# Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration

Geneviève Chiapusio, Bernard David, Sara Puijalon, Philippe Binet, Stéven Criquet

<figure><img src="image_1.png" /></figure>

## To cite this version:

Geneviève Chiapusio, Bernard David, Sara Puijalon, Philippe Binet, Stéven Criquet. Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration. Université Savoie Mont Blanc. 2022. hal-04389153

HAL Id: hal-04389153

https://hal.science/hal-04389153v1

Submitted on 11 Jan 2024

HAL is a multi-disciplinary open access
archive for the deposit and dissemination of sci-
entific research documents, whether they are pub-
lished or not. The documents may come from
teaching and research institutions in France or
abroad, or from public or private research centers.

L'archive ouverte pluridisciplinaire HAL, est
destinée au dépôt et à la diffusion de documents
scientifiques de niveau recherche, publiés ou non,
émanant des établissements d'enseignement et de
recherche français ou étrangers, des laboratoires
publics ou privés.

Public Domain
# Titre de l'action :
## Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration
### DynaMOT

## Rapport final
26 septembre 2022

Action n° 58 du Programme 2018 au titre de l'accord - cadre
Agence de l'Eau ZABR

Coordinateurs : Geneviève Chiapusio (UMR CARRTEL USMB INRAE) - Bernard David (UMR Edytem CNRS USMB)

Rédacteurs associés : Sara PUIJALON (UMR LEHNA CNRS Université Lyon 1), Philippe BINET (UMR ChronoEnvironnement CNRS UBFC), Steven Criquet (UMR IMBE CNRS Univ. Aix Marseille)

Partenaire : CEN Savoie

Référents Agence de l'eau RMC : François Chambaud, Laurent Cadilhac, Julie Jeanpert

Référente ZABR : Anne Clément
## Contributeurs au projet DynaMOT :

### CARRTEL

Personnel : J.N. Avriller, G. Chiapusio, A. Millery-Vignes, N. Tissot

*Stagiaires*: H. Lezarme (M2), E. Legrand (M1), H. Clin (DUT1)

*CDD*: H. Lezarme (1 mois)

### Edytem

Personnel : B. David, P. Fanget, M. Pin

*Stagiaires*: H. Lezarme (M2), F.Tevanu (M2), A.Dupanloup (M1), C.Python (L3), E. Nicolas (DUT 2), L. Leroy (DUT 2)

### ChronoEnvironnement

Personnel : P. Binet

*Stagiaires*: C. Granvallet (CMI2), P.Bregaint (BTS2)

*CDD*: F. Choulet (2 mois)

### IMBE

Personnel : S. Criquet

### LEHNA

Personnel : S. Puijalon

### CEN Savoie

### Remerciements

Les auteurs remercient l'Agence de l'eau Méditerranée-Corse pour le financement du projet et la ZABR, dans le cadre de leur accord-cadre de coopération 2018-2021, O.Gorin, S. Stroffek, L. Cadilhac, Julie Jeanpert et F. Chambaud de l'Agence de l'eau RMC et Anne Clemens de la ZABR.

Nous remercions également l'ensemble des contributeurs cités ci-dessus qui ont participé aux campagnes d'échantillonnages et/ou réalisé une partie des analyse chimiques et biologiques présentées ainsi que notre partenaire le CEN Savoie pour l'aide à la mise en place et gestion des exclos, et la mise à disposition de données de caractérisation du site (données météorologiques, hauteurs des nappes, couverture végétale).

### Pour citer ce document :

G.Chiapusio, S.Puijalon, P.Binet, S.Criquet et B.David (2022) Dynamique des transferts et effets des micropolluants organiques persistants dans le fonctionnement d'une tourbière alcaline en restauration, Action 58 programme 2018 ZABR-Agence de l'eau RMC.
Table des matières

1. INTRODUCTION : CONTEXTE ET OBJECTIFS 5

1.1. Contexte 5

1.2. Objectifs du projet 6

2. LA ZONE HUMIDE DE CHAUTAGNE 7

2.1. Le site d'étude 7

2.1.1. CONTEXTE GEOGRAPHIQUE DU SITE 7

2.1.2. CONTEXTE HYDRAULIQUE : 9

2.1.3. CONTEXTE PEDOLOGIQUE : 9

2.2. Mise en place des exclos 9

2.2.1. LOCALISATION DES EXCLOS NORD, SUD ET TEMOIN 9

2.2.2. MISE EN PLACE ET CONFIGURATION DES EXCLOS (MAI 2018) 9

3. MATERIELS ET METHODES 11

3.1 Expérimentations 11

3.1.1 CAMPAGNES DE TERRAIN ET PRELEVEMENTS DES ECHANTILLONS DE PLANTES ET SOLS 11

3.1.2 MATERIELS DEPLOYES SUR SITE POUR LA DETERMINATION DES FLUX DE PHYTOSANITAIRES EMIS ET RECEPTIONNES PAR LE SOL 13

3.1.3 SUIVI DES CONCENTRATIONS EN PESTICIDES DANS L'ATMOSPHERE 16

3.1.4 SUIVI DES CONCENTRATIONS EN PESTICIDES DANS LES DRAINS ET LA NAPPE 17

3.2 Méthodes d'analyses 18

3.2.1 CARACTERISATION PHYSICO-CHIMIQUE DES SOLS 18

3.2.2 PREPARATION DES ECHANTILLONS DE SOLS ET PLANTES APRES ECHANTILLONNAGE SUR LE TERRAIN 18

3.2.3 ANALYSE DES PESTICIDES DANS LES MATRICES SOL, EAU, PLANTES ET ATMOSPHERE 19

3.2.4. DETERMINATION DES INDICATEURS BIOLOGIQUES 21

4. IMPACT DU DECAPAGE DU SOL SUR LE FONCTIONNEMENT BIOLOGIQUE DU MILIEU ET LE DEVENIR DES PESTICIDES 25

4.1 Effet du décapage sur les pesticides et le fonctionnement de la rhizosphère 27

4.1.1. EFFET DU DECAPAGE SUR LES CONCENTRATIONS D'ATRAZINE ET METOLACHORE DANS LES SOLS RHIZOSPHERIQUES 28

4.1.2. EFFET DU DECAPAGE SUR LES CONCENTRATIONS D'ATRAZINE ET METOLACHORE DANS LES PARTIES SOUTERRAINES DES PLANTES (RACINES ET RHIZOMES) 29

4.1.3. EFFET DU DECAPAGE : INDICATEURS BIOLOGIQUES DU FONCTIONNEMENT DE LA RHIZOSPHERE 30

4.1.4. EFFET DU DECAPAGE : INDICATEURS PHYSICO-CHIMIQUES DES SOLS 33

4.1.5. EFFET DU DECAPAGE : INTEGRATION DES DIFFERENTS PARAMETRES MESURES 35

4.1.6. DISCUSSION-CONCLUSION 37

4.2. Effet du décapage sur le devenir des pesticides dans les sols et les plantes en fonction des saisons 39

4.2.1. EFFET DU DECAPAGE SUR LES CONCENTRATIONS D'ATRAZINE ET DE METOLACHORE DANS LES SOLS 40
<table><tr><td>4.2.2. EFFET DU DECAPAGE SUR LES CONCENTRATIONS D'ATRAZINE ET DE METOLACHLORE DANS LES PARTIES SOUTERRAINES (RACINES ET RHIZOMES) DES PLANTES</td><td>42</td></tr><tr><td>4.2.3. FACTEUR DE BIOCONCENTRATION (BCF)</td><td>44</td></tr><tr><td>4.2.4. EFFET DU DECAPAGE SUR DES CARACTERISTIQUES PHYSICO-CHIMIQUES DES SOLS RHIZOSPHERIQUES</td><td>45</td></tr><tr><td>4.2.5. EFFET DU DECAPAGE : INTEGRATION DES DIFFERENTS PARAMETRES MESURES</td><td>48</td></tr><tr><td>4.2.6. DISCUSSION-CONCLUSION</td><td>50</td></tr><tr><td>4.3 Effet du décapage du sol sur les traits physiologiques d'une espèce exotique envahissante, le solidage (Solidago gigantea)</td><td>50</td></tr><tr><td>4.3.1. EFFET DU DECAPAGE EN JUIN 2019 DANS L'EXCLOS SUD ET L'EXCLOS NORD</td><td>51</td></tr><tr><td>4.3.2. EFFET DU DECAPAGE EN JUIN 2019 ET SEPTEMBRE 2019 DANS L'EXCLOS NORD</td><td>53</td></tr><tr><td>4.3.3 DISCUSSION- CONCLUSION</td><td>55</td></tr></table>

5 IMPACT DU DECAPAGE DU SOL SUR LA DYNAMIQUE DE TRANSFERT DES PESTICIDES DANS LE MILIEU 56

<table><tr><td>5.1 Processus de transfert des phytosanitaires</td><td>56</td></tr><tr><td>5.1.1 TRANSFERT SOL - ATMOSPHERE :</td><td>56</td></tr><tr><td>5.2.2 TRANSFERT ATMOSPHERE - SOL : CONCENTRATIONS ATMOSPHERIQUES ET FLUX DE RETOMBEES ATMOSPHERIQUES</td><td>85</td></tr><tr><td>5.2.3 SUIVI DES PHYTOSANITAIRES DANS LES EAUX</td><td>87</td></tr><tr><td>5.3 Bilan des flux de pesticides en entrée/sortie du sol, influence du décapage</td><td>95</td></tr><tr><td>5.3.1 SCHEMAS CONCEPTUELS</td><td>95</td></tr><tr><td>5.3.2 ESTIMATIONS DES FLUX DE PESTICIDES :</td><td>97</td></tr><tr><td>5.3.3 APPROCHE PAR MODELISATION</td><td>103</td></tr></table>

6. CONCLUSIONS- LIVRABLES DU PROJET DYNAMOT 107

<table><tr><td>6.1 Ecodynamique des contaminants</td><td>107</td></tr><tr><td>6.2. Indicateurs physico-chimiques et biologiques proposés pour le suivi d'une opération de décapage du sol en zone humide</td><td>109</td></tr><tr><td>6.3 Transposabilité, préconisations et points de vigilance lors des travaux de gestion</td><td>110</td></tr><tr><td>6.5 Valorisation : Rapport bibliographique ; Fiches outils (ZABR) ; Comparaison avec des projets de l'Agence de l'eau RMC.</td><td>112</td></tr><tr><td>6.6. Perspectives du projet DynaMOT</td><td>114</td></tr></table>

<table><tr><td>7. BIBLIOGRAPHIE</td><td>116</td></tr><tr><td>LISTE DES FIGURES</td><td>124</td></tr><tr><td>LISTE DES TABLEAUX</td><td>129</td></tr><tr><td>ANNEXES</td><td>130</td></tr><tr><td>ANNEXE 1 - Météorologies sur le site de chautagne - commune de chindrieux (73)</td><td>131</td></tr></table>

<table><tr><td>ANNEXE 2 - Fiche technique 1 : « Mise en place d'une chambre à flux pour la mesure de contaminants evapotranspirés »</td><td>135</td></tr></table>
ANNEXE 3 - Paramètres physico-chimiques généraux (C, N, P, C/N, pH, CEC, calcaire total taux humidité) des sols decapés/non decapés quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les 3 exclos (nord, sud et temoin) en juin et septembre 2018 et 2019. 140

ANNEXE 4 - Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (glomaline, respirometrie, S, H', AWCD) quantifiés (moyenne ± ecart-type) dans les sols decapés/non decapés des 3 exclos (nord, sud et temoin) en juin et septembre 2018 et 2019. 143

ANNEXE 5 Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (phénols, flavonoïdes, protéines, mycorhizes) quantifiés (moyenne ± ecart-type) dans les plantes (parties souterraines et/ou aériennes) des sols decapés/non decapés des 3 exclos (nord, sud et temoin) en juin et septembre 2018 et 2019. 145

ANNEXE 6 - Exemples de concentrations en pesticide dans l'atmosphère. 148

ANNEXE 7 - Profils des flux de pesticides dans les differents compartiments. 149

ANNEXE 8 - Rapport de concentrations A/M et M/E dans différentes phases aqueuses. 150

ANNEXE 9 - Schémas conceptuels de l'atrazine et du métolachlore, années 2018 et 2019, et saisons été - automne. 151

ANNEXE 10 - Porosité du sol en fonction de la profondeur. 155

ANNEXE 11 - Transfert des phytosanitaires, approche par modélisation. 156

# 1. Introduction : Contexte et objectifs

## 1.1. Contexte

Les tourbières sont des zones humides fragiles qui ont été très souvent exploitées comme source de combustible (tourbe) ou drainées pour y installer des cultures. Ces zones humides sont des milieux naturels importants dans la préservation de la ressource en eau et pour le stockage du carbone. A l'heure actuelle, la restauration des tourbières représente un enjeu primordial pour les gestionnaires d'espaces naturels en vue de revenir à un fonctionnement écologique optimal. Jusqu'à aujourd'hui, la restauration écologique des tourbières a donné lieu à de nombreuses études centrées principalement sur les moyens techniques à mettre en œuvre pour retrouver un état hydrique le plus proche possible de l'état initial. Celui-ci permet
d'assurer un bon fonctionnement hydraulique, biogéochimique et écologique en termes de biodiversité et de services écosystémiques.

Depuis 2016, le CEN Savoie gère la réhabilitation d'une ancienne zone agricole de 60 ha possédant 23 km de drains (parcelle D 760), qui a été exploitée sur une tourbière alcaline. Ce projet de réhabilitation a pour principal objectif un retour à un fonctionnement hydraulique optimal. Pour cela, en septembre 2019, le CEN a décapé l'horizon de surface de la tourbière sur 10 cm pour reboucher les drains et provoquer ainsi une remontée des eaux de la nappe sous-jacente. Cette action pose de nombreuses questions relatives à l'hydrologie du site, au fonctionnement du sol, au développement de la végétation ainsi que sur le devenir des produits phytosanitaires épandus après 30 années d'activité agricole.

C'est dans ce contexte que s'intègre le projet Dynamot « Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration » d'une durée de deux ans pour les campagnes de prélèvements in situ (2018-2019). Il a donc été réalisé avant le début de la restauration du site par le CEN Savoie, démarrée en septembre 2019. Ce projet bénéficie d'un partenariat avec le CEN Savoie et intègre des chercheur-e-s de différentes disciplines de 5 laboratoires français : CARRTEL (UMR USMB INRAE), Edytem (UMR CNRS, USMB), Chrono-Environnement (UMR CNRS, UBFC), IMBE (UMR CNRS, UAM), LEHNA (UMR CNRS, UL).

## 1.2. Objectifs du projet

A l'heure actuelle, comprendre le devenir des phytosanitaires dans des tourbières alcalines en restauration, notamment leur dynamique de dispersion et/ou rétention dans des milieux riches en matière organique et saturés en eau ainsi que leur transfert potentiel dans les compartiments biologiques, est un enjeu sociétal et scientifique d'importance. A notre connaissance, il existe peu de travaux regroupant l'ensemble de ces problématiques.

Les quatre objectifs principaux du projet Dynamot sont les suivants :

**Objectif 1** : Synthèse bibliographique sur la « Dynamique des Transferts de pesticides dans les tourbières et réponses de la végétation et des microorganismes » (G.Chiapusio, S.Puijalon, P.Binet, S.Criquet et B.David, **2019**). Cette étude comporte deux parties principales : (1) les processus de sorption, transferts et dégradation des pesticides dans le milieu (air, eau, sol, plantes), et (2) les réponses de la végétation et des communautés microbiennes aux pesticides (plantes, mycorhizes, microorganismes du sol).

**Objectif 2** : Quantifier les phytosanitaires présents dans les compartiments eau - sol - plantes - atmosphère sur deux saisons (été et automne) et sur deux années (2018 et 2019), afin d'évaluer leurs voies de transfert et stockage possibles. La mise en évidence du ou des processus de transfert dominant(s) est attendue.
**Objectif 3** : Evaluer les réponses biologiques spatio-temporelles de la rhizosphère et déterminer des indicateurs biologiques pertinents en lien avec les contaminants, le décapage du sol et les paramètres physico-chimiques.

**Objectif 4** : Synthétiser les méthodologies mises au point et utilisées dans de ce projet à travers la réalisation de 4 fiches techniques pour la ZABR.

*Fiche technique 1* - « Chambre à flux pour la mesure des flux de contaminants évapotranspirés à partir du sol».

*Fiche technique 2* - « Méthodologie de préparation des échantillons de plantes et de sols associés pour des analyses chimiques (pesticides, physico-chimie des sols) et biologiques (plantes-microorganismes) ».

*Fiche technique 3* - « Protocoles d'extraction de faibles teneurs en pesticides dans les plantes».

*Fiche technique 4* - « Protocole de suivi et préconisations et pour la restauration de zones humides tourbeuses faisant l'objet d'une contamination par des phytosanitaires ».

