### IV. Conclusion et perspectives du chapitre

Dans ce chapitre nous avons étudié la valorisation du compost riche en nickel et en chrome géogènes dans un verger de Washington Navel couplé à la gestion des lignes de plantation sur deux ans. Il apparaît ainsi indispensable d'étudier le comportement des ETM dans les sols amendés. Ce chapitre permet d'apporter des connaissances sur le devenir du nickel, chrome, cuivre et zinc mobilisables et assimilables par les orangers selon les modalités de fertilisation (compost à 2 doses et fertilisation minérale) et de gestion des lignes de plantation (paille et plantes de couverture Arachis pintoi).

Selon l'index Igeo, l'apport de compost a engendré une contamination en nickel et en chrome dont les concentrations totales sont quatre fois plus élevées dans les sols amendés par la dose 2 de compost en comparaison avec le sol témoin. Bien que les concentrations totales ne soient pas représentatives des concentrations labiles, elles permettent néanmoins de juger de l'accumulation des ETM dans les sols qui est susceptible de devenir un risque environnemental à long terme. L'apport de compost va également augmenter les concentrations disponibles ($CaCl_2$) et mobilisables (EDTA) du nickel, chrome, cuivre et zinc. Néanmoins, les concentrations des ETM en solution sont partiellement contrôlées par le pH ou la teneur en carbone. Ainsi, l'apport de compost tend à tamponner la libération du nickel, zinc et cuivre. Il est ainsi nécessaire de contrôler les quantités de compost apportées au sol pour limiter les risques de libération des formes solubles d'ETM. Il pourrait être intéressant d'étudier le lien entre la matière organique labile et les formes solubles des ETM. De nombreuses études ont montré le rôle du carbone organique dissous dans la mobilité des ETM présents dans les sols amendés (Antoniadis et Alloway 2002; Duraisamy et Bolan 2003; Ashworth et Alloway 2008; Bravin et al. 2012; Laurent et al. 2020). Ainsi, de plus amples mesures pourraient être mises en œuvre dans les sols afin de mieux comprendre l'interaction des complexes organométalliques et d'appréhender les risques environnementaux. Par ailleurs, des études ont montré que la maturité du compost influence la présence de formes solubles des ETM dans les sols et les cultures (Rodríguez-Espinosa et al. 2023). Ainsi il serait intéressant de contrôler le degré de maturité du compost avant de l'apporter dans les sols pour limiter les risques environnementaux et sanitaires de transfert des ETM dans le système sol-eau-plante.

La fertilisation, ainsi que la gestion des lignes de plantation modifient les paramètres physico-chimiques du sol. Le rôle du pH dans la solubilisation des ETM a notamment été mis en exergue. Nous avons en effet montré une corrélation significative et négative entre le pH et les formes solubles ($CaCl_2$) du nickel et du zinc. La diminution du pH engendrée par l'application de fertilisation minérale va favoriser l'augmentation des formes solubles d'ETM dans les sols, alors que le compost, augmentant le pH du sol, pourrait à l'inverse les stabiliser. Des auteurs ont montré que malgré la contamination en ETM
induite par les amendements organiques, le pH reste le facteur principal qui a impacté la solubilité des ETM (Cambier et al. 2019; Laurent et al. 2020). Par ailleurs, nous avons montré que l'apport de compost, et en particulier de la dose 2, a un effet plus important sur la libération des ETM solubles dans les sols que la gestion des sols. Si le pouvoir tampon du compost pourrait atténuer la libération des concentrations CaCl₂ des ETM du sol, le compost apporte des concentrations en nickel et en chrome conséquentes dans le sol. Un changement ou un arrêt des pratiques de fertilisation pourrait entraîner une diminution du pH et ainsi faciliter la libération des formes solubles des ETM dans les sols. D'autres auteurs ont en effet montré que le vieillissement des vergers engendre la solubilisation des ETM avec l'acidification des sols des vergers (Li et al. 2014). La poursuite du suivi demeure ainsi nécessaire pour évaluer le devenir des ETM dans le système sol-eau-plante suite à des apports répétés de compost.

L'effet de la gestion des lignes de plantation est moins marqué sur l'évolution des ETM disponibles et mobilisables présents dans les sols. En revanche, il existe un effet significatif de la gestion des lignes de plantation sur les concentrations en ETM mesurées dans les feuilles. En effet, les plantes de couverture *Arachis pintoï* vont modifier la rhizosphère et favorisent l'assimilation du cuivre, nickel et zinc dans les feuilles des orangers plantés dans les sols de cette modalité. Pour le cuivre, ceci pourrait s'expliquer par la capacité de phytoremédiation de *Arachis pintoï* qui permettrait de faciliter l'assimilation du cuivre (Andreazza et al. 2011; Pinto et al. 2014). En effet, la rhizosphère des légumineuses est connue pour ses multiples propriétés favorisant la croissance des plantes (Tapia- Garcia et al., 2020). Parmi ces propriétés, les micro-organismes de la rhizosphère pourraient produire des sidérophores capables d'augmenter la disponibilité des ETM tels que le cuivre, le nickel ou le zinc (Broadley et al. 2007; Bellenger et al. 2008; Chen et al. 2014). De futures investigations pourraient ainsi être menées pour étudier les communautés microbiennes du sol dans le verger Washington Navel. Cette approche permettra de vérifier la présence, ou non, de micro-organismes produisant des sidérophores.

Pour le chrome, les concentrations mesurées dans les feuilles sont significativement plus faibles dans les arbres cultivés au sein de la modalité des plantes de couverture. Une corrélation négative et significative existe avec le phosphore, dont les concentrations sont plus élevées dans les arbres cultivés avec les plantes de couverture. Ce phénomène est particulièrement marqué dans les modalités de compost. Une augmentation de la solubilisation du phosphore en lien avec les légumineuses, et de compétition ionique entre le phosphore et le chrome sous sa forme hexavalente pourrait être impliquée. Des études complémentaires doivent ainsi être mises en place pour appréhender la spéciation du chrome en solution.
Chapitre 5

EVOLUTION DE LA MOBILITE DU NICKEL, CHROME, CUIVRE ET ZINC

APRES L'EPANDAGE D'UN COMPOST RICHE EN NICKEL ET EN CHROME EN AGRUMICULTURE

Pour finir, le suivi réalisé sur deux ans a permis de montrer que la valorisation du compost apparaît
judicieuse en agrumiculture. L'utilisation du compost a engendré aucun phénomène de phytoxicité sur
les arbres. En effet, les rendements sont les plus conséquents pour les arbres cultivés dans les sols
amendés avec la dose la plus importante de compost. De plus, les concentrations en ETM mesurées
dans les fruits sont très faibles, inférieures à 0,5 mg.kg⁻¹ pour le nickel et le chrome, inférieures à 5
mg.kg⁻¹ pour le cuivre et inférieures à 10 mg.kg⁻¹ pour le zinc. Il n'existe donc aucun risque sanitaire liée
à la consommation d'oranges produites dans le verger Washington Navel, quelles que soient les
modalités de fertilisation et de gestion du sol sur ces deux premières années du cycle de culture.
# V. Synthèse graphique du chapitre 5

## EVOLUTION DE LA MOBILITÉ DU Ni, Cr, Cu ET Zn
APRÈS ÉPANDAGE DE COMPOST RICHE EN Ni ET EN Cr EN AGRUMICULTURE

### Extractions chimiques CaCl₂ et EDTA

Facteur de fertilisation marqué absence d'effet de gestion du billon
Non représentatives des concentrations mesurées dans les feuilles et oranges

<figure><img src="image_102.png" /></figure>

**Compost:**

Augmentation concentrations Ni-, Cr-, Cu-CaCl₂ et –EDTA

Maintien pH ~ 7

<figure><img src="image_103.png" /></figure>

**FM:**

Augmentation -Ni et -Zn CaCl₂

pH < 7

### Influence des paramètres physico-chimiques du sol

MO : lié au Cr- et Cu-CaCl₂

Diminution du pH: augmentation Ni- et Zn-CaCl₂

### Mesures des concentrations en ETM dans les feuilles/fruits

Facteur de gestion du billon marqué

**Paille:**

Augmentation Cr dans les feuilles, fruits

Plante de couverture :

Augmentation Ni, Cu, Zn dans les feuilles, fruits → production sidérophores

Stabilisation Cr au niveau racinaire ? Assimilation de P favorisée → Lien Cr(VI) ?

<figure><img src="image_104.png" /></figure>

Dose 2 compost + paillage :
++ Croissance des arbres
++ Rendement

Absence de risque vis-à-vis de la consommation d'oranges produites sur la parcelle quelle que soit la modalité de fertilisation et de gestion du sol

**Risque environnemental du devenir des ETM solubles sur le long terme et à la fin du cycle de vie du verger ?**
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# Chapitre 6 APPLICABILITE DES USAGES ET DES NORMES DANS LE CONTEXTE NEO-CALEDONIEN
Dans les chapitres précédents, les extractions des ETM pour quantifier les concentrations totales, CaCl₂ et EDTA, dans les sols sont régies par des protocoles normalisés. Ce chapitre 6 a eu pour objectif de comparer les résultats obtenus avec divers types d'extraction sur des substrats variés mais aux propriétés physico-chimiques particulières avec des teneurs élevées en ETM géogènes. De ce travail de comparaison, nous pourrons dégager des recommandations à destination des collectivités sur les protocoles à utiliser en routine. Seront discutées les méthodes d'extraction des ETM utilisées pour (1) évaluer les concentrations totales des composts et notamment par les méthodes normalisées de digestion à l'eau régale ou par fusion alcaline, (2) déterminer les concentrations en ETM extractibles EDTA (EDTA 0,01 M vs. 0,05 M 1 h et 2 h), extractions normalisées, (3) déterminer les réservoirs extractibles rapidement et totaux.

Les protocoles d'extractions sont comparés pour les différents substrats étudiés dans le cadre de ce
travail de thèse :

- trois composts à différents degrés de maturité, t0 avant maturation et t180 j représentatif du compost mature étudiés pendant le processus de compostage (Chapitre 3) et trois composts matures utilisés lors des apports sur les parcelles agricoles (Chapitre 4) ;

- des composts issus d'un mélange de boues de station d'épuration et de déchets verts, de divers déchets organiques et de déchets verts référencées sur le territoire (ADEME, 2023) ;

- le Ferralsol avec et sans amendement de compost (Chapitre 4) ;

- le Fluvisol avec et sans amendement de compost sur la parcelle Jaunet (Chapitre 5).

