), 6062-6073. https://doi.org/10.1007/s11356-015-4799-6

Roca-Pérez, L., Martínez, C., Marcilla, P., & Boluda, R. (2009). Composting rice straw with sewage sludge and compost effects on the soil-plant system. *Chemosphere*, 75(6), 781-787.
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2008.12.058

Saad, R. F., Kobaissi, A., Goux, X., Calusinska, M., Echevarria, G., Kidd, P., & Benizri, E. (2018). Soil microbial and Ni-agronomic responses to Alyssum murale interplanted with a legume. *Applied Soil Ecology*, 132(August), 60-73. https://doi.org/10.1016/j.apsoil.2018.08.019

Santos, S., Costa, C. A. E., Duarte, A. C., Scherer, H. W., Schneider, R. J., Esteves, V. I., & Santos, E. B. H. (2010). Influence of different organic amendments on the potential availability of metals from soil: A study on metal fractionation and extraction kinetics by EDTA. *Chemosphere*, 78(4), 389-396. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2009.11.008

Sastre, J., Rauret, G., & Vidal, M. (2006). Effect of the cationic composition of sorption solution on the quantification of sorption-desorption parameters of heavy metals in soils. *Environmental Pollution*, 140(2), 322-339. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2005.07.005

Sayara, T., Basheer-Salimia, R., Hawamde, F., & Sánchez, A. (2020). Recycling of organic wastes through composting: Process performance and compost application in agriculture. *Agronomy*, 10(11).
https://doi.org/10.3390/agronomy10111838

Schneider, A. R. (2016). Comportement et mobilité des éléments traces métalliques dans des sols environnant une usine de seconde fusion du plomb Approches expérimentales et modélisation, (547), 250.

Sharma, B., Vaish, B., Monika, Singh, U. K., Singh, P., & Singh, R. P. (2019). Recycling of Organic Wastes in Agriculture: An Environmental Perspective. *International Journal of Environmental Research*, 13(3), 409-429. https://doi.org/10.1007/s41742-019-00175-y

Shu, X., Zou, Y., Shaw, L. J., Todman, L., Tibbett, M., & Sizmur, T. (2022). Applying cover crop residues as diverse mixtures increases initial microbial assimilation of crop residue-derived carbon. *European Journal of Soil Science*, 73(2), 1-11. https://doi.org/10.1111/ejss.13232

Siedt, M., Schäffer, A., Smith, K. E. C., Nabel, M., Roß-Nickoll, M., & van Dongen, J. T. (2021). Comparing straw, compost, and biochar regarding their suitability as agricultural soil amendments to affect soil structure, nutrient leaching, microbial communities, and the fate of pesticides. *Science of the Total Environment*, 751. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.141607

Singh, J., & Kalamdhad, A. S. (2013). Assessment of bioavailability and leachability of heavy metals during rotary drum composting of green waste (Water hyacinth). *Ecological Engineering*, 52, 59-69. https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2012.12.090

Singh, R. P., & Agrawal, M. (2008). Potential benefits and risks of land application of sewage sludge. *Waste Management*, 28(2), 347-358. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2006.12.010
Smith, S. R. (2009). A critical review of the bioavailability and impacts of heavy metals in municipal solid waste composts compared to sewage sludge. *Environment International*. https://doi.org/10.1016/j.envint.2008.06.009

Soentgen, J., Hilbert, K., Groote-Bidlingmaier, C. von, Herzog-Schröder, G., Pabst, E. E., & Timpf, S. (2017). Terra preta de índio: Commodification and mythification of the Amazonian dark earths. *GAIA - Ecological Perspectives for Science and Society*, 26(2), 136-143. https://doi.org/10.14512/gaia.26.2.18

Sposito, G. (1989). *The Chemistry of Soils* (Oxford Uni.). New York.

Sposito, Garrison, Lund, L. J., & Chang, A. C. (1982). Trace Metal Chemistry in Arid-zone Field Soils Amended with Sewage Sludge: I. Fractionation of Ni, Cu, Zn, Cd, and Pb in Solid Phases. *Soil Science Society of America Journal*, 46(2), 260-264. https://doi.org/10.2136/sssaj1982.03615995004600020009x

Steinberg, S. M., & Hodge, V. F. (2018). Copper complexation by dissolved organic matter in arid soils: A voltametric study. *Environments* - MDPI, 5(11), 1-18. https://doi.org/10.3390/environments5110125

Stipp, S. L. S., & Hochella, M. F. (1991). Structure and bonding at the calcite surface as observed with X-ray photoelectron spectroscopy (XPS) and (LEED). *Geochim. Cosmochim. Acta*, 55, 1723-1736.

Stowhas, T., Verdejo, J., Yáñez, C., Celis-Diez, J. L., Martínez, C. E., & Neaman, A. (2018). Zinc alleviates copper toxicity to symbiotic nitrogen fixation in agricultural soil affected by copper mining in central Chile. *Chemosphere*, 209, 960-963. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.06.166

Stumm, W., & Morgan, J. J. (1996). *Aquatic Chemistry: Chemical Equilibria and Rates in Natural Waters* (Third Edition.). https://books.google.fr/books?hl=fr&lr=&id=NLV_yfulgkQC&oi=fnd&pg=PT14&dq=Stumm+W,+Morgan+JJ+(1996)+Aquatic+Chemistry,+Chemical+Equilibria+and+Rates+in+Natural+Waters&ots=cK4Wboj0KB&sig=6jlZlyLASd1iZCXS4bCU5HBfZBc#v=onepage&q&f=false. Accessed 27 February 2020

Su, Y., Kwong, R. W. M., Tang, W., Yang, Y., & Zhong, H. (2021). Straw return enhances the risks of metals in soil? *Ecotoxicology and Environmental Safety*, 207, 111201. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2020.111201

SudForêt. (2022). Espèces forestières. https://www.sudforet.nc/especes-forestieres

Szulczewski, M. D., Helmke, P. A., & Bleam, W. F. (2001). XANES spectroscopy studies of Cr(VI) reduction by thiols in organosulfur compounds and humic substances. *Environmental Science and Technology*, 35(6), 1134-1141. https://doi.org/10.1021/es001301b

Tejada, M., & Gonzalez, J. L. (2005). Beet vinasse applied to wheat under dryland conditions affects soil properties and yield. *European Journal of Agronomy*, 23(4), 336-347. https://doi.org/10.1016/j.eja.2005.02.005

Tella, M., Doelsch, E., Letourmy, P., Chataing, S., Cuoq, F., Bravin, M. N., & Saint Macary, H. (2013). Investigation of potentially toxic heavy metals in different organic wastes used to fertilize market garden crops. *Waste Management*, 33(1), 184-192. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2012.07.021

Tercé, M., & Baize, D. (2002). *Les éléments traces métalliques dans les sols : Approches fonctionnelles et spatiales (INRA).*
Tessier, A., Campbell, P. G. C., & Bisson, M. (1979). Sequential Extraction Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals. *Analytical chemistry*, *51*(7), 844–851.

Tittarelli, F. (2020). Organic greenhouse production: Towards an agroecological approach in the framework of the new European regulation—A review. *Agronomy*, *10*(1). https://doi.org/10.3390/agronomy10010072

Toselli, M., Baldi, E., Cavani, L., & Sorrenti, G. (2019). Chapter 27- Nutrient management in fruit crops: An organic way. In *Fruit Crops: Diagnosis and Management of Nutrient Constraints* (pp. 379–392). https://doi.org/10.1016/B978-0-12-818732-6.00027-7

Tremel-Schaub, A., & Feix, I. (2005). Contamination des sols - Transferts des sols vers les plantes.

Trescases, J.-J. (1975). *L'évolution géochimique supergène des roches ultrabasiques en zone tropicale*. https://horizon/documentation.ird.fr/exl-doc/pleins_textes/pleins_textes_6/Mem_cm/07526.pdf. Accessed 31 December 2019

Ure, A., & Davidson, C. (2008). *Chemical speciation in the environment*. (Wiley-Blackwell, Ed.) (Second Edt.). John Wiley & Sons. https://doi.org/10.1002/9780470988312

Ure, A. M. (1996). Single extraction schemes for soil analysis and related applications. *Science of the Total Environment*, *178*(1-3), 3-10. https://doi.org/10.1016/0048-9697(95)04791-3

Usman, A. R. A., Kuzyakov, Y., & Stahr, K. (2004). Dynamics of organic C mineralization and the mobile fraction of heavy metals in a calcareous soil incubated with organic wastes. *Water, Air, and Soil Pollution*, *158*(1), 401–418. https://doi.org/10.1023/B:WATE.0000044864.07418.8f

Vansimaeys, C. (2011). Comportement à long terme de dépôts de sédiments de curage - approche mécanistique du transfert de métaux en milieux poreux non saturé.

Vincent, B., Jourand, P., Juillot, F., Ducousso, M., & Galiana, A. (2018). Biological in situ nitrogen fixation by an Acacia species reaches optimal rates on extremely contrasted soils. *European Journal of Soil Biology*, *86*(December 2017), 52–62. https://doi.org/10.1016/j.ejsobi.2018.03.003

Violante, A., Cozzolino, V., Perelomov, L., Caporale, A., & Pigna, M. (2010). Mobility and bioavailability of heavy metals and metalloids in soil environments. *Journal of Soil Science and Plant Nutrition*, *10*(3), 268–292.

Walter, I., Martínez, F., & Cala, V. (2006). Heavy metal speciation and phytotoxic effects of three representative sewage sludges for agricultural uses. *Environmental Pollution*, *139*(3), 507–514. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2005.05.020

Wang, X., Johnson, T. M., & Ellis, A. S. (2015). Equilibrium isotopic fractionation and isotopic exchange kinetics between Cr(III) and Cr(VI). *Geochimica et Cosmochimica Acta*, *153*, 72–90. https://doi.org/10.1016/j.gca.2015.01.003

Wang, X. P., Shan, X. Q., Zhang, S. Z., & Wen, B. (2004). A model for evaluation of the phytoavailability of trace elements to vegetables under the field conditions. *Chemosphere*, *55*(6), 811–822. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2003.12.003

Warren, L. A., & Haack, E. A. (2001). Biogeochemical controls on metal behaviour in freshwater environments. *Earth-Science Reviews*, *54*(4), 261–320. https://doi.org/10.1016/S0012-8252(01)00032-0

Wassenaar, T., Doelsch, E., Feder, F., Guerrin, F., Paillat, J. M., Thuriès, L., & Saint Macary, H. (2014). Returning Organic Residues to Agricultural Land (RORAL) - Fuelling the Follow-the-Technology approach. *Agricultural Systems*, *124*, 60–69. https://doi.org/10.1016/j.agsy.2013.10.007
Weng, L., Temminghoff, E. J. M., Lofts, S., Tipping, E., & Van Riemsdijk, W. H. (2002). Complexation with dissolved organic matter and solubility control of heavy metals in a sandy soil. *Environmental Science and Technology, 36*(22), 4804–4810. https://doi.org/10.1021/es0200084

Westerman, P. W., & Bicudo, J. R. (2005). Management considerations for organic waste use in agriculture. In *Bioresource Technology* (Vol. 96, pp. 215–221). https://doi.org/10.1016/j.biortech.2004.05.011

Wezel, A., Casagrande, M., Celette, F., Vian, J. F., Ferrer, A., & Peigné, J. (2014). Agroecological practices for sustainable agriculture. A review. *Agronomy for Sustainable Development, 34*(1), 1–20. https://doi.org/10.1007/s13593-013-0180-7

Xue, H., Nhat, P. H., Gächter, R., & Hooda, P. S. (2003). The transport of Cu and Zn from agricultural soils to surface water in a small catchment. *Advances in Environmental Research, 8*(1), 69–76. https://doi.org/10.1016/S1093-0191(02)00136-3

Zhang, H., Lombi, E., Smolders, E., & McGrath, S. (2004). Kinetics of Zn release in soils and prediction of Zn concentration in plants using diffusive gradients in thin films. *Environmental Science and Technology, 38*(13), 3608–3613. https://doi.org/10.1021/es0352597

Zhang, M., Heaney, D., Henriquez, B., Solberg, E., & Bittner, E. (2006). A four-year study on influence of biosolids/msw cocompost application in less productive soils in alberta: Nutrient dynamics. *Compost Science and Utilization, 14*(1), 68–80. https://doi.org/10.1080/1065657X.2006.10702265

Zhang, M. K., Liu, Z. Y., & Wang, H. (2010). Use of single extraction methods to predict bioavailability of heavy metals in polluted soils to rice. *Communications in Soil Science and Plant Analysis, 41*(7), 820–831. https://doi.org/10.1080/00103621003592341

Zheng, G. Di, Gao, D., Chen, T. Bin, & Luo, W. (2007). Stabilization of nickel and chromium in sewage sludge during aerobic composting. *Journal of Hazardous Materials, 142*(1–2), 216–221. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2006.08.003

Zorpas, A. A., Inglezakis, V. J., & Loizidou, M. (2008). Heavy metals fractionation before, during and after composting of sewage sludge with natural zeolite. *Waste Management, 28*(11), 2054–2060. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2007.09.006

Zouboulis, A. I., Loukidou, M. X., & Matis, K. A. (2004). Biosorption of toxic metals from aqueous solutions by bacteria strains isolated from metal-polluted soils. *Process Biochemistry, 39*(8), 909–916. https://doi.org/10.1016/S0032-9592(03)00200-0
# Chapitre 2 MATERIELS ET METHODES
# I. Caractéristiques du compost et des sites d'étude

## I.1. Caractérisation du processus de compostage

Un compost issu d'un mélange de déchets verts et de boues de station d'épuration a été étudié sur trois andains (A, B et C) dont la production a été initiée à 15 jours d'intervalles. La campagne d'échantillonnage du compost a eu lieu tous les 15 jours pendant 6 mois allant du 26 avril au 08 novembre 2019. À chaque échantillonnage, les andains ont été aérés par retournement et un échantillon composite de six prélèvements a été effectué au centre de l'andain. Les échantillons t0, t15, t30, t45, t60, t90, t120 et t180 jours ont été analysés pour leur humidité et leur siccité (le pourcentage massique de matière sèche) par séchage à 105°C pendant 24 h (ISO 11 465). Après séchage à l'air ambiante, un quartage de l'échantillon homogénéisé a été effectué afin de diminuer les volumes à traiter avant les analyses, tout en conservant la représentativité de l'échantillon initial (Figure 2-1). Chaque échantillon ainsi prétraité, a été trié manuellement afin de retirer les cailloux, avant d'être entièrement broyé puis broyé et tamisé à 2 mm et à 0,25 mm pour effectuer les analyses chimiques (cf. II. Méthodes analytiques physico-chimiques). L'étude du compost à différents temps de compostage fait l'objet du **Chapitre 3**, dans lequel les propriétés physico-chimiques sont détaillées.

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>**Figure 2-1** : Séchage à l'air libre d'un échantillon de compost prélevé ©Léopold, 2019 (A) et quartage d'un échantillon de compost ©Klein, 2020 (B)</figcaption></figure>

## I.2. L'apport de compost sur des parcelles agricoles contrastées

Remarque : il était question à la mise en place de ce travail de thèse, d'étudier le comportement des ETM, suite à des apports de co-compost de boues de STEP et de déchets verts réalisés sous deux contextes pédologiques contrastés, à savoir des épandages en milieu sylvicole sur des sols ferralitiques développés sur roche ultrabasique, soit un fond pédogéochimique naturel (FPGN) ayant des concentrations élevées en ETM et des épandages en contexte d'arboriculture fruitière sur un fluvisol du bassin versant de la Foa présentant un FPGN faiblement concentré en ETM (Chapitre 4).
Deux sites permettant d'étudier l'apport de compost sur le devenir des ETM, ont été mis en place en 2019 dans le cadre du projet ValoPRO-NC. **La première parcelle (FSol1) en sylviculture** (coordonnées GPS : 22°212'750' S ; 166°864'117' E) est plantée en *Agathis lanceolata* correspondant à une essence endémique de la famille des *Araucariaceae*, localisée dans le sud de la Grande Terre. **La seconde parcelle « Jaunet » en agrumiculture** (coordonnées GPS : 21°43'895' S ; 165°53'922' E ; La Foa, Nouvelle-Calédonie) est plantée en orangers *Washington Navel* sur porte-greffe nanifiant sur Fluvisol développé sur alluvions anciennes (Csol) sur la côte est près de la commune de la Foa (**Figure 2-2**). Le compost utilisé dans les amendements des parcelles a été criblé à 10 mm.

<figure><img src="image_28.png" /></figure>

**Figure 2-2** : Carte d'échantillonnage des sites d'étude ; la plateforme de compostage localisée à Nakutakoin collectant les boues de STEP du Grand Nouméa et les déchets verts de la commune du Mont-Dore au sud de Nouméa ; trois parcelles sylvicoles sur Ferralsols dérivés des sols latéritiques ultrabasiques (FSol1, FSol2 et FSol3) et une parcelle en agrumiculture « Jaunet » sur Fluvisol, un sol brun tropical (CSol)
## I.3. Les parcelles expérimentales en sylviculture, sur Ferralsol dérivé des substrats ultrabasiques

### I.3.1. Description des parcelles sylvicoles étudiées

Au début de l'année 2020, un épisode pluvio-orageux d'une rare intensité a été enregistré dans la zone d'étude. Ainsi, à Goro, un cumul de précipitation de 387,7 mm en 6 heures et de 480 mm en 24 h a été enregistré (Météo NC). Cet épisode, considéré par les services météorologiques comme ayant une durée de retour centennal, a ravagé la parcelle expérimentale FSol1, rendant le dispositif expérimental non exploitable dans le cadre de cette thèse. Par la suite, la mise en place d'un phénomène La Niña conséquent et exceptionnel par sa durée, a conduit l'IAC et Sud Forêt à remettre en place un dispositif expérimental dans son intégralité, dans une autre zone. De ce fait, il devenait impossible dans le cadre de ce travail de thèse, de suivre cet essai sur plusieurs années.

Néanmoins, et afin d'apporter des éléments de réponse dans le cadre de ce travail, il a été décidé d'évaluer l'impact de l'apport de compost sur sols ultrabasiques à l'aide d'échantillons de trois parcelles dans le sud de la Grande Terre, dans la commune du Mont-Dore issus :

- du premier échantillonnage de la parcelle FSol1 d'Agathis lanceolata qui a été réalisé avant la destruction (t0, FSol1);

- du premier échantillonnage de la nouvelle parcelle d'Agathis lanceolata mise en place dans le cadre du projet ValoPRO-NC et ayant le même dispositif expérimental que FSol1 (t0, FSol2, coordonnées GPS: 22°239'867'S; 166°841'900'E);

- de l'échantillonnage 11 mois après apport de compost d'une parcelle Araucaria columnaris (t11, FSol3, coordonnées GPS : 22°265'842' S; 166°835'319' E), étudiée dans le cadre d'un projet parallèle et qui a été plantée en 2017 avec un apport de compost lors de la campagne de fertilisation en 2019. Les objectifs scientifiques de cette parcelle concernent avant tout la réponse du peuplement forestier à l'apport de compost.