## 2. La zone humide de Chautagne

### 2.1. Le site d'étude

#### 2.1.1. Contexte géographique du site

Le site d'étude est situé au Nord du Lac de Bourget, en plaine de Chautagne sur la commune de Chindrieux en Savoie (Parcelle D705 ; Route de Vions, Coordonnées GPS : 45.828922, 5.826218). Il est proche du lac du Bourget et du Rhône (**Figure 1**). La commune a récupéré la jouissance du site qui était exploité en maïsiculture, et à confier sa restauration au CEN Savoie.

Sur la parcelle D 705, deux zones de travail ont été délimitées, au Nord (Exclos Nord) et au Sud (Exclos Sud). Une zone Témoin (Exclos Témoin) n'ayant jamais fait l'objet de pratique agricole intensive (pas d'utilisation de phytosanitaires déclarée) a également été délimitée sur une parcelle adjacente (**Figure 2**).
<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>**Figure 1.** Localisation de la parcelle D 705, terre à nue (cerclée en rouge) à proximité du Lac du Bourget et du Rhône (https://www.geoportail.gouv.fr/carte; 2015). Le réseau hydrographique apparaît en bleu.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>**Figure 2.** Localisation des exclos Nord, Sud et Témoin du site d'étude D 705 en Chautagne (73), et gradient hydraulique (flèche bleue).</figcaption></figure>
### 2.1.2. Contexte hydraulique :

L'aquifère de la plaine de Chautagne-Rhône amont constitue une ressource patrimoniale majeure actuelle et future car c'est l'une des plus importantes en Rhône-Alpes (Agence de l'eau RMC-Burgeap, 2014).

L'écoulement de la nappe sur la parcelle D705 avant la restauration de septembre 2019, se faisait à une vitesse d'environ 1 cm/jour dans une direction Nord-Sud (Figure 2). Les drains ont une profondeur moyenne de 0,6 m et peuvent communiquer avec à la nappe selon les conditions saisonnières (hauteur de nappe fluctuant de 0,80 m à la surface du sol en 2018 et 2019, Annexe 1).

### 2.1.3. Contexte pédologique :

Une analyse pédologique réalisée en 2016 (Gahon, 2016), montre que les exclos Nord et Sud sont homogènes avec un horizon de surface (0-20 cm) majoritairement constitué d'argile. Cet horizon minéralisé, résulte de l'impact de 30 années de drainage et de labourage des terres avec un taux de matière organique d'environ 25%, pouvant atteindre 60% dans l'horizon profond constitué principalement de tourbe. La tourbe apparaît dans l'horizon de subsurface, au-delà de 60 cm, et son épaisseur a été évaluée entre 6 et 9 m (Agence de l'eau RMC-Burgeap, 2014).

## 2.2. Mise en place des exclos

### 2.2.1. Localisation des exclos Nord, Sud et Témoin

L'implantation des exclos a été réalisée à partir d'une étude préliminaire (Chiapusio et al., 2016). Elle s'appuie sur i) la connaissance du gradient hydrique (Nord vers Sud), ii) la présence d'un gradient apparent de contaminants entre les zones Nord et Sud (Nord<Sud) et iii) de l'accessibilité des zones pour les prélèvements et les mesures in situ de contaminants (Figure 2).

L'emplacement de l'exclos témoin a été sélectionné dans une zone appartenant au même complexe tourbeux que la parcelle D 705, qui n'a été ni cultivée ni amendée en phytosanitaires.

### 2.2.2. Mise en place et configuration des exclos (mai 2018)

Tous les exclos sont délimités par un grillage afin d'éviter tout empiétement de la zone (fauches agricoles et intrusion de sangliers). Chaque exclos représente une surface d'environ 130 m² divisée en deux zones : une zone où le sol a été décapé sur 15 cm et une autre zone où le sol n'a pas été décapé (Figure 3). Les décapages des exclos Nord et Sud ont été réalisés à l'aide d'une pelle mécanique, en collaboration avec le CEN Savoie et l'ONF. Le décapage de l'exclos témoin a été réalisé manuellement pour des raisons de non-accessibilité de l'engin.
<figure><img src="image_4.png" /></figure>

**Figure 3.** Exclos Nord, Sud et Témoin lors de la première campagne de prélèvement en juin 2018. Pour chaque exclos la moitié de la surface est décapée sur 15 cm (photographies du haut) et l'autre n'est pas décapée (photographies du bas).

Pour chaque exclos et pour chaque modalité (décapé, pas décapé), quatre « zones-réplicats » ont été balisées d'environ 6 m² chacune. Elles permettent de réaliser les prélèvements des plantes et des sols rhizosphériques associés au même endroit lors des différentes campagnes de 2018 et 2019. Dans chaque exclos, deux autres emplacements sont réservés pour les analyses intégratives hebdomadaires *in situ* des contaminants dans la zone décapée et non décapée (émissions gazeuse/particulaires, évapotranspiration et retombées atmosphériques).

Des piézomètres ont également été installés au centre de chaque exclos en fin de campagne 2018 par le CEN Savoie. Tous les exclos ont été équipés à la fin de l'automne 2018, de sondes permettant des relevés automatiques (Figure 4).
<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>**Figure 4.** Configuration-type d'un exclos de 130 m². R1, R2, R3, R4 : délimitation des 4 réplicats de 6 m² chacun. Dispositifs 1 et 2, destinés aux prélèvements des émissions de phytosanitaires provenant du sol, pour des mesures in situ intégratives hebdomadaires.</figcaption></figure>

# 3. Matériels et méthodes

## 3.1 Expérimentations

### 3.1.1 Campagnes de terrain et prélèvements des échantillons de plantes et sols

Quatre campagnes de terrain ont été réalisées sur le site de Chautagne pour prélever dans les 3 exclos des plantes et les sols rhizosphériques associés, les eaux des drains, les eaux
des piézomètres, et recueillir les émissions du sol et les phytosanitaires présents dans l'atmosphère (tableau 1).

<table><caption>Tableau 1. Dates des campagnes de prélèvements.</caption><thead><tr><td></td><td>Plantes et sols rhizosphériques</td><td>Eaux des drains, Piézomètres, Emissions du sol, Atmosphère</td></tr></thead><tbody><tr><td>Campagne 1</td><td>13-14 juin 2018</td><td>du 16 juin au 25 juillet 2018</td></tr><tr><td>Campagne 2</td><td>18-19 septembre 2018</td><td>du 28 septembre au 11 décembre 2018</td></tr><tr><td>Campagne 3</td><td>26-27-28 juin 2019</td><td>du 05 juin au 08 juillet 2019</td></tr><tr><td>Campagne 4</td><td>4-5-6 septembre 2019</td><td>du 27 août au 27 septembre 2019</td></tr></tbody></table>

Le choix des plantes a été déterminé en fonction de l'abondance des espèces de plantes présentes naturellement dans les exclos. Ainsi, en fonction des saisons et des exclos, ce ne sont pas toujours les mêmes espèces qui ont été prélevées. En juin 2018, il n'a pas été possible d'identifier les espèces présentes juste après décapage, pour les monocotylédones (*Setaria* sp dans l'exclos Sud et *Juncus* Sp dans le témoin). En septembre 2018, les identifications menées par le CEN Savoie ont confirmé un mélange d'espèces selon la localisation des exclos et de la saison (Tableau 2).
<table><caption>**Tableau 2.** Espèces végétales identifiées dans les exclos lors des campagnes de 2018 et de 2019.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Juin</th><th colspan="2">Septembre</th></tr><tr><th>A Monocotylédone</th><th>A Dicotyledone</th><th>A Monocotylédone</th><th>A Dicotyledone</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="8">2018</td><td rowspan="2">Nor d</td><td>Décapé</td><td>Setaria sp<br>Echinochloa Crus Galli</td><td>Absence</td><td>Setaria pumila ou glauca<br>Echinochloa Crus Galli</td><td>Absence</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Setaria sp<br>Echinochloa Crus Galli</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Setaria pumila ou glauca<br>Echinochloa Crus Galli</td><td>Solidagio gigantea</td></tr><tr><td rowspan="2">Sud</td><td>Décapé</td><td>Echinochloa Crus Galli</td><td>Absence</td><td>Echinochloa Crus Galli</td><td>Absence</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Echinochloa Crus Galli</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Echinochloa Crus Galli</td><td>Solidagio gigantea</td></tr><tr><td rowspan="3">Té mo in</td><td>Décapé</td><td>Juncus articulatus<br>Juncus ordiculatus</td><td>Mentha aquatiqua</td><td>Juncus articulatus<br>Juncus ordiculatus</td><td>Mentha aquatiqua</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Juncus effusus</td><td>Mentha aquatiqua</td><td>Juncus effusus</td><td>Mentha aquatiqua</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="8">2019</td><td rowspan="2">Nor d</td><td>Décapé</td><td>Setaria sp</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Setaria sp</td><td>Solidagio gigantea<br>Bidens tripartita</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Setaria sp</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Setaria sp</td><td>Solidagio gigantea</td></tr><tr><td rowspan="2">Sud</td><td>Décapé</td><td>Setaria sp</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Setaria sp</td><td>Bidens tripartita</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Absence</td><td>Solidagio gigantea</td><td>Absence</td><td>Solidagio gigantea</td></tr><tr><td rowspan="3">Té mo in</td><td>Décapé</td><td>Juncus articulatus<br>Juncus ordiculatus</td><td>Mentha aquatiqua</td><td>Juncus articulatus<br>Juncus ordiculatus</td><td>Mentha aquatiqua</td></tr><tr><td>Pas Décapé</td><td>Juncus effusus</td><td>Mentha aquatiqua</td><td>Juncus effusus</td><td>Mentha aquatiqua</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

### 3.1.2 Matériels déployés sur site pour la détermination des flux de phytosanitaires émis et réceptionnés par le sol

#### 3.1.2.1 Emissions gazeuse, particulaire et évapotranspirées à l'aide d'une Chambre à flux

Les flux de pesticides émis par le sol en phase gazeuse, particulaire et en phase aqueuse (évapotranspiration du sol et de la végétation éventuellement présente) ont été déterminés à l'aide d'un dispositif innovant en partie conçu pour le projet. Une chambre à flux disposée au sol permet de recueillir de manière conjointe les trois types d'émission grâce à la circulation d'un flux d'air balayant la surface du sol, traversant un condenseur et ressortant à l'air libre (Figure 5).
<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>**Figure 5** : Fonctionnement de la chambre à flux : i) Collecte des émissions particulaires sur un filtre à particules, ii) Collecte de l'eau évapotranspirée par le sol et la végétation dans un bidon inox enterré, iii) Collecte des émissions gazeuses du sol par adsorption sur mousse en polyuréthane (PUF) en sortie (OUT). Une PUF en entrée (IN) assure une entrée d'air épuré dans la chambre.</figcaption></figure>

La chambre à flux est installée sous une tente pour l'abriter des intempéries (pluie, neige, soleil), tout comme le dispositif de pompage associé (1 m³/h) alimenté par une batterie et qui est installé préalablement dans une malle. Pour assurer l'autonomie en énergie du dispositif expérimental, la batterie est rechargée grâce à un panneau photovoltaïque. La tente possède des ouvertures Nord et Sud assurant la libre circulation de l'air selon les vents dominants (**Figure 6**).
<figure><img src="image_7.png" /></figure>

**Figure 6** : **a.** Implantation de la chambre à flux et du système de pompage sur site. **b.** Chambre à flux : surface au sol de 0,8 m². Disposition sous tente pour une protection des intempéries. Le condenseur enterré est relié au système de pompage, mis également à l'abri dans une malle sous une autre tente.

La chambre à flux est posée au sol et rendue étanche vis-à-vis des entrées d'air extérieures avec de la terre disposée tout au long de son périmètre. La seule entrée d'air possible est celle provenant de la canne d'entrée sur laquelle une mousse en polyuréthane est disposée (**figure 6b** : 1. Entrée air, passage sur PUF). L'air entrant est ainsi exempt de toute trace de pesticides éventuellement présents dans l'atmosphère.

Le flux d'air balaye la surface du sol grâce à une pompe bas débit de 1 m³/h, avant de ressortir axialement par le sommet de la chambre. Les émissions particulaires sont collectées sur un filtre à 0,45 µm. Les gaz du sol et l'eau évapotranspirée continuent leur course vers le condenseur en cuivre enterré dans le sol. L'eau évapotranspirée se condense dans un bidon de 5L en inox enterré à 80 cm de profondeur. Ce dispositif a permis de récolter des volumes d'eaux évapotranspirées de 50 mL en été à 3 L en automne.

A la sortie du bidon de condensation de l'eau, les gaz émis continuent leur course jusqu'à traverser une mousse (**figure 5** : PUF sortie) située en amont de la pompe d'aspiration. La pompe est alimentée en continue par une batterie qui est rechargée par un panneau solaire. La vitesse de l'écoulement de l'air à l'intérieur de l'enceinte est de 1 à 3 cm.s⁻¹, correspondant à la vitesse d'un vent faible balayant la surface d'un sol. Aucun forçage sur les émissions du sol ne peut être attribué du au pompage.

En 2018, les mesures collectées sur site ont été réalisées dans chaque exclos, successivement en zone décapée puis en zone non décapée. En 2019 les deux zones (décapée et non décapée) ont pu être évaluées parallèlement grâce à l'élaboration d'un deuxième dispositif.

Plus de détails sur la chambre à flux dans la **Fiche technique 1** (annexe 2- Site ZABR)

« Chambre à flux pour la mesure des flux de contaminants évapotranspirés à partir du sol»
### 3.1.2.2. Retombées atmosphériques

Les retombées atmosphériques totales (phytosanitaires présents dans l'atmosphère sous forme gazeuse et particulaire) se déposant au sol sont collectées grâce à une jauge Owen (figure 7). Elle est constituée d'un entonnoir en verre de 30 cm de diamètre, disposé au-dessus d'un récipient en verre de 20 L, mis à l'abri de la lumière. Les eaux sont récupérées en fonction de la météorologie.

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>**Figure 7.** Jauge Owen pour la collecte des retombées atmosphériques (Surface de collecte de 0,07 m²).</figcaption></figure>

### 3.1.3 Suivi des concentrations en pesticides dans l'atmosphère

Parallèlement aux émissions du sol et aux retombées atmosphériques, la phase gazeuse et particulaire de l'atmosphère au droit du site sont prélevées indifféremment au Nord, au Sud ou sur la parcelle témoin. Il est assumé que les concentrations de pesticides atmosphériques sont identiques sur l'ensemble des 60 ha du site. Les prélèvements sont effectués à une hauteur règlementée, supérieure ou égale à 1,50 m du sol (figure 8). L'air extérieur est pompé à 1 m³/h. Les particules présentes sont impactées sur un filtre en quartz, au travers duquel les gaz sont libres de passer pour être ensuite adsorbées sur une mousse en polyuréthane (PUF).
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>**Figure 8.** Préleveur atmosphérique de particules et de gaz (gauche) avec à l'intérieur un coffret (droite) la pompe bas débit, le porte filtre à particules et le porte mousse (PUF) pour la collecte des gaz. Dispositif sur batterie alimenté par panneau photovoltaïque.</figcaption></figure>

### 3.1.4 Suivi des concentrations en pesticides dans les drains et la nappe

L'eau des drains est échantillonnée au voisinage immédiat des exclos Nord et Sud, à l'exception de la parcelle Témoin exempte de drain (Figure 9a). Deux litres d'eau sont prélevés, hors période estivale, puis stockés dans des flacons en verre à 5°C au laboratoire.

Les eaux des piézomètres sont prélevées dans chaque exclos Nord, Sud et Témoin (Figure 9b) avec un volume variant de 0,5 L à 1,5 L selon la hauteur de la nappe.

La collecte hebdomadaire des eaux des drains s'est déroulée pendant toute la durée des campagnes estivales et automnales de 2018 et 2019. Celle des piézomètres s'est effectuée en partie au cours de l'automne 2018, et, sur les deux saisons de 2019.

<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>**Figure 9.** a. Drain à proximité des exclos. b. piézomètre installé au milieu chaque exclos entre la partie décapée et non décapée.</figcaption></figure>
## 3.2 Méthodes d'analyses

### 3.2.1 Caractérisation physico-chimique des sols

Huit paramètres physico-chimiques des sols rhizosphériques ont été sélectionnés et quantifiés (Tableau 3).