I. Détermination des concentrations totales en ETM des composts

En France, l'épandage des composts de boues de stations d'épuration est réglementé par le biais de normes. Ces normes définissent des valeurs seuils en concentration totale d'ETM des composts ou des amendements organiques (NFU 44-095, NFU 44-051) et permettent de contrôler les flux annuels et décennaux en ETM apportés au sol par le compost. Le protocole normalisé utilise une digestion à l'eau régale, mélange d'acide nitrique et d'acide chlorhydrique (NF EN 13650). L'eau régale est connue dans la littérature pour ne pas dissoudre tous les silicates (Church et al. 1987; Ščančar et al. 2000). Or, le compost issu du mélange de boues de station et de déchets verts étudié dans le cadre de cette thèse, possède du nickel et du chrome géogènes provenant des particules de sol dans les déchets verts (Chapitre 3). L'extraction à l'eau régale ne permet donc pas de solubiliser la totalité des ETM présents dans le compost étudié. Les extractions par fusion alcaline quant à elles, habituellement utilisées pour les sols (NF ISO 14869-2), permettent d'évaluer les concentrations totales en ETM.
<table><caption>**Tableau 6-1** : Concentration (mg.kg⁻¹) en phosphore, potassium, magnésium, fer, manganèse, nickel, chrome, cuivre et zinc des composts utilisés sur les parcelles agricoles Ferralsol et Fluvisol (Chapitres 4 et 5) déterminées après attaque à l'eau régale ou fusion alcaline</caption><thead><tr><th rowspan="2">Compost</th><th colspan="9">Fusion alcaline (mg kg<sup>-1</sup>)</th></tr><tr><th>P</th><th>K</th><th>Mg</th><th>Fe</th><th>Mn</th><th>Ni</th><th>Cr</th><th>Cu</th><th>Zn</th></tr></thead><tbody><tr><td>Fluvisol année 1</td><td>10 322<br>(116)</td><td>10 495<br>(183)</td><td>13 742<br>(211)</td><td>36 080<br>(1 111)</td><td>789<br>(23)</td><td>410<br>(26)</td><td>1 231<br>(207)</td><td>77<br>(3)</td><td>223<br>(9)</td></tr><tr><td>Fluvisol année 2,<br>1er apport</td><td>13 025<br>(109)</td><td>9 808<br>(101)</td><td>19 012<br>(227)</td><td>42 221<br>(1 030)</td><td>629<br>(7)</td><td>504<br>(7)</td><td>1 357<br>(47)</td><td>98<br>(1)</td><td>340<br>(1)</td></tr><tr><td>Fluvisol année 2,<br>2e apport</td><td>12 983<br>(210)</td><td>9 263<br>(283)</td><td>18 268<br>(674)</td><td>46 062<br>(1 835)</td><td>724<br>(22)</td><td>519<br>(27)</td><td>1 333<br>(63)</td><td>105<br>(1)</td><td>311<br>(32)</td></tr><tr><td>Ferralsol</td><td>10 001<br>(112)</td><td>11 890<br>(107)</td><td>20 870<br>(425)</td><td>37 225<br>(362)</td><td>768<br>(53)</td><td>426<br>(14)</td><td>1 461<br>(108)</td><td>86<br>(4)</td><td>252<br>(24)</td></tr><tr><td><strong>Moyenne</strong><br>(sd)</td><td><strong>12 110</strong><br>(1549)</td><td><strong>9 855</strong><br>(617)</td><td><strong>17 007</strong><br>(2852)</td><td><strong>40 397</strong><br>(4 623)</td><td><strong>728</strong><br>(71)</td><td><strong>465</strong><br>(55)</td><td><strong>1 346</strong><br>(94)</td><td><strong>92</strong><br>(12)</td><td><strong>282</strong><br>(53)</td></tr><tr><th colspan="10">Eau régale (mg kg<sup>-1</sup>)</th></tr><tr><td>Fluvisol t<sub>3-1</sub></td><td>8 029<br>(129)</td><td>7 187<br>(54)</td><td>5 005<br>(25)</td><td>19 770<br>(701)</td><td>533<br>(8)</td><td>416<br>(24)</td><td>329<br>(22)</td><td>96<br>(10)</td><td>302<br>(36)</td></tr><tr><td>Fluvisol t<sub>3-2</sub><br>(1)</td><td>13 613<br>(65)</td><td>8 338<br>(202)</td><td>19 809<br>(103)</td><td>60 005<br>(1 917)</td><td>570<br>(23)</td><td>445<br>(19)</td><td>407<br>(1)</td><td>92<br>(1)</td><td>307<br>(4)</td></tr><tr><td>Fluvisol t<sub>3-2</sub> (2)</td><td>14 107<br>(402)</td><td>7 654<br>(164)</td><td>18 924<br>(298)</td><td>68 662<br>(921)</td><td>656<br>(11)</td><td>468<br>(4)</td><td>436<br>(2)</td><td>100<br>(2)</td><td>323<br>(7)</td></tr><tr><td>Ferralsol</td><td>8 998<br>(530)</td><td>3 160<br>(54)</td><td>26 556<br>(2 208)</td><td>42 830<br>(1 076)</td><td>765<br>(9)</td><td>530<br>(33)</td><td>703<br>(51)</td><td>87<br>(4)</td><td>272<br>(7)</td></tr><tr><td><strong>Moyenne</strong><br>(sd)</td><td><strong>11 187</strong><br>(3 119)</td><td><strong>6 585</strong><br>(2 331)</td><td><strong>17 574</strong><br>(9 046)</td><td><strong>47 817</strong><br>(21 561)</td><td><strong>631</strong><br>(103)</td><td><strong>465</strong><br>(48)</td><td><strong>469</strong><br>(163)</td><td><strong>94</strong><br>(6)</td><td><strong>301</strong><br>(21)</td></tr><tr><td><strong>NFU 44-051</strong></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td><strong>60</strong></td><td><strong>120</strong></td><td><strong>300</strong></td><td><strong>600</strong></td></tr></tbody></table>

Les principales différences entre les concentrations pseudo-totales (eau régale) et totales (fusion alcaline) sont observées pour le chrome (Tableau 6-1). En effet, les concentrations extraites à l'eau régale sont trois fois moins importantes pour le chrome. Ceci est conforme au fait que l'eau régale ne permet pas une extraction totale de cet élément. Une dissolution plus importante du chrome par fusion alcaline montre que le chrome provient pour partie des phases porteuses minérales issues du sol, telles que la chromite, goethites ou oxydes de fer ou de manganèse (Fandeur et al. 2009, 2010; Sun et al. 2022). Ceci confirme la présence de chrome géogène dans le compost de boues de station d'épuration avec les déchets verts produits en Nouvelle-Calédonie.

Pour le cuivre, le zinc et le nickel, nous observons une pente proche de 1, i.e. respectivement à 1.05, 0.75 et 0.83. Les corrélations linéaires sont positives et très significatives, i.e. R²ajusté > 80% entre les résultats obtenus avec les deux méthodes de digestion (Figure 6-1). Pour le chrome, la pente est bien inférieure à 1 (0.24), indiquant que la totalité du chrome n'a pas été extrait à l'eau régale. De plus, le R² ajusté est inférieur à 40 %, signifiant que la représentativité des deux variables n'est pas de bonne qualité.
<figure><img src="image_105.png" /><figcaption>**Figure 6-1** : Relation linéaire entre les concentrations (mg.kg⁻¹) en nickel, chrome, cuivre et zinc, extraits à l'eau régale et par fusion alcaline sur les composts des andains à t0 et à t180 j (Chapitre 1) et les composts épandus sur les parcelles Ferralsol et Fluvisol (Chapitre 4), avec pour chaque ETM le R² ajusté et la p-value associée</figcaption></figure>

Les réglementations en vigueur pour calculer les doses de compost à apporter aux sols agricoles (NFU 44-095, NFU 44-051) tiennent compte des concentrations en ETM des composts, déterminées après attaque à l'eau régale (NF EN 13650). Cependant en Nouvelle-Calédonie, cela conduirait à une forte sous-estimation des concentrations en chrome du compost. Ainsi, il semble préférable à la vue de ces résultats, d'utiliser une méthode permettant une mise en solution réellement totale de l'ensemble des éléments telle qu'un mélange HF, HNO₃ et HClO₄ (ISO 14869-1) ou la fusion alcaline (NF ISO 14869-2). Ces méthodes sont généralement utilisées sur les sols, pour quantifier les ETM contenus dans les composts en Nouvelle-Calédonie.
II. Détermination des concentrations des ETM extractibles au CaCl2 et à l'EDTA dans les composts et les sols

Dans le **Chapitre 1**, nous avons présenté plusieurs méthodes expérimentales pour mimer les réservoirs labiles du nickel, chrome, cuivre et zinc, contenus dans les composts ou les sols.

Pour mesurer les concentrations solubles CaCl₂, la méthode prescrite par le guide de dérogations relatives à la réglementation de l'épandage des boues de station d'épuration de l'ADEME (Baize et al. 2005) a été utilisée dans le cadre de cette étude. L'extraction s'effectue à l'aide d'une solution CaCl₂ à 0,01 M pendant 2 h qui, par ailleurs, est utilisée dans le cadre réglementaire des Pays-Bas (Houba et al. 1996).

Pour évaluer les réservoirs extractibles à l'EDTA, plusieurs méthodes d'extraction à l'EDTA ont été testées, i.e. EDTA 0,01 M pendant 2 h (NF X 31-120), EDTA 0,05 M pendant 1 h (BCR, Quevauviller et al. 1995) et EDTA 0,05 M pendant 2 h (Garrabrants et Kosson 1997). L'acétate d'ammonium ajouté dans la solution d'extraction à l'EDTA pour la dernière méthode a un pouvoir tampon. Ainsi, le pH fixé à 7 permet de maximiser la solubilité des cations, anions et oxy-anions (Garrabrants et Kosson 1997).

La comparaison de ces trois extractions à l'EDTA est réalisée pour différents substrats organiques répertoriés sur le territoire, i.e. co-composts de déchets verts avec des boues de station d'épuration, divers déchets organiques et composts de déchets verts, et pour des sols Fluvisols et Ferralsols, témoins et amendés **(Tableau 6-2)**. Les concentrations des ETM extractibles à l'EDTA suivent l'ordre croissant EDTA 0,01 M-2 h < EDTA 0,05 M-1 h < EDTA 0,05 M-2 h pour l'ensemble des substrats étudiés.
<table><caption>**Tableau 6-2** : Concentration en nickel (Ni), chrome (Cr), cuivre (Cu) et zinc (Zn) (mg kg⁻¹) extrait à l'EDTA 0,01 M 2 h, EDTA 0,05 M 1 h et EDTA 0,05 M 2 h. Les échantillons analysés sont les co-composts de déchets verts avec des boues de station d'épuration (DV +STEP) appliqués sur les parcelles Ferralsol et Fluvisol (Chapitre 4) et divers déchets organiques (DV+DO) et deux composts de déchets verts (DV); les sols témoins et amendés sur Fluvisol et Ferralsol; un échantillon certifié CRM n°483 qui est un sol amendé avec des boues de stations d'épurations avec les valeurs certifiées obtenues selon l'extraction à l'EDTA 0,05 M 1 h.</caption><thead><tr><th></th><th>Extractions</th><th>Ni<br>mg kg<sup>-1</sup></th><th>Cr<br>mg kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg kg<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">Composts</td><td>EDTA 0.01M</td><td>5.2</td><td>0.19</td><td>8.0</td><td>112</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>21</td><td>3.2</td><td>15.1</td><td>145</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>25</td><td>3.4</td><td>18.1</td><td>155</td></tr><tr><td rowspan="3">DV+STEP<br>Fluvisol</td><td>EDTA 0.01M</td><td>6.9</td><td>0.38</td><td>9.0</td><td>111</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>20</td><td>6.1</td><td>13.9</td><td>119</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>25</td><td>7.1</td><td>14.1</td><td>130</td></tr><tr><td rowspan="3">DV+DO</td><td>EDTA 0.01M</td><td>1.8</td><td>0.33</td><td>0.97</td><td>48</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>4.6</td><td>0.69</td><td>2.3</td><td>51</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>5.1</td><td>0.68</td><td>2.3</td><td>53</td></tr><tr><td rowspan="3">DV 1</td><td>EDTA 0.01M</td><td>1.2</td><td>0.10</td><td>7.7</td><td>38</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>10</td><td>2.8</td><td>31.8</td><td>56</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>12</td><td>3.0</td><td>30.3</td><td>65</td></tr><tr><td rowspan="3">DV 2</td><td>EDTA 0.01M</td><td>1.7</td><td>0.07</td><td>3.2</td><td>82</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>9.0</td><td>0.72</td><td>8.3</td><td>90</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>10</td><td>0.75</td><td>9.39</td><td>93</td></tr><tr><td rowspan="3">Fluvisol</td><td>EDTA 0.01M</td><td>0.29</td><td>0.01</td><td>3.7</td><td>6.7</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>0.61</td><td>0.01</td><td>4.5</td><td>7.3</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>0.69</td><td>-0.02</td><td>4.8</td><td>8.7</td></tr><tr><td rowspan="3">Sol<br>temoin</td><td>EDTA 0.01M</td><td>1.9</td><td>0.07</td><td>3.8</td><td>30</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>13</td><td>5.58</td><td>12.3</td><td>49</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>15</td><td>6.85</td><td>14.8</td><td>51</td></tr><tr><td rowspan="3">Sol<br>amenæ</td><td>EDTA 0.01M</td><td>63</td><td>0.79</td><td>1.6</td><td>1.6</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>65</td><td>0.65</td><td>1.2</td><td>1.7</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>116</td><td>1.9</td><td>2.0</td><td>2.9</td></tr><tr><td rowspan="3">Ferralsol</td><td>EDTA 0.01M</td><td>38</td><td>0.24</td><td>4.5</td><td>35</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>96</td><td>26</td><td>12</td><td>44</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>133</td><td>53</td><td>14</td><td>49</td></tr><tr><td rowspan="3">Echantillon<br>certifié</td><td>EDTA 0.01M</td><td>24.1</td><td>4.5</td><td>237</td><td>424</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 1h</td><td>28.1</td><td>34.8</td><td>224</td><td>533</td></tr><tr><td>EDTA 0.05M 2h</td><td>31.9</td><td>57.0</td><td>243</td><td>667</td></tr><tr><td></td><td>Valeurs du<br>certifié</td><td>28.7<br>± 1.7</td><td>28.6<br>± 2.6</td><td>215<br>± 11</td><td>612<br>± 20</td></tr></tbody></table>