### I.3.2. Description des dispositifs expérimentaux

Pour FSol1 et FSol2, le système expérimental est basé sur un carré latin : 5 modalités de culture sont répétées 5 fois avec une seule répétition au sein de chaque bloc expérimental. Pour FSol3, le dispositif expérimental, adapté selon la plantation déjà en place au début de l'expérimentation, correspond à 4 modalités de culture répétées 3 fois avec deux répétitions au sein de chaque bloc expérimental. Les dispositifs expérimentaux détaillés se trouvent en **Annexe 1** pour chaque parcelle. Seules les modalités sans fertilisation (témoin) et la dose la plus élevée de compost pour un bloc ont été étudiées dans le cadre de ce travail et sont résumées dans le **Tableau 2-1**. L'étude de ces sols amendés fait l'objet du **Chapitre 4**.
<table><caption>**Tableau 2-1:** Quantité de compost apporté par rapport au % massique de sol pour les trois parcelles FSol1, FSol2 et FSol3</caption><thead><tr><th>Sol</th><th>Quantité de compost apporté (kg de MB)</th><th>MS (%)</th><th>% massique sol dans volume</th><th>% massique compost dans volume</th><th>Dose compost MS (t.ha<sup>-1</sup>)*</th><th>Dose compost MS (t.ha<sup>-1</sup>)**</th></tr></thead><tbody><tr><td>FSol1***</td><td>48</td><td>64</td><td>84</td><td>16</td><td>25</td><td>1 221</td></tr><tr><td>FSol2***</td><td>12</td><td>53</td><td>96</td><td>4</td><td>5</td><td>253</td></tr><tr><td>FSol3****</td><td>12</td><td>64</td><td>96</td><td>4</td><td>6</td><td>305</td></tr></tbody></table>

### 1.3.3. Description des échantillonnages

Les sols ont été prélevés sur une couche de profondeur 0-20 cm aux pieds de chaque arbre (Figure 2-3). Pour FSol1 et FSol2, un échantillon correspond à un échantillon composite de 9 prélèvements homogénéisés et a été réalisé dans le mois après apport de compost. Pour FSol3, un échantillon correspond à 6 prélèvements et a été réalisé 11 mois après l'apport de compost. Chaque échantillon est séché à l'air libre, puis tamisé et broyé à 2 mm et 0,25 mm respectivement selon les analyses envisagées.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>**Figure 2-3 :** Echantillonnage du sol sur la parcelle FSol2, ©Klein, 2020</figcaption></figure>

<footnote>* Estimé par rapport à la densité de plantation des arbres sur les parcelles, soit 833 arbres.ha⁻¹</footnote>

<footnote>** Apport ha en considérant une surface de 0,504 m² au pied de l'arbre sur lequel l'apport a été réalisé, en considérant un cercle de rayon 0,5 m et une profondeur de 0,2 m</footnote>

<footnote>*** Apport au trou de plantation</footnote>

<footnote>**** Apport à la surface</footnote>
I.4. La parcelle expérimentale en agrumiculture, sur Fluvisol développé sur alluvions volcano-sédimentaires

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>**Figure 2-4** : Vue aérienne par drone de la parcelle « Jaunet » ©Bourgine ; Province Sud, 2021</figcaption></figure>

I.4.1. Description du dispositif expérimental

La parcelle expérimentale « Jaunet » est située sur la station de recherche agronomique (SRA) de l'IAC à Pocquereux (coordonnées GPS : 21°43'895'S ; 165°53'922'E ; La Foa, Nouvelle-Calédonie) (Figure 2-4). Il s'agit d'une parcelle en agrumiculture d'une superficie de 0,72 hectare. Divers travaux agricoles décrits en **Annexe 2** ont été réalisés afin de pouvoir mettre en place le dispositif expérimental.

En août 2019, les travaux de plantation ont débuté. Des oranges Washington Navel sur porte-greffe nanifiant flying-dragon, sont plantés sur billon (1 m de hauteur x 1 m de largeur), selon une densité de 2,5 m x 5 m, soit une densité de tiges de 800 arbres à l'hectare. Le porte-greffe utilisé, nanifiant, permet d'atteindre une telle densité de plantation avec une précocité de production. De plus, ce porte-greffe augmente également la résilience des vergers vis-à-vis des cyclones due à la petite taille des arbres, inférieure à 3 m limitant l'emprise aux vents (Madema-Sy 1999). Les arbres greffés avaient 18 mois lors de la plantation.

Le dispositif expérimental se compose de 3 blocs complets (Figure 2-5), comprenant chacun 8 modalités de culture : 2 modalités de gestion de billons (plante de couverture et paille) sont couplées à 4 modalités
de fertilisation (Figure 2-6) (témoin sans fertilisation (témoin négatif), fertilisation minérale (témoin positif), dose 1 et dose 2 de compost). La dose 1 correspond au respect des apports annuels et sur dix ans de nickel (Ni) et chrome (Cr) définis par les seuils de la réglementation française (NFU 44-051). La dose 2 calculée en tenant compte des besoins agronomiques en azote (N), phosphore (P) et potassium (K) des vergers d'oranger, mais dépasse largement les seuils maximums de la réglementation.

La fertilisation d'entretien (minérale ou organique) est réalisée en deux temps. Un premier apport, réalisé en août, correspondant à 65% de la fertilisation annuelle, soutient la floraison et la nouaison, les 35% restant sont apportés en décembre, à la reprise des pluies, et permettent de soutenir le grossissement des fruits. Les quantités respectives sont détaillées dans le **Tableau 2-2**.

Les billons de la modalité « paillée » (Figure 2-7) sont recouverts à l'aide de balles de foin (20 balles de 250 kg chacune), les billons de la modalité « plantes de couverture » ont été plantés avec des boutures *Arachis pintoï* dès la reprise des pluies en décembre 2019 (Figure 2-8). En juin 2020, un paillage de 43 balles (250 kg chacune) et un autre en mars 2021 avec 60 balles ont été effectués en raison des fortes pluies qui ont engendré une minéralisation de la paille.

<table><caption>**Tableau 2.2 : Calendrier cultural et modalité de fertilisation**</caption><thead><tr><th>Cycle de culture</th><th>Épandage</th><th>Fertilisation minérale</th><th>Dose 1 compost</th><th>Dose 2 compost</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">Année 1 :<br>2019-2020</td><td rowspan="2">Trou de plantation*</td><td rowspan="2">2 kg 0.32.16</td><td>3 kg MB</td><td>12 kg MB</td></tr><tr><td>2 kg MS</td><td>9 kg MS</td></tr><tr><td rowspan="2">Année 2 :<br>2020-2021</td><td rowspan="2">En surface**</td><td>250 g 15.5.20</td><td rowspan="2">-</td><td>12 kg MB</td></tr><tr><td>150 g 15.5.20</td><td>7 kg MS</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>6 kg MB</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>3 kg MS</td></tr></tbody></table>

<footnote>* mélangé au trou de plantation</footnote>

<footnote>** fractionné en 2 apports : 65% en août et 35% en décembre</footnote>
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 2-5 : Plan de la parcelle « Jaunet » d'oranger Washington Navel</figcaption></figure>
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>**Figure 2-6** : Modalité des sols amendés (A) par le compost et (B) par la fertilisation minérale ©Klein, 2020 et 2021</figcaption></figure>

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>**Figure 2-7** : Balles de pailles (A) amenées sur les billons (B) ©Klein, 2020</figcaption></figure>

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 2-8** : Billon avec les plantes de couverture Arachis pintoï ©Klein, 2021</figcaption></figure>
### 1.4.2. Suivis et échantillonnages du dispositif expérimental

#### 1.4.2.1. Les sols

Le premier échantillonnage des sols de la parcelle a débuté trois mois après la plantation. En effet, les conditions de sécheresse particulièrement intenses pendant cette période ont entraîné des mortalités liées à la plantation. Cette durée avant le premier échantillonnage a permis de replanter des arbres afin de les intégrer au suivi tout en laissant reposer le système sol-plante peu dynamique à cause de la sécheresse (stress physiologique, billons secs et nus). Le premier échantillonnage fut réalisé en novembre 2019, soit 3 mois après la plantation ($t_{3-1}$) et est considéré comme l'état initial du système sol-plante.

Les sols sont prélevés à la gouge manuelle à marteler dans la couche 0-20 cm. L'étude de cette couche est justifiée par un développement racinaire des arbres sur porte-greffe nanifiant en surface et par des apports de fertilisation effectués en surface. Les prélèvements ont été réalisés à 20 cm du tronc, dans la zone d'influence de la rhizosphère et du compost.

Les campagnes d'échantillonnage réalisées pour le travail de cette thèse ont donc été : $t_{3-1}$ (novembre 2019), $t_{11-1}$ (juillet 2020), $t_{3-2}$ (novembre 2020) et $t_{11-2}$ (juillet 2021), soit deux cycles complets de culture.

Un échantillon de sol représente un échantillon composite issu de 12 prélèvements (1/arbre) pour chaque modalité et chaque bloc. Les prélèvements ont été effectués après retrait de la paille et du compost disposé en surface, dans le sens horaire, en se décalant de 90° à chaque date d'échantillonnage pour prendre en compte l'hétérogénéité des sols, selon le schéma de la **Figure 2-9**. Chaque échantillon a été séché à l'air libre, puis tamisé et broyé à 2 mm et 0,25 mm respectivement selon les analyses envisagées.

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>**Figure 2-9** : Schéma de l'échantillonnage des sols (A) et échantillonnage d'une carotte de sol au niveau d'un pied d'oranger (B) ©Klein, 2020</figcaption></figure>
1.4.2.2. Les plantes

L'échantillonnage des feuilles a été organisé de façon concomitante au déclenchement de la récolte des
fruits, soit $t_{8-1}$ (avril 2020) et $t_{8-2}$ (avril 2021) (Martin-Prével et al. 1984).

Pour chaque arbre, quatre feuilles de l'année entièrement développées ont été prélevées selon les points
cardinaux et toujours en position ensoleillée (Figure 2-10). Un échantillon représente ainsi 48 feuilles (n=4
feuilles/arbre) pour chaque bloc et chaque modalité.

Concernant les fruits, bien que les arbres soient entrés en production dès la première année de culture,
cette récolte n'a pas été considérée en raison de la disparité de production entre individus et modalités
de culture, qui ne permettait pas d'obtenir des informations statistiquement exploitables. En année 2, plus
de 120 kg d'oranges ont pu être récoltés, et ce au sein de toutes les modalités de culture. Les masses,
circonférences polaires et équatoriales des oranges ont été mesurées individuellement. Une orange par
arbre, par modalité et par bloc a été conservée (Figure 2-11).

Les feuilles et oranges prélevées ont été conservées à -20°C, puis nettoyées à l'eau ultra pure. Pour les
feuilles, les masses fraîches et sèches ont été déterminées avant et après séchage à 60°C pendant 72h. Les
oranges ont été coupées et la peau a été séparée de la pulpe, et les graines, lorsque présentes, ont été
retirées (Figure 2-12). Les pulpes ont été lyophilisées et conservées au congélateur (-20°C) pour éviter la
réhumidification en raison des caractéristiques hygroscopiques de ces échantillons, liées à la présence de
sucres. Les peaux ont été séchées à l'étuve (60°C pendant 72h). Les feuilles, peaux et pulpes d'oranges ont
été finement broyées avant analyses (cf. II. Méthodes analytiques physico-chimiques).

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>**Figure 2-10 :** Schéma de prélèvement des feuilles</figcaption></figure>
<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 2-11 :** Production d'orange</figcaption></figure>

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 2-12 :** Découpe des oranges et séparation pulpe/peau</figcaption></figure>
## II. Méthodes analytiques physico-chimiques

Remarque préliminaire : l'ensemble des réactifs utilisés pour les analyses physico-chimiques étaient de qualité analytique. L'eau ultrapure (résistivité de 18,2 Ω.cm⁻<fnref n="1" />) et l'eau distillée (conductivité inférieure ou égale à 0,2 mS.m⁻<fnref n="1" /> à 25°C et pH supérieur à 5,6) étaient produites par un système Millipore®. Toute la verrerie utilisée pour les manipulations a été mise à tremper dans un bain d'acide HNO₃ (10%) pendant une nuit, puis rincée avec de l'eau ultrapure. Un calcul de dérives est réalisé sur l'ensemble des mesures effectuées. Des échantillons de sols de références internes et matériel de référence certifié (CRM ; BCR n°483 sols amendés par des boues d'épuration CE) sols/végétaux sont introduits dans les séries d'analyses afin de garantir les analyses. Un tableau en **Annexe 3** reprend l'ensemble des coefficients de variation calculés pour les références internes et matériel de référence certifiés afin d'estimer une incertitude des analyses. Les z-scores permettent de s'assurer de la qualité des analyses et correspond au rapport entre l'écart du résultat certifié et la valeur moyenne obtenue sur l'écart-type de l'ensemble des résultats et doit être compris entre -2 et 2. Les blancs permettent également de contrôler la qualité de l'analyse et sont soustraits aux valeurs obtenues de l'échantillon. Les analyses ont toutes été réalisées au laboratoire des moyens analytiques LAMA<fnref n="1" /> (US Imago IRD, Nouméa) (ISO 9001) avec des protocoles normalisés ou des protocoles internes basés sur les normes.

### II.1. Composts et sols

Tous les échantillons ont été séchés à l'air libre pour atteindre un poids constant et la fraction résiduelle d'eau est évaluée après séchage à 105°C pendant 48 h (NF ISO 11465). L'ensemble des analyses effectuées sur les échantillons est résumé **Figure 2-13**.

Sur les composts et les sols, des analyses similaires ont été réalisées sur les échantillons tamisés à 2 mm. Le pH des échantillons a été mesuré après la mise en suspension du sol et compost (ratio solide : liquide de 1:5) dans l'eau (ou dans une solution de KCl uniquement pour le sol) selon la norme NF IS 10390. 9 g d'échantillon ont été mis en suspension dans 45 mL d'eau ultra pure, agités pendant 15 min puis laissés au repos pendant 45 min. La mesure de pH est prise après 15 min d'agitation.

Le carbone organique dissout (COD) a été déterminé sur les composts et sols amendés après une extraction à l'eau pendant 1 h à un ratio de 1:10 (solide:liquide), par oxydation catalytique à 680°C avec un analyseur TOC-L-CSH (SHIMADZU® N°H54205000462), selon le protocole de Bolan et al. (1996).

Les autres mesures suivantes ont été réalisées sur les échantillons broyés à 0,25 mm. La capacité d'échange cationique (CEC) a été déterminée sur les composts et les sols amendés selon la norme NFX31-

<footnote n="1">¹ Le LAMA est un membre du « Global Soil Laboratory Network » établit en 2021 par la FAO.</footnote>
130 où 2,5 g d'échantillon ont été mis en présence d'une solution de cobaltihexamine de chlorure à 50 mmol⁺·L⁻¹, au pH de l'échantillon.

Les concentrations en carbone et azote totaux ont été mesurées après combustion sèche au laboratoire des moyens analytiques du LAMA – US Imago, IRD, Nouméa) (NF ISO 10694) mesurées par l’analyseur CHN SERCON INTEGRA 2®. Le détail du protocole se situe en **Annexe 4**. Cet appareil est un Isotope Ratio Mass Spectrometer (IRMS) et mesure les ratios ¹⁵N/¹⁴N et ¹³C/¹²C qui sont comparés à un standard certifié, i.e. la caféine IAEA-600 ($C_8H_{10}N_4O_2$) et des témoins internes Wepal n°872 de sols bruns argileux provenant de Suisse. Le coefficient de variation des mesures est inférieur à 6% pour l'azote et le carbone (**Annexe 3**). Le pourcentage de matière organique est alors calculé en multipliant le carbone total par le facteur de van Bemmelen de 1,724 (Pribyl 2010), en assumant que la teneur totale en carbone représente le carbone organique.

L'azote du sol présent sous forme organique représente plus de 95 % de l'azote total mais n'est pas assimilable par les plantes. L'azote minéral est formé principalement de l'azote nitrique ($NO_3$) et de l'azote ammoniacal ($NH_4$) et représente la fraction assimilable par les plantes. L'azote assimilable (nitrates et ammonium) a ainsi été mesuré selon le protocole interne du laboratoire LAMA (ISO 14256-2, US Imago IRD, Nouméa). 10 g de sol frais broyé à 5 mm a été mis sous agitation avec 25 mL KCl 1 M pendant 1 h, puis centrifugé à 3000 tours.min⁻¹ pendant 10 min. La solution filtrée a ensuite été dosée pour mesurer l'azote ammoniacal et nitrique à l'auto-analyseur de flux continu (AutoAnalyzer 3 HR, SEAL®) couplé à un spectrophotomètre. Le dosage des nitrate et ammonium est détaillé en **Annexe 4**.

Pour les composts, et afin d'évaluer le taux de décomposition durant le processus de compostage, le taux de cendre a été évalué en comparant la masse d'un échantillon avant et après calcination à 550°C pendant 2 h (Paredes et al. 1996). De plus, la labilité et la récalcitrance de la matière organique du compost t0 et t+180 jours, ont été évaluées selon la technique par Rock-Eval. Cette analyse est réalisée par un « Turbo » de modèle RE6 (Technologies Vinci, Rueil-Malmaison, France) (Disnar et al. 2003). 100 mg d'échantillon ont été introduits dans l'appareil qui effectue une pyrolyse avec une montée en température de 30°C.min⁻¹ allant de 200 à 850°C. Puis le carbone résiduel est oxydé par l'air entre 450 et 750°C. Des pyrogrammes donnent ensuite des informations sur la composition et la nature du carbone organique et minéral.

Pour les sols, la minéralogie des échantillons a été déterminée sur sol broyé et tamisé à 0,1 mm par diffraction des rayons X (DRX) à l'Institut des Sciences Exactes et Appliquées (ISEA) de l'Université de la Nouvelle- Calédonie. Le logiciel X'Pert HighScore de Malvern Panalytical est utilisé pour analyser les diffractogrammes de rayons X. Ces analyses ont été réalisées en configuration Θ–Θ avec un diffractomètre AERIS (Malvern Panalytical®) équipé d'une anticathode de cobalt ($\lambda$ = 1,7889 Å) et un détecteur PIXcel3D. Chaque analyse a été réalisée à une tension de 40 kV et un courant de filament de 15 mA, en mode pas-
à-pas sur un domaine angulaire 5-85 °2Θ avec des pas de 0.011 °2Θ et en comptant 50 secondes par pas (durée d'acquisition d'environ 2 h pour chaque échantillon).

Les analyses granulométriques des sols (séparation entre fractions argileuses <2 µm, limoneuse fine 2-20 µm, limoneuse grossière 20-50 µm, sableuse fine 50-200 µm et sableuse grossière 200-2000 µm) ont été réalisées par le laboratoire AUREA<fnref n="2" /> selon la norme (NF X31 107). La prise d'échantillon a été effectuée sur 5 g avec la destruction au préalable de la matière organique, puis la dispersion des particules élémentaires à l'aide d'une solution à base d'hexamétaphosphate de sodium. Après agitation, les particules sédimentent sur la base de leur vitesse de chute selon leur grosseur à l'aide de pipetages successifs pour déterminer les différentes fractions.

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>**Figure 2-13** : Résumé des analyses physico-chimiques réalisées sur les échantillons</figcaption></figure>

<footnote n="2">² https://www.aurea.eu/</footnote>
## II.2. Caractérisation des ETM

### II.2.1. Mesure des concentrations totales en éléments majeurs et mineurs dans les sols et les composts

Les concentrations totales en phosphore (P), potassium (K), sodium (Na), calcium (Ca), magnésium (Mg), manganèse (Mn), fer (Fe), nickel (Ni), chrome (Cr), cuivre (Cu) et zinc (Zn) dans les sols sont mesurés par fusion alcaline selon la norme EN ISO 14869-2, protocole interne du LAMA (US Imago, IRD, Nouméa). L'échantillon de 100 mg a été mis en contact avec 0,5 g de métaborate de lithium au four à 1000°C pendant 15 min. Puis l'échantillon a été dissout pendant 1h sous agitation dans 50 mL d'une solution de HCl (36%) diluée au 10e. La solution a ensuite été filtrée dans une fiole jaugée et ajustée à 100 mL avec l'eau déminéralisée. Les échantillons ont été analysés par ICP-OES (VARIAN® 730ES Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectrometry). Ces mesures ont été réalisés sur les sols et les composts. Des sols de référence Wepal n°986 et n°997 de sols venant du Pays-Bas permettent de valider les analyses réalisées sur Fluvisol et un témoin interne (Bois du Sud) est utilisé pour les Ferralsols et les composts qui sont riches en magnésium, nickel, chrome, manganèse, fer et zinc. Les coefficients de variations des mesures sont <15 % pour le phosphore, <9 % pour le potassium, <13 % pour le sodium, <18 % pour le calcium, <7 % pour le magnésium, <5 % pour le manganèse, <7 % pour le fer, <3 % pour le nickel, <9 % pour le chrome, <18 % pour le cuivre et <18 % pour le zinc (Annexe 3).