<table><thead><tr><th></th><th>Années</th><th>Méthodes utilisées</th></tr></thead><tbody><tr><td>Granulométrie * :<br>Argile (&lt;2µm)<br>Limons fins (2-20µm)<br>Limons grossiers (20-50µm)<br>Sables fins (50-200µm)<br>Sables grossiers (200-2000µm)</td><td>Juin 2018</td><td>5 fractions sans décarbonatation<br>NF X31-107</td></tr><tr><td>Calcaire (CaCO<sub>3</sub>) total *</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>NF ISO 10693</td></tr><tr><td>Carbone organique*</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>NF ISO10694 ou NF ISO 14235</td></tr><tr><td>Azote total*</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>NF ISO 13878</td></tr><tr><td>Phosphore (P<sub>2</sub>O<sub>5</sub>) disponible*</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>Méthode Olsen- NF ISO 23470</td></tr><tr><td>CEC *</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>NF ISO 23470</td></tr><tr><td>pH</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>NF ISO 10390-2005</td></tr><tr><td>Taux d'humidité</td><td>Juin/Septembre 2018-2019</td><td>Séchage à 105°C pendant 12h</td></tr></tbody></table>

**Tableau 3** : Paramètres physico-chimiques des sols rhizosphériques. * Analyses effectuées au laboratoire d'analyse des sols (US LAS, INRAE, Arras).

### 3.2.2 Préparation des échantillons de sols et plantes après échantillonnage sur le terrain

Chaque « réplicat » R1, R2, R3 et R4 d'un exclos (figure 4) est lui-même constitué de 4 pseudo-réplicats réalisés avec six plantes et le sol rhizosphérique associé. Ceci permet d'échantillonner de manière plus homogène la surface correspondant à un réplicat. Après prélèvements, les échantillons sont directement stockés en chambre froide (+6°C). Les racines, tiges, feuilles sont ensuite séparées du sol rhizosphérique, regroupées par réplicat et congelées à -20°C. Les différentes parties des plantes (racines-rhizomes-tiges-feuilles) sont lyophilisées puis broyées (5-10 µm). Le sol sera (i) conservé au frais pour les analyses microbiologiques, (ii) tamisé à 2 mm et congelé pour les analyses de pesticides ou (iii) tamisé et séché à température ambiante pour les analyses du taux de glomaline et des paramètres physicochimiques.
Cette préparation chronophage qui nécessite deux mois de travail, présente l'intérêt de travailler sur les mêmes échantillons quel que soit le type d'analyse : pesticides, traits physiologiques et microbiens des plantes et des sols.

Plus de détails opératoires dans la **Fiche technique 2** (en préparation - site ZABR).

« Méthodologie de préparation des échantillons de plantes et de sols associés pour des analyses chimiques (pesticides, physico-chimie des sols) et biologiques (plantes-microorganismes) »

### 3.2.3 Analyse des pesticides dans les matrices sol, eau, plantes et atmosphère

#### 3.2.3.1 Techniques d'extractions

L'extraction des pesticides est spécifique à chaque type de matrice.

* **Sol**

La méthode sélectionnée utilise un extracteur ASE (Accelerated Solvent Extractor -ASE 200 Dionex). Des cellules de 33 mL en acier inox sont remplies avec 10 g de sol sec et des billes de verre pour compléter le volume libre de la cellule. Quatre solvants sont utilisés pour l'extraction du sol : un mélange acétone/dichlorométhane (50/50 v/v) ; du dichlorométhane ; de l'acétate d'éthyle puis de l'acétonitrile. L'extraction se fait à 100°C et 100 bars pour une durée totale de 30 min. L'ensemble des phases organiques recueillies est séché sur Na₂SO₄ anhydre, puis évaporé sous N₂ au Turbovap dans un bain thermostaté à 40°C jusqu'à obtenir un volume de 1 mL. L'extrait est ensuite réduit à 0,5 mL sous N₂ puis filtré sur filtre PTFE (0,22 µm).

* **Plantes**

La méthode sélectionnée est la méthode Quechers selon le standard Européen EN 15662 avec en première étape l'utilisation d'un kit d'extraction (MgSO₄ + citrate de Na⁺ + citrate sesquihydrate de Na⁺ + NaCl) puis une seconde étape de purification (MgSO₄ + réactif PSA).

Plus de détails dans la **Fiche Technique 3** (en préparation-site ZABR).

« Protocoles d'extractions pour quantifier de faibles teneurs en pesticides dans les plantes »

* **Eaux**

L'ensemble des phases aqueuses provenant des drains, de la nappe et de l'évapotranspiration ont été extraites à l'ampoule à décanter avec successivement plusieurs solvants organiques (acétone/dichlorométhane, dichlorométhane, acétate d'éthyle). Les volumes d'eau extraits varient entre 0,5 L et 1,5 L. L'ensemble des phases organiques recueillies sont séchées sur Na₂SO₄ anhydre, puis évaporées sous N₂ au Turbovap selon la même procédure décrite ci-dessus.
### 3.2.3.2 Technique d'analyse des pesticides

L'ensemble des pesticides et de leurs sous-produits de dégradation extraits des matrices de sols, de plantes (racine, rhizome, tige, feuille), d'eaux ou d'origine atmosphérique ont été analysés par LC/MS/MS (Chromatographie liquide couplée à la spectrométrie de masse en tandem). Les composés présents dans les échantillons extraits sont séparés en 25 minutes et quantifiés sur un appareil Perkin Elmer A-30 Sampling Module AltusTM / PerkinElmer Mass Spectrometer QSightTM 210 équipé d'une colonne Phényl-Hexyl (150 x 4,6 mm²) avec un gradient d'élution spécifique (tableau 4).

<table><caption>**Tableau 4.** Gradient d'élution pour la séparation des composés en LC avant détection des masses.</caption><thead><tr><td>Temps (min)</td><td>Dévit (mL/min)</td><td>Eau (%)</td><td>MeOH (%)</td><td>Formate d'ammonium à 50 mM (%)</td></tr></thead><tbody><tr><td>0</td><td>0,5</td><td>40</td><td>50</td><td>10</td></tr><tr><td>1</td><td>0,5</td><td>40</td><td>50</td><td>10</td></tr><tr><td>5</td><td>0,5</td><td>20</td><td>70</td><td>10</td></tr><tr><td>9</td><td>0,5</td><td>20</td><td>70</td><td>10</td></tr><tr><td>16</td><td>0,5</td><td>0</td><td>90</td><td>10</td></tr><tr><td>20</td><td>0,5</td><td>0</td><td>90</td><td>10</td></tr><tr><td>22</td><td>0,5</td><td>40</td><td>50</td><td>10</td></tr><tr><td>25</td><td></td><td>40</td><td>50</td><td>10</td></tr></tbody></table>

Les limites de quantification (LQ) des différents pesticides et de leurs métabolites en fonction des matrices extraites apparaissent dans le **tableau 5**.

<table><caption>**Tableau 5.** Limites de quantification en LC/MS-MS des pesticides parents et des sous-produits, et ions des fragments caractéristiques de chaque composé.</caption><thead><tr><td>Nature des matrices</td><td>Ions</td><td>Eau (µg/L)</td><td>Sol (ng/g)</td><td>Plante (ng/g)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Unité des LQ</td><td>m/z</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>(S)-Métolachlore</td><td>284, 252, 176</td><td>7,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr><tr><td>ESA</td><td>328, 121, 80</td><td>7,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr><tr><td>OXA</td><td>278, 206, 174</td><td>9,1</td><td>0,5</td><td>15</td></tr><tr><td>Atrazine</td><td>215, 200</td><td>7,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr><tr><td>Atrazine desethyl desisopropyl</td><td>145.5, 110, 104</td><td>7,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr><tr><td>Atrazine desethyl 2-hydroxy</td><td>170, 128, 86</td><td>7,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr><tr><td>Atrazine desisopropyl</td><td>174.5, 132, 96</td><td>4,5</td><td>0,4</td><td>13</td></tr></tbody></table>
### 3.2.4. Détermination des indicateurs biologiques

#### 3.2.4.1. Plantes : Indicateurs fonctionnels généraux et physiologiques

##### a) Indicateurs fonctionnels généraux

Les traits fonctionnels mesurés sur les plantes sont utilisés en écologie végétale pour caractériser la réponse de la végétation à différents facteurs environnementaux (traits impliqués dans l'adaptation des végétaux aux contraintes environnementales) et dans les effets des plantes sur les propriétés des écosystèmes (Tableau 6).

<table><caption>Tableau 6 : Traits fonctionnels quantifiés pendant les différentes campagnes de prélèvements.</caption><thead><tr><th>Traits mesurés</th><th>Unité / Méthode</th></tr></thead><tbody><tr><td>Hauteur de la plante</td><td>cm</td></tr><tr><td>Longueur racinaire maximale</td><td>cm</td></tr><tr><td>Masses fraîches et sèches des racines, tige et feuilles</td><td>g</td></tr><tr><td>Teneur en eau des racines, tige et feuilles</td><td>%</td></tr><tr><td>Allocation aux racines</td><td>Sans unité : masse sèche racine / masse sèche tige feuillée</td></tr><tr><td>Traits d'architecture racinaire</td><td>Avec l'aide de Win Rhizo</td></tr><tr><td>Longueur, surface et volume racinaire</td><td>cm, cm<sup>2</sup> cm<sup>3</sup></td></tr><tr><td>Nombre de ramifications</td><td>Sans unité</td></tr><tr><td>Longueur et proportion de racines fines (&lt;5mm)</td><td>mm</td></tr><tr><td>SRL</td><td>longueur totale racinaire/masse sèche racinaire</td></tr><tr><td>Masse volumique racinaire</td><td>masse sèche racinaire / volume racinaire</td></tr><tr><td>Volume racinaire relatif</td><td>volume total du système racinaire / diamètre moyen des racines (cm<sup>3</sup>/cm)</td></tr><tr><td>Masse sèche relative des racines</td><td>masse sèche racinaire / diamètre moyen des racines (g/cm)</td></tr></tbody></table>

Les mesures de traits et de force d'arrachage ont été réalisées sur l'espèce monocotylédone dominante de chaque exclos (nord, sud, témoin). Cependant la disponibilité des plantes et leur densité trop importante dans certains exclos non décapés n'ont pas permis de réaliser toutes les analyses à chaque campagne ou dans tous les exclos :
*Setaria pumila* dans l'exclos Nord (décapé et pas décapé) lors des 4 campagnes de 2018 et 2019.

*Echinochloa crus-galli* dans l'exclos Sud décapé pour les 4 campagnes de 2018 et 2019 et uniquement en septembre 2018 pour l'exclos Sud pas décapé

*Juncus articulatus* dans l'exclos témoin décapé pour les 4 campagnes de 2018 et 2019 et uniquement en septembre 2018 pour l'exclos témoin pas décapé

Toutes les mesures ont été réalisées sur 16 plantes par exclos et par condition. Afin de
comparer l'effet du décapage sur les traits fonctionnels, nous avons choisi de nous concentrer
sur les données concernant la sétaire.

b) Indicateurs fonctionnels physiologiques : Quantification des métabolites de défense

- Extraction :

Les extraits des racines ou feuilles sont réalisés avec 30 mg MS (masse sèche) et 2 mL de méthanol 50%. Cette solution est agitée pendant 1 heure à 350 rpm puis 15 min au bain à ultrasons. L'extrait est finalement centrifugé à 14000 rpm à 12°C pendant 10 min. et filtré sur filtre PTFE à 0,22µm. L'extrait est stocké à -20°C. Le même extrait servira aux dosages des polyphénols et des flavonoïdes.

- Quantification des polyphénols :

Un volume de 100 µL d'extrait est mélangé à 3,4 mL d'eau et 0,5 mL de Folin, puis vortexé et reposé 1 min avant d'ajouter 1 mL de Na₂CO₃. La solution obtenue est mise au bain marie à 40 °C pendant 20 min. L'absorbance est lue à 760 nm (Singleton et al., 1999). Une gamme étalon est préalablement réalisée avec de l'acide gallique entre 0 et 10 mg.L⁻¹. Les résultats sont exprimés en mg eq. ac. gallique/g MS.

- Quantification des flavonoïdes :

Un volume de 1 mL d'extrait est dilué à 4 mL d'eau UHQ et 0,3 mL de NaOH à 5%. Après 1 min. d'attente, 1 mL AlCl₃ à 10% est ajouté. L'extrait est à nouveau laissé au repos pendant 1min. Finalement, 2 mL NaOH 1 M et 2,4 mL d'eau UHQ sont ajoutés, vortexés et l'extrait est laissé au repos 10 min. L'absorbance est lue à 510 nm (Kim et al. 2003). Une gamme étalon est réalisée avec de la catéchine entre 0 et 100 mg.L⁻¹. Les résultats sont exprimés en mg eq. catéchine/g MS.

c) Indicateurs fonctionnels physiologiques : quantification des protéines

Une masse de 25 mg MS de racines ou feuilles broyées est vortexée avec et 250 µl de tampon Tris (2-amino-2-(hydroxyméthyle)propane-1,3-diol). L'extrait est centrifugé à 12000 rpm
pendant 20 min. à 4°C, puis 50 µL sont ajoutés à 1,5 mL du réactif de Bradford. L'absorbance est lue à 595 nm (Bonjoch et Tamayo, **2001**). Une gamme étalon est réalisée avec de la Bovine Serum Albumine (BSA) entre 0 et 2000 µg.mL⁻¹. Les résultats sont exprimés en mg eq. BSA/g MS.

### d) Indicateurs fonctionnels : Analyse des mycorhizes

Des fragments d'environ 1 cm de racines fines fraîches ont été prélevés aléatoirement sur les systèmes racinaires directement après prélèvement sur site et ont été conservés dans de l'éthanol à 50% avant analyse. Les fragments sont dans un premier temps décolorés dans KOH (5%) à l'autoclave (3 min. à 110° C), puis rincés deux fois à l'eau distillée et transférés dans HCl (1%) pendant une heure. La coloration au bleu trypan (500 mL de glycérol 98%, 450 mL d'eau distillée, 50 mL HCl 1% et 0,5 g de bleu trypan; Koske et Gemma, 1989) se déroule pendant une nuit. Les fragments colorés sont transférés dans du glycérol acide (500 mL de glycérol 98%, 450 mL d'eau distillée et 50 mL de HCl 1%). Finalement, 30 fragments de racines par plante sont montés sur lame dans du glycérol (10 fragments par lame et 3 lames par plante) et observés au microscope optique (x100).

Deux paramètres de mycorhization des racines sont calculés sur la base de ces observations :

* La fréquence de mycorhization des fragments de racine (F %) qui correspond à, F % = (nb de fragments mycorhizés / nb de fragments total) x100

* L'intensité de mycorhization (M %), c'est à dire la surface de cortex racinaire colonisé par le champignon. Elle est mesurée en utilisant le système de notation proposé par Trouvelot et al. (**1985**) et basée sur l'abondance des fragments en mycélium (**figure 10**).

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>**Figure 10.** Notation de l'infection mycorhizienne en classes de 0 à 5 et de la richesse en structures mycorhiziennes des racines (Trouvelot et al., **1985**).</figcaption></figure>
L'ensemble des notations permet de calculer l'intensité de mycorhization en utilisant la formule suivante :

$$M \% = (95.n5+70.n4+30.n3+5.n2+n1)/(nombre total)$$

où n5 = nb fragments notés 5, n4 = nb fragments notés 4 ; etc. Les calculs sont effectués à l'aide du logiciel MYCOCALC développé par l'INRAE de Dijon.

### 3.2.4.2. Indicateurs microbiens du fonctionnement des sols

#### a) Extraction et dosage de la glomaline

La fraction facilement extractible correspondant à l'activité des champignons mycorhiziens, représente des protéines du sol ou glomaline (Glomalin-related soil proteins ou GRSP). Elle a été mesurée en utilisant le protocole mis au point par Moragues-Saitua et al. (2019) pour les sols organiques.

Les extractions ont été réalisées sur des prises d'essais de 1 g de sol sec tamisé à 2 mm, mélangées à 8 mL de citrate de sodium (pH = 7) et autoclavées à 120°C pendant 30 minutes. Le mélange est ensuite centrifugé 15 minutes à 15000 rpm.

Les GRSP sont dosées dans le surnageant par colorimétrie à 595 nm en mélangeant 0,1 mL de surnageant avec 3 mL de réactif de Bradford. Une gamme de dilution des extraits doit être préalablement réalisée afin d'exclure les interférences de composés co-extraits. Les artéfacts de dosage ont été éliminés par dilution au ¼ de chaque extrait.

#### b) Respiration microbienne basale aérobie

La respiration microbienne basale a été mesurée dans une jarre étanche à l'aide d'un système automatique OxiTop® (WTW, Allemagne). Afin de piéger le CO₂ libéré par les communautés microbiennes aérobies, 5 pastilles de soude (NaOH) ont été placées dans un récipient en caoutchouc. Le sol frais (40 g) est placé dans une jarre de 1L, surmontée d'une tête Oxitop®. Le dispositif est ensuite incubé dans une enceinte thermostatée à l'obscurité durant 4 jours à 20°C. L'oxygène consommé par les microorganismes durant leur respiration a été enregistrée toutes les 16 minutes.

La respiration basale a été calculée à partir de la courbe de dépression, et exprimée en mg O₂.g⁻¹ MS.j⁻¹, en utilisant l'équation suivante :

$$RB = \frac{MMO2 \cdot Vl \cdot \delta P}{R \cdot T \cdot Ms \cdot Nj}$$

Avec,

RB = respiration basale

MMO2 = masse molaire de l'O₂ en mg.mol⁻¹

Vl = Volume libre du flacon en L

δP = différence de pression en hPa.jour⁻¹

R : constante des gaz parfaits

T : Température en °K

MS = masse sèche de sol en g
Nj = nombre de jours d'incubation.