Les concentrations des ETM extraits à l'EDTA 0,01 M et à 0,05 M suivent une même tendance avec des concentrations plus faibles dans le sol témoin et que dans le sol amendé, excepté pour les Ferralsols. En effet, avec l'extraction à 0,01 M, les concentrations en nickel et en chrome sont plus élevées dans le Ferralsol témoin que dans le Ferralsol amendé. Avec les deux extractions à 0,05 M, les concentrations mesurées sont supérieures dans les sols amendés (Figure 6-2). Ces résultats montrent que la concentration à 0,01 M est insuffisante pour chélater les ETM présents dans les Ferralsols riches en cations, comme reporté par Manouchehri et al. (2006).
<figure><img src="image_106.png" /><figcaption>**Figure 6-2** : Comparaison des concentrations EDTA 0,01 M, EDTA 0,05 M 1h et 2h (mg.kg⁻¹) du nickel et du chrome dans les sols témoins et amendés du Ferralsol.</figcaption></figure>

Pour la concentration d'EDTA à 0,05 M, les concentrations des ETM mesurées à 2 h sont proportionnellement plus élevées qu'à 1 h, i.e. d'un facteur de 0,6682 pour le nickel (R²ajusté=0,9783), de 0,6325 pour le chrome (R²ajusté=0,9543), de 0,8870 pour le cuivre (R²ajusté=0,9993) et de 0,8611 pour le zinc (R²ajusté=0,9989) (Figure 6-3). Lorsque nous comparons les résultats du CRM-483 correspondant à un sol amendé par des boues de stations d'épuration, l'extraction à l'EDTA 0,05 M à 1 h donne les résultats les plus proches des valeurs certifiées obtenues pour ce même type d'extraction.

Ces résultats suggèrent une bonne fiabilité des résultats attendus avec l'extraction à l'EDTA 0,05 M à 1 h. Néanmoins, il est reporté dans la littérature que des précautions doivent être prises lorsque les extractions EDTA sont effectuées sur des sols calcaires. En effet, l'agent chélatant ne permettrait pas une bonne extraction de l'aluminium et du fer qui sont réadsorbés sur la phase solide (Manouchehri et al. 2006; Cambier et al. 2019). Ainsi, au regard de la nature des sols de Nouvelle-Calédonie, et dans un objectif d'évaluer les réservoirs totaux mobilisables, les extractions utilisant de l'EDTA à 0,05 M semblent plus appropriées. Concernant la durée d'extraction, les résultats acquis suggèrent une dimension temporelle à la solubilisation des ETM qu'il convient de considérer.
<figure><img src="image_107.png" /><figcaption>**Figure 6-3 :** Relation linéaire entre les concentrations (mg kg⁻¹) en nickel, chrome, cuivre et zinc, extraits à EDTA 0,05 M 1 h et à 2 h, avec pour chaque ETM le R² ajusté et la p-value associée</figcaption></figure>

### III. Estimation des réservoirs mobilisables à court et à long terme

Les extractions cinétiques à l'EDTA permettent de discriminer deux réservoirs, i.e. un réservoir rapidement extractible $Q_1$ et un réservoir lentement extractible $Q_2$ (Fangueiro et al. 2005; Labanowski et al. 2008; Pasquet et al. 2018). Le réservoir $Q_1$ est susceptible de représenter un risque environnemental à court terme (rapidement extractible) tandis que la somme des deux réservoirs ($Q_1+Q_2$) mime un risque à long terme puisque cette somme représente la totalité des ETM susceptibles de passer en solution à long terme (ceux rapidement et lentement extractibles).

Les extractions cinétiques ont été réalisées sur les composts à différents temps de maturité t0 et t+180 jours (**Chapitre 3**) et sur des sols amendés ou non. Les sols sont des Ferralsols dérivés des substrats ultrabasiques et des Fluvisols d'anciennes alluvions faiblement concentrées en ETM (**Chapitre 4**). La mise en œuvre d'extractions cinétiques en analyse de routine est peu recommandée car le protocole est chronophage. Pour accéder à ces différents réservoirs, les extractions sont réalisées à différents temps, i.e. 10 min, 20 min, 40 min, 1 h, 2 h, 4 h, 7 h, 14 h et 24 h. Puis, les concentrations extraites sont modélisées pour définir les constantes de cinétiques $Q_1$ et $Q_2$. Les cinétiques de solubilisation des ETM définissant les réservoirs $Q_1$, $Q_2$ ou $Q_1+Q_2$ dépendent de la physicochimie du substrat et de la nature des liaisons chimiques mises en jeu. Plus la liaison chimique est forte, plus la mise en solution des ETM est difficile et plus les cinétiques de solubilisation à l'EDTA seront lentes. La nature et la force des liaisons mises en jeu dans les interactions ETM-sol ou ETM-compost peuvent être estimées grâce à des extractions séquentielles (**Chapitre 3**).
Pour s'affranchir, au moins partiellement, des extractions cinétiques dont les protocoles analytiques sont relativement lourds à mettre en œuvre en routine, la question s'est posée de savoir si les réservoirs définis à partir de ces dernières ($Q_1$ et $Q_1+Q_2$) pouvaient être estimés à partir des extractions simples à l'EDTA avec des temps d'extraction à 1 h et à 24 h. Les quantités extraites à 1 h et à 24 h sont alors comparées aux quantités $Q_1$ et $Q_1+Q_2$ pour déterminer si elles feraient respectivement de bons proxys des réservoirs extractibles à court et à long terme.

Pour cette comparaison, le pourcentage d'ETM extrait à l'EDTA à 1 h par rapport à $Q_1$ (%EDTA1h/$Q_1$) est calculé ainsi que celui de l'ETM extrait à l'EDTA à 24 h par rapport à $Q_1+Q_2$ (%EDTA24h/($Q_1+Q_2$) (Tableau 6-3).

Si le pourcentage %EDTA1h/$Q_1$ est inférieur à 100, cela signifie que la quantité extraite à 1 h sous-estime le réservoir $Q_1$. Cela implique qu'à une heure, toutes les quantités du réservoir $Q_1$ n'ont pas été extraites. Les cinétiques sont donc plutôt lentes et révélatrices d'interactions assez fortes entre l'ETM et le substrat. De manière similaire, si le pourcentage %EDTA24h/(%EDTA24h/($Q_1+Q_2$)) est inférieur à 100, cela signifie que la quantité extraite à 24 h sous-estime le réservoir $Q_1+Q_2$. Ainsi 24 heures ne sont pas suffisantes pour extraire les ETM susceptibles de passer en solution sur le long terme. Les cinétiques de solubilisation sont lentes même sur le long terme et donc révélatrices d'interactions très fortes entre le substrat et l'ETM.

Si le pourcentage %EDTA1h/$Q_1$ est supérieur à 100, cela signifie que la quantité extraite à 1 h surestime le réservoir $Q_1$. Une surestimation du réservoir $Q_1$ avec une extraction à 1 h indique que des quantités du réservoir $Q_2$ ont commencé à passer en solution ; cela signifie que les cinétiques de solubilisation de l'ETM sont plutôt rapides, révélatrices d'interactions plutôt faibles entre l'ETM et le substrat. La surestimation à 24 h n'est en revanche pas possible (Figure 6-4).

<figure><img src="image_108.png" /><figcaption>**Figure 6-4** : Schéma représentant l'influence des temps d'extractions sur les réservoirs $Q_1$ et $Q_1+Q_2$ sur les concentrations extractibles EDTA 1 h et 24 h.</figcaption></figure>
* **Estimation des réservoirs extractibles en nickel, chrome, cuivre et zinc du compost**
Pour les composts utilisés pour les Ferralsols ou les Fluvisols, le %EDTA1h/Q₁ varie de 106 à 136 % pour les quatre ETM considérés. Ainsi, l'extraction à 1 h a tendance à surestimer les réservoirs en ETM rapidement extractibles du compost. Les extractions séquentielles ont montré que le cuivre et le zinc sont fortement liés, supérieurs à 40 %, à la fraction de la matière organique. Le nickel et le chrome sont liés de manière plus faible, à respectivement 20 et 10 % à la matière organique (Chapitre 3). Les ETM du compost montrant une complexation avec la matière organique (Guerra-Rodríguez et al. 2006; Puzon et al. 2008; Laurent et al. 2020), leur extraction à l'EDTA se fait alors par compétition entre deux ligands forts (l'EDTA et la matière organique) engendrant des liaisons de même nature et de même ordre de grandeur. Les cinétiques de solubilisation sont donc plutôt rapides. Par contre, le %EDTA24h/(Q₁+Q₂) varie de 100 à 104 % pour l'ensemble des ETM, indiquant que l'extraction à 24 h est un bon proxy du réservoir extractible total à long terme.

* **Estimation des réservoirs extractibles en nickel des sols**
Concernant le nickel des sols amendés ou non, le %EDTA1h/Q₁ varie entre 100 et 176 % pour les Ferralsols et entre 102 et 153 % pour les Fluvisols. L'extraction à 1 h suretime le réservoir en nickel rapidement extractible quel que soit le type de sol, ce qui est révélateur d'interactions plutôt faibles entre le nickel extrait rapidement et le sol. Le %EDTA24h/(Q₁+Q₂) varie entre 56 et 103 % pour les Ferralsols et de 99 à 104 % pour les Fluvisols. L'extraction à 24 h sous-estime donc parfois le réservoir à long terme des Ferralsols. En effet, le nickel des Ferralsols est lié aux phases minérales du sol telles que la goethite (Dublet et al. 2012, 2015). La totalité du nickel extractible n'a pas pu être estimée avec une extraction à 24 h. En revanche, l'extraction à 24 h est un bon proxy du réservoir extractible total à long terme pour les Fluvisols.

* **Estimation des réservoirs extractibles en chrome des sols**
Concernant le chrome des sols amendés ou non, le %EDTA1h/Q₁ varie entre 90 et 151 % pour les Ferralsols et entre 41 et 107 % pour les Fluvisols. L'extraction à 1 h peut surestimer le réservoir en chrome extractible à court terme, mettant en évidence de faibles interactions entre le chrome rapidement extractible et le sol. Pour les Fluvisols, le %EDTA1h/Q₁ est proche de 100 % dans les sols amendés de manière similaire que pour les composts. En revanche, le pourcentage est inférieur à 100 % pour les Fluvisols témoins, soulignant la présence d'interaction plus faible entre le chrome rapidement extractible et les Fluvisols non amendés. Le %EDTA24h/(Q₁+Q₂) varie entre 57 et 104 % pour les Ferralsols et entre 88 et 97 % pour les Fluvisols. L'extraction à 24 h sous-estime donc parfois le réservoir total en chrome extractible des Ferralsols. En effet, la totalité du chrome extractible n'est pas estimée lors d'une extraction à 24 h, ce qui est révélateur d'interactions fortes entre le chrome et les particules du sol. Comme pour le nickel, le chrome est principalement lié aux phases minérales de
chromite ou de goethite présentes dans les Ferralsols dérivés des substrats ultrabasiques (Garnier et al. 2006; Fandeur et al. 2009; Sun et al. 2022). L'extraction à 24 h est un bon proxy pour les Fluvisols.