Les concentrations en ETM dans les composts, ont également été étudiées par attaque à l'eau régale (HCl+HNO₃) selon la norme NF 13 650 utilisée dans les normes régissant leur épandage (NFU 44-095 et NFU 44-051). Un échantillon de 0,5 g a été mis en contact durant une nuit avec 6 mL d'acide chlorhydrique (HCl) et 2 mL d'acide nitrique (HNO₃). Les tubes après homogénéisation, ont été placés à 100°C au minéralisateur pendant 2h. Le volume a été ajusté à 30 mL et la solution a été centrifugée à 3000 tours.min⁻¹ pendant 5min. Les échantillons ont ensuite été analysés par ICP-OES (VARIAN® 730ES). Le détail du calcul permettant d'obtenir la concentration en ETM selon les différentes méthodes d'extraction chimique, est présenté en **Annexe 4**. Les coefficients de variations des mesures réalisées sur le Wepal de tissus de poisson sont <16 % pour le phosphore, <2 % pour le potassium, <12 % pour le sodium, <5 % pour le calcium, <4 % pour le magnésium, <4 % pour le manganèse, <31 % pour le fer, <99 % pour le nickel, <50 % pour le chrome, <4 % pour le cuivre et <6 % pour le zinc (Annexe 3).

### II.2.2. Extractions simples

Les extractions chimiques simples permettent d'appréhender les quantités d'éléments pour le nickel, chrome, cuivre et zinc, plus ou moins mobilisables. Ainsi, les fractions extractibles CaCl₂ ont été évaluées par une extraction à l'aide d'une solution de chlorure de calcium (CaCl₂) à 0,01 M (non tamponnée) pendant 2 h selon la norme des Pays-Bas (Houba et al. 1996). Les fractions extractibles EDTA ont été évaluées par des extractions à l'acide éthylène diamine tétra acétique (EDTA) 0,05 M à pH 7 (Quevauviller
et al. 1997). Un pH neutre permet (1) de rester dans les conditions proches à celles du milieu environnemental ; (2) d'augmenter la solubilité de l'EDTA afin d'atteindre une concentration à 0,05M.

Néanmoins, les fractions extractibles EDTA pouvant présenter une cinétique, deux types d'extraction ont été réalisées :

- durant 1 h pour les fractions rapidement extractibles sur le court terme ;

- durant 24 h pour les fractions extractibles totales sur le long terme.

Les suspensions, ratio 1 : 10 (solide:liquide), ont été mises sur une table d'agitation 125 rpm (Figure 2-14), puis centrifugées à 3000 tours.min⁻¹ pendant 15 min. Les extraits ont ensuite été filtrés à 0,22 µm puis analysés par ICP-MS (PERKIN ELMER® NexION 350x Spectrométrie de masse à plasma inductif) pour les extraits CaCl₂ du fait des faibles concentrations ou par ICP-OES (VARIAN® 730ES Spectrométrie d'émission optique par plasma à couplage inductif) pour les extraits EDTA.

Remarque : pour chaque série d'extraction, sont insérées des blancs, un matériel de référence le BCR n°483 qui correspond à un sol amendé par des boues de station d'épuration (Commission Européenne), un témoin interne IAC correspondant à un Ferralsol et un témoin Foa correspondant à la parcelle d'agrumiculture. Les coefficients de variation des mesures sur les références sont <24 % pour le nickel, <27 % pour le chrome, <19 % pour le cuivre et <40 % pour le zinc pour les extractions CaCl₂ et <11 % pour le nickel, <8 % pour le chrome, <12 % pour le cuivre et <57 % pour le zinc pour les extractions EDTA 1 h et 24 h (Annexe 3).

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>**Figure 2-14** : Table d'agitation (A) et filtration des échantillons (B)</figcaption></figure>

### II.2.3. Extractions cinétiques

La cinétique de solubilisation des ETM a été réalisée sur les composts des trois andains aux temps d'échantillonnage t0 et t+180 jours (Chapitre 3) ainsi que sur les sols amendés Ferralsol et Fluvisol (Chapitre 4), grâce à des extractions cinétiques avec une solution d'EDTA à 0,05 M à pH 7,0. Comme précédemment, les extractions cinétiques ont été réalisées avec un rapport 1 : 10 (solide : liquide)
(Bermond et al., 2005; Fangueiro et al., 2005), et pour les temps de réaction suivants : 10 min, 20 min, 40 min, 1 h, 2 h, 4 h, 7 h, 14 h et 24 h. Pour chaque temps d'extraction, la suspension a été mise sur une table d'agitation à 125 rpm, puis centrifugée à 3000 tours.min⁻¹ pendant 15 min, avant d'être filtrée à 0,22 µm à l'aide d'un filtre seringue en membrane polyethersulfone. Les solutions filtrées ont été gardées au congélateur (-20°C) jusqu'à l'analyse par ICP-OES (spectromètre VARIAN® 730ES) ou ICP-MS (spetromètre PERKIN ELMER®).

II.2.4. Mesure des ETM totaux dans les plantes

Les concentrations totales en éléments majeurs et mineurs ont été mesurées en phosphore (P), potassium (K), sodium (Na), calcium (Ca), magnésium (Mg), manganèse (Mn), fer (Fe) dans les feuilles ; en nickel (Ni), chrome (Cr), cuivre (Cu) et zinc (Zn) dans les feuilles et la pulpe et la peau des oranges.

Les feuilles ont été analysées par double calcination par l'US49 du Cirad de Montpellier (Bonvalet et Casassas 1986; Comité Inter Institut d'étude des techniques analytiques 1973). Le principe repose sur une calcination à 500°C permettant de détruire la matière organique sous forme de vapeur d'eau, d'oxydes de carbone et d'azote tout en gardant les éléments minéraux. 500 mg de matériel végétal ont été introduits dans un four montant progressivement en température jusque 500°C pendant 1 h 30. Puis, les cendres ont été mises en contact pendant 10 min avec 2 mL HCl (37%) dilué au ½. La solution a ensuite été filtrée et récupérée dans une fiole jaugée de 50 mL. Les filtres ont ensuite été calcinés une nouvelle fois à 500°C pendant 30 min et mis en contact avec 2 mL de fluorure d'hydrogène (HF) (40%) permettant d'éliminer la silice. Après évaporation à sec ou par calcination si nécessaire pendant 15 min de la solution, 1 mL de HCl (37%) dilué au ½ a été ajouté, filtré et récupéré dans la fiole jaugée et ajustée à 50 mL avec de l'eau ultrapure. La solution finale est analysée à l'ICP-MS (iCAP™ TQ, sur la plateforme GPTR AETE-ISO, OSU-OREME/Université de Montpellier<fnref n="3" />).

Pour les oranges, les peaux et les pulpes ont été analysées selon la méthode par attaque acide HNO₃+H₂O₂ selon un protocole interne du laboratoire LAMA (US Imago IRD, Nouméa). Un échantillon de 0,1 g a été mis en contact avec 1 mL de HNO₃ pendant une nuit. Les tubes ont été ensuite placés dans un minéralisateur à 100°C pendant 2 h. Une fois refroidi, 0,5 mL de peroxyde d'hydrogène (H₂O₂) a été ajouté et mis à reposer pendant 30 min. Les tubes ont été remis à chauffer au minéralisateur à 100°C pendant 2 h. Une fois refroidi, les volumes ont été ajustés à 10 mL avec de l'eau ultrapure, puis centrifugés à 3000 tours.min⁻¹ pendant 5 min. La solution finale a ensuite été dosée à l'ICP-MS (PERKIN ELMER®).

<footnote n="3">³ https://www.aete.univ-montp2.fr/</footnote>
## II.2.5. Spéciation des ETM

### II.2.5.1. Extractions séquentielles

Les extractions séquentielles ont été réalisées sur les andains de composts aux temps d'échantillonnage t0 et t+180 jours selon le protocole BCR modifié habituellement réalisé sur les sols (Ure et Davidson 2008). Cette procédure permet d'identifier 4 fractions d'ETM : la fraction échangeable (F1) correspondant aux ETM associés aux fractions acido-solubles ; la fraction réductible (F2) correspondant aux ETM associés aux oxydes ; la fraction oxydable (F3) correspondant aux ETM associés à la matière organique ; la fraction résiduelle (F4) correspondant aux ETM non mobiles. Le **Tableau 2-3** reprend les différentes étapes du protocole utilisé. Entre chaque étape d'extraction, l'échantillon a été rincé avec 10 mL d'eau ultrapure. Après chaque extraction, le surnageant a été centrifugé à 3000 tours.min⁻¹ pendant 15 min, filtré à 0,22 µm puis analysé par ICP-OES (spectromètre VARIAN® 730ES). Le calcul permettant d'obtenir la concentration finale de l'échantillon se trouve en **Annexe 4**.

<table><caption>**Tableau 2-3** : Protocole BCR modifié</caption><thead><tr><td>Fraction</td><td>Cible</td><td>Réactif</td><td>Temps d'agitation et température ou norme associée</td></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Echangeable, aqua-acido-soluble</td><td>20 mL de 0.11 M CH<sub>3</sub>COOH</td><td>16 h à 25°C</td></tr><tr><td>2</td><td>Oxydes de Fe et Mn</td><td>10 mL de 0.1M NH<sub>2</sub>OH.HCl</td><td>16 h à 25°C</td></tr><tr><td rowspan="3">3</td><td rowspan="3">Matière organique et sulfide</td><td>5 mL de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (30%)</td><td>1 h à 25°C, puis 1h à 85°C pour réduire le volume à moins de 3 mL</td></tr><tr><td>5 mL de H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (30%)</td><td>1 h à 85°C, puis 2 h pour réduire le volume à moins de 1 mL à 85°C</td></tr><tr><td>25 mL de 1 M CH<sub>3</sub>COONH<sub>4</sub></td><td>16 h à 25°C</td></tr><tr><td>4</td><td>Résiduelle</td><td>Fusion alcaline avec métaborate de lithium</td><td>EN ISO 14869-2 (protocole LAMA US Imago IRD, Nouméa)</td></tr></tbody></table>

Étant donné que les composts contiennent une teneur en matière organique élevée >34%, supérieure à celle des sols, il est nécessaire d'évaluer l'extraction des ETM dans une telle matrice riche en matière organique. Ainsi, nous avons vérifié que l'étape 3 permettait d'extraire l'intégralité de la fraction des ETM associée à la matière organique. Cette étape a été réalisée deux fois sur un lot d'échantillon. Les résultats ont montré qu'un seul cycle d'extraction permettait de récupérer 98% des ETM extractibles totaux
(Tableau 2-4). L'application du protocole BCR modifié avec un seul cycle pour l'étape 2 a donc été validé pour le compost.

<table><caption>Tableau 2-4 : Étape 3 de l'extraction séquentielle répétée deux fois pour valider le protocole BCR avec un cycle d'extraction pour l'étape 3 pour les composts. Les résultats présentés correspondent aux concentrations en nickel, chrome, cuivre et zinc (mg.kg⁻¹) à t0 et t+180j des composts (A, B et C).</caption><thead><tr><th>Étape 3</th><th>Maturité (jours)</th><th>Ni (mg.kg<sup>-1</sup>)</th><th>Cr (mg.kg<sup>-1</sup>)</th><th>Cu (mg.kg<sup>-1</sup>)</th><th>Zn (mg.kg<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">1<sup>ère</sup> extraction</td><td>0</td><td>117</td><td>85</td><td>106</td><td>94</td></tr><tr><td>180</td><td>127</td><td>125</td><td>56</td><td>136</td></tr><tr><td rowspan="2">2<sup>nde</sup> extraction</td><td>0</td><td>1.85</td><td>1.42</td><td>0.61</td><td>1.44</td></tr><tr><td>180</td><td>1.17</td><td>1.27</td><td>0.48</td><td>1.48</td></tr><tr><td rowspan="2">Somme des 2 extractions</td><td>0</td><td>118.85</td><td>86.42</td><td>106.61</td><td>95.44</td></tr><tr><td>180</td><td>128.17</td><td>126.27</td><td>56.48</td><td>137.48</td></tr><tr><td rowspan="2">%extrait par la 1<sup>ère</sup> extraction</td><td>0</td><td>98</td><td>98</td><td>99</td><td>98</td></tr><tr><td>180</td><td>99</td><td>99</td><td>99</td><td>99</td></tr></tbody></table>

II.2.5.2. Phases minérales porteuses

Les phases minérales porteuses des ETM dans le compost mature à t+180 jours sur échantillon broyé et tamisé à 0,25 mm, ont été mises en évidence par microscopie électronique à balayage (MEB). Cette technique repose sur des interactions électrons-matière (Figure 2-15). Ces dernières produisent notamment des électrons secondaires de plus faible énergie que ceux du faisceau incident. Les électrons secondaires produits en chaque point sont amplifiés et transformés en un signal électrique pour construire une image qui apporte des informations sur la morphologie et la topographie des différents constituants de l'échantillon. De plus, une fraction des électrons du faisceau incident est diffusée sans perte d'énergie par simple répulsion par le cortège électronique des éléments qui constituent l'échantillon. On parle alors d'électrons rétrodiffusés. L'efficacité de ce processus dépendant de la densité électronique au point d'interaction, et donc de la composition de la matière, plus il y a d'éléments lourds, plus il y aura d'électrons rétrodiffusés. Ces derniers renseignent donc sur la nature chimique du point d'analyse. Comme pour les électrons secondaires, l'appareil fonctionnant en mode balayage permet ainsi d'obtenir une carte montrant les contrastes de poids atomique. Enfin, les interactions électrons-matière produisent également des rayons X dont l'énergie dépend de l'élément. La détection de ces rayons X en fonction de leur énergie (Energy Dispersive Spectrometry EDS) permet ainsi de connaître la composition chimique en chaque point d'analyse. Encore une fois, le MEB fonctionnant sur le principe du balayage du faisceau incident, il est également possible d'obtenir des cartes de répartition chimique des éléments.
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 2-15** : Schéma simplifié illustrant les trois types de particules émises suite à l'interaction d'un faisceau électronique avec la matière dans un microscope électronique à balayage<fnref n="4" /></figcaption></figure>

Dans le cadre de cette thèse, les observations et analyses MEB ont été réalisées sur un microscope à filament de tungstène de type JEOL® JSM – IT 300 LV sur la Plateforme de Microscopie Electronique P2M de l'Université de la Nouvelle-Calédonie. Ces observations et analyses ont été réalisées à une tension d'accélération de 15 kV pour un courant de 60 mA dans le filament. Les images ont été réalisées à la fois en mode électrons secondaires et électrons rétrodiffusés et les analyses chimiques ont été réalisées par détection de fluorescence X en mode dispersion d'énergie (EDX).

### II.2.5.3. Approche spécifique pour le degré d'oxydation du chrome

Des mesures spécifiques de spéciation du chrome ont été réalisées sur le compost et le sol (parcelle « Jaunet », modalité paillée sans fertilisation et dose 2 de compost) dans le but de préciser le degré d'oxydation de cet ETM. Des premiers essais ont été effectués à l'aide d'extraction au $KH_2PO_4$ 0,1 M à un ratio 1:25 (solide : liquide) sous agitation pendant 1 h à 24°C (Becquer et al. 2003; Garnier et al. 2006). Après avoir centrifugé à 3000 tours.min⁻¹ pendant 15 min et filtré à 0,22 µm, du diphénylcarbazide a été ajouté permettant la formation d'un composé coloré rose-violet en présence de Cr(VI). Après 20 min de temps de contact, le Cr(VI) a été déterminé par lecture à l'absorbance 540 nm au spectrophotomètre UV-Visible (LAMA Thermo Fisher® – Evolution 201) (Bartlett and James 1979).

Cependant pour le compost, la présence dans les extraits d'acides organiques, n'a pas permis d'appliquer cette méthode avec suffisamment de confiance pour en déduire une éventuelle concentration en Cr(VI), à cause d'une coloration initiale des solutions. Du fait de cette impossibilité d'utiliser l'approche

<footnote n="4">⁴ https://mea.edu.umontpellier.fr/meb/</footnote>
colorimétrique, les échantillons de compost issus des échantillonnages à t0 et t+180 jours ont été analysés par spectroscopie d'absorption des rayons X (XAS, X-ray Absorption Spectroscopy) sur la ligne de lumière SAMBA du dispositif de rayonnement synchrotron SOLEIL (CNRS, CEA, Paris-Saclay, France). Cette méthode analytique chimiquement sélective permet d'étudier la structure électronique d'un élément et d'en déduire son état d'oxydation et son environnement moléculaire jusqu'à une distance d'une dizaine d'angströms (Teo 1986). Le principe repose sur le suivi de l'absorption d'un faisceau de rayons X par un échantillon dans une gamme d'énergie qui correspond au domaine d'énergie d'absorption de l'élément ciblé. Pour le chrome, la gamme d'énergie varie généralement de 5900 eV à 6900 eV.

Le résultat d'une expérience se présente sous la forme d'un spectre sur lequel l'absorption des rayons X est reportée sur l'axe des ordonnées en fonction de l'énergie du faisceau incident qui est reportée sur l'axe des abscisses (Figure 2-16). Chaque spectre d'absorption présente un "seuil d'absorption", c'est-à-dire une brusque augmentation des valeurs d'absorption pour une variation faible de l'énergie des rayons X incidents. Ce seuil sépare le spectre d'absorption en deux parties. La première partie correspond à la région qui s'étend du début du spectre jusqu'à une cinquantaine d'eV après le seuil et elle est appelée XANES (X-Ray Absorption Near Structure). La seconde partie correspond à la région qui s'étend d'une cinquantaine d'eV après le seuil jusqu'à la fin du spectre et elle est appelée EXAFS (Extended X-Ray Absorption Fine Structures).

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>**Figure 2-16** : Exemple d'un spectre XANES enregistré au seuil K du chrome sur un échantillon de Ferralsol de Nouvelle-Calédonie</figcaption></figure>

Dans le cadre de ce travail, nous avons utilisé la partie XANES pour caractériser l'état d'oxydation du chrome, i.e., Cr(III) et Cr(VI). Cette partie du spectre d'absorption peut être décomposée en deux sous-
parties : la partie avant le seuil qui est appelée « pré-seuil » et la partie après le seuil (Figure 2-16). En fonction de l'élément étudié, la partie du pré-seuil peut présenter des pics d'absorption de plus ou moins forte intensité. On parle alors de "pré-pics". Leur intensité est généralement plus faible que celle du seuil, mais dans certains cas elle peut être équivalente. Le chrome présente deux pics dans la région du pré-seuil : un pré-pic centré autour de 5900 eV pour le Cr(III) et un pré-pic centré autour de 5994 eV pour le Cr(VI). La distinction entre Cr(III) et Cr(VI) repose ainsi sur l'identification de ces deux pré-pics et une quantification du rapport Cr(III)/Cr(VI) peut être envisagée sur la base de l'évaluation de leurs intensités relatives, après calibration du signal avec des références dont les proportions Cr(III)/Cr(VI) sont connues.