### c) Profils physiologiques des communautés microbiennes (Biolog)

Les profils physiologiques des communautés microbiennes ont été mesurés à l'aide des microplaques EcoPlates™ (Biolog, USA). Chaque microplaque de 96 puits est composée de 3 zones comportant 31 substrats carbonés différents et un puits témoin sans substrat. La dégradation des substrats carbonés est observable par la réduction du bleu de tétrazolium incolore, en formazan violet. Les substrats sont tous potentiellement dégradables par les communautés microbiennes hétérochimioorganotrophes aérobies cultivables. En pratique, 1 g d'échantillon a été mis en suspension dans 9 mL d'une solution stérile de pyrophosphate de sodium à 0,1 M, puis 200 µL de cette suspension ont été dilués dans 19,8 mL d'une solution de NaCl à 8,5 g.L⁻¹.

Après 48 h d'incubation à 25°C en atmosphère humide et à l'abri de la lumière, l'AWCD (Average Well Colour Development), c'est-à-dire la moyenne des valeurs d'absorption des puits, a été déterminée selon la méthode de Garland et Mills (1991) et a été utilisée comme indicateur de l'activité métabolique potentielle des communautés microbiennes. L'indice de diversité de Shannon (H'), ainsi que la richesse spécifique (S ou nombre de puits positifs), ont eux aussi été calculés après 48 h d'incubation. H' a été calculé selon la formule suivante :

$$H' = - \sum_{i=1}^{s} DO_i . log_{10} DO_i$$

où DOi se calcule de la façon suivante :

$$DO_i = DO_{n_i}/DO_N$$

Avec,

DOi : proportion de l'absorbance d'un puits par rapport à l'absorbance totale

DOni : absorbance du puits i

DO_N : somme des absorbances de tous les puits.

i : puits i positif

## 4. IMPACT DU DECAPAGE DU SOL SUR LE FONCTIONNEMENT BIOLOGIQUE DU MILIEU ET LE DEVENIR DES PESTICIDES

Les résultats obtenus sur l'impact du décapage du sol rhizosphérique sur le fonctionnement biologique du milieu et le devenir des contaminants sont nombreux et font intervenir des résultats liés à leur répartition spatiale (3 exclos) et à leur cinétique temporelle (2 saisons pendant 2 années). Les analyses des résultats sont présentées sur les exclos nord et sud pour comprendre les effets du décapage à différents niveaux : i) sur le fonctionnement général de la rhizosphère pour une saison (été) sur 2 ans, ii) sur le devenir des pesticides
dans le sol et les plantes en fonction des saisons et des années et iii) sur les traits fonctionnels d'une espèce exotique envahissante (Solidago gigantea).

Dans l'exclos témoin, les concentrations de l'atrazine et du métolachlore quantifiées dans les sols rhizosphériques sont proches de zéro, quelque soit la saison et l'année (**tableau 7**). Les sols sont donc non-contaminés car les concentrations sont à la limite du seuil de détection. En revanche, les résultats surprenants proviennent des concentrations retrouvées en atrazine et métolachlore dans les parties souterraines (racines et rhizomes) des plantes. Elles sont faibles avec de forte variabilité mais montrent que les plantes ont des contaminants détectables et ce quelque soit l'année ou la saison.

<table><caption>**Tableau 7.** Concentrations en atrazine (ng /g Dry Weight) et en métolachlore (ng /g Dry Weight) des sols rhizosphériques décapés et non décapés et des parties souterraines (rhizomes + racines) des plantes associées des exclos témoin en juin et septembre 2018 et en juin et septembre 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4.</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Juin</th><th colspan="2">Septembre</th></tr><tr><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol =0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 5,1 ±4</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizome et racines<br>= 6,7 ±3,7</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 2,7 ±3,8</td><td>Sol = 0,4 ±0,8<br>Rhizomes et racines<br>= 5 ±0,5</td></tr><tr><td>Métolachlore<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 0,02±0,01<br>Rhizomes et Racines<br>= 0,3 ±0,2</td><td>Sol =0,25 ±0,26<br>Rhizomes et racines<br>= 1,6 ±3</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 7 ±7</td><td>Sol = 1,6 ±3<br>Rhizomes et racines<br>= 8,7 ±1,4</td></tr><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Juin</th><th colspan="2">Septembre</th></tr><tr><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th></tr><tr><td>Atrazine<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 1,2 ±1,9</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 3,8 ±4,5</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 5,1 ±3</td><td>Sol = 0 ±0<br>Rhizomes et racines<br>= 10,5 ±4</td></tr><tr><td>Métolachlore<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 0,3 ±0,4<br>Rhizomes et Racines<br>= 0,1 ±0,1</td><td>Sol =1,3 ±1,6<br>Rhizomes et racines<br>= 1 ±1</td><td>Sol = 0,1 ±0,1<br>Rhizomes et racines<br>= 1,5 ±3</td><td>Sol = 0±0<br>Rhizomes et racines<br>= 3,2 ±5</td></tr></tbody></table>

**Remarque :** L'ensemble des résultats acquis à partir des différents paramètres étudiés dans les 3 exclos pendant les 2 saisons des 2 années est synthétisé sous forme de graphiques en **annexes 3, 4 et 5**.
## 4.1 Effet du décapage sur les pesticides et le fonctionnement de la rhizosphère

Ce chapitre a pour **objectif** de déterminer quel est l'effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère et plus particulièrement sur les concentrations de pesticides (atrazine et métolachlore quantifiés dans le sol et les parties souterraines des plantes), les paramètres physico-chimiques de la rhizosphère (C organique, phosphore disponible, calcaire total) et les paramètres microbiologiques (taux de glomaline, mycorhization, diversité et activités microbiennes). Cet effet du décapage est évalué spatialement avec la prise en compte des 2 exclos (Nord-Sud de la parcelle) et temporellement (en juin 2018 et juin 2019). Après l'analyse des résultats, des indicateurs généralisables seront proposés pour évaluer l'effet du décapage sur le fonctionnement d'une zone tourbeuse.

### Traitement des données :

Les statistiques réalisées sur ces données ont consisté à i) tester l'effet du décapage de chaque paramètre en fonction de l'année et de l'exclos puis ii) à réaliser des ACP intégrant l'ensemble des paramètres.

i) L'effet du décapage sur les différents paramètres (concentrations dans les sols rhizosphériques, dans les plantes, indicateurs du fonctionnement rhizosphériques, indicateurs physico-chimiques du sol) a été analysé avec des modèles linéaires mixtes. Les modèles mixtes permettent de prendre en compte dans la même analyse à la fois les effets fixes associés aux facteurs à tester et un effet aléatoire lié aux réplicats dans les exclos sur lesquels des mesures répétées dans le temps sont réalisées (données non-indépendantes). Pour chaque variable dépendante, des modèles linéaires mixtes, utilisant une estimation par maximum de vraisemblance restreint (REML), ont été réalisés avec le traitement (décapé, non-décapé), l'année (2018, 2019) et la localisation de l'exclos (Nord, Sud) comme effets fixes et les réplicats au sein de chaque exclos comme effet aléatoire. Pour tous les paramètres étudiés, toutes les interactions entre les 3 variables explicatives étaient initialement introduites dans le modèle (plan factoriel complet), puis, les termes d'interaction non-significatifs ont été enlevés successivement, à partir des interactions de l'ordre le plus élevé. Pour tous les paramètres, des modèles homoscédastiques et hétéroscédastiques ont été testés pour prendre en compte les différences de variance des valeurs des paramètres testés entre traitements, années et exclos. Suites aux modèles linéaires mixtes, les différences de valeurs des paramètres testés entre traitements, années et exclos ont été testées avec des contrastes de Tukey (comparaison multiple) réalisés sur les estimateurs par moindres carrés des moyennes marginales.

ii) L'effet du décapage sur les paramètres liés au fonctionnement biologique de la rhizosphère a également été visualisé par une analyse en composante principale (ACP). Cette méthode permet une ordination des échantillons et des variables sur un plan factoriel en deux dimensions. Au total, 14 paramètres ont été analysés sur les échantillons prélevés en juin 2018 et 2019 et 3 ACP ont été réalisées en fonction de la localisation de l'exclos (exclos nord et sud, exclos nord, exclos sud). Les ACP ont été centrées, réduites et représentées graphiquement sur la base des scores des
deux premières composantes. Les ACP ont été réalisées avec le logiciel FactoMineR sous l'environnement R version 4.0.3.

### 4.1.1. Effet du décapage sur les concentrations d'atrazine et métolachlore dans les sols rhizosphériques

**Atrazine** - Globalement il n'y a pas d'effet du décapage « seul » sur les concentrations d'atrazine retrouvées dans les sols rhizosphériques (figure 11). Le décapage est lié à la localisation (exclos nord et sud) et à l'année (2018-2019). En 2018, les concentrations d'atrazine dans les sols décapés et non décapés sont similaires dans les exclos nord et sud, mais en 2019, une diminution de l'atrazine dans les sols décapés par rapport aux sols non décapés est observée dans l'exclos nord (respectivement 13,5 ±6,6 ng g⁻¹ DW et 27,7 ± 7,5 ng g⁻¹ DW). La comparaison des concentrations d'atrazine dans les sols entre 2018 et 2019 montre une augmentation de ces concentrations aussi bien dans les sols décapés (x 5) que non décapés (x 7) dans l'exclos Nord et uniquement dans les sols décapés (x 7) dans l'exclos sud.

**Métolachlore** – On observe un effet général du décapage des sols sur les concentrations de métolachlore (figure 11). Dès juin 2018, une diminution des concentrations de ce pesticide est montrée dans les sols décapés par rapport aux sols non décapés dans les exclos nord et sud (respectivement, de 44,2 ±19,6 ng g⁻¹ DW à 14,9 ±11 ng g⁻¹ DW dans l'exclos nord et de 85,9 ±19 à 39.1 ±5,4 ng g⁻¹ DW dans l'exclos sud). En juin 2019, seule une forte diminution est observée dans l'exclos nord (de 178,6 ± 78 pour les sols non décapés à 22,4 ±14 ng g⁻¹ DW pour les sols décapés). La comparaison des concentrations de métolachlore entre 2018 et 2019 montre une augmentation (x 4) des concentrations retrouvées dans les sols non décapés dans l'exclos nord (de 44,2 ±19 à 178,6 ±78 ng g⁻¹ DW).

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>**Figure 11.** Concentrations en atrazine (ng /g Dry Weight) et en métolachlore (ng /g Dry Weight) des sols rhizosphériques décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en juin 2018 et en juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P*< 0.05 – Comparaison multiple de Tukey.</figcaption></figure>
**Bilan** : Les concentrations moyennes (en juin 18 et juin 19, exclos nord et exclos sud) quantifiées dans les sols rhizosphériques sont de 17,3 ±13 ng atrazine g⁻¹ DW et de 53,4 ±36 ng métolachlore g⁻¹ DW dans les sols décapés, et de 13,5 ±5 ng atrazine g⁻¹ DW et de 110,6 ±46 ng métolachlore g⁻¹ DW dans les sols non décapés.

Les résultats montrent que les deux pesticides dans les sols rhizosphériques ont un comportement différent au décapage, principalement selon le temps : le métolachlore est sensible rapidement au décapage (dès le premier mois) alors que l'effet sur l'atrazine est plus tardif.

### 4.1.2. Effet du décapage sur les concentrations d'atrazine et métolachore dans les parties souterraines des plantes (racines et rhizomes)

**Atrazine** - Globalement il y a un effet du décapage sur les concentrations d'atrazine retrouvées dans les parties souterraines des plantes des exclos nord et sud (figure 12). En 2018, on n'observe pas d'effet du décapage sur ces concentrations dans les deux exclos mais en 2019 une augmentation d'atrazine dans les parties souterraines des plantes des sols décapés comparativement à celles des sols non décapés est montrée (respectivement 11,8 ±2,9 ng g⁻¹ DW et 7,1 ±6 ng g⁻¹ DW dans l'exclos nord et 8 ±2 ng g⁻¹ DW et 4,2 ±3,6 ng g⁻¹ DW dans l'exclos sud). Entre 2018 et 2019, seule une augmentation (x 8) des concentrations d'atrazine dans les sols décapés de l'exclos nord est quantifiée.

**Métolachlore** - Globalement, il y a un effet du décapage sur les concentrations de métolachlore retrouvées dans les parties souterraines des plantes des exclos nord et sud. En 2018 et en 2019 on observe une diminution des concentrations en métolachlore des parties souterraines des plantes des sols décapés par rapport aux sols non décapés de l'exclos nord (respectivement 1 ±2 ng g⁻¹ DW et 3±2 ng g⁻¹ DW en 2018 et 0,9 ±0.4 ng g⁻¹ DW et 1,6 ±0,8 ng g⁻¹ DW en 2019). Les comparaisons de concentrations retrouvées entre 2018 et 2019 montrent une diminution de concentration de métolachlore dans les parties souterraines des plantes de l'exclos sud sur sols décapés (÷ 2,5) et non décapés (÷ 4).
<figure><img src="image_13.png" /></figure>

**Figure 12.** Concentrations en atrazine (ng /g Dry Weight) et en métolachlore (ng /g Dry Weight) des parties souterraines des plantes (racines, rhizomes) de sols rhizosphériques décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en juin 2018 et en juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P*< 0.05 - Comparaison multiple de Tukey.

**Bilan** : Les concentrations moyennes quantifiées dans les parties souterraines des plantes (en juin 18 et juin 19, exclos nord et exclos sud) sont de : 7,4 ±3 ng atrazine g⁻¹ DW et 1,3 ±0,5 ng métolachlore g⁻¹ DW sur des sols décapés, 5,6 ±5 ng atrazine g⁻¹ DW et 2,1 ±1,6 ng métolachlore g⁻¹ DW sur des sols non décapés.

Les deux pesticides se retrouvent dans les parties souterraines des plantes, avec des concentrations en atrazine globalement plus élevées qu'en métolachlore, même si celles-ci restent faibles. L'effet du décapage induit un comportement différent des deux composés avec une augmentation d'atrazine en 2019 tandis que le métolachlore diminue dès 2018.

### 4.1.3. Effet du décapage : Indicateurs biologiques du fonctionnement de la rhizosphère

**Glomaline** - Les concentrations de glomaline quantifiées dans les sols rhizosphériques ne sont pas sensibles à l'effet du décapage ni aux variations temporelles entre 2018 et 2019 aussi bien dans l'exclos nord que l'exclos sud (figure 13). La moyenne générale pour chaque année (incluant les deux exclos et les sols décapés pas décapés) est respectivement de 11,8 ±1,2 mg g⁻¹ DW en 2018 et 11,5 ±1,9 mg g⁻¹ DW en 2019.
<figure><img src="image_14.png" /></figure>

**Figure 13.** Concentrations en glomaline (g /kg Dry Weight) dans les sols rhizosphériques décapés (points gris) ou non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en juin 2018 et juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P*< 0.05 - Comparaison multiple de Tukey.

*Mycorhizes* (F et M) - les principaux paramètres de la colonisation mycorhizienne des racines des plantes (F et M) n'ont pas montré de variation significative entre sols décapés /non décapés des exclos nord et sud, en 2018 et 2019 (figure 14). Cependant, il y a eu une augmentation de ces paramètres entre 2018 et 2019. En particulier, l'intensité de mycorhization des racines a augmenté d'un facteur 2 pour les sols décapés et non décapés aussi bien dans l'exclos nord (de 25 ±15 % en 2018 à 53 ±11 % en 2019) que sud (de 21 ±11 % en 2018 à 44 ±13 % en 2019).
<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>**Figure 14.** Fréquence de colonisation (F) et intensité de colonisation (M) des mycorhizes des racines dans les sols décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en juin 2018 et en juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P* < 0.05- Test.</figcaption></figure>

**Diversité fonctionnelle des microorganismes (H')** - Tous échantillons confondus, les valeurs de biodiversité fonctionnelle sont apparues élevées (figure 15), reflétant un bon état de qualité biologique des sols en termes de diversité d'acquisition de ressources carbonées par les communautés microbiennes procaryotes. Aucune différence significative de cette diversité n'a pu être attribuée à un effet du décapage, et ce quelle que soit l'année. En revanche, cette diversité a évolué à la baisse entre 2018 et 2019 dans les exclos décapés ou non décapés, évolution des plus « classiques » lorsque l'on dispose de plusieurs dates de prélèvement et liée le plus souvent aux conditions météorologiques précédent l'échantillonnage.