* Estimation des réservoirs extractibles en cuivre des sols

Pour le cuivre des sols amendés ou non, le %EDTA1h/Q₁ varie entre 105 et 151 % pour les Ferralsols et de 115 à 119 % pour les Fluvisols. L'extraction à 1 h peut surestimer le réservoir en cuivre rapidement labile, en particulier pour les Ferralsols. Ceci montre que les interactions mises en jeu sont plutôt faibles ce qui est cohérent avec le fait que le cuivre labile est principalement lié à la matière organique du sol ou du compost (Amery et al. 2010; Manceau et Matynia 2010; Tella et al. 2016). Le %EDTA24h/(Q₁+Q₂) varie entre 88 et 105 % pour les Ferralsols et de 102 à 103 % pour les Fluvisols. L'extraction à 24 h est donc un bon proxy pour estimer le réservoir total en cuivre labile quel que soit le type de sol.

* Estimation des réservoirs extractibles en zinc des sols

Pour le zinc des sols amendés ou non, le %EDTA1h/Q₁ varie entre 101 et 165 % pour les Ferralsols et de 111 à 131 % pour les Fluvisols. L'extraction à 1 h peut surestimer le réservoir du zinc rapidement extrait des Ferralsols ou des Fluvisols. Ceci est révélateur d'interactions plutôt faibles entre le zinc et le sol et donc cohérent avec le fait que le zinc est lié à la matière organique du sol et du compost (Antoniadis et Alloway 2002; Tella et al. 2016). Le %EDTA24h/(Q₁+Q₂) varie entre 77 et 101 % pour les Ferralsols et entre 100 et 105% pour les Fluvisols. L'extraction à 24 h peut légèrement sous-estimer la quantité totale de zinc extractible sur Ferralsols mais est un bon proxy sur Fluvisol.

De manière générale, ces résultats montrent une bonne estimation des extractions 1 h et 24 h par rapport aux réservoirs Q₁ et (Q₁+Q₂) obtenus par modélisation des concentrations extraites lors des extractions cinétiques. Néanmoins, des spécificités ont été mises en évidence et doivent être prises en compte lors de l'interprétation des résultats des concentrations mesurées à 1 h et 24 h qui dépendent de l'ETM considéré. En effet, lorsque le substrat est riche en ETM, i.e. les Ferralsols en nickel et en chrome, le réservoir Q₁ pourrait être légèrement surestimé et celui du Q₁+Q₂ sous-estimés par rapport aux concentrations réellement mesurées à 1 h et 24 h. Il en va de même lorsque le substrat contient des concentrations faibles en ETM, i.e. Fluvisol en chrome, empêchant une bonne estimation du réservoir rapidement extractible. Sur les substrats riches en matière organique, i.e. les composts, les concentrations mesurées à 1 h surestiment légèrement le réservoir Q₁ due à la compétition entre l'EDTA et la matière organique. En revanche l'extraction à 24 h est une bonne estimation du réservoir et Q₁+Q₂.
Chapitre 6
APPLICABILITE DES USAGES ET DES NORMES DANS LE CONTEXTE NEO-CALEDONIEN

<table><caption>**Tableau 6-3** : Réservoirs extractibles rapidement ($Q_1$), total extractibles ($Q_1+Q_2$) (mg kg$^{-1}$) et leur ratio respectif des concentrations en ETM mesurées à 1h (%1hEDTA/$Q_1$) et à 24h (%24hEDTA/($Q_1+Q_2$)) pour le nickel, chrome, cuivre et zinc sur les Ferralsol et Fluvisol (Chapitre 4)</caption><thead><tr><th rowspan="2">ETM</th><th rowspan="2">Substrat</th><th rowspan="2">Fertilisation</th><th colspan="2">Parcelles sur Ferralsol</th><th rowspan="2">Substrat</th><th rowspan="2">Fertilisation</th><th colspan="2">Parcelle sur Fluvisol</th></tr><tr><th>%EDTA1h /Q<sub>1</sub></th><th>%EDTA24h/ (Q<sub>1</sub>+Q<sub>2</sub>)</th><th>%EDTA1h /Q<sub>1</sub></th><th>%EDTA24h/ (Q<sub>1</sub>+Q<sub>2</sub>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="12">Ni</td><td rowspan="2">FSol<sub>1</sub></td><td>Compost (sd)</td><td>136 (6)</td><td>104 (2)</td><td rowspan="4">t<sub>3-1</sub></td><td>Compost (sd)</td><td>129 (17)</td><td>102 (2)</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>102</td><td>93</td><td>Témoin</td><td>115</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>2</sub></td><td>Amendé</td><td>100</td><td>56</td><td rowspan="2">t<sub>11-1</sub></td><td>Amendé</td><td>110</td><td>103</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>100</td><td>74</td><td>Témoin</td><td>120</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>3</sub></td><td>Amendé</td><td>144</td><td>101</td><td rowspan="2">t<sub>3-2</sub></td><td>Amendé</td><td>153</td><td>104</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>176</td><td>103</td><td>Témoin</td><td>102</td><td>99</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>1</sub></td><td>Amendé</td><td>123</td><td>102</td><td rowspan="4">t<sub>3-1</sub></td><td>Amendé</td><td>138</td><td>103</td></tr><tr><td>Compost (sd)</td><td>119 (9)</td><td>100 (0)</td><td>Compost (sd)</td><td>122 (14)</td><td>102 (3)</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>2</sub></td><td>Témoin</td><td>NA</td><td>NA</td><td rowspan="2">t<sub>11-1</sub></td><td>Témoin</td><td>41</td><td>90</td></tr><tr><td>Amendé</td><td>116</td><td>96</td><td>Amendé</td><td>95</td><td>88</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>3</sub></td><td>Témoin</td><td>109</td><td>60</td><td rowspan="2">t<sub>3-2</sub></td><td>Témoin</td><td>57</td><td>94</td></tr><tr><td>Amendé</td><td>90</td><td>57</td><td>Amendé</td><td>91</td><td>97</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>1</sub></td><td>Témoin</td><td>151</td><td>94</td><td rowspan="4">t<sub>3-1</sub></td><td>Témoin</td><td>47</td><td>91</td></tr><tr><td>Amendé</td><td>135</td><td>104</td><td>Amendé</td><td>107</td><td>98</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>2</sub></td><td>Compost (sd)</td><td>106 (6)</td><td>100 (3)</td><td rowspan="2">t<sub>11-1</sub></td><td>Compost (sd)</td><td>134 (15)</td><td>104 (1)</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>139</td><td>105</td><td>Témoin</td><td>116</td><td>103</td></tr><tr><td rowspan="12">Cu</td><td rowspan="2">FSol<sub>3</sub></td><td>Amendé</td><td>105</td><td>88</td><td rowspan="4">t<sub>3-2</sub></td><td>Amendé</td><td>119</td><td>103</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>109</td><td>97</td><td>Amendé</td><td>110</td><td>103</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>1</sub></td><td>Amendé</td><td>131</td><td>99</td><td rowspan="2">t<sub>11-1</sub></td><td>Amendé</td><td>116</td><td>102</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>151</td><td>102</td><td>Amendé</td><td>118</td><td>103</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>2</sub></td><td>Amendé</td><td>117</td><td>102</td><td rowspan="2">t<sub>3-1</sub></td><td>Amendé</td><td>115</td><td>102</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>130</td><td>104</td><td>Amendé</td><td>117</td><td>101</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>3</sub></td><td>Amendé</td><td>105</td><td>88</td><td rowspan="4">t<sub>3-1</sub></td><td>Amendé</td><td>111</td><td>100</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>101</td><td>77</td><td>Amendé</td><td>131</td><td>103</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>1</sub></td><td>Amendé</td><td>108</td><td>77</td><td rowspan="2">t<sub>11-1</sub></td><td>Amendé</td><td>123</td><td>104</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>107</td><td>84</td><td>Amendé</td><td>111</td><td>100</td></tr><tr><td rowspan="12">Zn</td><td rowspan="2">FSol<sub>2</sub></td><td>Amendé</td><td>128</td><td>101</td><td rowspan="4">t<sub>3-2</sub></td><td>Amendé</td><td>126</td><td>102</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>122</td><td>94</td><td>Amendé</td><td>117</td><td>104</td></tr><tr><td rowspan="2">FSol<sub>3</sub></td><td>Amendé</td><td>165</td><td>101</td><td>Amendé</td><td>126</td><td>102</td></tr><tr><td>Témoin</td><td>101</td><td>88</td><td>Amendé</td><td>130</td><td>105</td></tr></tbody></table>
IV. Conclusion

Un tiers de la surface de la Nouvelle-Calédonie est composée de substrats ultrabasiques riches en nickel (7 000 mg kg⁻¹) et en chrome (30 000 mg kg⁻¹). Les composts issus d'un mélange de boues de station d'épuration et de déchets verts sont également riches en nickel et en chrome, i.e. pouvant dépasser respectivement 300 et 1 000 mg kg⁻¹. Ces concentrations élevées dans les composts sont dues aux particules de sol. Étant donné ce contexte particulier, il est nécessaire d'utiliser des protocoles adaptés pour mesurer les concentrations en ETM dans les sols et les mafor produits en Nouvelle-Calédonie. La comparaison de protocoles d'extractions dans ce chapitre est effectuée sur des extractions à l'eau régale vs. fusion alcaline pour mesurer les concentrations totales ; les extractions EDTA 0,01 M vs. 0,05 M 1h vs. 0,05 M 2h pour mesurer les concentrations en ETM extractibles à l'EDTA ; les réservoirs rapidement extractibles (Q₁) et totaux (Q₁+Q₂).

Les normes françaises (NFU 44-051 et NFU 44-095) se basent sur le protocole à l'eau régale (NF EN 13650) pour définir les valeurs seuils autorisées dans les composts de boues de station d'épuration et amendements organiques destinés à être épandus sur les sols agricoles. Cependant, cette méthode n'est pas appropriée pour quantifier les concentrations totales en ETM, chrome particulièrement, réellement apportées par le compost dans les sols. Il semble ainsi préférable d'utiliser une méthode permettant la mise en solution totale de l'ensemble des éléments, comme la fusion alcaline (NF ISO 14869-2), habituellement appliquée sur les sols.

La comparaison des extractions à l'EDTA 0,01 M vs. 0,05 M 1 h pour définir le réservoir mobilisable Q₁,
montre que l'utilisation de l'EDTA à 0,05 M pendant 1 h (BCR, Quevauviller et al. 1995) est plus
appropriée. En effet l'extraction EDTA à 0,01 M (NF X 31-120) ne permet pas d'extraire en totalité les
ETM mobilisables, dans le cas des substrats ayant de fortes concentrations en ETM.