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>**Figure 2-17** : (A) Exemple d'un spectre XANES obtenu sur un échantillon de compost (andain A_t0). (B) Illustration de la procédure utilisée pour extraire les pré-pics du spectre XANES enregistré au seuil K du chrome. (C) Comparaison de l'intensité des pré-pics à 5990 eV et 5994 eV extraits du spectre de l'échantillon avec ceux extraits de composés modèles contenant 0% Cr(VI) (bleu) et 5% Cr(VI) (rouge).</figcaption></figure>

Dans le cadre de ce travail, les mesures ont été réalisées à température ambiante, en mode transmission dans une gamme d'énergie limitée (5950 - 6140 eV). Les pré-pics ont été extraits des spectres XANES en interpolant leur bruit de fond entre 5980 et 6000 eV, puis en supprimant ce bruit de fond interpolé des spectres expérimentaux (Figure 2-17 B). Les pré-pics ainsi extraits ont ensuite été comparés aux pré-pics de composés de référence dans lesquels le rapport Cr(III)/Cr(VI) est connu (Figure 2-17 C). Une explication détaillée de la méthodologie peut être trouvée dans Fandeur et al. (2009).

L'ensemble des méthodes analytiques décrites ci-dessus pour identifier la spéciation des ETM dans le compost sont reprises dans le **Chapitre 3**.
### III. Références

Bartlett, R., & James, B. (1979). Behavior of Chromium in Soils: III. Oxidation. *Journal of Environmental Quality*, 8(1), 31–35. https://doi.org/10.2134/jeq1979.00472425000800010008x

Becquer, T., Quantin, C., Sicot, M., & Boudot, J. P. (2003). Chromium availability in ultramafic soils from New Caledonia. *Science of the Total Environment*, 301(1–3), 251–261. https://doi.org/10.1016/S0048-9697(02)00298-X

Bolan, N. S., Baskaran, S., & Thiagarajan, S. (1996). An evaluation of the methods of measurement of dissolved organic carbon in soils, manures, sludges, and stream water. *Communications in Soil Science and Plant Analysis*, 27(13–14), 2723–2737. https://doi.org/10.1080/00103629609369735

Bonvalet, A., & Casassas, J. F. E. (1986). Analyse minérale de tissus de végétaux à faible teneur en silice. *Oléagineux*, 41(13).

Comité Inter Institut d’étude des techniques analytiques. (1973). Méthodes de référence pour la détermination des éléments minéraux dans les végétaux. *Oléagineux*, 28, 87–92.

Disnar, J. R., Guillet, B., Keravis, D., Di-Giovanni, C., & Sebag, D. (2003). Soil organic matter (SOM) characterization by Rock-Eval pyrolysis: Scope and limitations. *Organic Geochemistry*, 34(3), 327–343. https://doi.org/10.1016/S0146-6380(02)00239-5

Fandeur, D., Juillot, F., Morin, G., Livi, L., Cognigni, A., Webb, S. M., et al. (2009). XANES evidence for oxidation of Cr(III) to Cr(VI) by Mn-oxides in a lateritic regolith developed on serpentinized ultramafic rocks of New Caledonia. *Environmental Science and Technology*, 43(19), 7384–7390. https://doi.org/10.1021/es900498r

Garnier, J., Quantin, C., Martins, E. S., & Becquer, T. (2006). Solid speciation and availability of chromium in ultramafic soils from Niquelândia, Brazil. *Journal of Geochemical Exploration, 88*(1-3 SPEC. ISS.), 206–209. https://doi.org/10.1016/j.gexplo.2005.08.040

Houba, V. J. G., Lexmond, T. M., Novozamsky, I., & Van Der Lee, J. J. (1996). State of the art and future developments in soil analysis for bioavailability assessment. *Science of the Total Environment*, 178(1–3), 21–28. https://doi.org/10.1016/0048-9697(95)04793-X

Madema-Sy. (1999). *Tolérance des agrumes à la salinité : mesure de la réponse prolinique à partir d'explants incubés in vitro pour une discrimination entre génotypes d'agrumes*. La Foa, Nouvelle-Calédonie.

Martin-Prével, P., Gagnard, J., & Gautier, P. (1984). *L'Analyse Végétale dans le Contrôle de l'Alimentation des Plantes tempérées et tropicales* (Technique.). Paris.

Paredes, C., Bernal, M. P., Cegarra, J., Roig, A., & Navarro, A. F. (1996). Nitrogen transformation during the composting of different organic wastes. *Progress in Nitrogen Cycling Studies*, 121–125. https://doi.org/10.1007/978-94-011-5450-5_19

Pribyl, D. W. (2010). A critical review of the conventional SOC to SOM conversion factor. *Geoderma*, 156(3–4), 75–83. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2010.02.003

Quevauviller, P., Rauret, G., Lopez-Sanchez, J.-F., Rubio, R., Ure, A., & Muntaud, H. (1997). Certification of trace metal extractable contents in a sediment reference material (CRM 601) following a three-step sequential extraction procedure. *The Science of the Total Environment*, 205, 223–234. https://doi.org/10.1016/S0048-9697(97)00205-2

Teo, B. K. (1986). *EXAFS: basic principles and data analysis*. (Springer Science & Business Media, Ed.) (Vol. 9). Berlin Heidelberg New York Tokyo.
Chapitre 2
MATERIELS & METHODES

Ure, A., & Davidson, C. (2008). *Chemical speciation in the environment*. (Wiley-Blackwell, Ed.) (Second Edt.). John Wiley & Sons. https://doi.org/10.1002/9780470988312
Chapitre 3 ÉVOLUTION DE LA MOBILITE DU
NICKEL, CHROME, CUIVRE ET ZINC AU COURS
DU PROCESSUS DE COMPOSTAGE
En Nouvelle-Calédonie, le co-compostage des boues de station d'épuration avec des déchets verts mène à la production de compost présentant de fortes concentrations en nickel et en chrome. En effet, ces dernières peuvent atteindre plus de 300 et 1 000 mg.kg⁻¹ (ADEME Léopold 2023), respectivement, et sont donc largement supérieures aux concentrations maximales définies par les normes françaises (NFU 44-095), menant à des problématiques d'ordre réglementaire pour leur épandage en agriculture sur le territoire de la Nouvelle-Calédonie. Il a été suggéré que ces concentrations élevées en nickel et le chrome résulteraient de la présence, dans les déchets verts, de particules de sols développés sur substrats ultrabasiques (Payet et al. 2008; Barbier et al. 2014).

En Nouvelle-Calédonie, le nickel et le chrome géogènes, liés à des phases minérales faiblement altérables, i.e. chromite, goethite, phyllosilicates, présentent généralement une faible mobilité (Becquer et al. 2003; Fandeur et al. 2009a; Dublet et al. 2012a). Le compostage est connu comme un processus aérobie de minéralisation de la matière organique sous l'effet de la température et d'une activité microbienne intense. La réduction bactérienne des oxydes de fer et de manganèse, de chromite et de goethite joue un rôle dans la (bio)dissolution du chrome, nickel, manganèse et aluminium (Quantin et al. 2002; Chrysochoou et al. 2016; Bolaños-benítez et al. 2020). Ainsi, l'altération de ces minéraux et les transformations d'oxydo-réduction dans la matière organique pendant le processus de compostage pourraient impacter la spéciation, et donc la mobilité de ces ETM à travers des changements dans les équilibres de sorption et de précipitation (Quantin et al. 2002; Borch et al. 2010; Chrysochoou et al. 2016).

Il existe peu de données sur la mobilité du nickel et du chrome géogènes pendant le processus de compostage. Ce chapitre a pour vocation de combler, au moins partiellement, cette lacune en étudiant l'influence du processus de compostage sur la mobilité du nickel et du chrome. En parallèle, le comportement du cuivre et du zinc, habituellement anthropiques dans les matières fertilisantes d'origine résiduaire (mafor), sera également suivi.

Les objectifs de ce chapitre sont triples :

(I) Identifier les phases minérales potentiellement porteuses du nickel, chrome, cuivre et zinc dans le compost mature afin de souligner le caractère géogène ou anthropique de ces ETM. Ce premier objectif a été visé par le biais d'observations de compost au microscope électronique à balayage (MEB).

(II) Évaluer la mobilité et la spéciation du nickel, chrome, cuivre et zinc pendant le processus de compostage. Ce second objectif a été visé par le biais de deux méthodes d'extractions chimiques :
(1) Des cinétiques d'extraction à l'EDTA qui permettent d'estimer les réservoirs extractibles des ETM en discriminant un réservoir rapidement extrait sur le court terme, et un réservoir moins rapidement extrait sur le long terme ;

(2) Des extraction séquentielles (selon le protocole du BCR) qui permettent de définir la répartition des ETM entre les différentes phases porteuses d'ETM et constitutives du compost étudié.

Les résultats obtenus sont présentés sous la forme d'un article intitulé "*Behavior of trace metals during composting of mixed sewage sludge and tropical green waste: a combined EDTA kinetic and BCR sequential extraction study in New Caledonia*" (DOI : http://doi.org/10.1007/s10661-023-11151-7) accepté dans le journal *Environmental Monitoring Assessment*.

(III) Évaluer les liens entre la nature de la matière organique et les réservoirs extractibles EDTA du chrome déterminés dans l'objectif précédent. Une réponse particulière du chrome ayant été mise en évidence, nous avons cherché à évaluer le rôle de la nature de la matière organique sur le comportement spécifique de cet ETM. Pour ce faire, les réservoirs extractibles EDTA de chrome sont comparés à la nature de la matière organique (labile ou récalcitrante) estimée à l'aide d'analyses thermiques Rock-Eval du carbone.

*Remarque- Les parties I et III sont rédigées en français, alors que la partie II est rédigée en anglais.*
# I. Mise en évidence de phases minérales porteuses de chrome et de nickel dans le compost mature

La microscopie électronique à balayage (MEB) a déjà été utilisée pour caractériser des matières organiques de composts ou fumiers et mettre en évidence leur interaction avec les ETM. A titre d'exemple, on peut citer des études réalisées sur le cuivre (Medina et al. 2017; Idrees et al. 2018), le zinc (Kumar et al. 2018) ou encore le cadmium (Xu et al. 2012).

Dans cette partie, nous avons donc utilisé cette technique sur du compost mature broyé et tamisé à 0,25 mm afin de visualiser et valider la présence de phases porteuses minérales, i.e., goethite, chromite, susceptibles de contribuer aux fortes concentrations en nickel et en chrome mesurées dans les composts. La **Figure 3-1** illustre la composition de l'échantillon de compost mature t=180 j de l'andain B. Il s'agit d'une image en électrons rétrodiffusés (backscattered electron detector BED) sur laquelle on peut noter la présence de deux types de composants : (1) des composants de forme plus ou moins allongée, ressemblant parfois à des baguettes, dont la longueur varie de moins de 100 µm et (2) des composants plus trapus avec des formes arrondies ou anguleuses dont le diamètre varie de moins de 100 µm à 500 µm. Certains des composants de la deuxième catégorie apparaissent plus lumineux que d'autres et que les composants de forme allongée, ce qui indique une concentration en éléments plus lourds. Ces observations suggèrent que les composants de forme allongée correspondent à la fraction végétale du compost alors que les composants de forme plus trapue correspondent à une fraction minérale. L'image ainsi présentée permet de souligner la forte composante minérale dans le compost.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>**Figure 3-1** : Image au microscope électronique à balayage (MEB) obtenue en backscattered electron detector (BED) sur le compost mature t=180 j de l'andain B</figcaption></figure>
La composition chimique de cette composante minérale (Figure 3-2A) a été précisée par l'analyse des rayons X produits après bombardement par le faisceau électronique du MEB. Un premier exemple est présenté sur la Figure 3-2B qui montre un spectre de fluorescence X (MEB-EDX) avec plusieurs pics dont les plus intenses sont attribués au chrome (Cr) et au fer (Fe). L'analyse quantitative de ce spectre conduit à une concentration estimée de l'ordre de 40 % en chrome et 20 % en fer. Une telle composition est caractéristique de la chromite ($FeCr_2O_4$) rencontrée dans les Ferralsols de Nouvelle-Calédonie (Becquer et al. 2006; Fandeur et al. 2010; Wells et al. 2022).

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>**Figure 3-2** : Image en mode électrons secondaires (A) et spectre EDX (B) obtenus par microscopie électronique à balayage (MEB) d'une chromite dans le compost mature t=180j de l'andain B</figcaption></figure>

Deux autres exemples d'analyse de la composante minérale du compost sont présentés sur les **Figures 3-3 et 3-4** qui montrent des agrégats d'environ 5 µm de diamètre pour lesquels les spectres de fluorescence X présentent davantage de pics. Pour la **Figure 3-3**, l'association du fer, du chrome, du nickel et du silicium suggère un agrégat de goethite et de quartz, alors que pour la **Figure 3-4** la présence supplémentaire de magnésium suggère un agrégat de goethite et de serpentine/talc. L'ensemble de ces minéraux ont déjà été décrits dans les Ferralsols de Nouvelle-Calédonie (Dublet et al. 2012; Fandeur et al. 2010; Fandeur et al. 2009; Teitler et al. 2019).
Chapitre 3

ÉVOLUTION DE LA MOBILITE DU NICKEL, CHROME, CUIVRE ET ZINC AU COURS DU PROCESSUS DE COMPOSTAGE

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

**Figure 3-3** : Image en mode électrons secondaires (A) et le spectre EDX (B) obtenus par microscopie électronique à balayage (MEB) d'un agrégat de goethite et de quartz sur le compost mature t=180j de l'andain B

<figure><img src="image_47.png" /></figure>

**Figure 3-4** : Image en mode électrons secondaires (A) et le spectre EDX (B) obtenus par microscopie électronique à balayage (MEB) d'un agrégat de goethite et de serpentine sur le compost mature t=180j de l'andain B

En soulignant la présence de chromite et de goethite, phases minérales porteuses de chrome et de nickel, ces observations et analyses MEB confirment la présence de nickel et de chrome géogènes dans le compost mature. En outre, l'absence de détection du cuivre et du zinc dans la fraction minérale du compost renforce l'hypothèse d'un caractère plutôt anthropique pour ces deux ETM. Des analyses réalisées sur la fraction organique/végétale du compost n'ont pas permis de confirmer ce dernier point, probablement du fait de concentrations en dessous des limites de détection de l'analyse MEB-EDX.
II. Behavior of trace metals during composting of mixed sewage sludge and
tropical green waste: a combined EDTA kinetic and BCR sequential
extraction study in New Caledonia

Authors: Perrine Klein<sup>1,2,a</sup>, Peggy Gunkel-Grillon<sup>2</sup>, Farid Juillot<sup>3,4</sup>, Frédéric Feder<sup>5,6</sup>, Hélène Kaplan<sup>1</sup>, Gael Thery<sup>7</sup>, Anthony Pain<sup>1</sup>, Meryle Bloc<sup>8</sup>, Audrey Léopold<sup>1</sup>

**Abstract** (150-250 words)

The aim of the study was to assess the impact of composting on the release dynamics and partitioning
of geogenic nickel (Ni), chromium (Cr) and anthropogenic copper (Cu) and zinc (Zn) in a mixture of
sewage sludge and green waste in New Caledonia. In contrast to Cu and Zn, total concentrations of Ni
and Cr were very high, 10-fold the French regulation, due to their sourcing from Ni and Cr enriched
ultramafic soils. The novel method used to assess the behavior of trace metals during composting
involved combining EDTA kinetic extraction and BCR sequential extraction. BCR extraction revealed
marked mobility of Cu and Zn: more than 30% of the total concentration of these trace metals was
found in the mobile fractions (F1+F2) whereas Ni and Cr were mainly found in the residual fraction (F4).
Composting increased the proportion of the stable fractions (F3+F4) of all four trace metals studied.
Interestingly, only EDTA kinetic extraction was able to identify the increase in Cr mobility during
composting, Cr mobility being driven by the more labile pool (Q1). However, the total mobilizable pool
(Q1+Q2) of Cr remained very low, <1% of total Cr content. Among the four trace metals studied, only Ni
showed significant mobility, the (Q1+Q2) pool represented almost half the value given in the regulatory
guidelines. This suggests possible environmental and ecological risks associated with spreading our
type of compost that require further investigation. Beyond New Caledonia, our results also raise the
question of the risks in other Ni-rich soils worldwide.

Keywords (4-6 keywords): Composting; Trace metals; Sequential and EDTA kinetic extractions; XANES; New Caledonia.

<footnote n="1">¹ IAC Institut Agronomique néo-Calédonien, Équipe SolVeg, 98848 Noumea, New Caledonia, France.</footnote>

<footnote n="2">² UNC Université de la Nouvelle-Calédonie, Institut des Sciences Exactes et Appliquées, BP R4, 98851 Noumea Cedex, New Caledonia, France.</footnote>

<footnote n="3">³ IRD Institut de Recherche pour le Développement, ERL 206 IMPMC, 98848 Noumea, New Caledonia, France.</footnote>

<footnote n="4">⁴ Institut de Minéralogie, de Physique des Matériaux et de Cosmochimie (IMPMC), Sorbonne Université, UMR 7590 CNRS, MNHN, IRD, 75252 Paris Cedex 5, France.</footnote>

<footnote n="5">⁵ Cirad, UPR Recyclage et Risque, 34398 Montpellier, France.</footnote>

<footnote n="6">⁶ Recyclage et risque, Univ Montpellier, Cirad, 34398 Montpellier, France.</footnote>

<footnote n="7">⁷ GEOPS UMR 8148 CNRS-Université Paris-Saclay, GEOPS, Géosciences Paris-Saclay, 91400 Orsay, France.</footnote>

<footnote n="8">⁸ CDE Calédonienne Des Eaux, 98845 Noumea Cedex, New Caledonia, France.</footnote>

<footnote>a corresponding author: klein.perrine@outlook.fr, +681 72 92 11</footnote>
### II.1. Introduction

Composting is a judicious way of recycling sewage sludge before it is spread on soils (Smith 2009; Rehana et al. 2020). During composting, organic matter is mineralized and stabilized by intensive microbial activity. The pathogen load representing sanitary and environmental risks tends to decrease, whereas non-biodegradable elements like trace metals tend to become concentrated (Greenway and Song 2002; Farrell and Jones 2009; Zhan et al. 2022). This problem can be tackled by mixing sewage sludge with green waste before composting to dilute the concentrations of trace metal (Houot et al. 2016). However, some green waste already contains high concentrations of trace metal of geogenic origin (Tella et al. 2013). New Caledonia, a French archipelago in the Southwest Pacific, is known for the occurrence of Ferralsols on ultramafic rocks that contain nickel (Ni) and chromium (Cr) concentrations of up to 2% and 4%, respectively (Becquer et al. 2010; Becquer et al. 2006). As a consequence, the compost produced in New Caledonia could contain Ni and Cr concentrations up to 10-fold the value given in French regulatory guidelines (AFNOR 2002 NFU 44-095), suggesting a geogenic origin. By contrast, concentrations of copper (Cu) and zinc (Zn), which are usually of anthropogenic agricultural and/or urban origin, are more enriched in compost made from sewage sludge (Tella et al. 2013).