**Activités microbiennes** - Les activités microbiennes du sol, mesurées *via* des mesures de respirométrie, sont sensibles au décapage du sol (figure 15). Que ce soit en 2018 ou 2019 on constate une diminution de la respiration des sols décapés par rapport aux non décapés. Cette diminution est généralisable, car observée dans les deux exclos nord et sud. La baisse de respiration due au décapage s'échelonne entre -15 et -63 % des activités des exclos non décapés, la modalité exclos sud décapé étant celle où la respiration chute le plus fortement en 2018. Concernant la saisonnalité des niveaux d'activité respiratoire, entre 2018 et 2019, la respirométrie de tous les sols (nord/sud, décapé / non décapé) reste globalement stable.
<figure><img src="image_16.png" /></figure>

**Figure 15.** Diversité (Indice de diversité H' -sans unité) et activés microbiennes --respirométrie (mg O₂ g⁻¹ MS j⁻¹) dans les sols rhizosphériques décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en Juin 2018 et juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P*<0.05- Test.

**Bilan** : Dans notre étude, la mycorhization des plantes et le taux de glomaline des sols ne constituent pas des indicateurs suffisamment sensibles de la vulnérabilité des communautés microbiennes au décapage des sols. En revanche, les mesures de respiration des sols constituent un bon indicateur de l'impact du décapage des sols sur les communautés microbiennes édaphiques.

### 4.1.4. Effet du décapage : Indicateurs physico-chimiques des sols

**Carbone organique** - La moyenne du $C_{org}$ quantifié dans les sols décapés et non décapés, en juin 2018 et juin 2019, est de 149 g kg⁻¹ dans les exclos nord et 107 g kg⁻¹ dans les exclos sud (figure 16). Un effet général du décapage est constaté plus particulièrement dans l'exclos sud avec une diminution du $C_{org}$ dans les sols décapés en 2018 et en 2019 par rapport aux sols non décapés. Par contre, il n'y a pas eu de variation temporelle entre 2018 et 2019 du taux de $C_{org}$ dans les deux exclos que ce soit pour les sols décapés ou les sols non décapés.

**Phosphore disponible** - Les concentrations de phosphore disponible dans les sols sont sensibles à l'effet du décapage (figure 16). En 2018 et 2019 leurs concentrations diminuent aussi bien dans les exclos nord et sud entre sols décapés et non décapés. Les concentrations moyennes quantifiées dans les sols (moyenne sur juin 18 et juin 19, les deux exclos confondus) sont : 0,19 g kg⁻¹ sur des sols décapés et 0,09 g kg⁻¹ sur des sols non décapés. Entre 2018 et 2019, une diminution de sa concentration est également constatée sur les sols décapés et non décapés des deux exclos.
<figure><img src="image_17.png" /></figure>

**Figure 16.** Concentrations en carbone organique (g /kg Dry Weight) et en phosphore disponible (g /kg Dry Weight) quantifiées dans les sols rhizosphériques décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en juin 2018 et en juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique P< 0.05- Test.

**pH** - Le pH des sols rhizosphériques est sensible au décapage (figure 17). En 2018, il diminue sur les sols décapés des exclos nord (respectivement de 7,4 et 7,6) mais pas ceux du sud. En 2019, cette tendance s'inverse car le pH augmente sur les sols décapés par rapport aux non décapés aussi bien dans l'exclos nord (respectivement 7,6 et 7,5) que dans l'exclos sud (respectivement 7,8 et 7,6). Entre 2018 et 2019 la diminution puis l'augmentation du pH dans l'exclos nord est constatée.

**Calcaire total** - Le calcaire total des sols montre une différence majeure de concentrations entre les exclos nord et sud (figure 17). La moyenne des sols non décapés en juin 2018 et juin 2019 est de 12 g kg⁻¹ dans l'exclos nord alors qu'elle est de 63,5 g kg⁻¹ dans l'exclos sud. De plus, il y a un effet général du décapage sur ce paramètre. Les sols décapés des exclos sud montrent une augmentation (x 1,2) du calcaire comparativement aux sols non décapés en 2018 et en 2019. Il n'y a pas d'effet temporel observé entre 2018 et 2019 dans les exclos nord et sud.

**Taux d'humidité** - Le taux d'humidité est sensible au décapage des sols pour les deux exclos nord et sud (figure 17). Une augmentation du taux d'humidité des sols décapés par rapport aux non décapés est constatée dans les exclos nord et sud en 2018 (de 71,4 % à 48,8 % dans l'exclos nord et de 42,9 % à 34,9 % dans l'exclos sud) et en 2019 (de 100 % à 73,6 % dans l'exclos nord et de 73,2 % à 66,2 % dans l'exclos sud). Entre 2018 et 2019, une augmentation du taux d'humidité des sols est également constatée aussi bien pour les sols décapés que non décapés et ce, dans les deux exclos (x 1,5 dans l'exclos nord et x 1,8 dans l'exclos sud).
<figure><img src="image_18.png" /></figure>

**Figure 17.** pH, Calcaire total (g/kg Dry Weight) et Taux d'humidité (%) des sols rhizosphériques décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en Juin 2018 et en juin 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P*< 0.05- Comparaison multiple de Tukey.

**Bilan** : L'effet du décapage est différencié spatialement entre l'exclos nord et sud pour le carbone organique (diminution des concentrations uniquement dans l'exclos sud) et le calcaire total (augmentation des concentrations uniquement dans l'exclos sud).
Le pH (augmentation en 2019), le taux d'humidité (augmentation), le phosphore disponible (diminution) et le C organique sont les paramètres les plus sensibles au décapage dans les deux exclos.

### 4.1.5. Effet du décapage : intégration des différents paramètres mesurés

L'analyse globale de l'ACP montre un effet spatio-temporel important sur nos paramètres mesurés (figure 18). Les échantillons prélevés en juin 2018 sont discriminés sur le plan factoriel de ceux prélevés en juin 2019. On observe également une forte discrimination entre les échantillons prélevés dans les exclos sud et ceux prélevés dans les exclos nord pour chacune des dates d'échantillonnage. Un effet du décapage sur les paramètres chimiques et biologiques est observé mais celui-ci est atténué par la forte variation des paramètres entre la localisation des exclos et la date d'échantillonnage.
<figure><img src="image_19.png" /></figure>

**Figure 18.** Analyse en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère à partir des paramètres physico-chimiques et biologiques mesurés. Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ESPD (Exclos Sud Pas Décapé), ESD (Exclos Sud Décapé), ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour la campagne de juin 2018 (en jaune) et juin 2019 (en rouge).

Pour mieux appréhender l'effet du décapage sur nos paramètres et ne pas prendre en compte la variation spatiale dans notre analyse, des ACP ont été réalisées pour chaque localisation (figure 19).

Pour chaque exclos, les résultats montrent (i) une discrimination des échantillons selon la date d'échantillonnage (2018 ≠ 2019) et (ii) une discrimination des échantillons selon le traitement appliqué (sols décapés ≠ sols non décapés).

Pour l'exclos nord (figure 19 a), l'ACP montre que les sols décapés sont caractérisés par une diminution de la concentration en atrazine et métolachlore dans le sol ainsi que par une diminution de la concentration en métolachlore dans les racines des plantes. A l'inverse, pour l'exclos sud (figure 19 b), les sols sont caractérisés par une concentration en atrazine et en métolachlore plus importante dans les sols et par une faible concentration en atrazine et métolachlore dans les racines des plantes. On observe également un effet du décapage sur le taux de mycorhizes dans les sols des exclos sud.
<figure><img src="image_20.png" /></figure>

**Figure 19.** Analyses en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère à partir des paramètres physico-chimiques et biologiques mesurés pour les échantillons de l'exclos nord (a) et sud (b). Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ESPD (Exclos Sud Pas Décapé), ESD (Exclos Sud Décapé), ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour la campagne de juin 2018 (en jaune) et juin 2019 (en rouge).

**Bilan** : les analyses en composante principale (ACP) confirment les variabilités spatiales et temporelles de l'effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère. Ces tendances claires montrent également toute la complexité des indicateurs à prendre en compte. Après un an de suivi, les pesticides, même à faibles concentrations subissent des variations. Pour un suivi de gestion, l'effet du décapage est différencié spatialement entre l'exclos nord et sud pour le carbone organique (diminution des concentrations uniquement dans l'exclos sud) et le calcaire total (augmentation des concentrations uniquement dans l'exclos sud).

### 4.1.6. Discussion-Conclusion

L'étude montre que les effets du décapage sont spatialement (exclos nord, exclos sud) et temporellement (saison, année) différents mais que malgré la complexité des interactions entre les variables, certains effets du décapage des sols sont clairs.
#### 4.1.6.1. Effet du décapage sur les concentrations de polluants (Métolachlore, Atrazine)

Les concentrations des pesticides retrouvées dans les sols et les plantes sont faibles et les pesticides peuvent être considérés comme des contaminants. Quelque soit les conditions testées (spatialement et temporellement) avec ou sans décapage du sol, le métolachlore est le pesticide dominant dans les sols alors que c'est l'atrazine qui est majoritaire dans les parties souterraines des plantes.

L'effet du décapage du sol montre un comportement différent entre l'atrazine et le métolachlore qui provient de leur différence de structure chimique et de propriétés physico-chimiques (cf feuille de calcul excel mise à disposition : FC-Dynamot-Prévision partition Environnement.xlsx). Le métolachlore disparaît rapidement des sols après 1 mois de décapage (forte solubilisation en lien avec un fort potentiel de lixiviation, faible volatilisation) tandis que l'atrazine reste stable (solubilisation aqueuse 16 fois plus faible que pour le métolachlore, faible volatilisation). L'atrazine est transféré dans les parties souterraines des plantes via l'eau de la solution du sol (lipophilie moyenne, log Kow = 2,6) tandis que le métolachlore qui possède une lipophilie légèrement supérieure à celle de l'atrazine (log Kow = 2,9) se montre finalement moins bioaccumulable, indiquant l'influence d'autres paramètres sur le phénomène (cinétique de lixiviation supérieure à la cinétique d'absorption). Aucun métabolite de l'atrazine (OHDEA) ni du métolachlore (ESA, OXA) n'a été quantifié dans les sols ou dans les parties souterraines des plantes. Par ailleurs, dans les sols, il n'y a pas de résidus liés à la matière organique de ces pesticides ni de résidus liés dans les parois cellulaires des plantes (analyses réalisées après attaque acide des sols et des plantes).

Le suivi temporel des polluants est donc un paramètre de suivi important à prendre en compte. La mise en évidence de l'augmentation des deux pesticides entre 2018 et 2019 est surprenante (potentiellement due à la crue du Rhône intervenue entre 2018 et 2019) et un suivi temporel à plus long terme serait intéressant pour confirmer ou pas cette tendance

#### 4.1.6.2. Effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère : indicateurs physico-chimiques et biologiques

Les résultats de cette étude permettent de proposer des indicateurs physico-chimiques et biologiques de l'effet du décapage du sol sur le fonctionnement d'une zone humide. Ainsi, le taux d'humidité, le phosphore disponible et le Corg sont les paramètres physico-chimiques sensibles à l'effet du décapage en prenant en compte la variabilité spatio-temporelle. Ces trois paramètres sont donc des paramètres clés pour comprendre à la fois le devenir des contaminants (mobilité) et le fonctionnement biologique de la rhizosphère. L'utilisation du pH comme indicateur de l'effet du décapage sur le fonctionnement de la rhizosphère n'a pas été retenu par rapport aux autres paramètres car l'amplitude de ces variations (0.2) n'est pas surprenante pour un sol sous l'influence d'amendement calcaire où elles peuvent naturellement dépasser 0,5 unité pH. et donc sans doute pas suffisante pour perturber significativement son fonctionnement (Baize, 2018). Des différents paramètres biologiques étudiés, la respirométrie des sols est le plus pertinent à utiliser comme indicateur biologique. Ceci confirme les très nombreuses études publiées dans la littérature mentionnant que la respirométrie est un indicateur sensible à de nombreuses perturbations telles que les pratiques agricoles (e.g. le labour, le tassement des sols, , .) ou l'anoxie, les pollutions chimiques organiques et métalliques le mode d'occupation des sols (Alef, 1995). Dans la majorité des cas, des valeurs élevées de respiration sont indicatrices d'un sol qui
biologiquement fonctionne bien. Ce paramètre est également le plus souvent lié avec la richesse en matière organique, essentielle au maintien de la qualité agronomique des sols. Les paramètres mycorhiziens n'ont pas montré de variation avec le décapage, mais une réponse dans le temps du fonctionnement global de la rhizosphère, qui tend vers une amélioration dans notre étude.

#### 4.1.6.3. Conclusion- Perspectives

Le sol rhizosphérique est un compartiment complexe mais qui est central dans toute compréhension sur les effets d'un décapage du sol lors d'une restauration d'une zone humide. Les mesures du taux d'humidité, du phosphore disponible, du C organique et de la respirométrie sont les paramètres clés que nous proposons de suivre annuellement. Cette étude, avant restauration de la parcelle (décapage du sol et augmentation du niveau de la nappe), pourrait se prolonger pour tester ces indicateurs-clés après la restauration. L'effet d'une augmentation du niveau d'eau sur la remobilisation de pesticides, notamment en lien avec le $C_{org}$, et le fonctionnement de la rhizosphère permettrait d'avoir des réponses intéressantes sur le devenir et les effets de ces contaminants. De plus, ces indicateurs pourraient être testés dans d'autres zones tourbeuses alcalines comme par exemple celle du marais de Lavours en Chautagne, qui présente également des problématiques de décapage et maïsiculture.

L'augmentation des deux pesticides entre 2018 et 2019 montre qu'un suivi temporel à plus long terme serait intéressant et d'autant plus important du fait du risque de relargage des pesticides par les phénomènes de résidus liés (Barriuso et al 1992) qui n'ont pas été mis en évidence dans cette étude.

### 4.2. Effet du décapage sur le devenir des pesticides dans les sols et les plantes en fonction des saisons

Ce chapitre a pour objectif de déterminer quel est l'effet du décapage sur les pesticides (atrazine, métolachlore) quantifiés dans les sols et dans les plantes et sur des paramètres physiques chimiques du sol (carbone organique, phosphore disponible, pH, calcaire total, taux d'humidité). Cet effet du décapage sera donc évalué en temporellement (2 saisons et 2 années) et spatialement (exclos nord et sud).

#### Traitement des données

Les statistiques réalisées sur ces données ont consisté à i) tester l'effet du décapage de chaque paramètre en fonction de la date et de l'exclos puis ii) à réaliser des ACP intégrant l'ensemble des paramètres.

i) L'effet du décapage sur les différents paramètres (concentrations dans les sols rhizosphériques, dans les plantes, indicateurs physico-chimiques du sol) ont été analysés avec des modèles linéaires mixtes. Les modèles mixtes permettent de prendre en compte dans la même analyse à la fois les effets fixes associés aux facteurs à tester et un effet aléatoire lié aux réplicats dans les exclos sur lesquels des mesures répétées dans le temps sont réalisées (données non-indépendantes). Pour chaque variable dépendante, des modèles linéaires mixtes, utilisant une estimation par maximum de
vraisemblance restreint (REML), ont été réalisés avec le traitement (décapé, non-décapé), la date (Juin 2018, Septembre 2018, Juin 2019, Septembre 2019) et la localisation de l'exclos (Nord, Sud) comme effets fixes et le réplicats au sein de chaque exclos comme effet aléatoire. Pour tous les paramètres étudiés, toutes les interactions entre les 3 variables explicatives étaient initialement introduites dans le modèle (plan factoriel complet), puis, les termes d'interaction non-significatifs ont été enlevés successivement, à partir des interactions de l'ordre le plus élevé. Pour tous les paramètres, des modèles homoscédastiques et hétéroscédastiques ont été testés pour prendre en compte les différences de variance des valeurs des paramètres testés entre traitements, dates et exclos. Suites aux modèles linéaires mixtes, les différences de valeurs des paramètres testés entre traitements, dates et exclos ont été testées avec des contrastes de Tukey (comparaison multiple) réalisés sur les estimateurs par moindres carrés des moyennes marginales.

ii) L'effet du décapage sur le devenir des contaminants dans le sol et les plantes a également été visualisé par une analyse en composante principale (ACP). Cette méthode permet une ordination des échantillons et des variables sur un plan factoriel en deux dimensions. Au total, 9 paramètres ont été analysés sur les échantillons prélevés en 2018 et 2019 et 3 ACP ont été réalisées en fonction de la localisation de l'exclos (exclos nord et sud, exclos nord, exclos sud). Les ACP ont été centrées, réduites et représentées graphiquement sur la base des scores des deux premières composantes. Les ACP ont été réalisées avec le logiciel FactoMineR sous l'environnement R version 4.0.3.