Les extractions cinétiques est une méthode lourde à mettre en œuvre. Une approche intéressante pour étudier le devenir des ETM suite à l'apport de mafor, pourrait être de réaliser une extraction à 1 h et à 24 h. Ces extractions permettent une bonne appréciation des réservoirs rapidement extractibles (Q₁) pour l'extraction à 1 h et totaux (Q₁+Q₂) pour celle à 24h, estimant respectivement le risque de libération des ETM à court et long terme. Néanmoins, bien que les concentrations mobilisables semblent plus pertinentes que les totales pour étudier le devenir des ETM dans le temps, elles ne sont pas entièrement représentatives du transfert des ETM dans le système sol-eau-plante des agro-systèmes. Des paramètres biogéochimiques des sols sont susceptibles de contrôler la solubilisation des ETM dans la solution des sols.
V. Références

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# DISCUSSION GENERALE ET PERSPECTIVES

Vers une valorisation d'un compost riche en nickel et en chrome géogènes
dans les agro-systèmes de Nouvelle-Calédonie
L'enjeu principal de ces travaux de thèse, adossés au projet ValoPRO-NC (appel à projet Graine 2017 de l'ADEME ; **Annexe 6**), était d'évaluer le comportement du nickel et du chrome présents à des concentrations élevées, *i.e.* respectivement 300 et 1 000 mg.kg⁻¹ dans un compost issu de boues de station d'épuration et de déchets verts. Le comportement du cuivre et du zinc présents à des concentrations plus communes, *i.e.* respectivement 70 et 160 mg.kg⁻¹ a également été suivi, étant donné qu'ils sont décrits comme potentiellement problématiques lors d'une valorisation de déchets organiques par un retour au sol. Ces travaux constituent une étude préliminaire et particulièrement concernant le nickel et le chrome, qui représentent une spécificité néo-Calédonienne, non abordée dans la littérature scientifique mondiale. La dynamique de ces quatre éléments a ainsi été étudiée de la production du compost lors du processus de compostage à sa valorisation lors d'un retour au sol. Les objectifs étaient :

- De quantifier et de comprendre le comportement du nickel, du chrome, du cuivre et du zinc au sein du compost pendant le processus de compostage (**Chapitre 3**);

- D'évaluer la mobilité de ces quatre ETM en réponse à un épandage sur des sols présentant des caractéristiques physico-chimiques contrastés, *i.e.* Ferralsol et Fluvisol, amendés par le compost. Ces deux types de sol, de par leurs différences de concentrations totales en nickel et en chrome, représentent deux cas extrêmes de conditions pédologiques en Nouvelle-Calédonie (**Chapitre 4**);

- D'évaluer en conditions de plein champ sur deux cycles de culture, le devenir de ces quatre ETM lors d'un épandage de compost dans un système agricole en arboriculture (verger Washington Navel). Le verger est implanté sur un sol dont le fond pédogéochimique naturel est faiblement concentré en ETM, selon différentes pratiques agroécologiques de gestion des lignes de plantation, *i.e.*, paillage et plante de couverture de type légumineuse (**Chapitre 5**);

- Ces différents chapitres ont été abordés d'un point de vue méthodologique par des extractions chimiques permettant de quantifier la dynamique temporelle de solubilisation des ETM, et ainsi, d'appréhender les risques de mobilisation des ETM à court et long termes dans l'environnement.

- Enfin, l'utilisation des différents types d'extractions chimiques basées sur des protocoles normalisés ou adoptés dans la littérature scientifique ont été discutés au regard du contexte de Nouvelle-Calédonie (**Chapitre 6**).

# I. Le devenir du nickel et du chrome (géogènes) et du cuivre et du zinc (anthropiques) pendant le processus de compostage

## I.1. Caractérisation de l'évolution de matière organique et des ETM extractibles pendant le processus de compostage

Sans considérer les pertes de masse liées à la minéralisation de la matière organique, la comparaison des résultats obtenus sur le produit initial (t0) et le produit final (t+180 jours) a permis de montrer une
diminution de la mobilité du nickel, cuivre et zinc pendant le processus de compostage (Chapitre 3). Un comportement spécifique du chrome a été mis en exergue avec une augmentation significative du réservoir rapidement extrait ($Q_1$) qui a doublé dans le compost mature, alors que le réservoir extractible total ($Q_1+Q_2$) est resté inchangé. La caractérisation de la labilité de la matière organique par la méthode Rock-Eval, suggèrent un rôle de la biodégradation de la matière organique labile dans la solubilisation du chrome. Ces résultats sont à approfondir afin de caractériser les liens entre la nature de la matière organique et la labilité du chrome mais également des autres ETM pendant le processus de compostage.
De plus, une seconde approche pourrait consister à étudier plus précisément le fractionnement de la matière organique du compost en caractérisant les groupes fonctionnels dans le compost à t0 et à t+180 jours. La spectrométrie infrarouge à Transformée de Fourier (FTIR) a déjà été utilisée dans d'autres études pour mettre en relation les changements de la structure de la matière organique pendant le processus de compostage et la solubilité des ETM (de Souza et al. 2019; El Fels et al. 2014; Francou 2003). Cette approche permettrait d'apporter une précision sur la nature des groupes fonctionnels (humine, acide humique, acide fulvique) de la matière organique susceptible d'influencer le devenir des ETM, notamment nickel et chrome, au cours du compostage. Bien que le compostage conduise à une stabilisation des formes métalliques les plus labiles, le devenir de ces ETM dans les composts une fois épandu est questionnable puisqu'il peut être attendu une minéralisation du produit in-situ dans les sols amendés au cours du temps.

Dans le cadre des présents travaux, de premiers tests ont été effectués pour évaluer la présence en solution des ETM, à l'aide d'extraction $CaCl_2$, dans le compost pendant le processus de compostage (Annexe 5). La présence en solution des ETM pose la question de la lixiviation de ces éléments sur la plateforme de compostage. Ceci est en accord avec une étude récente qui a souligné les risques de contaminations en polluants organiques et en ETM que peuvent engendrer les lixiviats sur les plateformes de compostage (Irka et al. 2022). Ainsi, il serait judicieux de collecter les lixiviats sur la plateforme de compostage et d'analyser leurs concentrations en ETM. Ceci permettrait d'évaluer le risque environnemental et sanitaire de lessivage des ETM dans le sol au niveau de plateformes de compostage, particulièrement lorsque les plateformes de compostage ne sont pas bétonisées, ou que leurs lixiviats ne sont pas gérés.

## 1.2. L'origine des ETM dans les mafor

Ces travaux de thèse réalisés sur le processus de compostage d'un mélange de boues de station d'épuration et de déchets verts ont permis d'apporter des connaissances sur le comportement du nickel, chrome, cuivre et zinc sous un climat tropical. En effet, c'est la première fois que de telles concentrations en nickel (300 mg.kg⁻¹) et en chrome (1 000 mg.kg⁻¹) ont été répertoriées dans un compost. Ces concentrations élevées proviendraient des particules de sols ultrabasiques présentes dans les déchets verts (Chapitre 3). Des études ont montré que la solubilisation des ETM pendant le processus de
compostage dépend fortement de la nature et de l'origine des matières premières (Tella et al. 2013). Plusieurs études ont d'ores et déjà été réalisées pour identifier les phases porteuses du cuivre et du zinc notamment, par rayonnement synchrotron dans les mafor (Legros et al. 2010; Sun et al. 2019; Wu et al. 2013). Il serait intéressant d'envisager cette approche analytique pour caractériser les phases porteuses des ETM, à la fois dans les matières premières et dans le compost mature. Ce type de caractérisation permettrait notamment de confirmer les caractères géogènes du nickel et du chrome et anthropiques du cuivre et le zinc. Cette approche pourrait être également appliquée sur d'autres types de mafor pour confirmer cette présence de nickel et de chrome géogènes de manière généralisée sur le territoire.

**I.3. Moyens d'action pour diminuer les concentrations totales et solubles en ETM dans le compost**

Les résultats acquis tendent à suggérer un lien important entre la labilité de la matière organique et la labilité du chrome. Aussi, la maitrise du processus de compostage, particulièrement sa durée, pourrait permettre de limiter les concentrations les plus labiles en ETM. En ce qui concerne les concentrations totales, les moyens d'action sont à envisager à une échelle plus macroscopique étant donné le caractère non biodégradable des ETM. La présence du nickel et du chrome dans les déchets verts suggère la nécessité de diluer leurs concentrations en mélangeant par exemple différentes sources de déchets verts. Néanmoins, il est probable qu'une partie plus que significative des déchets verts collectés présentent des concentrations importantes en ETM, comme suggéré par les dépassements quasi-généraux des concentrations en nickel mais aussi en chrome (Léopold et al. 2023). Ainsi, les sources non contaminées seraient probablement insuffisantes. D'autre part, la question de la valorisation de ces déchets organiques contaminés demeurerait. Enfin, des tests pourraient être réalisés afin d'évaluer la possibilité de « nettoyer » les déchets verts des particules et poussières de sols qu'ils contiennent en amont du compostage. En effet, les résultats de ces travaux de thèse ont permis de souligner le caractère géogène du chrome et du nickel dans le compost produit en Nouvelle-Calédonie. Encore une fois, ce caractère géogène résulte des sources de déchets verts qui sont, pour une grande partie, issus de substrats ultrabasiques. Dès lors, une séparation des fractions minérales et végétales des déchets verts serait susceptible de diminuer de manière conséquente les concentrations en chrome et en nickel dans le compost produit localement.

Dans le cadre de ces travaux de thèse, nous avons étudié le devenir des ETM pendant le processus de compostage. Cependant, les composts de boues de station d'épuration sont connus pour contenir d'autres types de contaminants, tels que des composés organiques (hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), dioxines, furanes, PCB et formal-déhyde) ou encore des pathogènes (Avadí et al. 2022; Chimuka et Manungufala 2009). Des recherches devraient être menées dans le but d'évaluer la qualité du compost produit en Nouvelle-Calédonie du point de vue de ces contaminants potentiels. De plus, des
études récentes ont montré que l'effet cocktail lors de mélange de différents contaminants dans des déchets organiques pouvait rendre un ETM isolé toxique, alors qu'isolé il ne l'était pas, et vice versa (Avadí et al. 2022). Des recherches devraient être menées dans le but d'évaluer ce possible effet cocktail dans le compost produit en Nouvelle-Calédonie.

## II. L'épandage de compost dans les agrosystèmes de Nouvelle-Calédonie

### II.1. Tracer l'origine des ETM dans les sols amendés

De manière similaire qu'aux perspectives proposées sur le compost, les phases porteuses des ETM dans les sols amendés pourraient être caractérisées par rayonnement synchrotron. Plusieurs études ont également été réalisées pour identifier les phases porteuses du cuivre et du zinc notamment, dans les sols amendés en utilisant cette technique (Formentini et al. 2022; Mamindy-Pajany et al. 2014). Ceci permettrait de caractériser l'origine et les phases porteuses du nickel, chrome, cuivre et zinc dans les Fluvisols et les Ferralsols amendés par le compost.

Lorsque la question de l'origine des ETM est abordée, l'utilisation de traceurs isotopiques peut permettre d'identifier les sources des ETM mais également les processus contrôlant leur transformation. Ces dernières années, l'analyse isotopique des ETM s'est notamment développée pour tracer leur provenance, depuis le compost jusque dans les plantes cultivées (Hiller et al. 2022; Kumar et al. 2018). Par exemple, le nickel possède une signature isotopique différente selon son origine. Dans les sols, le nickel anthropique présente généralement une signature isotopique plus élevée que le nickel d'origine naturelle (Ratié et al. 2015). La composition isotopique peut alors être utilisée pour tracer l'origine du nickel (anthropique ou géogène). Par ailleurs, l'approche dite de cinétique d'échange isotopique permettrait également de distinguer les différents réservoirs disponibles du nickel en évaluant le taux d'échange isotopique au cours du temps (Kabata-Pendias 2011). Le réservoir isotopique du nickel échangeable est un indicateur fiable du réservoir du nickel disponible (El-Naggar et al. 2021). Cette méthode pourrait apporter des indications sur le fractionnement des formes solubles du nickel, mais également du chrome, dans les matières premières (déchets verts et boues de station d'épuration) et dans le compost mature. L'analyse de cette signature isotopique pourrait également être réalisée dans les sols agricoles après épandage du compost pour suivre le transfert des ETM dans le système sol-eau-plante.

### II.2. Risque lié à la présence de Cr(VI) dans les composts et les sols amendés ?

Une réelle spécificité du comportement du chrome a été mise en évidence dans le cadre de ces travaux de thèse. En effet, les résultats présentés dans le *Chapitre 3* montrent une augmentation du réservoir rapidement extractible de cet ETM avec la baisse de la matière organique labile (PC). Bien que les fractions de chrome extraits à l'EDTA s'avèrent très faibles (inférieures à 1 % par rapport aux concentrations totales)
dans les composts, les concentrations en mg.kg⁻¹ demeurent relativement conséquentes (environ 7 mg.kg⁻¹). Les évolutions réglementaires européennes tendent à vérifier les concentrations en Cr(VI) lorsque les concentrations totales de chrome sont supérieures à 2 mg.kg⁻¹ dans les mafor. L'ajout du seuil pour le Cr(VI) correspond à 2 mg.kg⁻¹ (UE n°2019/1009). Ainsi, bien que de premières mesures XANES au synchrotron aient suggéré une absence de Cr(VI), il semble nécessaire d'évaluer plus systématiquement la présence éventuelle de Cr(VI) dans le compost produit en Nouvelle-Calédonie. Des tests par la méthode diphénylcarbazide ont été effectués lors de cette thèse, mais n'ont pas abouti pour des raisons d'interférence avec la matière organique. D'autres méthodes telles que la voltamétrie ou la chromatographie ionique semblent pouvoir quantifier des concentrations de Cr(VI) dans des composts (Laborda et al. 2007a, 2007b). Cependant, ces méthodes n'étaient pas disponibles ou pas opérationnelles sur le territoire durant la thèse. Leur mise en œuvre prochaine devrait permettre d'évaluer leur potentiel vis-à-vis de la détection/quantification éventuelle de Cr(VI) dans le compost produit en Nouvelle-Calédonie.