In both soils and organic wastes, the total concentration of trace metals provides information on the extent of contamination, which is a reliable indicator for assessment of the long-term environmental risk and of the potential toxicity of the trace metals concerned. However, this parameter does not provide information on the potential mobility of trace metals in the environment, which is linked to their origin (geogenic vs. anthropogenic) and speciation (Amir et al. 2005; Greenway and Song 2002; Kierczak et al. 2008; Sahuquillo et al. 2003). As an illustration, the high concentrations of Ni and Cr found in ultramafic soils in New Caledonia do not necessarily mean the trace metals are particularly mobile, because in these soils, they are often incorporated in the structure of stable minerals such as chromite, goethite and phyllosilicates (Becquer et al. 2003; Dublet et al. 2012; Fandeur et al. 2009; Pasquet et al. 2018; Quantin et al. 2002). Given the origin and the high concentrations of trace metals transferred from soil to compost, this calls into question the current way of estimating the short- and medium-term risks associated with compost spreading by evaluating trace metal partitioning during composting. Sequential extractions have been largely used to address this question (Amir et al., 2005; He et al., 2009; Li et al., 2021; Liu et al., 2007; Lv et al., 2016; Nomeda et al., 2008; Rehana et al., 2020; Walter et al., 2006; Zheng et al., 2007). The chemical approach makes it possible to quantify the different forms of trace metals, such as the water-soluble and exchangeable fractions, the reducible fraction, i.e., the fraction bound to Fe-Al-Mn oxides, the oxidizable fraction, i.e., the fraction bound to
organic matter and/or sulfides, or the fraction bound to carbonates, and finally the residual fraction, considered as non-available. Among available procedures, the modified BCR (Community Bureau of Reference) sequential extraction scheme (Quevauviller et al., 1997; Ure & Davidson, 2008), based on four-step procedures, has already been used for tropical soils and sewage sludges (Walter et al. 2006; Dølsch et al. 2006).

Although these sequential extractions yield useful information on trace metal partitioning, they provide no information on the dynamics of trace metal release. Moreover, during composting, changes in the physico-chemical parameters such as pH, organic matter content, dissolved organic carbon (DOC), or microbial activity, as well as the properties of the starting media, aeration intensity, can impact the partitioning and subsequent mobility of trace metals (Amir et al. 2005; He et al. 2009; Hanc et al. 2012; Awasthi et al. 2020). Monitoring trace metal mobility and/or bioavailability during composting is thus important when evaluating whether spreading organic waste on agricultural soils is advisable. The most common way to reach this goal is using chemical extraction reagents of varying selectivity (Quevauviller 2002; Smith 2009). Among these reagents, ethylene diamine tetra-acetic acid (EDTA) is a strong complexing ligand able to extract major cations and metallic elements that are tightly bound to organic components or inorganic compounds, including Fe, Al and Mn oxides or clay minerals (Quevauviller et al. 1995; Sahuquillo et al. 2003). Consequently, EDTA-based extraction is considered a judicious way to assess the maximum mobility of trace metals and hence the ecological risk associated with their occurrence in the environment (Sahuquillo et al. 2003). EDTA is also the most widely used reagent in kinetic extractions designed to assess the total mobile and bioavailable pools of trace metals, and to predict the dynamics of their release (Bermond et al. 2005; Fangueiro et al. 2005; Labanowski et al. 2008). Kinetic extractions usually yield two pools: a rapidly extractable pool, named "labile", and a less rapidly extractable pool, named "less labile" which, together, are considered to represent the potential mobile pool of trace metals (Fangueiro et al. 2005). EDTA kinetic extractions have already been successfully applied to sediments, soils, and soils mixed with organic wastes (Brunori et al. 2005; Fangueiro et al. 2005; Labanowski et al. 2008; Santos et al. 2010; Pasquet et al. 2018; Merrot et al. 2022). However, to our knowledge, this procedure has never been used to assess the dynamics of trace metal release from composts expected to be used for agricultural purposes.

The aim of the present study was to fill this knowledge gap by assessing the partitioning and release dynamics of trace metals both of potential geogenic origin (Ni and Cr) and of known anthropogenic origin (Cu, Zn), during composting of mixed sewage sludge and green waste in New Caledonia. To this end, we monitored changes in EDTA extracts at different stages of maturity, in which EDTA kinetic
extraction was combined with sequential extraction of the original and mature compost samples. Given the potential toxicity of Cr, particular attention was paid to the redox state of this trace metal, which was assessed using XANES spectroscopy. We discuss the mechanisms that can be considered to drive trace metals mobility during composting, notably in relation with their origin. To the best of our knowledge, this study is the first to propose the combination of EDTA kinetic extraction and BCR sequential extraction to explore changes in the mobilizable pools of trace metals at different stages of composting of a mixture of sewage sludge and green waste.

## II.2. Materials and methods

### II.2.1. Study area and compost sampling and preparation

The study was performed on mixed sewage sludges and green wastes from New Caledonia. In this French archipelago in the Southwest Pacific, the production of sewage sludge increased significantly in the decade preceding 2018, when total annual production reached 16 300 tons (Province Sud, 2018) has underlined the importance of recycling sewage sludge instead of disposing of it in landfills. At the Nakutakoin composting platform, between 900 and 1 000 t of compost are produced each year using a mixture of sewage sludge obtained from the wastewater treatment plant of Noumea, the capital city of New Caledonia (50%) and green wastes from house-garden and communal parks maintenance of Mont-Dore city (50%) (CDE pers. com., 2019) (Figure 3-4; Table 3-1)

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>**Figure 3-4** : Location of the composting platform (Nakutakoin), as well as sewage sludges and green wastes from Noumea and Mont-Dore, respectively, in the South Province (New Caledonia)</figcaption></figure>
<table><caption>**Table 3-1:** Chemical characteristics of raw materials, i.e., sewage sludges and green wastes. Trace metal concentrations are expressed on a dry weight basis (mg kg<sub>DW</sub><sup>-1</sup>) and were obtained from aqua regia (NF 13 650). Sd are standard deviation values (CDE data, n=12 for sewage sludges, n =5 for GW)</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Sewage Sludges</th><th>Green Wastes</th></tr><tr><th></th><th></th><th>Mean</th><th>Mean</th></tr><tr><th></th><th></th><th>sd</th><th>sd</th></tr></thead><tbody><tr><td>pH</td><td></td><td>6.7</td><td>7.8</td></tr><tr><td>C/N</td><td></td><td>5.5</td><td>31.4</td></tr><tr><td>Dry mass %</td><td></td><td>16.6</td><td>59.3</td></tr><tr><td>Cr</td><td></td><td>107</td><td>969.6</td></tr><tr><td>Cu</td><td>mg kg<sub>DW</sub><sup>-1</sup></td><td>128</td><td>64.6</td></tr><tr><td>Ni</td><td></td><td>92.9</td><td>558.7</td></tr><tr><td>Zn</td><td></td><td>404.7</td><td>197.3</td></tr></tbody></table>

For composting, the mixture of sewage sludge and green waste was placed in windrows in the open air, each windrow covering, on average, ca. 75 m². The windrow was turned every 15 days for aeration during the first four months, and then left untouched for the last two months. Three piles of compost (hereafter named A, B and C) prepared at 15 day intervals were monitored. The composts were sampled between May and November 2019. Sampling was performed at different stages of maturity: 0, 15, 30, 45, 60, 90 and 180 days (d), in both the thermophilic stage (d0 - d60) and the maturation stage (d60 - d180). Indeed, temperatures averaged 58.8 ± 10.4°C for the first two months, reaching a maximum of 75.1 ± 1.1°C approximately 20 days after the beginning of composting. Thereafter, temperatures decreased to a stabilized average of 37.9 ± 4.3°C until the end of the composting process (CDE pers. com., 2017). In order to obtain representative samples, sub-samples were collected at one-meter intervals and along the whole length of each compost windrow at a depth between 30 and 50 cm. All samples from each compost pile were pooled in a composite sample. The composite sample was air-dried and all stones and gravel were manually removed. A subsample was collected for the physical and chemical analyses, as well as for the kinetic and sequential extractions. The subsample was ground and sieved to 2 mm and then ground and sieved to 0.25 mm.

### II.2.2. Water content and dry mass measurements

After oven-drying for 24 h at 105°C, the percentage water content and percentage dry mass of each compost sample were measured. Since the composting process has been shown to increase the concentration of trace metals due to the release of water and carbon dioxide (El Fels 2014), major and trace metal concentrations were corrected for weight loss by referring to the concentration of phosphorus (P) because P is considered to remain stable during composting (Paillat et al. 2005). This procedure was performed according to the two following steps.
First, the weight loss was calculated according to equation (3.1):

$$W_{\text{loss}} (\%) = \left(1 - \frac{P_0}{P_t}\right) \times 100 \qquad (3.1)$$

where W<sub>loss</sub> (%) corresponds to weight loss, P<sub>0</sub> (mg kg<sup>-1</sup>) to the total concentration of phosphorus in the original compost (at t=0 d; P<sub>0</sub> = 6 851 ±1 114 mg kg<sup>-1</sup>) and P<sub>t</sub> (mg kg<sup>-1</sup>) corresponds to the total concentration of phosphorus at different stages of maturity (at t=15, 30, 45, 60, 90 and 180 days) of the compost. P<sub>t</sub> values and the corresponding W<sub>loss</sub> obtained at each maturity stage are listed in **Table 3-2**

Next, the concentrations of major and trace metals during composting were corrected according to equation (3.2):

$$M_c = M_t - (M_t \times W_{\text{loss}}) \qquad (3.2)$$

where M<sub>c</sub> (mg kg<sup>-1</sup>) and M<sub>t</sub> (mg kg<sup>-1</sup>) stand for, respectively, the corrected and measured total concentration at different stages of maturity (at t=15, 30, 45, 60, 90 and 180 d).

<table><caption>**Table 3-2:** Mean weight loss at different maturity stages (15, 30, 45, 60, 90 and 180 days) for the three composts studied (A, B and C). Numbers in brackets correspond to the standard deviation (see method section for more information)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Parameter</th><th colspan="6">Maturity stages of composts (d)</th></tr><tr><th>15</th><th>30</th><th>45</th><th>60</th><th>90</th><th>180</th></tr></thead><tbody><tr><td>P<sub>t</sub> (mg kg<sup>-1</sup>)</td><td>7 365<br>(1 492)</td><td>7 353<br>(1 150)</td><td>7 771<br>(1 437)</td><td>7 765<br>(1 358)</td><td>8 699<br>(1 073)</td><td>9 553<br>(1 054)</td></tr><tr><td>Weight loss (%)</td><td>6.4<br>(5.0)</td><td>6.9<br>(4.0)</td><td>12<br>(2.3)</td><td>12<br>(2.3)</td><td>21<br>(6.1)</td><td>29<br>(4.2)</td></tr></tbody></table>

### II.2.3. Chemical analysis

Since the physical and chemical parameters of compost resemble those of soils, standard protocols for soils were used to characterize the compost under study. Because the samples were air-dried to reach constant weight, residual water was determined by drying composts at 105 °C for 48 h (NF ISO 11465) in parallel to chemical analyses. For the first set of measurements, dry samples were sieved to 2 mm for triplicate determination of pH<sub>H2O</sub> (solid/liquid ratio: 1/5, according to the NF ISO 10390 procedure) and dissolved organic carbon (DOC) after 1 h water extraction at a solid/liquid ratio of 1/10. The concentration of DOC was determined by catalytic oxidation at 680 °C with a TOC-L-CSH analyzer (SHIMADZU® N°H54205000462) (Bolan et al. 1996).

For the second set of measurements, dried samples were ground and sieved to 0.25mm for duplicate determination of their cation exchange capacity (CEC) using the NFX31-130cobaltihexamine chloride method, and of total carbon and nitrogen contents by dry combustion with a CHN SERCON INTEGRA 2®
analyzer at the Laboratoire des Moyens Analytiques (LAMA – Unit Service Imago IRD, Noumea). Percentage organic matter was calculated by multiplying the total carbon content by the van Bemmelen factor, 1.724 (Pribyl 2010), assuming that total carbon content was organic carbon. Finally, ash content was calculated by comparing the weight of a sample before and after calcination in a muffle furnace at 550 °C for 2 h, and the decomposition rate was calculated using equation (3.3) (Paredes et al. 1996):

$$ \text{Decomposition (\%)} = \left(1 - \frac{\text{Ash}_i(100-\text{Ash}_f)}{\text{Ash}_f(100-\text{Ash}_i)}\right) \times 100 \qquad (3.3) $$

where Ashi (%) and Ashf (%) correspond to the original and final ash content, respectively.

Total concentrations of phosphorous (P), potassium (K), sodium (Na), calcium (Ca), magnesium (Mg), manganese (Mn), iron (Fe), aluminum (Al), nickel (Ni), chromium (Cr), copper (Cu) and zinc (Zn) were determined by inductively coupled plasma optical emission spectrometry (ICP-OES) using a VARIAN® 730ES spectrometer. These analyses were performed in duplicate after alkali fusion of the solid samples according to the EN ISO 14869-2 procedure at LAMA (US Imago IRD) at IRD Noumea.

### II.2.4. EDTA single and kinetic extractions

EDTA 0.05M extractions were performed at a solid : liquid ratio of 1 : 10 on compost samples collected at 0, 15, 30, 45, 60, 90 and 180 days of maturity to evaluate the influence of composting on the mobility of the trace metals at two extraction times, 1 h and 24 h. The extractions were performed in duplicate using the methodology of Quevauviller et al. (1995). The suspensions were centrifuged at 3 000 rpm for 15 min and filtered through a 0.22 µm mesh sterile polyethersulfone membrane (Millex, SLGP033RB) after the reaction. The concentration of Ni, Cr, Cu and Zn in the filtered supernatants was then quantified by inductively coupled plasma optical emission spectrometry (ICP-OES) using a VARIAN® 730ES spectrometer at LAMA (US Imago IRD, Noumea).

In addition to the above-mentioned single extraction, EDTA 0.05 M extractions were performed kinetically at a solid/liquid ratio of 1/10 using nine reaction times: 10, 20, 40, 60, 120, 240, 420, 840 and 1 440 minutes, on both the original (t=d0) and mature (t=d180) composts. These two stages of maturity were chosen because of their contrasted chemical properties and the limited change in trace metal release during intermediate maturity stages. The same protocol was applied to each suspension. The kinetic curves resulting from these experiments were modeled as the sum of two first-order reactions following equation (3.4) (Fangueiro et al. 2005):

$$ Q_i(t) = Q_1(1 - e^{-k_1 t}) + Q_2(1 - e^{-k_2 t}) \qquad (3.4) $$

where $Q_i(t)$ (mg kg⁻¹), $Q_1$ (mg kg⁻¹) and $Q_2$ (mg kg⁻¹) correspond to, respectively, the amounts of trace metal extracted per unit weight at time t (min), the pool of rapidly released trace metals, i.e., the pool
named labile, and the pool of less rapidly released trace metals, i.e., the pool named the less labile, and k₁ and k₂ (min⁻¹) correspond to the rate constants associated with, respectively, Q₁ and Q₂. The remaining pool, i.e., the EDTA non-extractable pool Q₃ (mg kg⁻¹), was obtained following equation (3.5):

$$Q_3 = Q_{tot} - (Q_1 + Q_2) \qquad (3.5)$$

where Q₃ (mg kg⁻¹) corresponds to the total concentration of trace metals measured after alkali fusion.

### II.2.5. Sequential extractions

Sequential extractions were performed in duplicate on 0.5g of both the original (t=d0) and mature (t=d180) composts. Application of the modified four-step BCR procedure (Table SI 3-1) allowed us to define four fractions: an exchangeable fraction (F1), corresponding to the acid- and water-soluble fraction of trace metals, a reducible fraction (F2) corresponding to the fraction of trace metals associated with oxides, an oxidizable fraction (F3), corresponding to the fraction of trace metals associated with organic matter, and a residual fraction (F4). For this step, alkali fusion with lithium metaborate was applied instead of aqua regia to ensure total dissolution of refractory minerals. Between each step of the extraction, the sample was washed with 10mL of ultrapure water.

Because composts contain high concentrations of organic matter (Francou, 2003), the success of trace metal extraction on such a carbon rich matrix first needed to be evaluated. We particularly wanted to ensure that step 3 really did release the entire fraction of trace metals associated with organic matter. To this end, the step was performed twice on a set of control samples. The results indicated that a single extraction cycle enabled recovery of 98% of the total extractable trace metals (Table SI 3-2). Application of the modified BCR extraction scheme with one cycle for step 3 was thus validated on our compost. After each extraction step, the supernatant was filtered before ICP-OES (VARIAN® 730ES) analyses (LAMA – US Imago IRD, Noumea). The sequential extraction showed a relative standard deviation, i.e., ratio of the standard deviation to the mean, of < 0.75. The recovery (ratio of the sum of different fractions to the total concentration taken from the results of alkali digestion) ranged between 78% and 126% (Table SI 3-3) depending on the trace metal studied and the stage of maturity of the compost considered. The correlation coefficient (0.92) calculated according to a linear model between the sum of the four fractions and the total concentration of trace metals, attested to the reliability of the different fractions estimated using the BCR method (p-value=7.92e-14).
II.2.6. Cr redox state by X-Ray Absorption Near Edge Structure (XANES)
Spectroscopy

X-Ray Absorption Near Edge Structure (XANES) spectroscopy was used to assess the state of oxidation of Cr, i.e., Cr(III) vs. Cr(VI), in the original and mature composts. Cr K-edge bulk XANES spectra were collected on the bending magnet XAFS beamline at the SAMBA SOLEIL synchrotron Facility (CNRS, CEA, Paris-Saclay, France). Measurements were performed at room temperature in transmission mode across the 5950-6140 eV energy range. Distinguishing between Cr(III) and Cr(VI) relied on the relative position of the pre-edge peaks related to these two Cr redox states, the pre-edge peaks at 5 900 eV and 5 994 eV being associated with, respectively, Cr(III) and Cr(VI). Additional details concerning data treatment and correction against the background are given in **Figure SI 3-4** and further details on the methodology can be found in Fandeur et al. (2009).

II.2.7. Quality control

The LAMA laboratory (US Imago IRD, Noumea, New Caledonia) whose internal procedures are ISO 9001 certified, is member of the Global Soil Laboratory Network established in 2021 by the Food and Agriculture Organization (FAO). For each elemental analysis, quality control was performed by calculating a z-score statistic indicator on the internal soil reference samples and certified reference material BCR® n°483 sewage amended soil (European Commission). All glassware used for the experiments was previously cleaned with HNO₃ (10%) overnight and rinsed with ultra-pure water. The reagent blanks were negligible and blank concentrations were systematically subtracted from sample concentrations. All the data presented are blank corrected.

II.2.8. Statistical analyses

Statistical analyses were performed in R® software with the rstatix and FSA packages. Parametric ANOVA or welchANOVA tests were followed by, respectively, a post hoc pairwise t-test and a Games-Howell test. Non-parametric tests with Kruskal-Wallis tests were followed by a post hoc Conover-Iman Test with a p value < 0.05. Kinetic curves were modeled with CurveExpert Professional® (2.7) and R® (R-i386 4.1.2) software, using the nlme and nlstools packages. Graphics were generated in R® with the packages ggplot2 and ggbreak (Xu et al. 2021). The map of the sample locations was drawn with Qgis® software (version 3.22).
### II.3. Results

#### II.3.1. Physical and chemical characteristics of the compost at different stages of maturity

Composting modified both the physical and chemical properties of our composts. Mean pH values increased from 7.1 ± 0.1 in the original compost to a maximum value of 7.3 ± 0.0 after 45 days of composting. In longer maturity periods, pH gradually decreased to reach a value of 6.9 ± 0.1 after 180 days of composting (Table 3-3). Moisture decreased significantly during composting, as indicated by the increase in mean dry weight (DW) from 39 ± 3.0% in the original compost to 72 ± 2.4% in the mature compost. The C/N ratio decreased significantly from 13 ± 0.7 in the original compost to 9.2 ± 0.3 in the mature compost. Likewise, the fraction of organic matter decreased significantly from 49 ± 5.9% in the original compost to 38 ± 0.7% in the mature compost. A very rapid increase in DOC was observed between 0 and 15 days of composting after which DOC increased from 4.9 ± 6.0 g kg⁻¹ in the original compost, to 6.4 ± 4.6 g kg⁻¹ in the mature compost. The ash fraction increased significantly from 44 ± 6.2% in the original compost to 54 ± 2.3% in the mature compost. The decomposition rate increased significantly from 4.1 ± 3.6% after 15 days of composting to 35 ± 12% in the mature compost. Finally, CEC values increased significantly from 62 ± 4.1 cmolₐ⁻¹ kg⁻¹ in the original compost to 69 ± 0.5 cmolₐ⁻¹ kg⁻¹ in the mature compost.