### 4.2.1. Effet du décapage sur les concentrations d'Atrazine et de Métolachlore dans les sols

**Atrazine** - En 2018 il n'y a pas d'effet du décapage sur les concentrations d'atrazine que ce soit en juin ou septembre dans tous les sols (figure 20). Globalement le décapage induit une diminution des concentrations d'atrazine en juin 2019 (÷2) et en septembre 2019 (÷2,3) dans les sols de l'exclos nord. Entre 2018 et 2019, dans les sols non décapés et décapés des exclos nord, les concentrations d'atrazine augmentent toutes que ce soit en juin (x5,6 sols décapés et x7,8 sols non décapés) ou en septembre (x 12,5 sols décapés et x 26 sols non décapés). Dans l'exclos sud, seule une augmentation des concentrations d'atrazine est observée en septembre 2019 en comparaison à septembre 2018, que ce soit sur sols décapés (x 8,5) ou non décapés (x 26).

**Métolachlore** - Les concentrations de métolachlore diminuent en juin 2018 dans les sols décapés par rapport aux sols non décapés aussi bien dans l'exclos Nord (÷2,9) que Sud (÷2,2). Cet effet du décapage n'est plus observé en septembre 2018 dans les deux exclos (figure 20). En juin et septembre 2019, une diminution (÷2) des concentrations de métolachlore entre sols décapés et non décapés est quantifiée uniquement dans l'exclos nord. Entre 2018 et 2019, on observe dans l'exclos nord, une augmentation des concentrations dans les sols non décapés en juin (x4) et septembre (x70) et seulement en septembre sur les sols décapés (x15). Entre 2018 et 2019, dans l'exclos sud, une augmentation des
concentrations dans les sol décapés (x38) et pas décapés (x10) est uniquement montrée
pour le mois septembre.

<figure><img src="image_21.png" /></figure>

**Figure 20.** Concentrations en Atrazine (ng /g Dry Weight) et en métolachlore (ng /g Dry Weight) des sols rhizosphériques décapés (points gris) et pas décapés (points noirs) des exclos nord et sud en Juin et Septembre 2018 et en Juin et Septembre 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique P< 0.05 – Comparaison multiple de Tukey.

Bilan

Les concentrations moyennes d'atrazine et de métolachore quantifiées dans les sols rhizosphériques des exclos nord et sud en juin 2018 et juin 2019 (moyenne des deux ans), puis en septembre 2018 et septembre 2019 (moyenne des deux ans) sont les suivantes :
En juin 2018 et 2019 :

o atrazine : 17,3 ± 13 ng g⁻¹ DW sols décapés et 13,5 ± 5 ng g⁻¹ DW sols non décapés.

o métolachlore : 53,4 ± 3 ng g⁻¹ DW sols décapés, et 110,6 ± 47 ng g⁻¹ DW sols non décapés.

En septembre 2018 et 219 :

o atrazine : 9,2 ± 3 ng g⁻¹ DW sols décapés et 19,5 ±9 ng g⁻¹ DW sols non décapés.
* métolachlore : 22,3 ± 11 ng g⁻¹ DW sols décapés et 140 ±72 ng g⁻¹ DW sols non décapés.

Le décapage n'a pas eu d'effet sur les concentrations d'atrazine retrouvées dans les sols de juin et septembre 2018 des exclos nord et sud alors qu'il diminue les concentrations de métolachlore aux mêmes mois. En juin et septembre 2019, le décapage des sols a conduit à une diminution de concentrations d'atrazine (÷2) et de métolachlore (÷8 et ÷14) dans l'exclos nord.

Entre 2018 et 2019, les concentrations d'atrazine augmentent en juin et en septembre dans les sols décapés et non décapés de l'exclos nord et uniquement en septembre dans l'exclos sud. Cette augmentation est également observée avec les concentrations de métolachlore, en juin et septembre dans les sols non décapés de l'exclos nord, et en septembre dans ceux de l'exclos sud. Dans les sols décapés, l'augmentation de métolachlore se fait entre septembre 18 et septembre 19 pour les deux exclos.

Globalement l'effet du décapage provoque une diminution des contaminants par rapport aux sols non décapés à une échelle temporelle différente : rapide pour le métolachlore (1 mois après décapage) et plus lente pour l'atrazine (13 mois après décapage).

### 4.2.2. Effet du décapage sur les concentrations d'atrazine et de métolachlore dans les parties souterraines (racines et rhizomes) des plantes

Aucun pesticide n'a été quantifié ni dans les tiges ni dans les feuilles des plantes prélevées. Un possible transfert des parties souterraines des plantes vers les parties aériennes n'a donc pas été montré. L'analyse des résultats concernera donc uniquement les parties souterraines (racines et rhizomes) des plantes. Les concentrations retrouvées sont globalement faibles pour les deux pesticides.

**Atrazine** - Dans l'exclos nord, seules les concentrations d'atrazine dans les parties souterraines des plantes des sols décapés diminuent comparées à celles des sols non décapés en septembre 2018 (figure 21). Dans l'exclos sud, seule une augmentation des concentrations d'atrazine est constatée pour les parties souterraines des plantes des sols décapés, comparées à celles des non décapés en septembre 2019. Entre 2018 et 2019, l'évolution des concentrations d'atrazine montre une augmentation en juin des parties souterraines des plantes des sols décapés de l'exclos nord, et en septembre pour les plantes des sols décapés de l'exclos sud.

**Métolachlore** - Dans les exclos nord et sud, les concentrations de métolachlore dans les parties souterraines des plantes des sols décapés diminuent en comparaison aux plantes des sols non décapés en septembre 2018 (figure 21). En 2019, seule une diminution des concentrations est observée en juin dans l'exclos nord. Entre 2018 et 2019, dans l'exclos nord, l'évolution des concentrations de métolachlore montre une diminution des concentrations retrouvées dans les plantes des sols non décapés uniquement en septembre. Dans l'exclos sud, une diminution est également quantifiée en juin dans les plantes des sols décapés et pas décapés, et en septembre uniquement dans les plantes des sols non décapés.
<figure><img src="image_22.png" /></figure>

**Figure 21.** Concentrations en Atrazine (ng /g Dry Weight) et en métolachlore (ng /g Dry Weight) des parties souterraines (racines, rhizomes) des plantes prélevées dans des sols décapés (points gris) et non décapés (points noirs) des exclos nord et sud en Juin et Septembre 2018 et en Juin et Septembre 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique *P* < 0.05- Comparaison multiple de Tukey.

## Bilan

Les concentrations d'atrazine et de métolachlore quantifiées dans les parties souterraines des plantes des sols décapés et non décapés sont faibles en juin 2018 - juin 2019 (moyenne des deux ans) et en septembre 2018 - septembre 2019 (moyenne des deux ans). Elles sont les suivantes :

En juin 2018 et 2019 :

o atrazine : 7,4 ±3 ng g⁻¹ DW sols décapés et 5,6 ±5 ng g⁻¹ DW sols non décapés.

o métolachlore : 1,3 ±0,5 ng g⁻¹ DW sols décapés et 2,1 ±1,6 ng g⁻¹ DW sols non décapés.

En septembre 2018 et 2019 :

o atrazine : 7,4 ±4 ng g⁻¹ DW sols décapés et 5,1 ±5 ng g⁻¹ DW sols non décapés.
○ métolachlore : 3,4 ±3 ng g⁻¹ DW sols décapés et 6,4 ±3 ng g⁻¹ DW sols non décapés. Le décapage des sols a conduit à une diminution des concentrations en atrazine dans les parties souterraines des plantes dans l'exclos nord en septembre 2018 et à une augmentation dans l'exclos sud en septembre 2019. Les plantes des sols décapés ont globalement des concentrations en métolachlore moins élevées que celles des sols non décapés quelque soit l'exclos en septembre 2018. Cette diminution est confirmée seulement en juin 2019 pour l'exclos nord.

Entre juin 2018 et 2019, les concentrations d'atrazine dans les parties souterraines des plantes des sols décapés augmentent dans l'exclos nord. Entre septembre 2018 et 2019 elles augmentent dans les plantes de l'exclos sud. On remarque que dans les plantes des sols non décapés des deux exclos, les concentrations du métolachlore diminuent entre septembre 2018 et septembre 2019.

### 4.2.3. Facteur de Bioconcentration (BCF)

Le facteur de bioconcentration (BCF) permet de calculer la capacité de l'atrazine et du métolachlore à être transféré et à s'accumuler dans les plantes. Comme aucun pesticide n'a été retrouvé dans les parties aériennes des plantes (feuilles et tiges), le calcul du BCF n'a concerné que la concentration des pesticides dans les parties souterraines (rhizomes et racines) des plantes par rapport à celles du sol. Un BCF > 1 montre la capacité des plantes à concentrer des contaminants, et seuls ces résultats seront donc analysés.

**Atrazine** - Les résultats montrent que les BCF de l'atrazine supérieurs à 1 ont été retrouvés uniquement en 2018 (BCF nuls en 2019) et principalement dans les exclos où les sols n'ont pas été décapés (**tableau 8**). L'accumulation de l'atrazine ne concerne que les parties souterraines des plantes (racines et rhizomes) car ce pesticide n'a pas été retrouvé dans les parties aériennes des plantes (feuilles et tiges). L'atrazine a pu être stocké dans les cellules racinaires mais également autour des racines mais n'a donc pas été transféré via le xylème dans les parties aériennes. Le décapage a donc réduit le risque de transfert de ce pesticide dans les plantes. Seules les plantes de l'exclos sud décapé en juin 2018 et septembre 2018 montrent un BCF > 1 dans leurs racines. Tous les BCF sont nuls en 2019 quel que soit la localisation, le traitement ou le mois.

**Métolachlore** - Les résultats montrent que les BCF du métolachlore supérieurs à 1 ont été retrouvés uniquement en septembre 2018 (les exclos nord et sud non décapés) 1 (**tableau 8**). Le métolachlore n'a pas été transféré dans les parties aériennes. Tous les BCF sont nuls en 2019 quel que soit la localisation, le traitement ou le mois.
<table><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Juin 2018</th><th colspan="2">Septembre 2018</th></tr><tr><th>BCF<br>Atrazine</th><th>BCF<br>Métolachlore</th><th>BCF<br>Atrazine</th><th>BCF Métolachlore</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Exclos Nord<br>non décapé</strong></td><td>Rhizome : 1,0 ±1,2<br>Racine : 2,2 ±0,0</td><td>/</td><td>Rhizome : 17,9 ±6,5<br>Racine : 10,1 ±2,2</td><td>Rhizome : 8,0 ±4,2<br>Racine : 4,8 ±2,2</td></tr><tr><td><strong>Exclos Sud<br>non décapé</strong></td><td>Rhizome : 1,1 ±1,3<br>Racine : 0,9 ±0,3</td><td>/</td><td>/</td><td>Rhizome : 1,2 ±1,1<br>Racine : 1,6 ±0,5</td></tr><tr><td><strong>Exclos sud<br>décapé</strong></td><td>Racine : 1,3 ±0,6</td><td>/</td><td>Racine : 2,0 ±1,9</td><td>Racine : 0,9 ±0,2</td></tr></tbody></table>

**Tableau 8.** BCF (facteur de bioconcentration) de l'atrazine selon la formule [Atrazine racines] ou [Atrazine rhizomes] / [Atrazine sol] et BCF du métolachlore selon la formule [Métolachlore racines] ou [Métolachlore rhizomes] / [Métolachlore sol]. Les résultats présentés dans le tableau montrent uniquement les BCF dont les résultats étant environ égaux ou supérieurs à 1 en 2018 (en 2019 pas de BCF >1). Moyenne ± Ecart-type avec n=4.

## Bilan

Les BCF de l'atrazine et du métolachlore montrent 1) que la bioconcentration n'a lieu que dans les parties souterraines des plantes (racines et rhizomes) des sols non décapés et 2) que le comportement des pesticides est différent, avec l'atrazine qui se retrouve rapidement dans les parties souterraines (juin 2018) comparé au métolachlore (septembre 2018), ce qui est conforme aux connaissances scientifiques. En 2019, aucune bioconcentration des pesticides n'a été retrouvée dans les plantes.

Le décapage des sols a donc éviter un transfert des pesticides sol-plantes la première année (2018) dans l'exclos nord. Ce résultat est plus mitigé pour l'exclos sud. En 2019, aucun transfert n'est observé.

### 4.2.4. Effet du décapage sur des caractéristiques physico-chimiques des sols rhizosphériques

**Carbone organique** - Globalement, l'effet du décapage sur les concentrations en $C_{org}$ des sols est opposé entre les exclos nord et sud : dans l'exclos nord le décapage augmente les teneurs en $C_{org}$ des sols en juin et septembre, en 2018 et 2019, tandis qu'il les diminue dans l'exclos Sud (**figure 22**). Aucune évolution des teneurs en $C_{org}$ organique n'est constatée entre 2018 et 2019 pour les sols décapés ou non décapés des exclos nord et sud.

**Phosphore disponible** - Le décapage diminue les concentrations de phosphore quantifiées dans les sols décapés par rapport au sols non décapés, que ce soit dans les exclos nord ou sud et ce, quelque soit la saison et l'année (**figure 22**). L'évolution générale entre 2018 et 2019 montre également une diminution des teneurs en phosphore pour les deux exclos et les sols (décapés/non décapés).
<figure><img src="image_23.png" /></figure>

**Figure 22.** Concentrations en carbone organique (g/kg DW) et en phosphore disponible (g/kg DW) quantifiées dans les sols rhizosphériques décapés (points gris) et pas décapés (points noir) des exclos nord et sud en juin et septembre 2018 et en Juin et Septembre 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique P< 0.05- Comparaison multiple de Tukey.

**pH** - Le décapage des sols provoque une diminution du pH des sols décapés de l'exclos nord en juin et septembre 2018, mais n'a pas d'effet dans l'exclos sud. En juin et septembre 2019, une augmentation de pH est constatée entre les sols décapés/pas décapés dans l'exclos sud, alors qu'il n'y a pas d'effet dans l'exclos nord (figure 23). L'évolution des pH entre 2018 et 2019 montre que le pH des sols décapés des exclos nord et sud augmente en juin et septembre et qu'il diminue uniquement dans les sols non décapés de l'exclos sud en juin.

**Calcaire total** - Il est à noter que les teneurs en calcaire total sont 6 fois plus importante dans l'exclos sud que l'exclos nord (figure 23). Les teneurs en calcaire total augmentent dans les sols décapés par rapport au non décapés en septembre 2018 dans l'exclos nord et en juin et
septembre 2018 dans l'exclos sud. Cette tendance se retrouvera en 2019 uniquement en juin dans l'exclos sud. Aucune évolution inter-année des teneurs en calcaire total n'est observée.

**Taux d'humidité** - Le décapage des sols augmente le taux d'humidité des sols décapés dès juin 2018 dans l'exclos nord et sud puis en septembre 2018 uniquement dans l'exclos nord (figure 23). En 2019 cette même tendance est constatée pour tous les sols sauf pour juin 2019 dans l'exclos sud (forte variabilité). L'évolution des taux d'humidité entre 2018 et 2019 montre une augmentation de ces taux entre juin 2018 et juin 2019 pour les sols décapés et non décapés des exclos nord et sud. Cette évolution n'est pas confirmée pour septembre.

<figure><img src="image_24.png" /></figure>

**Figure 23.** pH, Calcaire total (g/kg Dry Weight) et Taux d'humidité (%) quantifiés dans les sols rhizosphériques décapés (points gris) et pas décapés (points noir) des exclos nord et sud en Juin et Septembre 2018 et en Juin et Septembre 2019. Moyenne ± Ecart-type avec n=4 * indique une différence statistique P< 0.05- Comparaison multiple de Tukey.
## Bilan

Le décapage augmente les teneurs en C organique des sols de l'exclos nord et les diminue dans l'exclos Sud. Il augmente principalement les teneurs en calcaire total des sols de l'exclos sud. Il diminue le pH des sols de l'exclos nord en 2018 (non confirmée en 2019) alors qu'il l'augmente en 2019 pour l'exclos sud. Le C organique, le calcaire total et le pH peuvent être alors considérés comme des indicateurs « locaux » inter-exclos, sud et nord.

Globalement, le décapage diminue les concentrations de phosphore disponible quelque soit les conditions (exclos, saison, année) et augmente le taux d'humidité. Le phosphore disponible et le taux d'humidité constituent donc de bons indicateurs de l'effet du décapage.

### 4.2.5. Effet du décapage : intégration des différents paramètres mesurés

L'analyse globale de l'ACP (**figure 24**) montre un effet important de la localisation des exclos (nord ≠ sud) et de la date d'échantillonnage (effet saisonnier) sur les paramètres mesurés. Pour s'affranchir de la variabilité spatiale des paramètres entre les exclos et évaluer l'effet du décapage sur le devenir des contaminants, une ACP a été réalisé pour chaque exclos (**figure 25 a et 25 b**)

<figure><img src="image_25.png" /></figure>

**Figure 24.** Analyse en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur le devenir des contaminants à partir des paramètres physico-chimiques mesurés dans le sol et la plante. Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ESPD (Exclos Sud Pas Décapé), ESD (Exclos Sud Décapé), ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour les campagnes de juin 2018 (en jaune), juin 2019 (en rouge), septembre 2018 (en bleu) et septembre 2019 (en vert).
Les analyses ACP montrent, pour chaque exclos, une discrimination nette des échantillons selon le traitement appliqué (sols décapés ≠ sols non décapés).