Les résultats présentés dans le *Chapitre 4*, montrent qu'une remobilisation du chrome pourrait être due à l'altération des phases porteuses telles que la chromite et/ou la goethite présentes dans les composts et/ou dans les Ferralsols amendés. L'altération de ces phases porteuses pourrait résulter de l'activité microbienne du compost et/ou du sol (Quantin et al. 2002). Il serait donc intéressant de quantifier cette activité. Des études à l'IAC sont menées pour définir la composition des communautés de microorganismes dans ces Ferralsols. Les résultats de ces études devraient permettre de déterminer si les communautés de microorganismes du sol diffèrent selon le type de traitement, et s'il existe des relations entre la composition microbienne et les facteurs physico-chimiques de ces sols, tout particulièrement en ce qui concerne la mobilité du chrome et du nickel. Un point important serait de vérifier si cette (bio)dissolution des phases porteuses du chrome ne favorise pas la mise en solution de Cr(VI). Les matrices organiques favorisent généralement la réduction de chrome trivalent (Chrysochoou et al. 2016; Laborda et al. 2007a), néanmoins, des travaux parallèles à ceux réalisés dans ce manuscrit, suggèrent une augmentation conséquente du chrome en solution. Aussi, au regard des concentrations en chrome total dans ce type de sol (jusqu'à 30 000 mg.kg⁻¹), et de la nature particulièrement drainante des Ferralsols en lien avec leur texture grossière ; l'étude de ce chrome, en terme quantitatif et qualitatif (spéciation) demeure primordiale, afin notamment d'évaluer le risque de transfert vers les captages d'eau situés à proximité des parcelles expérimentales. En ce sens, des systèmes de micro-lysimètres ont été installés *in-situ*, fin 2022, dans une des parcelles sylvicoles dans le cadre du projet ValoPRO-NC. Ceci permettrait de mieux appréhender les formes solubles et toxiques de chrome dans les Ferralsols amendés par du compost.
## II.3. Influence du mode de gestion des lignes de plantation sur les formes solubles des ETM

Les résultats obtenus sur l'apport de compost dans le verger de Washington Navel sur Fluvisol (Chapitre 5), montrent un effet croissant significatif de l'apport de compost sur les concentrations des ETM extractibles à l'EDTA et au CaCl₂. Ces deux extractions ne reflètent pas la disponibilité des ETM car un très faible transfert d'ETM a été quantifié dans les fruits consommés (<10 mg.kg⁻¹ pour les ETM étudiés). Cependant, la gestion des lignes de plantation peut avoir un effet significatif sur l'assimilation des ETM dans les feuilles des arbres cultivés. Ainsi, et comme suggéré par nos hypothèses de recherche, les pratiques de gestion des sols sont des facteurs de contrôle du cycle biogéochimique des ETM, notamment lorsqu'ils sont apportés par la fertilisation. Les concentrations en chrome dans les feuilles sont plus faibles dans les arbres cultivés au sein de la modalité de plantes de couverture ; à l'inverse, les concentrations en phosphore sont plus élevées, et ce particulièrement pour les arbres fertilisés avec du compost. Une augmentation de la solubilisation du phosphore en lien avec les légumineuses et d'une compétition ionique entre le phosphore et le chrome sous sa forme hexavalente pourrait être impliquée, mais doit encore être étudiée. De premiers résultats suggèrent la présence de Cr(VI) en solution dans les sols amendés, mais des études complémentaires doivent être menées afin d'appréhender la spéciation du chrome en solution dans les Fluvisols amendés. Si ces effets de la gestion du billon étaient confirmés, il pourrait être judicieux d'évaluer le rôle de la présence de légumineuses dans les systèmes agricoles sur Ferralsols en lien avec la déficience marquée en phosphore assimilable et les concentrations en Cr(VI) dans les sols.

D'autre part, les résultats obtenus dans le cadre de ces travaux de thèse indiquent que les concentrations en nickel, cuivre et zinc tendaient à augmenter dans les feuilles des arbres cultivés au sein de la modalité comportant les plantes de couverture (Arachis pintoï) (Chapitre 5). Une telle observation laisse supposer que les plantes de couverture interviendraient, via la rhizosphère, dans l'assimilation de ces éléments par les orangers. Ce phénomène pourrait s'expliquer par la présence, au niveau du système racinaire, de bactéries capables de produire des composés de type sidérophores. Les sidérophores sont des composés chélateurs capables de former des complexes peptides – ETM, rendant ses éléments disponibles et assimilables par les plantes. Une étude des communautés microbiennes du sol, plus précisément fongiques et bactériennes, a été réalisée dans le verger Washington Navel. Ces communautés ont été caractérisées par une approche dite de séquençage en masse de l'ADN environnemental (ADNe). Ce type d'approche, en pleine expansion, permet d'accéder à la diversité, ainsi qu'à la composition en microorganismes du sol. Les résultats obtenus sur la parcelle expérimentale utilisée dans le cadre de ces travaux de thèse sont en cours d'analyse. Ils devraient notamment permettre de confirmer la présence de
micro-organismes produisant des sidérophores, ce qui constituerait un premier pas vers la confirmation de l'hypothèse émise ci-dessus.

## II.4. La minéralisation in-situ du compost jusqu'à l'arrêt des apports de compost

Les premiers résultats obtenus aussi bien sur Ferralsols que sur Fluvisol suggèrent une diminution des concentrations en ETM extraits à l'EDTA après 11 mois d'apport de compost (Chapitre 4). Cette diminution non encore explicitée, pourrait être liée à différents phénomènes relatifs au fonctionnement de l'agrosystème : lixiviation des ETM dans le sol, absorption par les plantes ou à la formation de complexes organométalliques stables.

Les résultats de ces travaux de thèse ont permis de mettre en évidence une origine différente de la mobilisation des ETM selon la nature du sol sur lequel le compost a été apporté (Chapitre 4). Il pourrait ainsi être intéressant de suivre l'influence éventuelle de la minéralisation in-situ du compost dans les sols amendés. Une approche pourrait consister à étudier parallèlement le comportement du carbone et l'évolution des formes extractibles CaCl₂ et EDTA des ETM au cours du temps. Dans ce cadre, le suivi du carbone organique dissous pourrait notamment s'avérer être un paramètre particulièrement pertinent à suivre dans les parcelles expérimentales. En effet, un tel suivi permettrait d'évaluer la présence de complexes organo-solubles.

Les résultats obtenus dans le cadre de ces travaux de thèse ont également montré que le pH joue un rôle clé dans la solubilisation du nickel et du zinc à partir des réservoirs mobilisables EDTA (Chapitre 5). Malgré l'augmentation des réservoirs mobilisables en ETM liés à l'apport du compost, ce dernier démontre une capacité à diminuer la solubilisation du nickel et du zinc, en tamponnant le pH du sol. Ce phénomène pourrait être maintenu tant que le pH du sol est contrôlé. Aussi, un arrêt des apports de compost, ou un changement d'affectation des terres, menant à une acidification des sols questionnent sur la mise en solution des réservoirs mobilisables. En effet, les sols des vergers sont connus pour s'acidifier lors de leur vieillissement et lorsqu'ils ne sont pas régulièrement réamendés à cause de l'acidification des sols (Li et al. 2014). D'autre part, une substitution du compost par une fertilisation minérale, conduirait également à un phénomène d'acidification. Ainsi, se pose la question si le changement d'affectation des terres entraînera un relargage massif des réservoirs mobilisables des ETM.

## II.5. Modélisation pour prédire le devenir des ETM dans les sols amendés

La production de compost est vouée à augmenter en Nouvelle-Calédonie, et la question du comportement des ETM, particulièrement du nickel et du chrome, demeure primordiale. Les essais agronomiques conduits sur parcelles sylvicoles et en arboriculture fruitière, ont pour vocation l'acquisition de données dans les contextes agro-pédo-climatiques locaux, mais pour des situations pédologiques très contrastées en termes de concentrations totales de nickel et de chrome. Ces essais sont très jeunes et uniques sur le
territoire. Néanmoins, les premières données générées dans le cadre de cette thèse et plus largement du projet ValoPRO-NC devront être confrontées aux résultats issus de modélisation permettant de simuler les interactions solides/liquides et notamment les concentrations en solution ou la spéciation métallique en lien avec les caractéristiques physico-chimiques du milieu considéré (pH, matière organique (acide humique, fulvique), carbone organique dissous, ...) par exemple WHAM VII ou PHREEQC.

## II.6. Des filières agricoles doivent-elles être ciblées pour la valorisation des composts ?

L'ensemble des résultats obtenus dans le cadre de ces travaux de thèse ont montré une faible mobilité du nickel (<6%) et du chrome (<1%) présent dans le compost, suggérant un faible risque lié à l'utilisation de ce compost. Néanmoins, si les fractions mobilisables demeurent faibles, les concentrations absolues en éléments peuvent être, elles, relativement conséquentes. D'autre part, les extractions cinétiques réalisées, tendent à suggérer des potentialités de mobilisation du nickel et du chrome, à plus long terme. En système d'arboriculture fruitière, une faible accumulation des ETM dans les fruits destinés à la consommation a été mis en évidence avec une absence de risque pour la santé humaine. À court terme, la filière fruit, notamment l'agrumiculture, pourrait ainsi être ciblée pour la valorisation des composts « contaminés en nickel et en chrome », étant largement développée dans le bassin versant de la Foa.

En Australie, une réglementation volontaire est mise en place pour certifier la qualité du compost selon des classes. Selon la note reçue du produit, le compost peut être utilisé soit agriculture biologique (classe A+), ou en agriculture conventionnelle, horticulture, maraîchage (classe A) ou alors dans des zones non agricoles (classe B) (AS4454 – 2012). Une réglementation similaire pourrait être envisagée en Nouvelle-Calédonie pour les mafor produits sur le territoire en ciblant leur épandage sur des cultures spécifiques en fonction de leurs concentrations en ETM.