After 180 days of composting, the concentration of major elements decreased in the following order: Fe (27 ± 2.3 g kg⁻¹), Al (22 ± 1.0 g kg⁻¹), Ca (16 ± 1.4 g kg⁻¹), Mg (14 ± 0.6 g kg⁻¹), K (7.2 ± 0.4 g kg⁻¹), Na (5.1 ± 0.5 g kg⁻¹), and Mn (0.5 ± 0.0 g kg⁻¹) (Table 3-3). The concentration of trace metals in the mature compost ranged from 912 ± 80 mg kg⁻¹ for Cr, 303 ± 23 mg kg⁻¹ for Ni, 162 ± 19 mg kg⁻¹ for Zn to 68 ± 11 mg kg⁻¹ for Cu (Table 3-3). Generally, the concentration of major elements and trace metals showed a similar trend during composting, first a slight increase from their rate in the original compost to intermediate composting stages (t = d30 - d60, thermophilic phase), and then a decrease to their original values in the mature compost (maturation phase).
<table><caption>**Table 3-3:** Mean physio-chemical parameters (pH; DW; the dry weight (DW, %); C/N ratio; the organic matter (OM, %); the dissolved organic carbon (DOC, g kg⁻¹); the ash (%); the decomposition rate (%); the cationic exchange capacity (CEC cmol(+) kg⁻¹); and the concentration of major elements (g kg⁻¹), i.e., potassium (K), calcium (Ca), sodium (Na), Magnesium (Mg), Manganese (Mn), Iron (Fe) and Aluminum (Al). Numbers in brackets correspond to the standard deviation. Different letters indicate significant differences (p-value<0.05) between each maturity stage of the composts</caption><thead><tr><th rowspan="2">Parameter</th><th colspan="7">Maturity stages of composts (d)</th></tr><tr><th>0</th><th>15</th><th>30</th><th>45</th><th>60</th><th>90</th><th>180</th></tr></thead><tbody><tr><td>pH</td><td>7.1 (0.1)<br><b>b</b></td><td>7.3 (0.1)<br><b>cd</b></td><td>7.3 (0.1)<br><b>cd</b></td><td>7.3 (0.0)<br><b>c</b></td><td>7.2 (0.1)<br><b>bd</b></td><td>7.1 (0.1)<br><b>b</b></td><td>6.9 (0.1)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>DW<br>(%)</td><td>39 (3.0)<br><b>a</b></td><td>46 (3.8)<br><b>ac</b></td><td>55 (0.5)<br><b>b</b></td><td>54 (11)<br><b>bc</b></td><td>53 (9.5)<br><b>bc</b></td><td>57 (2.1)<br><b>c</b></td><td>72 (2.4)<br><b>d</b></td></tr><tr><td>C/N</td><td>13 (0.7)<br><b>e</b></td><td>13 (0.6)<br><b>e</b></td><td>11 (0.4)<br><b>d</b></td><td>11 (1.0)<br><b>cd</b></td><td>11 (0.2)<br><b>cb</b></td><td>10 (0.2)<br><b>b</b></td><td>9.2 (0.3)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>OM<br>(%)</td><td>49 (5.9)<br><b>c</b></td><td>48 (5.6)<br><b>cb</b></td><td>43 (5.6)<br><b>abc</b></td><td>41 (3.1)<br><b>ab</b></td><td>39 (1.6)<br><b>a</b></td><td>41 (4.9)<br><b>abc</b></td><td>38 (0.7)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>DOC<br>(g kg⁻¹)</td><td>4.9 (6.0)<br><b>a</b></td><td>6.4 (2.5)<br><b>b</b></td><td>6.8 (1.5)<br><b>b</b></td><td>6.3 (2.0)<br><b>b</b></td><td>6.4 (8.8)<br><b>b</b></td><td>6.9 (7.2)<br><b>b</b></td><td>6.4 (4.6)<br><b>b</b></td></tr><tr><td>Ash<br>(%)</td><td>44 (6.2)<br><b>a</b></td><td>44 (6.9)<br><b>a</b></td><td>49 (8.3)<br><b>ab</b></td><td>51 (5.1)<br><b>ab</b></td><td>53 (5.3)<br><b>b</b></td><td>53 (5.9)<br><b>b</b></td><td>54 (2.3)<br><b>b</b></td></tr><tr><td>Decomposition<br>(%)</td><td>-</td><td>4.1 (3.6)<br><b>a</b></td><td>21 (8.9)<br><b>b</b></td><td>24 (11)<br><b>bc</b></td><td>30 (12)<br><b>bc</b></td><td>32 (8.8)<br><b>c</b></td><td>35 (12)<br><b>c</b></td></tr><tr><td>CEC<br>(cmol(+) kg⁻¹)</td><td>62 (4.1)<br><b>a</b></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>69 (0.5)<br><b>b</b></td></tr><tr><td>K<br>(g kg⁻¹)</td><td>7.8 (0.4)<br><b>bc</b></td><td>7.7 (0.7)<br><b>ac</b></td><td>8.5 (1.0)<br><b>c</b></td><td>8.0 (0.6)<br><b>c</b></td><td>8.2 (0.2)<br><b>c</b></td><td>7.5 (0.4)<br><b>ab</b></td><td>7.2 (0.4)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Ca<br>(g kg⁻¹)</td><td>17 (0.6)<br><b>b</b></td><td>17 (1.0)<br><b>ab</b></td><td>18 (1.5)<br><b>ab</b></td><td>17 (0.6)<br><b>ab</b></td><td>18 (0.7)<br><b>b</b></td><td>16 (1.2)<br><b>a</b></td><td>16 (1.4)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Na<br>(g kg⁻¹)</td><td>5.6 (0.2)<br><b>bc</b></td><td>5.6 (0.5)<br><b>c</b></td><td>5.9 (0.3)<br><b>c</b></td><td>5.7 (0.2)<br><b>c</b></td><td>5.9 (0.3)<br><b>c</b></td><td>5.2 (0.3)<br><b>a</b></td><td>5.1 (0.5)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Mg<br>(g kg⁻¹)</td><td>15 (3.4)<br><b>ab</b></td><td>16 (3.9)<br><b>abc</b></td><td>17 (2.1)<br><b>b</b></td><td>16 (1.8)<br><b>b</b></td><td>18 (2.1)<br><b>c</b></td><td>15 (1.4)<br><b>abc</b></td><td>14 (0.6)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Mn<br>(g kg⁻¹)</td><td>0.5 (0.1)<br><b>a</b></td><td>0.5 (0.2)<br><b>ab</b></td><td>0.6 (0.1)<br><b>ab</b></td><td>0.6 (0.1)<br><b>ab</b></td><td>0.6 (0.1)<br><b>b</b></td><td>0.5 (0.0)<br><b>ab</b></td><td>0.5 (0.0)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Fe<br>(g kg⁻¹)</td><td>29 (4.8)<br><b>ab</b></td><td>29 (7.0)<br><b>ab</b></td><td>32 (4.9)<br><b>ab</b></td><td>31 (2.1)<br><b>ab</b></td><td>33 (1.6)<br><b>b</b></td><td>28 (1.1)<br><b>ab</b></td><td>27 (2.3)<br><b>a</b></td></tr><tr><td>Al<br>(g kg⁻¹)</td><td>24 (5.2)<br><b>ab</b></td><td>23 (5.7)<br><b>ab</b></td><td>27 (5.9)<br><b>ab</b></td><td>26 (3.3)<br><b>ab</b></td><td>27 (2.8)<br><b>b</b></td><td>24 (1.5)<br><b>ab</b></td><td>22 (1.0)<br><b>a</b></td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Table 3-4:** Concentrations of Ni, Cr, Cu and Zn measured after EDTA extractions during 1h (EDTA-1h, mg kg⁻¹) or 24h (EDTA-24h, mg kg⁻¹) and total concentration (mg kg⁻¹) at different maturity stages (t=0, 15, 30, 45, 60, 90 and 180d). All values are expressed in mg kg⁻¹ and correspond to the average of the three composts (A, B, C). Numbers in brackets correspond to the standard deviation. Different letters indicate statistically difference at the 0.05 probability level (p-value<0.05)</caption><thead><tr><th>Trace metals</th><th>Maturity (days)</th><th>EDTA-1h (mg kg<sup>-1</sup>)</th><th>EDTA-24h (mg kg<sup>-1</sup>)</th><th>Total concentration (mg kg<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="6">Ni</td><td>0</td><td>18 (4.3) <b>bc</b></td><td>29 (5.4) <b>bc</b></td><td>349 (61) <b>abc</b></td></tr><tr><td>15</td><td>18 (3.3) <b>c</b></td><td>30 (3.7) <b>c</b></td><td>367 (97) <b>bc</b></td></tr><tr><td>30</td><td>16 (0.9) <b>bc</b></td><td>30 (2.1) <b>c</b></td><td>395 (61) <b>c</b></td></tr><tr><td>45</td><td>14 (1.3) <b>ab</b></td><td>28 (3.0) <b>abc</b></td><td>369 (32) <b>bc</b></td></tr><tr><td>60</td><td>14 (0.5) <b>ab</b></td><td>27 (0.9) <b>abc</b></td><td>403 (18) <b>c</b></td></tr><tr><td>90</td><td>14 (0.5) <b>a</b></td><td>22 (1.1) <b>ab</b></td><td>324 (34) <b>ab</b></td></tr><tr><td>180</td><td>14 (2.6) <b>ab</b></td><td>25 (0.8) <b>a</b></td><td>303 (23) <b>a</b></td></tr><tr><td rowspan="6">Cr</td><td>0</td><td>3.3 (0.9) <b>a</b></td><td>7.2 (2.8) <b>a</b></td><td>1 002 (249) <b>abc</b></td></tr><tr><td>15</td><td>4.2 (1.3) <b>ab</b></td><td>9.2 (3.3) <b>ab</b></td><td>993 (349) <b>ab</b></td></tr><tr><td>30</td><td>4.8 (0.7) <b>bc</b></td><td>10 (3.0) <b>b</b></td><td>1 155 (238) <b>b</b></td></tr><tr><td>45</td><td>5.0 (0.7) <b>bcd</b></td><td>9.7 (2.3) <b>ab</b></td><td>1 157 (142) <b>b</b></td></tr><tr><td>60</td><td>6.4 (1.6) <b>d</b></td><td>11 (3.9) <b>b</b></td><td>1 293 (165) <b>c</b></td></tr><tr><td>90</td><td>5.7 (1.6) <b>cd</b></td><td>8.8 (1.9) <b>ab</b></td><td>929 (92) <b>a</b></td></tr><tr><td>180</td><td>5.2 (0.6) <b>bcd</b></td><td>7.3 (0.5) <b>a</b></td><td>912 (80) <b>a</b></td></tr><tr><td rowspan="6">Cu</td><td>0</td><td>17 (12) <b>d</b></td><td>25 (16) <b>d</b></td><td>78 (35) <b>b</b></td></tr><tr><td>15</td><td>19 (0.7) <b>cd</b></td><td>28 (1.9) <b>cd</b></td><td>57 (3.6) <b>a</b></td></tr><tr><td>30</td><td>15 (2.2) <b>bc</b></td><td>25 (3.5) <b>bc</b></td><td>59 (3.6) <b>a</b></td></tr><tr><td>45</td><td>15 (1.5) <b>abc</b></td><td>25 (2.2) <b>bcd</b></td><td>62 (2.8) <b>ab</b></td></tr><tr><td>60</td><td>12 (1.9) <b>ab</b></td><td>21 (2.0) <b>ab</b></td><td>64 (2.1) <b>ab</b></td></tr><tr><td>90</td><td>12 (3.2) <b>ab</b></td><td>19 (2.5) <b>a</b></td><td>66 (11) <b>ab</b></td></tr><tr><td>180</td><td>9.4 (3.1) <b>a</b></td><td>14 (6.0) <b>a</b></td><td>68 (11) <b>ab</b></td></tr><tr><td rowspan="6">Zn</td><td>0</td><td>99 (35) <b>a</b></td><td>139 (27) <b>a</b></td><td>161 (32) <b>a</b></td></tr><tr><td>15</td><td>106 (13) <b>a</b></td><td>121 (8.1) <b>a</b></td><td>157 (32) <b>a</b></td></tr><tr><td>30</td><td>102 (13) <b>a</b></td><td>120 (11) <b>a</b></td><td>153 (14) <b>a</b></td></tr><tr><td>45</td><td>98 (3.9) <b>a</b></td><td>122 (7.7) <b>a</b></td><td>161 (13) <b>a</b></td></tr><tr><td>60</td><td>98 (7.4) <b>a</b></td><td>117 (8.8) <b>a</b></td><td>169 (31) <b>a</b></td></tr><tr><td>90</td><td>96 (13) <b>a</b></td><td>117 (11) <b>a</b></td><td>157 (16) <b>a</b></td></tr><tr><td>180</td><td>84 (25) <b>a</b></td><td>125 (17) <b>a</b></td><td>162 (19) <b>a</b></td></tr></tbody></table>

### II.3.2. Changes in EDTA extraction of trace metals during composting

Concerning single EDTA extractions, the amounts of Ni, Cr, Cu and Zn released after 24 h were always larger than those released after 1 h (Table 3-4). In addition, the amounts of Ni, Cu, and Zn extracted using EDTA systematically decreased with composting: the amounts of Ni released after 1 h and 24 h of EDTA extraction decreased from, respectively, 18 ± 4 mg kg⁻¹ and 29 ± 5 mg kg⁻¹ in the original compost to respectively 14 ± 3 mg kg⁻¹ and 25 ± 0.8 mg kg⁻¹ in the mature compost (Table 3-4). The amount of Cu released after 1 h and 24 h of EDTA extraction decreased from, respectively, 32 ± 14 mg kg⁻¹ and 47 ± 23 mg kg⁻¹ in the original compost to, respectively, 12 ± 1.2 mg kg⁻¹ and 17 ± 0.4 mg kg⁻¹
in the mature compost (Table 3-4). The amount of Zn extracted after 1 h and 24 h of EDTA extraction decreased slightly from, respectively, 99 ± 35 mg kg⁻¹ and 139 ± 27 mg kg⁻¹ in the original compost to, respectively, 84 ± 25 mg kg⁻¹ and 125 ± 17 mg kg⁻¹ in the mature compost (Table 3-4). The amounts of Cr released in the EDTA extractions followed a more complex trend. A first increase was observed between the beginning and up to d60 of composting, i.e., during the thermophilic phase. During this stage, Cr-EDTA concentrations increased from 3.3 ± 0.9 mg kg⁻¹ in the original compost to 6.4 ± 1.6 mg kg⁻¹ in the mature compost after 1 h extraction, and from 7.2 ± 2.8 mg kg⁻¹ in the original compost to 11 ± 3.9 mg kg⁻¹ after 24 h extraction. From 60 days of maturation, Cr-EDTA concentrations tended to decrease, even if Cr-EDTA released after 1 h extraction was higher in the final compost than at the beginning (Table 3-4).

When expressed relative to the total concentrations, the EDTA fraction released after 1 h was low for Ni (<5.0 ± 0.7%) and Cr (<0.6 ± 0.2%), high for Cu (>20 ± 4.3%), and very high for Zn (>52 ± 15%) (Table 3-5). The EDTA fraction released after 24 h was also low for Ni (>6.7 ± 0.4%) and Cr (>0.7 ± 0.1%), despite slightly higher values compared to the EDTA fraction released after 1 h. The EDTA fraction released after 24 h for Cu (>39 ± 4.0%) and Zn (>72 ± 17%) was significantly higher than the EDTA fraction released after 1 h. With the exception of Zn, the EDTA fraction released after 24 h can be considered as constant with no significant difference whatever the maturity stage of the compost. Based on these results, the concentrations of trace metals ranked Zn >> Cu >> Ni > Cr for EDTA fractions.

### II.3.3. Kinetic extraction of trace metals in the original and mature composts

Given the only slight changes in trace metals released by EDTA extraction as a function of the stage of composting (thermophilic and maturation stages), kinetic extractions were only performed on the original and mature composts (Figure 3-5). The EDTA-concentrations modeled according to Eq. 3.4 showed a good correlation coefficient (R²>0.93) with the experimental EDTA-concentrations for all trace metals (Figure 3-5, Table 3-6). According to the modelling results, the labile fraction ($Q_1$) averaged over the three composts studied, ranged from 1.31 to 5.67 mg kg⁻¹ for Cr, from 8.95 to 20.45 mg kg⁻¹ for Ni, from 10.33 to 30.27 mg kg⁻¹ for Cu, and from 48.30 to 132.40 mg kg⁻¹ for Zn (Table 3-6). $Q_1$ values varied differently during composting, depending on the trace metals considered. Despite some variations from one compost to the other, generally, they decreased for Ni, Cu and Zn, but increased for Cr from the original to the mature composts (Table 3-6).
<table><caption>**Table 3-5:** Contribution of mobilizable Ni, Cr, Cu and Zn assessed with EDTA extraction after 1h and at 24h to total contents after 0, 15, 30, 45, 60, 90 and 180d of composting. All values correspond to the average of the three composts (A, B, C). Numbers in brackets correspond to the standard deviation. Different letters indicate statistically difference at the 0.05 probability level (p-value<0.05)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Extractions</th><th rowspan="2">Trace metals</th><th colspan="7">Maturity stages of composts (d)</th></tr><tr><th>0</th><th>15</th><th>30</th><th>45</th><th>60</th><th>90</th><th>180</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="12">EDTA-1h/Total (%)</td><td rowspan="3">Ni</td><td>5.0<br>(0.7)</td><td>5.0<br>(0.7)</td><td>4.1<br>(0.5)</td><td>3.9<br>(0.1)</td><td>3.5<br>(0.1)</td><td>4.2<br>(0.4)</td><td>4.6<br>(0.6)</td></tr><tr><td>c</td><td>c</td><td>b</td><td>b</td><td>a</td><td>bd</td><td>cd</td></tr><tr><td>0.3<br>(0.1)</td><td>0.4<br>(0.1)</td><td>0.4<br>(0.1)</td><td>0.4<br>(0.0)</td><td>0.5<br>(0.1)</td><td>0.6<br>(0.2)</td><td>0.6<br>(0.1)</td></tr><tr><td rowspan="3">Cr</td><td>a</td><td>b</td><td>b</td><td>b</td><td>bc</td><td>c</td><td>c</td></tr><tr><td>41<br>(3.1)</td><td>33<br>(1.2)</td><td>27<br>(6.2)</td><td>25<br>(3.6)</td><td>20<br>(4.3)</td><td>21<br>(5.8)</td><td>20<br>(1.2)</td></tr><tr><td>d</td><td>cd</td><td>c</td><td>bc</td><td>a</td><td>ab</td><td>ab</td></tr><tr><td rowspan="3">Cu</td><td>61<br>(14)</td><td>70<br>(15)</td><td>67<br>(12)</td><td>61<br>(5.0)</td><td>60<br>(13)</td><td>62<br>(9.0)</td><td>52<br>(15)</td></tr><tr><td>ab</td><td>b</td><td>b</td><td>ab</td><td>ab</td><td>ab</td><td>a</td></tr><tr><td>8.4<br>(0.7)</td><td>8.6<br>(1.7)</td><td>7.7<br>(0.8)</td><td>7.4<br>(0.6)</td><td>6.7<br>(0.4)</td><td>7.9<br>(0.6)</td><td>8.2<br>(0.6)</td></tr><tr><td rowspan="12">EDTA-24h/Total (%)</td><td rowspan="3">Ni</td><td>d</td><td>bd</td><td>bc</td><td>ab</td><td>a</td><td>bd</td><td>cd</td></tr><tr><td>0.7<br>(0.1)</td><td>1.0<br>(0.2)</td><td>0.9<br>(0.1)</td><td>0.8<br>(0.2)</td><td>0.8<br>(0.2)</td><td>1.1<br>(0.3)</td><td>0.8<br>(0.1)</td></tr><tr><td>a</td><td>bc</td><td>abc</td><td>ab</td><td>ab</td><td>c</td><td>ab</td></tr><tr><td rowspan="3">Cr</td><td>61<br>(6.2)</td><td>53<br>(6.2)</td><td>47<br>(9.9)</td><td>47<br>(7.1)</td><td>39<br>(4.0)</td><td>41<br>(5.0)</td><td>41<br>(2.1)</td></tr><tr><td>d</td><td>cd</td><td>bc</td><td>bc</td><td>ab</td><td>a</td><td>a</td></tr><tr><td>87<br>(8.8)</td><td>79<br>(16)</td><td>79<br>(13)</td><td>76<br>(9.2)</td><td>72<br>(17)</td><td>75<br>(8.8)</td><td>79<br>(17)</td></tr><tr><td rowspan="3">Cu</td><td>87<br>(8.8)</td><td>79<br>(16)</td><td>79<br>(13)</td><td>76<br>(9.2)</td><td>72<br>(17)</td><td>75<br>(8.8)</td><td>79<br>(17)</td></tr><tr><td>ab</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td></tr><tr><td>Zn</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td><td>a</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>**Figure 3-5:** Experimental (dots) and modelled (curves) results of Ni (a), Cr (b), Cu (c) and Zn (d) concentrations obtained from kinetic EDTA extraction in the original (t=d0) and mature (t=d180) composts (A, B and C). EDTA extractions were realized at 0, 10, 20, 40, 60, 120, 240, 420, 840 and 1440 min (see method section for more information). Y scale is different for each trace metal</figcaption></figure>