Pour l'exclos nord (figure 25 a), l'ACP montre que les sols décapés sont caractérisés par une diminution de la concentration en atrazine et métolachlore dans le sol et dans les racines des plantes.

Pour l'exclos sud, la concentration en polluant dans le sol et les racines des plantes est différente selon la date d'échantillonnage (Figure 25 b). Par exemple, les échantillons des sols décapés prélevés en juin 2019 sont caractérisés par une plus forte concentration en atrazine et métolachlore dans le sol que les sols décapés en juin 2018 et septembre 2018-2019. On observe également des différences de concentration en polluant dans les sols non décapés en fonction de l'année de prélèvement. Les échantillons de sols non décapés en 2019 sont caractérisés par une plus forte concentration en métolachlore dans le sol alors que les sols non décapés en 2018 sont caractérisés par une plus grande concentration en métolachlore dans les racines.

<figure><img src="image_26.png" /></figure>

**Figure 25.** Analyses en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur le devenir des contaminants à partir des paramètres physico-chimiques mesurés dans le sol et la plante pour les échantillons de l'exclos nord (a) et sud (b). Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ESPD (Exclos Sud Pas Décapé), ESD (Exclos Sud Décapé), ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour les campagnes de juin 2018 (en jaune), juin 2019 (en rouge), septembre 2018 (en bleu) et septembre 2019 (en vert).
**Bilan** : les analyses en composante principale (ACP) montrent un effet du décapage sur le devenir des polluants dans le sol et les racines des plantes. Cet effet se traduit par une faible concentration en atrazine et métolachlore dans le sol et les plantes.

### 4.2.6. Discussion-Conclusion

Les principaux effets du décapage sont donc la diminution des concentrations en contaminants dans le sol, par rapport aux sols non décapés, selon un processus rapide pour le métolachlore (1 mois après décapage) et plus lent pour l'atrazine (13 mois après décapage). L'atrazine se bioaccumule dans les parties souterraines comparé au métolachlore, en particulier lorsque le sol n'a pas été décapé.

Les paramètres physico-chimiques du sol les mieux adaptés à décrire l'effet du décapage sont la concentration en phosphore disponible (diminution avec le décapage) et le taux d'humidité (augmentation avec le décapage). Ils constituent de bons indicateurs de l'effet du décapage.

Le décapage des sols qui a modifié la dynamique de transfert des deux pesticides, se traduisant également par une diminution des facteurs de bioconcentration des pesticides dans les plantes. La bioconcentration concerne uniquement les parties souterraines des plantes et non aériennes, ce qui autorise une valorisation agronomique des parties aériennes des plantes (e.g.foin) de la végétation avec un risque quasi nul de transfert des contaminants dans la chaîne alimentaire.

Les résultats de l'études sont relativement complexes à analyser. La principale explication serait la survenue de la crue du Rhône entre les deux campagnes de 2018 et 2019 qui aurait modifié les états d'équilibre qui s'étaient instaurés sur 2018. La perspective d'un suivi sur le long terme (années) des contaminants apparaît donc essentiel pour comprendre les modifications du fonctionnement du milieu (remobilisation dans les sols 13 mois après les premières mesures notamment dans les sols non décapés).

### 4.3 Effet du décapage du sol sur les traits physiologiques d'une espèce exotique envahissante, le solidage (Solidago gigantea)

Ce chapitre a pour objectif de déterminer l'effet du décapage et du transfert potentiel de résidus de pesticides sur des traits physiologiques du solidage. Les analyses de pesticides (atrazine, métolachlore), de traits physiologiques (protéines totales, flavonoïdes, phénols totaux, mycorhizes) ont été quantifiés dans les plantes en juin 2019 soit un an après le décapage du sol (mai 2018). La dynamique végétale du site depuis le décapage du sol montre que le solidage domine peu à peu dans les exclos sud et nord en zone décapée et non décapée pour devenir majoritaire en zone non décapée en 2019. Compte tenu du fait que les contaminants sont majoritairement présents dans les zones non décapées et en quantités un peu plus élevées dans l'exclos nord, l'effet de la saison juin 2019- septembre 2019 sera étudié uniquement dans l'exclos nord.

Après l'analyse des résultats, l'intérêt de ces mesures en termes de gestion sera discuté.
## Traitement des données

L'effet du décapage sur les traits physiologiques du solidage a été réalisé par une analyse en composante principale (ACP). Cette méthode permet une ordination des échantillons et des variables sur un plan factoriel en deux dimensions. Au total, 17 paramètres ont été analysés sur les échantillons prélevés en 2019 et 2 ACP ont été réalisées en fonction de la localisation de l'exclos (exclos nord et sud, exclos nord). Les ACP ont été centrées, réduites et représentées graphiquement sur la base des scores des deux premières composantes. Les ACP ont été réalisées avec le logiciel FactoMineR sous l'environnement R version 4.0.3.

### 4.3.1. Effet du décapage en juin 2019 dans l'exclos sud et l'exclos nord

**Pesticides** - Globalement, les concentrations retrouvées dans le sol rhizosphérique des solidages sont faibles (**tableau 9**). Les sols non décapés ont des concentrations plus élevées que les sols préalablement décapés. Le décapage diminue donc les concentrations en atrazine. Les sols sont majoritairement contaminés en métolachlore comparativement à l'atrazine.

Inversement, l'atrazine est préférentiellement retrouvé dans les parties souterraines en comparaison au métolachlore. Dans les parties souterraines, les pesticides se retrouvent en quantité quasi égale entre les rhizomes et les racines. L'atrazine augmente également dans les racines. Il n'y a pas de transfert des contaminants du sol vers les feuilles (contaminants non retrouvés).

**Traits physiologiques et mycorhizes** - Dans les sols décapés des exclos nord et sud, on constate une augmentation des concentrations de protéines et de phénols dans les racines et de phénols et de flavonoïdes dans les rhizomes comparativement aux sols non décapés (**tableau 9**). Il n'y a pas de différence pour les feuilles. Il n'y a pas de variations significatives pour les mycorhizes.

**Exclos nord et sud** - Une différence spatiale entre l'exclos nord et sud est observée : les concentrations en métolachlore sont plus importantes dans les racines de l'exclos nord, celles de l'atrazine sont plus importantes dans les rhizomes de l'exclos nord (**tableau 9**). Les taux de mycorhization des racines (M) sont plus importants dans l'exclos nord.

<table><thead><tr><th rowspan="2">Juin 2019</th><th colspan="2">Exclos nord</th><th colspan="2">Exclos sud</th></tr><tr><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 27.7 ±7<br>Rhizome= 9.3 ±6.7<br>Racine= 4.9 ±5.7</td><td>Sol = 13.5 ±22.4<br>Rhizome= 11.1 ±3<br>Racine= 12.4 ±3</td><td>Sol = 15.6 ±8.7<br>Rhizome= 0<br>Racine= 6.1 ±0.3</td><td>Sol = 46.8 ±42<br>Rhizome= 6.9 ±1.9<br>Racine= 9 ±1.4</td></tr><tr><td>Métolachlore<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 178.5 ±78<br>Rhizome= 1.4 ±0.4<br>Racine= 1.9 ±0.5</td><td>Sol = 22.4 ±14<br>Rhizome= 0.6 ±0.4<br>Racine= 1.1 ±0.4</td><td>Sol = 133.8 ±69<br>Rhizome= 1.2 ±0.6<br>Racine= 0.4 ±0.3</td><td>Sol = 137.3 ±114<br>Rhizome= 1 ±0.4<br>Racine= 1.1 ±0.3</td></tr><tr><td>Protéines totales<br>mg g<sup>-1</sup> DW</td><td>Rhizome=12.6 ±3.1<br>Racine = 14.5 ±2<br>Feuilles =62.2 ±7.8</td><td>Rhizome =15.6 ±3<br>Racine = 18.1 ±0.6<br>Feuilles =54.2 ±12.3</td><td>Rhizome =12.6 ±1.1<br>Racine = 15.1 ±2.6<br>Feuilles = 53.3 ±13</td><td>Rhizome=14.6 ±6.4<br>Racine = 23.2 ±10<br>Feuilles =29.5 ±18</td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Tableau 9.** Données relatives à la partie souterraine des plantes : concentrations en pesticides, traits physiologiques (molécules de défense) et intensité de mycorhization sur la campagne de juin 2019 sur les exclos décapés et non décapés nord et sud. Moyenne ± Ecart-type avec n=4.</caption><tr><td><strong>Phénols totaux mg g-1 DW</strong></td><td>Rhizome=12.5 ±3.8<br>Racine = 11 ±3.9<br>Feuilles= 57.9 ±2.5</td><td>Rhizome = 15.2±0.4<br>Racine = 13 ±0.9<br>Feuilles = 65.1 ±5.6</td><td>Rhizome =13.1 ±1.7<br>Racine = 8.2 ±1<br>Feuilles 63 ±4.9</td><td>Rhizome= 17.9±4.1<br>Racine = 13.3 ±3.5<br>Feuilles = 71.7 ±4.7</td></tr><tr><td><strong>Flavonoïdes totaux mg g-1 DW</strong></td><td>Rhizome =5.6 ±2<br>Racine = 8.7 ±3.5<br>Feuilles = 65.6 ±5.7</td><td>Rhizome =11.3 ±0.7<br>Racine = 6.6 ±0.6<br>Feuilles 74.1 ±2.5</td><td>Rhizome = 10.8 ±1<br>Racine = 4.6 ±0.4<br>Feuilles = 61.9 ±4.8</td><td>Rhizome=13.6 ±2.6<br>Racine = 8.8 ±3.7<br>Feuilles= 71.3±12.3</td></tr><tr><td><strong>Mycorhizes (%)</strong></td><td>F = 96 ±4<br>M = 62 ±18</td><td>F =98 ±3<br>M =59±12</td><td>F = 99 ±1<br>M = 52 ±3</td><td>F = 95 ±3<br>M = 50 ±16</td></tr></table>

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>**Figure 26.** Analyse en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur les traits physiologiques du solidage à partir des paramètres physico-chimiques mesurés dans la plante. Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ESPD (Exclos Sud Pas Décapé), ESD (Exclos Sud Décapé), ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour la campagne de juin 2019.</figcaption></figure>
**Bilan :**

L'analyse en composante principale montre un effet du décapage sur les concentrations en flavonoïdes, phénols et protéines dans les différents compartiments analysés des plantes (figure 26). Cet effet sur les plantes se traduit différemment selon la localisation des exclos. Pour l'exclos sud, les plantes sont caractérisées par une concentration en flavonoïdes dans les rhizomes et une concentration en phénols dans les feuilles plus importantes. Pour l'exclos nord, la concentration en flavonoïdes et phénols est plus importante dans les racines des plantes. On observe également une concentration en atrazine plus importante dans les racines et les rhizomes des plantes de l'exclos nord.

### 4.3.2. Effet du décapage en juin 2019 et septembre 2019 dans l'exclos nord

Lorsque l'on se focalise sur l'exclos nord et l'effet du décapage sur les traits physiologiques du solidage en lien avec les variations saisonnières (juin et septembre 2019, **tableau 10**), les résultats confirment les résultats de juin 2019. On n'observe pas d'effet saisonnier sur 2019.

<table><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="2">Exclos Nord -<br>Juin 2019</th><th colspan="2">Exclos Nord -<br>Septembre 2019</th></tr><tr><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th><th>Sol non décapé</th><th>Sol décapé</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 27.7 ±7<br>Rhizome= 9.3 ±6.7<br>Racine= 4.9 ±5.7</td><td>Sol = 13.5 ±22.4<br>Rhizome=11.1 ±3<br>Racine= 12.4 ±3</td><td>Sol = 35.9 ±5<br>Rhizome= 3.5 ±7<br>Racine= 14 ±14</td><td>Sol = 16.3 ±6.7<br>Rhizome= 0 ±0<br>Racine= 9.5 ±7</td></tr><tr><td>Métolachlore<br>ng g<sup>-1</sup> DW</td><td>Sol = 178.5 ±78<br>Rhizome= 1.4 ±04<br>Racine= 1.9 ±0.5</td><td>Sol = 22.4 ±14<br>Rhizome=0.6 ±0.4<br>Racine= 1.1 ±0.4</td><td>Sol = 253. ±43.8<br>Rhizome=0.1 ±0.2<br>Racine= 1.2 ±07</td><td>Sol = 41.7 ±17.7<br>Rhizome= 3 ±3.5<br>Racine= 4 ±4</td></tr><tr><td>Protéines totales<br>mg g<sup>-1</sup> DW</td><td>Rhizome=12.6 ±3.1<br>Racine = 14.5 ±2<br>Feuilles =62.2 ±7.8</td><td>Rhizome =15.6 ±3<br>Racine = 18.1 ±0.6<br>Feuilles=54.2 ±12.3</td><td>Rhizome=14.6 ±1.3<br>Racine = 15.2 ±0.9<br>Feuilles = 47.3 ±8</td><td>Rhizome=18.7 ±4.8<br>Racine = 17.2 ±2.3<br>Feuilles=47.2 ±11.5</td></tr><tr><td>Phénols totaux<br>mg g<sup>-1</sup> DW</td><td>Rhizome=12.5 ±3.8<br>Racine = 11 ±3.9<br>Feuilles= 57.9 ±2.5</td><td>Rhizome= 15.2±0.4<br>Racine = 13 ±0.9<br>Feuilles = 65.1 ±5.6</td><td>Rhizome =8.5 ±0.5<br>Racine = 10.3 ±1.2<br>Feuilles = 66.1 ±5.2</td><td>Rhizome= 16.1±3.1<br>Racine = 14.4 ±3.6<br>Feuilles = 47.3 ±4.1</td></tr><tr><td>Flavonoïdes<br>totaux<br>mg g<sup>-1</sup> DW</td><td>Rhizome =5.6 ±2<br>Racine = 8.7 ±3.5<br>Feuilles = 65.6 ±5.7</td><td>Rhizome=11.3 ±0.7<br>Racine = 6.6 ±0.6<br>Feuilles = 74.1 ±2.5</td><td>Rhizome = 5.3 ±0.7<br>Racine = 3.1±0.4<br>Feuilles = 57.3 ±4.4</td><td>Rhizome=9.1 ±1.5<br>Racine = 8.0 ±2.7<br>Feuilles = 36.2±11.2</td></tr><tr><td>Mycorhizes (%)</td><td>F = 96 ±4<br>M = 62 ±18</td><td>F =98 ±3<br>M =59±12</td><td>F =98 ±3<br>M = 45 ±7</td><td>F = 99 ±2<br>M = 45 ±8</td></tr></tbody></table>

**Tableau 10.** Données relatives à la partie souterraine des plantes : concentrations en pesticides, traits physiologiques (molécules de défense) et intensité de mycorhization sur la campagne de juin 2019 et de septembre 2019, sur les exclos décapés et non décapés nord et sud. Moyenne ± Ecart-type avec n=4.
<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>**Figure 27.** Analyse en composante principale (PCA 1 x PCA 2) de l'effet du décapage sur les traits physiologiques du solidage à partir des paramètres physico-chimiques mesurés dans la plante. Les traitements correspondent aux échantillons-exclos ENPD (Exclos Nord Pas Décapé), END (Exclos Nord Décapé) pour les campagnes de juin (en rouge) et septembre (en vert) 2019.</figcaption></figure>

L'analyse ACP sur les paramètres mesurés dans l'exclos nord en 2019 (figure 27) montre un effet du décapage sur les traits physiologiques des plantes. Cet effet se traduit par (i) une augmentation des concentrations en protéines, flavonoïdes et phénols dans les racines et rhizomes des plantes et (ii) une augmentation de la concentration en métolachlore dans les rhizomes des plantes. Nos résultats montrent également une diminution de la concentration en métolachlore et atrazine dans le sol lorsque les sols sont décapés.
### 4.3.3 Discussion- Conclusion

Le solidage ne concentre pas d'atrazine ni de métolachlore dans ses parties souterraines (racines et rhizomes). Les effets des polluants sur les traits physiologiques semblent donc très faibles. L'effet du décapage sur les teneurs en flavonoïdes et les composés phénoliques montre que les concentrations augmentent dans les parties souterraines (rhizomes et racines) dans des sols décapés, et ce indépendamment de la saison. Ces résultats confirment l'hypothèse selon laquelle le solidage lorsqu'il est en compétition avec d'autres espèces développe des stratégies allélopathiques pour construire sa niche écologique et ce qui favoriserait ainsi sa dominance et sa compétitivité. Il produit des flavonoïdes, qui par exsudation racinaires, empêcheraient l'établissement d'autres communautés (notamment les AMF). Ces composés ont des actions directes sur les autres plantes, et indirectes via la perturbation du microbiome du sol (bactéries, champignons mycorhiziens des autres plantes). Dans les zones non décapées, le solidage est dominant et produirait donc moins de flavonoïdes. Lorsque l'on regarde la fréquence et le taux de mycorhization du solidage, ceux-ci montrent que le solidage est très bien colonisé, avec une très bonne intensité. L'augmentation de mycorhization entre 2018 et 2019 est à relier aux concentrations de phosphore qui diminuent dans le sol entre 2018 et 2019. Les composés phénoliques du solidage seraient exsudés et n'affecteraient pas sa mycorhization mais vont plutôt altérer les autres communautés. Nos expérimentations ne permettent pas de déterminer quelles sont ces espèces cibles car ce n'était pas l'objectif initial.