Les résultats obtenus dans le cadre cette thèse ont montré une augmentation des concentrations en ETM mobilisables dans les Fluvisols suite aux apports de compost (Chapitre 4). Cette augmentation était plus importante que celles liées aux apports, suggérant des mécanismes in-situ de mobilisation des ETM potentiellement à partir de phases minérales porteuses considérées comme faiblement altérables et présentes dans le compost. Se pose alors nécessairement la question du devenir de ces ETM à long terme, particulièrement dans un contexte potentiellement d'acidification. Enfin, les concentrations totales en nickel et en chrome étant particulièrement importantes, la contamination anthropique générée sera conséquente, et doit amener à une réflexion sur la quantité et la fréquence des apports sur le long terme. Enfin, et bien que non abordés dans le cadre de ce travail, d'autres questionnements environnementaux pourraient se poser, notamment de l'impact de l'augmentation des concentrations en ETM sur le fonctionnement biologique des sols.
Le retour au sol de compost dont les concentrations en nickel et en chrome sont élevées, sur des sols dont les concentrations le sont encore plus peut être envisagée comme une solution judicieuse et ce particulièrement pour des filières qui nécessitent un soutien de la fertilité des sols, telle que la sylviculture sur Ferralsol. Les résultats obtenus dans le cadre de ces travaux suggèrent que l'épandage du compost mène à une mobilisation massive du nickel et du chrome provenant du sol. Ce mécanisme serait lié à une modification de l'activité biologique, plus qu'aux concentrations en nickel et en chrome contenues dans les composts utilisés. Des questionnements généraux apparaissent sur l'impact des pratiques de fertilisation, quelles qu'elles soient, de ces sols. Pour rappel, Becquer et al. (2010) avaient déjà suggéré que des pratiques de fertilisations phosphatées, indissociables de la mise en culture des Ferralsol, pouvaient mener à une mise en solution et une lixiviation du Cr(VI). L'augmentation des réservoirs mobilisables en ETM avec l'apport de compost sur Ferralsols, notamment de nickel, pourrait néanmoins supporter de futures filières de phytomine (Hipfinger et al. 2021; Zhang et al. 2014). De futures recherches pourraient ainsi être menées dans ce sens.
### III. Références

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# ANNEXES
Annexe 1 : Dispositifs expérimentaux des parcelles FSol1, FSol2 et FSol3

<figure><img src="image_109.png" /><figcaption>Figure 2.18 : Plan des parcelles FSol1 et FSol2 plantées avec *Agathis lanceolata*</figcaption></figure>
<figure><img src="image_110.png" /><figcaption>Figure 2.19 : Plan de la parcelle FSol3 du bloc B dont les échantillons de sol 1Témoin – et dose 2ont été utilisés dans ce travail, plantée avec Araucaria columnaris</figcaption></figure>
# Annexe 2 : Travaux agronomiques et implémentation de la parcelle « Jaunet »

La parcelle « Jaunet » localisée sur la station de recherche agronomique (SRA) de Pocquereux possède un historique cultural de plus de 30 ans. Avant 1990, la zone était le milieu naturel d'une station d'élevage extensif. Après 1990, la parcelle fût défrichée, et plantée avec une collection d'agrumes. Entre 2008 et 2017, du raisin de table y était cultivé. En 2017, le défrichement de la parelle a eu lieu. Avant la mise en place du dispositif expérimental, des analyses de sol sont réalisées dans les horizons 0-20 cm et 20-40 cm (Tableau A2.1).

<table><caption>**Tableau A2.1** : Moyennes et écarts-types (sd) de la capacité d'échange cationique (CEC), somme des cations d'échanges (CE), taux de saturation (%), contribution de calcium (Ca), magnésium (Mg), sodium (Na), potassium (K) à la CEC (%), pH<sub>eau</sub> et pH<sub>KCl</sub>, n=2</caption><thead><tr><th rowspan="2">Echantillon</th><th rowspan="2">Horizon</th><th colspan="2">CEC (cmol+ kg<sup>-1</sup>)</th><th colspan="2">CE (cmol+ kg<sup>-1</sup>)</th><th colspan="2">S (%)</th><th colspan="2">Ca / CEC (%)</th><th colspan="2">Mg / CEC (%)</th><th colspan="2">Na / CEC (%)</th><th colspan="2">K / CEC (%)</th><th colspan="2">pH<sub>eau</sub></th><th colspan="2">pH<sub>KCl</sub></th></tr><tr><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>moyenne</th><th>sd</th><th>Moyenne</th><th>sd</th><th>Moyenne</th><th>sd</th></tr></thead><tbody><tr><td>L2.3</td><td>0-20cm</td><td>13.9</td><td>1.9</td><td>8.2</td><td>1.4</td><td>60.5</td><td>16.6</td><td>32.9</td><td>7.3</td><td>23.1</td><td>9.7</td><td>1.8</td><td>0.7</td><td>2.7</td><td>0.3</td><td>5.3</td><td>0.4</td><td>3.9</td><td>0.2</td></tr><tr><td>L2.3</td><td>20-40cm</td><td>13.0</td><td>1.7</td><td>8.0</td><td>1.5</td><td>62.5</td><td>14.7</td><td>33.8</td><td>5.6</td><td>23.8</td><td>9.8</td><td>1.9</td><td>0.7</td><td>3.0</td><td>0.7</td><td>5.4</td><td>0.4</td><td>4.0</td><td>0.2</td></tr><tr><td>L4.5</td><td>0-20cm</td><td>13.1</td><td>1.5</td><td>7.9</td><td>2.7</td><td>59.9</td><td>16.9</td><td>36.3</td><td>11.9</td><td>16.9</td><td>3.4</td><td>1.1</td><td>0.3</td><td>5.6</td><td>2.4</td><td>5.5</td><td>0.6</td><td>4.3</td><td>0.6</td></tr><tr><td>L4.5</td><td>20-40cm</td><td>13.3</td><td>1.1</td><td>8.7</td><td>1.0</td><td>65.8</td><td>11.8</td><td>38.5</td><td>8.8</td><td>20.2</td><td>3.4</td><td>1.7</td><td>0.8</td><td>5.3</td><td>2.0</td><td>5.6</td><td>0.4</td><td>4.3</td><td>0.5</td></tr><tr><td>L6.7</td><td>0-20cm</td><td>12.1</td><td>1.2</td><td>7.1</td><td>1.6</td><td>58.3</td><td>7.3</td><td>35.1</td><td>4.9</td><td>17.9</td><td>5.7</td><td>2.1</td><td>1.1</td><td>3.1</td><td>0.9</td><td>5.3</td><td>0.1</td><td>3.9</td><td>0.1</td></tr><tr><td>L6.7</td><td>20-40cm</td><td>13.0</td><td>0.9</td><td>7.0</td><td>1.8</td><td>53.9</td><td>14.4</td><td>31.6</td><td>8.8</td><td>17.4</td><td>5.1</td><td>1.7</td><td>1.0</td><td>3.1</td><td>0.7</td><td>5.2</td><td>0.3</td><td>3.8</td><td>0.2</td></tr><tr><td>L8.9.10</td><td>0-20cm</td><td>12.2</td><td>0.3</td><td>7.3</td><td>1.6</td><td>59.5</td><td>13.3</td><td>39.5</td><td>10.2</td><td>15.0</td><td>2.4</td><td>1.0</td><td>0.3</td><td>4.1</td><td>1.6</td><td>5.3</td><td>0.3</td><td>4.0</td><td>0.3</td></tr><tr><td>L8.9.10</td><td>20-40cm</td><td>13.3</td><td>0.5</td><td>8.2</td><td>1.1</td><td>61.7</td><td>6.9</td><td>38.9</td><td>8.5</td><td>16.7</td><td>0.8</td><td>1.5</td><td>1.3</td><td>4.5</td><td>1.9</td><td>5.2</td><td>0.2</td><td>3.9</td><td>0.2</td></tr></tbody></table>

Les valeurs de CEC sont relativement faibles et les pH acides. Bien que le calcium ainsi que le magnésium soient bien représentés, le complexe d'échange est désaturé. En Nouvelle-Calédonie, de nombreux sols possèdent une forte contribution du magnésium aux cations échangeables.

En novembre 2018, deux fosses pédologiques ont été réalisées dans la parcelle pour déterminer le profil cultural du sol. La parcelle a subi ensuite un gyrobroyage (avec restitutions des résidus), puis un soulage à 80 cm. En avril 2019, après la saison des pluies, 10 tonnes de lithothamme ont été épandues en deux apports. Puis, des travaux de sols ont été réalisés, i.e., sous-solage, labour, affinage. Un piquetage a permis de guider la billonneuse pour la réalisation des billons de plantation (1m de hauteur x 1m de largeur). Les travaux de plantation ont eu lieu en août 2019 sur 15 jours de travail. Afin d'assurer la plus grande homogénéité dans les modalités de fertilisation, une quantité de sol équivalente à un godet de pelle rétro (~1 m³) est mélangée dans une bétonnière puis disposée dans le trou de plantation, avant l'implantation de l'arbre.

Après plantation, une cuvette est réalisée autour du tronc de chaque arbre pour apporter une irrigation au pied de l'arbre et développer son enracinement. Avant la mise en place d'un système d'irrigation aérien, une irrigation manuelle est réalisée plusieurs fois par semaine. Puis, un système d'irrigation est mis en place avec un goutteur de 4 L.h⁻¹ par arbre. Au niveau des modalités de plante de couverture, un système de micro-asperseur de 40 L.h⁻¹ est installé entre chaque arbre au-dessus des plantes de couverture afin d'assurer leur alimentation hydrique. En 2019, la sécheresse a touché les réserves en eau et l'irrigation a dû être réalisée sur le réseau d'eau de la ville jusqu'à la reprise des pluies. Puis jusqu'à mi-juillet 2021, l'eau
a été prélevée dans la rivière de la Pocquereux. L'irrigation est réalisée 3 fois par semaine et la quantité est ajustée selon l'évapotranspiration mensuelle estimée par les données climatiques de la SRA de Pocquereux. Les travaux agronomiques d'entretien de la parcelle (désherbage, lutte contre les cochenilles) sont réalisés par les équipes techniques de la SRA de Pocquereux, Saint-Louis et Port-Laguerre.
Annexe 3 : Incertitudes et qualités des mesures