The Q₂ pool averaged over the three composts ranged from 1.50 and 7.50 mg kg⁻¹ for Cr, from 6.04 to 30.64 mg kg⁻¹ for Cu, from 9.48 to 15.86 mg kg⁻¹ for Ni, and from 30.06 to 65.22 mg kg⁻¹ for Zn (Table 3-6). For all trace metals, the Q₂ pool decreased with composting. In the mature compost, the Q₁ and Q₂ pools were, respectively, 12.01 ± 3.39 mg kg⁻¹ and 11.08 ± 1.38 mg kg⁻¹ for Ni, 4.85 ± 0.75 mg kg⁻¹ and 2.39 ± 0.82 mg kg⁻¹ for Cr, 12.38 ± 2.52 mg kg⁻¹ and 6.86 ± 1.04 mg kg⁻¹ for Cu, and 72.69 ± 21.96 mg kg⁻¹ and 42.52 ± 14.64 mg kg⁻¹ for Zn. Thus, whatever the stage of maturity of the compost, the labile (Q₁) pool appeared to be larger than the less labile (Q₂) pool for all trace metals (Table 3-6).

The total mobilizable pools, i.e., the sum of the labile (Q₁) and the less labile (Q₂) pools were compared to the total pool (Qₜot) to yield a total extractable pool (Q₁+Q₂)/Qₜot. On average, in the mature compost, the total mobilizable pool decreased in the order Zn (72 ± 12%) > Cu (32 ± 3.5%) > Ni (7.6 ± 0.3%) > Cr (0.8 ± 0.0%). In addition, the total mobilizable pool of Ni, Cu, and Zn showed a decreasing trend with composting. Although not statistically significant, the latter trend was considered to result from the
decrease of both Q₁ and Q₂ pools (Figure 3-6 a, c, d). By contrast, the total mobilizable pool of Cr remained relatively constant during composting (Figure 3-6). However, this overall tendency was the result of opposite trends for the Q₁ and Q₂ pools, with a 2-fold increase in the Q₁ pool and a decrease of similar amplitude in the Q₂ pool during composting (Figure 3-6b).

<table><caption>**Table 3-6:** Kinetic parameters obtained according to Eq. 3.4 and Eq. 3.5 for Ni, Cr, Cu and Zn in the original (t=d0) and mature (t=d180) composts (A, B and C). Q₁, the labile pool (mg kg⁻¹); Q₂, the less labile pool (mg kg⁻¹); Q₃, the non-extractable pool (mg kg⁻¹); Qtot, the total concentration (mg kg⁻¹); k₁ and k₂ constant rates respectively for Q₁ and Q₂ (min⁻¹). Quality of adjustments between extracted and modeled values are given by the R² coefficient</caption><thead><tr><th>Trace metals</th><th>Composts</th><th>Maturity (days)</th><th>Q<sub>1</sub></th><th>Q<sub>2</sub></th><th>k<sub>1</sub></th><th>k<sub>2</sub></th><th>Q<sub>3</sub></th><th>Q<sub>tot</sub></th><th>R<sup>2</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Ni</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>9.63</td><td>12.56</td><td>0.19</td><td>0.006</td><td>248</td><td>271</td><td>0.99</td></tr><tr><td>180</td><td>11.41</td><td>11.82</td><td>0.15</td><td>0.003</td><td>268</td><td>291</td><td>0.98</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>20.45</td><td>13.91</td><td>0.12</td><td>0.003</td><td>350</td><td>385</td><td>0.99</td></tr><tr><td>180</td><td>15.66</td><td>9.48</td><td>0.13</td><td>0.002</td><td>306</td><td>331</td><td>0.99</td></tr><tr><td rowspan="4">Cr</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>13.68</td><td>15.86</td><td>0.17</td><td>0.004</td><td>361</td><td>390</td><td>0.97</td></tr><tr><td>180</td><td>8.95</td><td>11.94</td><td>0.13</td><td>0.004</td><td>265</td><td>286</td><td>0.98</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>1.31</td><td>3.33</td><td>0.17</td><td>0.006</td><td>745</td><td>750</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>4.68</td><td>2.59</td><td>0.17</td><td>0.003</td><td>892</td><td>899</td><td>0.95</td></tr><tr><td rowspan="4">Cu</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>2.86</td><td>3.05</td><td>0.11</td><td>0.004</td><td>1 009</td><td>1 015</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>5.67</td><td>1.50</td><td>0.16</td><td>0.001</td><td>892</td><td>899</td><td>0.99</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>2.81</td><td>7.50</td><td>0.12</td><td>0.003</td><td>1 233</td><td>1 243</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>4.21</td><td>3.10</td><td>0.14</td><td>0.004</td><td>930</td><td>937</td><td>0.97</td></tr><tr><td rowspan="4">Zn</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>21.21</td><td>13.25</td><td>0.10</td><td>0.005</td><td>20</td><td>55</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>11.64</td><td>6.04</td><td>0.11</td><td>0.002</td><td>41</td><td>59</td><td>0.95</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>30.27</td><td>30.64</td><td>3.15</td><td>0.018</td><td>62</td><td>123</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>15.19</td><td>8.02</td><td>0.14</td><td>0.005</td><td>40</td><td>64</td><td>0.99</td></tr><tr><td rowspan="4">Zn</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>16.77</td><td>12.32</td><td>0.24</td><td>0.013</td><td>27</td><td>56</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>10.33</td><td>6.51</td><td>0.08</td><td>0.004</td><td>38</td><td>55</td><td>0.99</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>77.87</td><td>45.63</td><td>0.43</td><td>0.004</td><td>16</td><td>140</td><td>0.98</td></tr><tr><td>180</td><td>72.92</td><td>30.06</td><td>0.33</td><td>0.002</td><td>76</td><td>179</td><td>0.93</td></tr><tr><td rowspan="4">Zn</td><td rowspan="2">A</td><td>0</td><td>132.40</td><td>34.89</td><td>0.26</td><td>0.004</td><td>28</td><td>196</td><td>0.99</td></tr><tr><td>180</td><td>94.54</td><td>38.85</td><td>0.31</td><td>0.014</td><td>32</td><td>165</td><td>0.99</td></tr><tr><td rowspan="2">B</td><td>0</td><td>48.30</td><td>65.22</td><td>2.17</td><td>0.014</td><td>33</td><td>146</td><td>0.99</td></tr><tr><td>180</td><td>50.62</td><td>58.65</td><td>4.32</td><td>0.009</td><td>33</td><td>142</td><td>0.99</td></tr></tbody></table>

From the kinetic perspective, the rate of EDTA kinetic extraction of Ni, Cr and Cu was slower than that of Zn (Table 3-6). The kinetic constant k₁ of Ni, Cr and Cu ranged from 0.08 to 0.24 min⁻¹ at all stages of maturity, whereas that of Zn ranged from 0.26 to 4.32 min⁻¹ (Table 3-6). During composting, the kinetic constant k₁ of Cr increased 1.2-fold, as did that of Zn (1.7-fold increase), while that of Ni decreased (1.2-fold decrease) as did that of Cu (1.3-fold decrease). The kinetic constant k₂ of Ni, Cr, Cu and Zn ranged from 0.001 to 0.018 min⁻¹ (Table 3-6). The kinetic constant k₂ of Zn remained stable, whereas that of Ni and Cr decreased slightly, and that of Cu decreased strongly (Table 3-6). All these results
indicate a strong rapid release of Zn, a strong but quite slow release of Cu, a moderate and slow release of Cr, and a weak and slow release of Ni.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>**Figure 3-6:** Mean concentrations of Ni (a), Cr (b), Cu (c) and Zn (d) in the labile pool (Q₁), less labile pool (Q₂), and the non-extractable pool (Q₃) in the original (t=d0) and the mature (t=d180) composts. The entire bars represent total content (Qₜot=Q₁+Q₂+Q₃). The red horizontal bars represent the threshold contents for organic amendments according to the NFU44 095 regulation. Error bars correspond to the standard deviation calculated on the three composts A, B and C. Letters a, b and c represent statistically different groups (p-value<0.05). The absence of letters indicates no significative difference between groups. Y scale is different for each trace metal</figcaption></figure>

### II.3.4. Trace metal distribution in BCR fractions in the original and mature composts

Composting modified trace metal partitioning in the four BCR fractions (Figure 3-7). For all trace metals, the F1 and F2 fractions, which represent, respectively, the acid and water-soluble fraction and the fraction associated with Fe-Mn-Al-oxides, decreased significantly from the original to the mature composts. The F1 and F2 fractions of Ni decreased from, respectively, 2.3 ± 0.8% and 3.9 ± 1.4% in the original compost to, respectively, 0.6 ± 0.1% and 0.1 ± 0.0% in the mature compost. The F1 and F2 fractions of Cr decreased from, respectively, 0.2 ± 0.6% and 0.4 ± 0.2% in the original compost to, respectively, 0.1 ± 0.0% and 0.1 ± 0.0% in the mature compost. The F1 and F2 fractions of Cu decreased
from, respectively, 3.0 ± 1.0% and 0.4 ± 0.1% in the original compost to, respectively, 1.0 ± 0.2% and
0.1 ± 0.0% in the mature compost. The F1 and F2 fractions of Zn decreased from, respectively, 26 ±
3.6% and 39 ± 3.9% in the original compost to, respectively, 8.0 ± 2.0% and 25 ± 2.1% in the mature
compost. The fraction F3 that corresponds to the fraction of trace metals associated with organic
matter, increased significantly from the original to the mature composts, i.e., in Zn from 25 ± 4.9% to
44 ± 4.7%, whereas in Ni, it decreased slightly from 25 ± 3.6% to 23 ± 1.3%, in Cr from 12 ± 2.9% to
10 ± 1.5%, and in Cu, it decreased significantly from 78 ± 5.3% to 42 ± 2.2% (Figure 3-7). Finally, fraction
F4, which corresponds to the residual fraction of trace metals, tended to increase from the original to
the mature composts in all the trace metals studied. The increase in Ni and Cr was very low to almost
non-significant, i.e., from 68 ± 3.8% to 76 ± 1.5% and from 87 ± 3.2% to 90 ± 1.5%, respectively, while
in Cu and Zn, it was larger, i.e., from 18 ± 5.2% to 57 ± 2.1% and from 10 ± 3.6% to 23 ± 3.0%, respectively
(Figure 3-7).

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>**Figure 3-7:** Mean concentrations of Ni (a), Cr (b), Cu (c) and Zn (d) in the four BCR fractions for original (t=d0) and mature (t=d180) composts (see method section for more information about BCR procedure and SI1). Error bars indicate the standard deviation. Letters represented statically different groups of F1, F2, F3 and F4 between initial and mature composts (p-value<0.05). The absence of letters indicates no significative difference between groups</figcaption></figure>

The four trace metals studied were distributed differently across the BCR fractions. Ni and Cr
underwent similar partitioning with very low amounts of the F1 and F2 fractions (< 6% for Ni and <
0.7% for Cr), intermediate amounts of the F3 fraction (> 22% for Ni and > 8.4% for Cr) and a large
amount of the F4 fraction (> 65% for Ni and > 84% for Cr) (Figure 3-7). Partitioning did not change significantly with composting, except for the sum of the F1 and F2 fractions that tended to decrease. Conversely, all the BCR fractions of Cu and Zn were significantly impacted by composting. Most Cu was found in the F3 fraction (78 ± 5.3%) in the original compost, while most was found in the F4 fraction (57 ± 2.1%) in the mature compost (Figure 3-7). According to these results, their partitioning ranked F2<F1<<F4<<F3 in the original compost and F2<F1<<F3<F4 in the mature compost. In the original compost, most Zn was found in the F2 fraction (39 ± 3.9%), while in the mature compost, most was found in the F3 fraction (44 ± 4.7%) (Figure 3-7). According to these results, Zn partitioning ranked F4<F3<F1<F2 in the original compost and F1<<F4<F2<F3 in the mature compost.

### II.3.5. XANES-derived redox state of Cr in the original and mature composts

Since the mobile fraction of Cr underwent marked changes during composting, Cr K-edge XANES data were used to assess the actual redox state of this trace metal in both the original and the mature composts (Figure 3-8). The occurrence of the two main oxidation states of Cr, i.e., Cr(III) or Cr(VI), in our compost relied on the occurrence of a pre-edge peak at 5 990 eV or 5 994 eV, respectively. In this regard, the general shape of the pre-edge region of the Cr K-edge XANES spectra was similar whatever the stage of maturity of the compost (Figure 3-8). In addition, comparison of these experimental data with model compounds containing 0% or 5% Cr(VI) indicated that all Cr occurred as Cr(III) in our compost and that this redox state did not change during composting (Figure 3-8).

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>**Figure 3-8:** Comparison of pre-edge peaks intensity at 5 990 eV and 5 994 eV XANES spectra in the original (t=d0) (a, c, e) and mature (t=d180) (b, d, f) composts (A, B, C) respectively (black line), with those extracted with models 0% of Cr(VI) (blue line) and 5% of Cr(VI) (red line)</figcaption></figure>
## II.4. Discussion

### II.4.1. Influence of composting on the physical and chemical properties of the compost

The physical and chemical parameters described in this study are those that are usually monitored in similar studies on composting (Francou 2003; Amir et al. 2005; Iwegbue et al. 2007; Zorpas et al. 2008; He et al. 2009; Hanc et al. 2012; Singh and Kalamdhad 2013; El Fels et al. 2014; Lv et al. 2016). Our results showed a decrease in OM content, in the C/N ratio and in the pH and a concomitant increase in the residual ash content and the decomposition rate during composting (Table 3-3). Such changes in parameters are consistent with organic matter mineralization and stabilization that are expected during efficient composting (Francou 2003; El Fels 2014). To avoid changes in concentration linked to losses of water and organic matter as CO2, the concentrations of trace metal were normalized following Eq. 3.2. The resulting concentrations showed no decrease to a slight but non-significant decrease in the total concentrations of Zn, Ni, Cr, and Cu during composting. These results suggest no loss or only minor losses due to leaching caused by rainfall during composting. Indeed, other authors suggested that losses of trace metals could occur during the composting in the open air caused by leaching due to rainfall during the decomposition of organic matter (Amir et al. 2005; He et al. 2009).

### II.4.2. Concentration and origin of trace metals in the compost

The mean total concentrations of Cu and Zn in the mature compost were 68 ± 11 mg kg⁻¹ and 162 ± 19 mg kg⁻¹, respectively (Table 3-4). These values are in the same range as those reported in other studies, i.e., from 62 to 85 mg kg⁻¹ for Cu, and from 233 to 403 mg kg⁻¹ for Zn (Amir et al. 2005; Nomeda et al. 2008). However, some composts made from sewage sludge can contain higher concentrations of both Cu and Zn: up to 340 ± 30 and 2190 ± 400 mg kg⁻¹, respectively (Tella et al. 2013). Conversely, Ni and Cr contents in composts worldwide are reported to be much lower than those measured in our compost, i.e., 912 ± 80 mg kg⁻¹ for Cr and 303 ± 23 mg kg⁻¹ for Ni (Table 3-4). Nomeda et al. (2008) reported Ni and Cr concentrations of 23 ± 3 mg kg⁻¹ and < 2 mg kg⁻¹, respectively, and Ciba et al. (2003) reported 36 mg kg⁻¹ and 324 mg kg⁻¹, respectively. Similarly, in a study on different mixtures of sludge composts in India, Rehana et al. (2020) reported Ni and Cr concentrations below 110 mg kg⁻¹ and 55 mg kg⁻¹, respectively. In a study on trace metals in 17 organic wastes of urban and agricultural origin from five temperate or tropical regions in three countries (Madagascar, Senegal, France), Tella et al., (2013) reported Ni and Cr concentrations up to 100 ± 20 and 140 ± 30 mg kg⁻¹, respectively. Finally, although higher, the Cr concentration reported by Zorpas et al. (2008) for mixed sludges with zeolite compost in Greece, i.e., 478 mg kg⁻¹ is still well below the concentration found in our compost.
The above-mentioned comparisons emphasize the particularly high concentrations of Ni and Cr in the compost of mixed sewage sludge and green waste in New Caledonia. As suggested by Tella et al., (2013), Ni and Cr can be of geogenic origin whereas Cu and Zn are of anthropogenic origin. Our compost also contained high concentrations of Fe and Mn (Table 3-3), elements that are systematically associated with Ni and Cr in ultramafic soils from New Caledonia (Fandeur et al. 2009a; Dublet et al. 2012a). The mass balance calculated using both residual ash and trace metals contents in our compost gave a total concentration of 561 mg kg⁻¹ for Ni, 1 689 mg kg⁻¹ for Cr, 50 g kg⁻¹ for Fe, and 0.9 g kg⁻¹ for Mn in the residual ash (Table 3-3, Table 3-4). These values are in the range of those found in ultramafic soils from New Caledonia (Becquer et al. 2010; Houles et al. 2018; Vincent et al. 2018; Ulrich et al. 2019). All these considerations strongly support the hypothesis of the soil being the origin of Ni, Cr, Fe and Mn in our compost, as also reported in a garden compost in French Reunion Island (Tella et al. 2013). By comparison, soil is less likely the origin of Cu and Zn because of the low concentrations of these two trace metals in ultramafic soils from New Caledonia (Ulrich et al. 2019). The two latter trace metals thus most likely originate directly from the sewage sludges and can be considered of anthropogenic origin, as already reported in previous studies of different types of compost (Amir et al. 2005; Nomeda et al. 2008; Tella et al. 2013; Rehana et al. 2020). This point is another argument for assessing the possible impact of composting on Cr, Ni, Cu and Zn partitioning and mobility in mixed sewage sludge and green waste compost in New Caledonia where trace metals can be of both geogenic and anthropogenic origin.

### II.4.3. Influence of composting on Ni, Cu and Zn partitioning

Representing less than 6 % in the water-soluble fraction (F1) as well as in the fraction associated with oxides (F2), Ni was mainly distributed in the organic (F3) and residual (F4) fractions, both in the original compost (respectively 30 % and 65 %) and in the mature compost (respectively 20 % and 75 %) (Figure 3-7). In addition, the F1 and F2 fractions tended to decrease slightly with composting. These results disagree with those of Jakubus & Czekala, (2010) who reported a reverse trend for the main concentration of Ni which these authors found in the two first fractions, notably in the F2 fraction. However, other authors including Liu et al., (2007) reported a low concentration of Ni in the F1 and F2 fractions: ca. 10 mg kg⁻¹ in both fractions, in a sewage sludge compost in China, similar to the values we found in our compost, i.e., 4.12 ± 3.02 mg kg⁻¹ in the F1 and 6.47 ± 5.67 mg kg⁻¹ in the F2 (3.SI3). In a study of sludge compost in Spain, Walter et al. (2006) also reported about 80 % of Ni in the F3 and F4 fractions, close to the value found in our compost. Interestingly, a similar proportion of Ni in the F4 fraction (66%) was also reported in soils rich in serpentine in Taiwan (Wang et al. 2020). The two last results support our hypothesis of the geogenic origin of Ni in our compost, where the majority of this
trace metal found in the F4 fraction is hypothesized to be related to the high stability of the Ni-bearing
geogenic phases against weathering during composting, even in the case of intense microbial activity.
As shown for Ni, Cu was mainly distributed in the F3 and F4 fractions. However, in contrast to Ni, all
four BCR fractions were impacted by composting. In the original compost, 78% of total Cu was found
in the organic fraction (F3), while in the mature compost, the F3 fraction contained only 40% of total
Cu. The residual fraction (F4) was characterized by the reverse trend, accounting for 18% of total Cu in
the original compost and increasing to 57% of total Cu in the mature compost (Figure 3-7, Table SI 3-
3). Previous studies already showed most Cu distributed in the F3 and F4 fractions, i.e., respectively ca.
60% and ca. 40% in different types of compost (He et al. 2009). However, the partitioning of Cu
between these two fractions is not consistent throughout the literature. Some authors reported a
decrease in the concentration of Cu in the organic fraction in the mature compost compared to in the
original compost (He et al. 2009) like in our study, whereas other authors reported an increase (Amir
et al. 2005). The latter authors attributed the trend to the high affinity of Cu for the functional group
of humic substances. Indeed, the ability of Cu to form very stable complexes with organic ligands could
explain the high concentrations of organically bound Cu in various composts (Li and Song 2020; Maturi
et al. 2021; Nomeda et al. 2008). Another major change that occurred during composting in our study
was the 3-fold increase in Cu content in the residual fraction. Li and Song (2020) reported a more than
4-fold increase in the residual fraction of Cu in a pig manure in China after one month of composting.
This increase was largely explained by the decrease in organic matter during composting. Indeed, Amir
et al. (2005) reported a significant correlation between the decrease in the organic fraction of Cu that
accompanied the decrease in organic matter content and the increase in the ash content. Our results
showed a similar increase in ash content and decrease in organic matter content with composting
(Table 3-3), suggesting that the redistribution of Cu towards the residual fraction was a consequence
of the changes in those parameters.

In contrast to Ni and Cu, Zn was more homogeneously distributed among the four BCR fractions in both
the original and the mature composts. Like for Ni and Cu, Zn in the residual (F4) fraction increased
during composting. The Zn fraction associated with organic matter (F3) increased significantly from 25
% of total Zn in the original compost to 44% of total Zn in the mature compost. Our result showing
most Zn in the F3 fraction and is in agreement with the results of previous studies that reported a main
proportion of Zn in F3 (59%) (Walter et al. 2006). Moreover, in contrast to the other trace metals, Zn
was mainly partitioned between the F1 and F2 fractions, especially in the original compost: 26% and
39% of total Zn was in respectively, the F1 and F2 fractions in the original compost (Figure 3-7, Table
SI 3-3). In the mature compost, the percentage of total Zn in the F1 and F2 fractions decreased to
respectively, 8 % and 25 % of total Zn (Table SI 3-3). Our results thus emphasize a significant decrease in the water-soluble (F1) and oxide (F2) fractions and a concomitant increase in the organic (F3) fraction in the mature compost. This trend is in agreement with previous results that reported a change in Zn partitioning toward more stable organic forms with composting (Amir et al. 2005; Liu et al. 2007). This trend has been interpreted as a consequence of Zn binding capacity of organic matter (Garcia et al. 1995; Maturi et al. 2021). In our study, the lack of evidence for the transfer of Ni and Cu from the F1 and F2 fractions to the F3 fraction during composting could be linked to their very low concentrations in the F1 and F2 fractions in the original compost, compared to their higher concentrations in the two more stable fractions, F3 and F4.

Our results thus emphasize a significant impact of composting on anthropogenic Cu and Zn which modified their partitioning between the four BCR fractions. In contrast, concerning geogenic Ni, only the partitioning between the F1 and F2 fractions was impacted by composting (Table SI 3-3). Even though, in our compost, these two most labile fractions represented less than 6 % of total Ni content, these changes could be of environmental concern given the high Ni content, as recently reported by Kierczak et al. (2021).

### II.4.4. Influence of composting on Ni, Cu and Zn dynamics

In addition to BCR sequential extraction, which provided information on the partitioning of Ni, Cu and Zn in our compost, single and kinetic EDTA extractions yielded information on the leaching behavior of these trace metals. For the 1 h and 24 h EDTA extractions (Table 3-4) and the kinetic extractions (Table 3-6), the average mobilizable pool ranked $Cu < Ni < Zn$. However, when expressed as a fraction of total content, the mobilizable pool ranked $Ni < Cu < Zn$ (Table 3-5). On average, Ni, Cu, and Zn contents in the $Q_1$ and $Q_2$ pools and in the total mobilizable pool ($Q_1+Q_2$) tended to decrease, in the same way as in the F1 and F2 fractions, which are expected to represent the most leachable forms of trace metals. The change in Ni leaching behavior with composting is however, not in line with reports in the literature. On one hand, Hazarika et al. (2017) reported an increase in Ni-DTPA mobility during composting of paper mill sludge. On the other hand, other authors reported a decrease in Ni-DTPA mobility in a sewage sludge compost (Fang and Wong, 1999), and a decrease in Ni-CH3COOH mobility in a compost made of garden and kitchen wastes (Hanc et al., 2012). The authors of the latter study explained the decrease in Ni-solubilization by a decrease in the C/N ratio during composting. The different trends observed for Ni mobility could be due to the different origins of the composting materials that affect the behavior and properties of the trace metal. Changes in Cu and Zn mobility during composting are well documented because these two trace metals frequently occur in composts
made with sewage sludge (Garcia et al. 1995; He et al. 2009; Singh and Kalamdhad 2013; Hazarika et al. 2017). These studies systematically report decreased DPTA mobility for Cu and Zn during composting (Chen et al. 2010; Awasthi et al. 2020). This leaching behavior is considered to reflect the capacity of humic substances to bind with the exchangeable and carbonate fractions of the two trace metals (Singh and Kalamdhad 2013).

### II.4.5. The specific case of Cr

In our study, BCR sequential extractions showed that 90 % of Cr was in the residual fraction (F4; Figure 3-7). This result is in agreement with Cr hosting by chromite and Fe-oxides in ultramafic soils (Becquer et al. 2006; Fandeur et al. 2009; Kierczak et al. 2021). Ultramafic soils are widespread in New Caledonia and the mass balance performed on the chemical composition of the residual ash fraction in our compost suggests they are the main source of Cr. However, BCR sequential extractions also emphasized changes in Cr partitioning during composting, with a significant decrease affecting half the water-soluble fraction (F1; Figure 3-7), and one third of the oxide fraction (F2; Figure 3-7). Despite these significant changes, the very low contribution of these fractions to Cr partitioning in both the original and mature composts render their interpretation complex. One possible explanation for the decreasing trend in the soluble fractions, which incidentally, has also been reported in previous studies (Hanc et al. 2012; Lv et al. 2016; Li et al. 2021) could be the formation of a stable Cr humus complex during composting.

From the dynamic perspective, the Cr-EDTA concentrations in our compost were low, <11 mg kg⁻¹ (Table 3-4), and the mobilizable pool was very small, <1% (Table 3-5). In addition, the kinetic parameters retrieved from the EDTA kinetic extraction curves for Cr showed the smallest pool of mobile trace metals and the slowest solubilization rate (Table 3-6). Interestingly, EDTA kinetic extractions revealed an increase in the labile pool ($Q_1$) with composting, and a proportional decrease in the less labile pool ($Q_2$) (Table 3-6). The redistribution of Cr between the two mobilizable pools during composting was reflected in the lack of variation in this trace metal in the total mobilizable pool ($Q_1+Q_2$). The increase in Cr solubility in the labile pool ($Q_1$) and the 1 h EDTA concentrations could result from partial weathering of chromite and/or Cr-substituted goethite due to intense microbial activity during composting (Quantin et al. 2002; Chrysochoou et al. 2016).

In the environment, Cr mainly occurs as Cr(III) or Cr(VI) (Sun et al. 2022). Hexavalent Cr is known to be water soluble across the whole pH range, whereas Cr(III) tends to sorb onto the soil surface under acidic conditions or precipitate as Cr hydroxide in alkaline solutions (El Fels et al. 2014). Although very low, the Cr mobility observed in our compost could thus have been caused by the occurrence of a small fraction of Cr as Cr(VI). Such an occurrence of Cr(VI) might also explain the increase in the soluble
fractions of Cr during composting observed with 1 h EDTA and kinetic extractions, which could have been caused by partial oxidation of Cr(III) upon reaction with Mn-oxides, as already observed by Fandeur et al. (2009) in ultramafic lateritic regolith in New Caledonia. However, our XANES data indicated no presence of Cr(VI) in the compost, whatever the stage of maturity (Figure 3-8). The absence of Cr(VI) in our composts is in agreement with the known reducing capacity of organic matter with respect to Cr(VI) (Szulczewski et al. 2001) that should favor the main occurrence of Cr in the form of Cr(III) in organic matter rich composts, explained by the activity of metal reducing microorganisms (Greenway and Song 2002; Kamaludeen et al. 2003).

These considerations suggest that the increased mobility of Cr during composting is related to another process than partial oxidation of Cr(III) to Cr(VI). In this regard, the reported ability of Cr(III) to complex with natural organic matter (Gustafsson et al. 2014; Löv et al. 2017) could provide clues to answer this question. Nevertheless, the Cr 1 h and 24 h EDTA concentrations both significantly increased up to day 60 of composting before decreasing slightly but remained higher than at the beginning (day 0) (Table 3-4). This period corresponds to the thermophilic stage of composting that is characterized by biodegradation of organic matter (Hassen et al. 2001). Thus, Cr-solubilization would increase if Cr was associated with low molecular compounds that are easily degraded during the thermophilic phase characterized by intense microbial degradation of organic matter (Jakubus and Czekala 2010). The decrease in Cr solubilization observed during the maturation phase could be related to the complexation with the humic substances produced by mineralization of organic matter. This hypothesis is supported by Hanc et al. (2012), who showed a positive correlation between the water-soluble fraction of Cr and the amount of humic acids in a compost of garden and kitchen wastes in the Czech Republic. The latter considerations emphasize the need for further studies to elucidate the actual association between Cr and organic matter and to better assess the possible influence of organic matter mineralization on Cr mobility during composting of Cr-rich composts made of mixed sewage sludge and green waste from ultramafic soils.

### II.4.6. Added value of EDTA kinetic extractions compared to BCR extractions to assess the influence of composting on trace metal dynamics

The kinetic constant rates, $k_1$ and $k_2$ retrieved in our study were similar in the original and mature composts (Table 3-6). Their values are consistent with those recently reported for mining soils in New Caledonia (Pasquet et al. 2018). They are also consistent with values previously reported for soils fertilized with organic amendments in Germany (Santos et al. 2010). However, to the best of our knowledge, our study is the first to report kinetic constants for the release of trace metals in compost.
Although sequential extractions allowed us to identify the different trace metal bearing fractions in our compost, the approach was less efficient than kinetic extractions in identifying changes in the most mobile fractions of trace metals during the course of composting. This drawback is likely due to the fact that, in our study, the mobile fraction of trace metals represented a very small fraction of the total concentration of trace metals, particularly geogenic Ni and Cr, that is not accessible with the relatively low selectivity of sequential extraction. Notably, BCR sequential extraction failed to reveal any increase in the mobile fraction of Cr during composting (Figure 3-7). At first sight, this result might seem to be in agreement with EDTA kinetic extractions, which showed a constant total mobilizable pool ($Q_1+Q_2$) for this trace metal (Figure 3-6). However, deeper investigation of the results of EDTA kinetic extractions revealed the influence of composting on the mobilizable pool of Cr with a redistribution of this trace metal from the less mobilizable pool ($Q_2$) to the labile pool ($Q_1$).

## II.5. Conclusion

Our results strongly suggest that the behavior of trace metals during composting depends on their origin. According to the BCR results, anthropogenic Cu and Zn were highly mobile, the total mobile fraction (F1+F2) comprising around 30 % of total Cu and Zn contents. In contrast, geogenic Ni and Cr showed low mobile fractions, i.e., from 6 % to less than 1 %, respectively. From a dynamic perspective, single EDTA extractions supported these results as the mobility of the trace metals we investigated ranked $Cr < Ni < Cu < Zn$. In addition, the extractions revealed a decrease in the mobility of Ni, Cu and Zn over the course of composting, whereas the mobility of Cr increased significantly. The increasing trend for Cr was confirmed by EDTA kinetic extractions that showed an increase in the rapidly extractable pool ($Q_1$). Our results suggest that this surprising result is the result of the biodegradation of labile organic matter, but further research is needed to address this interdependence. Despite the increase in the rapidly extractable pool, the total EDTA mobilizable pool ($Q_1+Q_2$) of Cr quantified in the original and mature composts remained very low: less than 10 $mg \ kg^{-1}$ whereas the official French regulatory guideline values (120 $mg \ kg^{-1}$, NFU 44-095) only refer to the total concentration, not the mobilizable pools of the trace metals. By contrast, the total mobilizable pool ($Q_1+Q_2$) for Ni, i.e., 30 $mg \ kg^{-1}$ represented half of this guideline value, i.e., 60 $mg \ kg^{-1}$. Ni may thus represent a possible environmental and ecological risk associated with spreading of mixed sewage sludge and green waste in New Caledonia because the total mobilizable pool is considered to be a good proxy of the potential dynamics of the trace metals at the compost-soil interface. This potential risk should be further investigated, especially as the local context of New Caledonia is characterized by a large diversity of Ni-rich soils.
Acknowledgments

The authors thank the 'Caledonienne des Eaux' (Noumea, New Caledonia) for supplying composts and for sharing details on their composting procedure. Thanks are extended to our colleagues from the LAMA US Imago IRD Noumea and the technical staff of Cirad for their analytical support, as well as Jessica Vilanova (IAC), Alexandre Bouarat (IAC) and René Guiglion (IAC) for their assistance. The authors thank the translator as well for the proofreading and English correction.

Statements & Declarations

Funding information

Perrine Klein's PhD thesis is financed by a doctoral contract financed half by UNC and half by IAC through the 'Ecole Doctorale du Pacifique'. The study was part of the ValoPRO-NC project, financed by the French Environment and Energy Management Agency (ADEME's) 2017 Graine call for projects), and was coordinated by Audrey Léopold. Financial support was also provided by COGES South Province (New Caledonia) and ADEME (New Caledonia).

Competing Interests

The authors have no relevant financial or non-financial interests to disclose.

Author Contributions

Audrey Léopold, Perrine Klein, Peggy Gunkel-Grillon, Hélène Kaplan, Farid Juillot, Anthony Pain, Meryle
Bloc, Gael Thery and Frédéric Feder contributed to the conception and design of the study. Preparation
of the material, collection and analysis of the data were performed by Anthony Pain, Hélène Kaplan,
Audrey Léopold and Perrine Klein. The first draft of the manuscript was written by Perrine Klein and all
the authors commented on subsequent versions. All the authors read and approved the final
manuscript. Audrey Léopold is the scientific leader of ValoPRO-NC project.

Ethics declarations

Ethics Approval

The authors attest that this paper has not been published elsewhere and has not been submitted simultaneously for publication elsewhere. The results presented in this study are true and without fabrication, falsification, or data manipulation.

Consent to Participate

All authors involved in this study gave their informed consent.
**Consent to Publish**

All authors gave their consent to the publication of this study.

**Availability of data and materials**

Not applicable.

**Ethical Responsibilities of Authors**

All the authors have read, understood, and have complied as applicable with the statement on "Ethical responsibilities of Authors" as printed in the Instructions for Authors and are aware that with minor exceptions, no changes can be made to authorship once the paper is submitted.
II.6. Supplementary material

<table><caption>**Table SI 3-1 :** Community Bureau of Reference (BCR) sequential extraction protocol</caption><thead><tr><th>Step</th><th>Target fractions</th><th>Extractant</th><th>Shaking time and temperature or standard</th></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Exchangeable, acid- and water-soluble</td><td>20 mL of 0.11 M CH<sub>3</sub>COOH</td><td>16h at 25°C</td></tr><tr><td>2</td><td>Iron and manganese oxides</td><td>10 mL of 0.1M NH<sub>2</sub>OH.HCl</td><td>16h at 25°C</td></tr><tr><td rowspan="3">3</td><td rowspan="3">Organic matter and sulfides</td><td>5 mL of H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (30%)</td><td>1h at 25°C, then 1h at 85°C to reduce volume to less than 3 mL</td></tr><tr><td>5 mL of H<sub>2</sub>O<sub>2</sub> (30%)</td><td>1h at 85°C, then 2h to reduce volume to less than 1 mL at 85°C</td></tr><tr><td>25 mL of 1M CH<sub>3</sub>COONH<sub>4</sub></td><td>16h at 25°C</td></tr><tr><td>4</td><td>Residual</td><td>Alkali fusion with lithium metaborate</td><td></td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Table SI 3-2 :** Step 3 of the sequential extractions repeated twice for validating the BCR method with one extraction at step 3 for compost, i.e., organic matrix. Results were presented for Ni, Cr, Cu and Zn at original (t=d0) and mature (t=d180) composts (A, B and C), concentrations were corrected with W<sub>loss</sub> (Eq. 1). Numbers in brackets correspond to the standard deviation</caption><thead><tr><th>Step 3</th><th>Maturity (days)</th><th>Ni (mg kg<sup>-1</sup>)</th><th>Cr (mg kg<sup>-1</sup>)</th><th>Cu (mg kg<sup>-1</sup>)</th><th>Zn (mg kg<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">1rst extraction</td><td>0</td><td>117</td><td>85</td><td>106</td><td>94</td></tr><tr><td>180</td><td>127</td><td>125</td><td>56</td><td>136</td></tr><tr><td rowspan="2">2nd extraction</td><td>0</td><td>1.85</td><td>1.42</td><td>0.61</td><td>1.44</td></tr><tr><td>180</td><td>1.17</td><td>1.27</td><td>0.48</td><td>1.48</td></tr><tr><td rowspan="2">Sum of the 2 extractions</td><td>0</td><td>118.85</td><td>86.42</td><td>106.61</td><td>95.44</td></tr><tr><td>180</td><td>128.17</td><td>126.27</td><td>56.48</td><td>137.48</td></tr><tr><td rowspan="2">%extracted in 1rst extraction</td><td>0</td><td>98</td><td>98</td><td>99</td><td>98</td></tr><tr><td>180</td><td>99</td><td>99</td><td>99</td><td>99</td></tr></tbody></table>