<table><caption>**Tableau A3.1 :** Concentrations moyennes en carbone et azote (g.kg⁻¹) mesurées dans la caféine et le Wepal n°872 sol brun argileux avec leurs écart-types, coefficient de variation (CV %), le nombre d'analyses effectuées et le z-score</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>C (g.kg<sup>-1</sup>)</th><th>N (g.kg<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Caféine</td><td>Moyenne</td><td>3,5</td><td>41,2</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>0,17</td><td>2,10</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>5,01</td><td>5,09</td></tr><tr><td>n</td><td>250</td><td>250</td></tr><tr><td>Z-score</td><td>0,06</td><td>-0,38</td></tr><tr><td rowspan="5">Wepal n°872</td><td>Moyenne</td><td>286,5</td><td>496,5</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>13,43</td><td>13,54</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>4,69</td><td>2,73</td></tr><tr><td>n</td><td>1320</td><td>1320</td></tr><tr><td>Z-score</td><td>-0,14</td><td>33,58</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau A3.2 :** Concentrations moyennes en calcium, magnésium, sodium, phosphore, potassium, chrome, manganèse, nickel, cuivre et zinc (mg.kg⁻¹) et fer (g.kg⁻¹) mesurées par fusion alcaline dans les Wepal n°986 et 997 des sols sableux et un sol témoin Bois du Sud Ferralsol avec leurs écart-types, coefficient de variation (CV %), le nombre d'analyses effectuées et le z-score</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Ca<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Mg<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Na<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>P<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>K<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Fe<br>g.kg<sup>-1</sup></th><th>Cr<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Mn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Ni<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Wepal<br>n°896</td><td>Moyenne</td><td>1118</td><td>349</td><td>2339</td><td>497</td><td>6545</td><td>2,16</td><td>19</td><td>65</td><td>3,1</td><td>6,9</td><td>17</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>199</td><td>326</td><td>286</td><td>73</td><td>531</td><td>1,58</td><td>60</td><td>16</td><td>4,9</td><td>2,9</td><td>10,2</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>18</td><td>57</td><td>12</td><td>15</td><td>8</td><td>73</td><td>314</td><td>25</td><td>155</td><td>43</td><td>59</td></tr><tr><td>n</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>96</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Z-score</td><td>0,56</td><td>17,39</td><td>-0,57</td><td>-0,81</td><td>-0,18</td><td>0,03</td><td>0,13</td><td>-0,77</td><td>0,17</td><td>-0,37</td><td>-0,19</td></tr><tr><td rowspan="5">Wepal<br>n°997</td><td>Moyenne</td><td>3994</td><td>618</td><td>4498</td><td>532</td><td>8182</td><td>5769</td><td>47</td><td>256</td><td>9,6</td><td>5,9</td><td>24</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>247</td><td>716</td><td>373</td><td>42</td><td>393</td><td>842</td><td>31</td><td>19</td><td>4,9</td><td>2,2</td><td>7</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>6</td><td>409</td><td>8</td><td>8</td><td>5</td><td>15</td><td>65</td><td>8</td><td>51</td><td>38</td><td>30</td></tr><tr><td>n</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>22</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Z-score</td><td>0,92</td><td>57,10</td><td>1,07</td><td>0,79</td><td>0,68</td><td>6,84</td><td>0,09</td><td>0,55</td><td>0,12</td><td>-0,05</td><td>0,09</td></tr><tr><td rowspan="5">Bois<br>du<br>Sud</td><td>Moyenne</td><td>45</td><td>2599</td><td>27</td><td>8097</td><td>28</td><td>494</td><td>15176</td><td>3745</td><td>8098</td><td>26</td><td>27</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>29,47</td><td>182</td><td>32</td><td>241</td><td>17</td><td>35</td><td>1258</td><td>179</td><td>242</td><td>5</td><td>5</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>66</td><td>7</td><td>117</td><td>3</td><td>60</td><td>7</td><td>8</td><td>5</td><td>3</td><td>17</td><td>17</td></tr><tr><td>n</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>125</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Z-score</td><td>1,52</td><td>14,25</td><td>0,85</td><td>33,46</td><td>1,67</td><td>14,29</td><td>12,06</td><td>20,82</td><td>33,46</td><td>5,73</td><td>5,73</td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Tableau A3.3 :** Concentrations moyennes en calcium, magnésium, phosphore, potassium (g.kg⁻¹), sodium, fer, chrome, manganèse, nickel, cuivre et zinc (mg.kg⁻¹) mesurées par extraction à l'eau régale dans les Wepal n°1804 avec leurs écart-types, coefficient de variation (CV %), le nombre d'analyses effectuées et le z-score</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Ca<br>g.kg<sup>-1</sup></th><th>Mg<br>g.kg<sup>-1</sup></th><th>Na<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>P<br>g.kg<sup>-1</sup></th><th>K<br>g.kg<sup>-1</sup></th><th>Fe<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cr<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Mn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Ni<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Wepal<br>n°896</td><td>Moyenne</td><td>15,26</td><td>3,32</td><td>0,71</td><td>0,71</td><td>877</td><td>538</td><td>1,84</td><td>451</td><td>1,22</td><td>3,17</td><td>26</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>0,75</td><td>0,12</td><td>0,08</td><td>0,09</td><td>137</td><td>167</td><td>0,93</td><td>18</td><td>1,21</td><td>0,14</td><td>2</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>5</td><td>4</td><td>12</td><td>12%</td><td>16%</td><td>31</td><td>50</td><td>4</td><td>99</td><td>4</td><td>6</td></tr><tr><td>n</td><td>3</td><td>5</td><td>3</td><td>3</td><td>3</td><td>7</td><td>6</td><td>4</td><td>6</td><td>6</td><td>4</td></tr><tr><td>Z-score</td><td>-0,31</td><td>-0,69</td><td>-0,50</td><td>-0,504</td><td>-0,27</td><td>-0,30</td><td>0,97</td><td>-1,16</td><td>-1,16</td><td>-0,63</td><td>-0,52</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau A3.4 :** Concentrations moyennes en calcium, magnésium, phosphore, potassium (g.kg⁻¹), sodium, fer, chrome, manganèse, nickel, cuivre et zinc (mg.kg⁻¹) mesurées par extraction CaCl₂, EDTA 1 h et 24 h dans le BCR n°483 de sols amendés par des boues de station d'épuration, les témoins internes FOA Fluvisol et IAC Ferralsol avec leurs écart-types, coefficient de variation (CV %), le nombre d'analyses effectuées et le z-score</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th colspan="4">CaCl<sub>2</sub></th><th colspan="4">EDTA 1 h</th><th colspan="4">EDTA 24 h</th></tr><tr><th>Cr<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Ni<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cr<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Ni<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cr<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Ni<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Cu<br>mg.kg<sup>-1</sup></th><th>Zn<br>mg.kg<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">BCR</td><td>Moyenne</td><td>0,510</td><td>1,610</td><td>1,613</td><td>7,484</td><td>35</td><td>28</td><td>224</td><td>533</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>0,082</td><td>0,206</td><td>0,302</td><td>1,766</td><td>4</td><td>2</td><td>12</td><td>48</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>16%</td><td>13%</td><td>19%</td><td>24%</td><td>11%</td><td>5%</td><td>5%</td><td>9%</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>n</td><td>8</td><td>8</td><td>8</td><td>8</td><td>11</td><td>11</td><td>11</td><td>11</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Z-score</td><td>-0,24</td><td>-0,48</td><td>0,37</td><td>-3,05</td><td>-1,80</td><td>-1,08</td><td>-1,44</td><td>1,05</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="5">Te<br>FOA</td><td>Moyenne</td><td>0,111</td><td>2,228</td><td>0,300</td><td>1,367</td><td>2,11</td><td>18,02</td><td>11,16</td><td>5,45</td><td>4,62</td><td>21,12</td><td>16,84</td><td>10,47</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>0,030</td><td>0,345</td><td>0,052</td><td>2,195</td><td>0,184</td><td>0,542</td><td>0,964</td><td>2,04</td><td>0,24</td><td>0,49</td><td>0,52</td><td>5,96</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>27%</td><td>15%</td><td>17%</td><td>161%</td><td>9%</td><td>3%</td><td>9%</td><td>37%</td><td>5%</td><td>2%</td><td>3%</td><td>57%</td></tr><tr><td>n</td><td>10</td><td>10</td><td>10</td><td>10</td><td>21</td><td>21</td><td>21</td><td>21</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td></tr><tr><td>Z-score</td><td>-0,587</td><td>0,638</td><td>0,398</td><td>-0,263</td><td>-0,229</td><td>-0,85</td><td>-0,22</td><td>-0,18</td><td>-0,16</td><td>-0,50</td><td>-1,16</td><td>0,32</td></tr><tr><td rowspan="5">Te IAC</td><td>Moyenne</td><td>0,016</td><td>7,259</td><td>0,002</td><td>0,089</td><td>1,754</td><td>47,583</td><td>1,092</td><td>2,694</td><td>6,014</td><td>6,014</td><td>1,703</td><td>5,52</td></tr><tr><td>Ecart-type</td><td>0,003</td><td>1,714</td><td>0,002</td><td>0,036</td><td>0,146</td><td>5,299</td><td>0,126</td><td>0,473</td><td>1,107</td><td>1,107</td><td>0,206</td><td>2,151</td></tr><tr><td>CV (%)</td><td>17%</td><td>24%</td><td>109%</td><td>40%</td><td>8%</td><td>11%</td><td>12%</td><td>18%</td><td>18%</td><td>18%</td><td>12%</td><td>39%</td></tr><tr><td>n</td><td>13</td><td>13</td><td>13</td><td>13</td><td>16</td><td>16</td><td>16</td><td>16</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td></tr><tr><td>Z-score</td><td>1,088</td><td>0,886</td><td>-0,094</td><td>-0,225</td><td>0,465</td><td>0,364</td><td>0,994</td><td>1,805</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,045</td><td>1,647</td></tr></tbody></table>
# Annexe 4 : Protocoles détaillés, calcul des concentrations mesurées

## Concentrations en carbone et azote

La prise d'échantillon, 25 mg broyé à 0,25 mm a été conditionnée dans des capsules en étain qui permettent une montée rapide en température à plus de 300°C. L'échantillon tombe dans la première colonne de combustion, chauffée à 1 000°C, en étant véhiculé par l'hélium, un gaz inerte. L'échantillon finit son oxydation au contact des oxydes de cuivre et de chrome. La laine d'argent piège le soufre et les halogènes. Dans la seconde colonne, i.e. la colonne de réduction, chauffée à 600°C, le cuivre réagit avec l'oxygène en excès et les NOₓ sont réduits en N₂. L'eau contenue dans l'échantillon est ensuite piégée par le perchlorate de magnésium. La chromatographie gazeuse permet de séparer le N₂ et le CO₂. Le flux de gaz contenant l'échantillon entre alors dans le spectromètre de masse, où le gaz est ionisé et accéléré en un faisceau étroit. Le signal produit est amplifié et mesuré, permettant de mesurer la concentration en carbone.

## Concentrations en nitrates et nitrites

Le dosage des nitrates est réalisé par une réduction en nitrites sur une colonne de cadmium cupérisé et une réaction avec la sulfanilamide engendrant la formation d'un composé diazo avec la N-naphtyl éthylène diamine, donnant une couleur rouge par colorimétrie. L'ammonium est quant à lui déterminé selon la réaction de Berthelot. En présence d'ammonium et d'hypochlorite, un dérivé du phénol va former un indophénol. Ce dernier a une couleur bleu vert en milieu alcalin dont l'absorbance est mesurée à 660 nm. Les concentrations en nitrate et nitrite sont déterminées selon le calcul suivant :

$$ \text{Concentration (mg kg}^{-1} \text{ de N(NO}_3\text{))} = \frac{\frac{(C - C_e) \times Fh \times 0.025 \times \frac{14}{(14 + 16 \times 3)}}{(M \div 1000)}} $$

$$ \text{Concentration (mg kg}^{-1} \text{ de N(NH}_4\text{))} = \frac{\frac{(C - C_e) \times Fh \times 0.025 \times \frac{14}{(14 + 1 \times 4)}}{(M \div 1000)}} $$

Soit, $C_e$ : la concentration en mg.L⁻¹ de NH₄; $C_b$ : la concentration du blanc en mg.L⁻¹; Fh : le facteur d'humidité; 0.025 : le volume KCl en L; M : la masse en g de l'échantillon converti en kg; $\frac{14}{(14+16\times3)}$ : ratio de N dans NO₃; $\frac{14}{(14+1\times4)}$ : ratio de N dans NH₄.
## Concentration en ETM totale

Le calcul utilisé permettant d'obtenir la concentration en ETM après les différentes méthodes d'extraction chimique, i.e., attaque à l'eau régale, HNO₃ ou les extractions simples ou cinétiques, développés dans les paragraphes suivants, correspond à :

$$C (\text{mg.kg}^{-1}) = \frac{(C_e - C_b) \times V}{M}$$

Soit, C_e : Concentration de l'échantillon en mg.L⁻¹ ; C_b : Concentration du blanc en mg.L⁻¹ ; V : Volume du minéralisat ou extractant en mL ; M : masse de la prise d'échantillon en g.

Remarque- Pour l'étude de l'évolution des ETM pendant le processus de compostage, l'ensemble des concentrations mesurées selon les différentes extractions chimiques ont été recalculées par rapport à la perte de masse en se référant à la concentration en phosphore (P), étant donné que cet élément reste stable pendant le processus de compostage (Paillat et al. 2005), (cf. Chapitre 3).

## Concentration pour la fraction F4 de l'extraction séquentielle

Pour les concentrations mesurées dans la phase résiduelle de la fraction F4, il a été nécessaire de réajuster les concentrations obtenues par rapport à la masse de résidu restante dans le culot et prendre en compte la perte de matière organique après les différentes étapes des extractions séquentielles.
Soit en effectuant le calcul suivant :

$$C (\text{mg.kg}^{-1}) = \frac{\left( \frac{C_e \times Mc_f}{C} - C \right) \times Fh}{Mc_i^b/M}$$

Soit, Ce : concentration de l'échantillon en mg.L⁻¹ ; Mcf : masse finale du résidu après les 3 étapes de l'extraction séquentielle en g ; Mci : masse initiale du compost prélevé pour le début des extractions séquentielles en g ; Cb : concentration du blanc en mg.L⁻¹ ; M : masse de la prise d'échantillon pour réaliser la fusion alcaline de F4; Fh : facteur d'humidité.
Annexe 5 : Concentrations CaCl₂ dans les composts à t0 et à t180 jours

<table><thead><tr><th></th><th>Cr</th><th>Ni</th><th>Cu</th><th>Zn</th></tr><tr><th></th><th>µg.L<sup>-1</sup></th><th>µg.L<sup>-1</sup></th><th>µg.L<sup>-1</sup></th><th>µg.L<sup>-1</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td>A-t0</td><td>6</td><td>59</td><td>39</td><td>26</td></tr><tr><td>A-t12</td><td>15</td><td>60</td><td>27</td><td>23</td></tr><tr><td>B-t0</td><td>7</td><td>75</td><td>79</td><td>20</td></tr><tr><td>B-t12</td><td>16</td><td>74</td><td>30</td><td>603</td></tr><tr><td>C-t0</td><td>10</td><td>86</td><td>54</td><td>66</td></tr><tr><td>C-t12</td><td>22</td><td>78</td><td>36</td><td>541</td></tr></tbody></table>
Annexe 6 : Intégration de la thèse dans le projet ValoPRO-NC

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Thèse

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