Ces résultats montrent tout l'intérêt d'étudier la rhizosphère du solidage lors d'un décapage. c'est donc bien un compartiment à privilégier. En termes de gestion, le décapage avec l'élimination de sa banque de graines, favorise donc une autre dynamique de colonisation végétale, notamment celle du solidage qui adapterait son métabolisme de défense en présence ou pas d'espèces compétitrices. Un indicateur physiologique de cet'état de défense » du solidage serait donc **les flavonoïdes ou les phénols totaux**. L'allocation carbonée de cette plante pourrait donc aller davantage vers ses métabolites que des métabolites structurants sa croissance. Pour cet objectif, il ne serait donc pas nécessaire de déterminer en termes de qualité et de quantité les molécules spécifiquement impliquées. Un suivi sur un plus long terme de cet indicateur physiologique du solidage permettrait de mieux connaitre sa stratégie de colonisation et d'interactions avec les autres plantes et le microbiome.
# 5 Impact du décapage du sol sur la dynamique de transfert des pesticides dans le milieu

## 5.1 Processus de transfert des phytosanitaires

### 5.1.1 Transfert sol - atmosphère :

Plusieurs processus de transfert de pesticides du sol vers l'atmosphère ont été étudiés lors des campagnes de 2018 et 2019.

(i) Emission en phase gazeuse : pour des composés volatils et/ou semi-volatils,

(ii) Emission en phase particulaire : pour des composés adsorbés sur des particules de sol mises en suspension dans l'atmosphère par voie éolienne,

(iii) Emission par évaporation et transpiration (évapotranspiration) : pour des composés solubles dans l'eau.

#### 5.1.1.1. Emissions en phase gazeuse

##### a) Bilan global des émissions saisonnières

L'évolution des flux gazeux d'atrazine et de métolachlore émis dans l'atmosphère à partir de la surface du sol au cours des deux années de campagne et pour les deux saisons étudiées (été, automne 2018 et 2019) apparaît sur la **figure 30**. Les données reportées représentent une moyenne des émissions gazeuses recueillies sur l'ensemble des exclos Nord et Sud, des zones décapées ou non. Les flux surfaciques journaliers sont exprimés en quantité de pesticides émis par m² et par jour, soit en ng/m²/j.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>**Figure 28.** Flux surfacique journalier d'atrazine et de métolachlore émis en phase gazeuse à partir du sol lors des saisons estivales et automnales de 2018 et 2019.</figcaption></figure>
Les émissions de pesticides à l'état gazeux à partir du sol sont de l'ordre de quelques ng/m²/j au maximum en été. Au regard de la littérature (Tableau 11), les flux gazeux émis d'atrazine et de métolachlore apparaissent très faibles puisque les valeurs listées sont comprises entre 14 et 2 400 µg/m²/j pour l'atrazine et de 150 à 130 000 µg/m²/j pour le métolachlore. Il s'agit cependant de mesures de flux de pesticides émis par volatilisation après épandage allant de quelques heures à une dizaine d'années (Prueger et al. 2000), à partir de différents types de sols, pour différentes conditions de température, humidité et quantité épandue au sol et/ou végétation. Malgré ces fortes disparités, les flux gazeux émis à partir du sol de Chautagne sont au minimum 3 000 fois plus faibles que ceux de la littérature (annexe 6).

<table><caption>Tableau 11. Valeurs de flux de pesticides évaporés à partir du sol, après épandage.</caption><thead><tr><th>Pesticides</th><th>Flux à l'évaporation (mg/m²/j)</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="6">Atrazine</td><td>0,2</td><td>Glotfelty et al. 1989</td></tr><tr><td>0,03 – 0,15</td><td>Schneider et al. 1992</td></tr><tr><td>0,024 – 0,410</td><td>Gish et al. 1992</td></tr><tr><td>2</td><td>Woodrow et al. 1997</td></tr><tr><td>0,014</td><td>Prueger et al. 2000</td></tr><tr><td>2,4</td><td>Bedos et al. 2002</td></tr><tr><td rowspan="5">Métolachlore</td><td>0,17 – 1,0</td><td>Bedos et al. 2009</td></tr><tr><td>48</td><td>Rice et al. 2002</td></tr><tr><td>6 – 130</td><td>Prueger et al. 2005</td></tr><tr><td>0,15 – 0,33</td><td>Couvidat et al. 2022</td></tr><tr><td>6,6 – 19,3</td><td>Bedos et al. 2017</td></tr></tbody></table>

Les faibles émissions gazeuses mesurées sont en accord avec les faibles pressions de vapeur ($P_v$) des deux pesticides ($P_v$ (20°C) = $3,99 \cdot 10^{-5}$ Pa et $4,26 \cdot 10^{-3}$ Pa, pour l'atrazine le métolachlore respectivement). Le BRGM et l'INERIS indiquent comme condition de volatilité des composés, de posséder une pression de vapeur $P_v$ > 133 Pa (BRGM, 2008). Selon les valeurs de $P_v$ précédentes, les émissions gazeuses pour les deux pesticides sont donc attendues être très faibles et équivalentes, ce qui est globalement bien observé (figure 28). En fonction des saisons, les émissions gazeuses les plus faibles sont enregistrées en automne et les plus fortes en été. Cette dernière saison correspond à des conditions météorologiques favorables avec de forte température extérieure et une faible humidité du sol de surface. La
**figure 28** met par ailleurs en évidence une augmentation significative des émissions entre été 2018 et été 2019, avec des flux d'atrazine multipliés par 145 en été 2019, et par 60 pour le métolachlore. Une augmentation des émissions apparaît également en automne 2019 par rapport à 2018. Comme mentionné dans l'étude de l'évolution des concentrations en pesticides en phase aqueuse (§ 5.2.3.), ce phénomène est probablement lié à la submersion du site qui a eu lieu entre la campagne de mesure de 2018 et de 2019. Un apport supplémentaire en pesticides à la surface du sol s'est produit), conduisant à une volatilisation supérieure de ces composés fraichement déposés au sol et/ou plantes et disponibles. Afin d'appréhender les différents paramètres favorisants ou non les émissions gazeuses sur une même année, l'influence de la température extérieure, du décapage du sol et de l'humidité du sol sont examinées.

b) Influence de la température extérieure sur les émissions

L'ensemble des données de flux de pesticides émis ont été reportés en fonction de la température extérieure, représentée par la moyenne hebdomadaire entre la température maximum de jour et la température minimum de nuit (figure 29).

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>**Figure 29.** Flux d'atrazine et de métolachlore gazeux émis en fonction de la température de l'air extérieur sur les deux années de campagne 2018 et 2019, en zones décapées et non décapées.</figcaption></figure>

Au regard du jeu de données, il n'apparaît pas d'influence significative de la température sur les émissions gazeuses d'atrazine et de métolachlore.
### c) Influence du décapage sur les émissions

Les émissions globales précédentes (figure 28) ne reflètent pas l'hétérogénéité existant entre les zones décapée et non décapée selon les saisons (figure 30).

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>**Figure 30.** Influence du décapage sur les flux gazeux surfaciques journaliers d'atrazine (a, c) et de métolachlore (b, d) émis, lors des étés et automnes 2018 et 2019.</figcaption></figure>

Lors de la première campagne de l'été 2018, les émissions d'atrazine et de métolachlore les plus importantes ont été mesurées en zone décapée (encarts **figure 30 a et b**). Le décapage du sol ayant eu lieu à l'entrée de l'été 2018, l'opération a donc eu pour conséquence de favoriser les émissions gazeuses par rapport au sol non décapé. Cet effet à perdurer jusqu'en automne 2018. A partir de l'été 2019, la tendance s'inverse, avec des émissions gazeuses
significativement plus importantes à partir du sol non décapé. Les flux émis sont similaires pour les deux pesticides à 7,4 ng/m²/j en moyenne. En zone décapée, le flux moyen est de 0,9 ng/m²/j (été 2019). Cette dernière valeur est cependant bien supérieure au flux moyen en atrazine et métolachlore de 2018, de 0,08 ng/m²/j.

En automne, les émissions sont également beaucoup plus fortes en 2019 qu'en 2018 (figure 30 c et d), avec un décapage qui favorise les émissions en 2018 et qui les défavorise en 2019. Si l'effet du décapage initial semble indéniable sur l'augmentation des émissions de pesticides, cet effet est remis en question au bout d'une année, suggérant que la régulation des émissions ne dépend pas uniquement du décapage du sol. Si la submersion survenue fin 2018 provoque un nouvel apport en pesticides au niveau des sols et favorise les émissions, elle n'explique pas pourquoi les émissions sont favorisées en zone non décapée.

### d) Influence du stock de pesticides présent dans les sols, sur les émissions

Le lien entre la concentration en contaminant dans le sol et les émissions dans l'air est bien établi dans la littérature, et cela pour de nombreuses familles de composés telles que les pesticides (Meijer et al. 2003, He et al. 2009), les HAP (Cousins et al. 1999, Bozlaker et al. 2008, Wang et al. 2008) et les PCB (Cousins et al. 1997).

D'après les résultats obtenus précédemment, les concentrations en atrazine (à une exception près) et en métolachlore retrouvées dans les sols sont plus importantes à la surface du sol d'origine en zone non décapée qu'en zone décapée (tableau 7). Or c'est en zone décapée que les émissions sont maximales en 2018, et en zone non décapée en 2019. Il est donc important d'examiner les variations de flux de pesticides émis entre les deux types de zone étudiée en 2018 et 2019, en fonction du stock de pesticides disponibles dans le sol rhizosphérique pour chaque saison et chaque année (figure 31).

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>**Figure 31.** Flux d'atrazine (a) et de métolachlore (b) émis en phase gazeuse en fonction de leur concentration respective dans les sols. MS : matière sèche.</figcaption></figure>
La figure 31 a montre une tendance pour les flux gazeux d'atrazine émis à augmenter lorsque la concentration en atrazine dans le sol augmente, indépendamment du fait que sol soit décapé ou non. L'extrapolation de la courbe tracée indique qu'une concentration seuil en atrazine à environ 20 ng/g de sol, serait nécessaire à l'obtention d'une émission gazeuse significative (> 1,0 ng/m²/j). Cette tendance n'est pas observée pour le métolachlore, avec des émissions stables à une exception près, quel que soit la concentration dans le sol (figure 31 b).

### e) Influence de l'humidité du sol sur les émissions

Puisque les flux gazeux émis de pesticides sont maximaux en été (figure 30) et que la température de l'air extérieur n'est pas un facteur prépondérant (figure 29), il est important d'examiner l'influence du taux d'humidité du sol sur les émissions. Il est attendu qu'un sol sec favorisera les émissions gazeuses et particulières contrairement à un sol humide. Dans un premier temps, des profils d'humidité (% en volume, sonde TDR 100) ont été réalisées en proximité immédiate des chambres à flux au niveau de l'horizon de surface 0-2 cm et des horizons plus profonds à 7 cm, 12 et 20 cm. Les mesures d'humidité effectuées périodiquement entre les sites Nord et Sud pour une même profondeur, ont permises d'affirmer que l'humidité du sol de Chautagne est homogène quelque soit la zone étudiée. La figure 32 montre que quelle que soit la saison, l'humidité du sol croit avec la profondeur. Au-delà de 20 cm de profondeur, l'humidité du sol est à son maximum, bien que la nappe soit située à environ 70 cm et 55 cm de profondeur en été et automne respectivement (annexe 2, Météo CEN). La forte porosité du sol constatée entre 20 et 80 cm (Porteret, 2018), permet à la nappe d'exercer une forte influence sur l'humidité relative du sol de surface, qui demeure donc élevée en été comme en automne.

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>**Figure 32.** Evolution de l'humidité relative du sol en fonction de la saison (a) en été et (b) en automne, de la profondeur et du décapage en 2019.</figcaption></figure>
En période estivale et automnale, l'humidité moyenne de l'horizon de surface (0-2 cm) est plus élevée en zone décapée que non décapée. L'influence du décapage sur l'humidité relative se fait ressentir jusqu'à une profondeur de 12 cm. A partir de 20 cm, il n'existe plus de différence significative d'humidité induite par le décapage.

Dans un deuxième temps, l'évolution des flux de pesticides émis en phase gazeuse en fonction de l'humidité du sol (0-2 cm), a été examinée en fonction de la nature décapée ou non de la zone (figure 33).

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 33.** Influence de l'humidité du sol de surface (0-2 cm) sur les flux de pesticides émis dans l'atmosphère à partir de (a) la zone décapée et (b) non décapée.</figcaption></figure>

En zone décapée, les flux d'atrazine et de métolachlore émis dans l'atmosphère sont à une exception près, inversement corrélés à l'humidité du sol (figure 33 a). En zone non décapée, une humidité optimum du sol apparaît à 35%, qui semble favoriser les émissions gazeuses des deux pesticides (figure 33 b).

Les résultats montrent que :

- L'influence du décapage du sol sur les émissions gazeuses est avérée en 2018 en été et automne. Le décapage initial du sol en 2018 augmente les émissions gazeuses d'un facteur 2,4 par rapport au sol non décapé pour l'atrazine et d'un facteur 5,1 en moyenne pour le métolachlore.

- Les flux des deux pesticides émis sont relativement faibles en 2018, variant de 0,03 et 0,11 ng/m²/j pour.

- Un an après l'opération de décapage, les émissions deviennent significativement plus importantes en zone non décapée qu'en zone décapée : maximum à 7,8 et 6,9 ng/m²/j
en été 2019 pour l'atrazine et le métolachlore respectivement, contre 1,9 et 0,2 ng/m²/j en automne 2019.

Ce phénomène est attribuable à un évènement extérieur survenu entre les deux campagnes de 2018 et 2019, la submersion du site suite à une crue du Rhône.

- Les émissions de pesticides à l'état gazeux sont plus fortes en été qu'en automne, mais ne dépendent pas directement de la température.

- Les flux d'atrazine volatilisés tendent à augmenter avec la concentration en atrazine dans le sol. L'influence du décapage sur les émissions traduirait alors un effet de concentration en atrazine dans le sol.

- Le métolachlore se comporte différemment de l'atrazine avec des émissions gazeuses indépendantes de sa concentration dans le sol.

- En zone décapée les émissions gazeuses d'atrazine et métolachlore augmentent lorsque l'humidité du sol de surface (0-2 cm) devient inférieure à 50%. En zone non décapée, les émissions semblent dépendre d'un optimum d'humidité du sol à 35%.

## f) Influence de la végétation sur les émissions

### Terminologie :

- **Volatilisation ou évaporation** : phénomène physique, assurant le passage de l'eau de l'état liquide à l'état gazeux sans ébullition. Peut se produire après désorption d'une phase solide.

- **Transpiration** : processus par lequel les plantes évacuent l'eau absorbée par le système racinaire, sous forme de vapeur d'eau via les stomates des feuilles, les tiges et les fleurs. Ce phénomène assure la montée de la sève au sein de la plante.

- **Evapotranspiration** : émission de vapeur d'eau provenant des processus d'évaporation du sol et de transpiration des plantes. Elle inclue la perte en eau due aux conditions climatiques, et celles provenant de l'évaporation de l'eau du sol.

- **Translocation** : transport de composés absorbés au niveau racinaire, jusqu'aux parties aériennes de la plante.

La littérature fait état depuis les années 1970 et 1990, de nombreuses études sur les processus de remobilisation des pesticides en direction de l'atmosphère par volatilisation à partir des plantes (Spencer et al. 1973 ; Harper et al. 1983 ; Grass et al. 1984 ; Van den Berg et al. 1999). Ce phénomène s'avère plus important que la volatilisation directe à partir du sol (Bedos et al. 2002). Pour la plupart, il s'agit essentiellement de travaux effectués après épandage et dans les périodes qui suivent. Le phénomène est favorisé par une surface d'échange des parties aériennes des plantes, supérieure à celle du sol, et lorsque les pesticides possèdent une faible capacité à s'adsorber sur les feuilles (Boehncke et al. 1990, Rudel et al. 1997). A ces processus, s'ajoute le phénomène de translocation des composés absorbés au niveau racinaire, qui sont transportés jusqu'aux parties aériennes via le processus général de transpiration des plantes. Sicbaldi et al. (1997) montrent que le rendement de la translocation peut être évalué au moyen d'un facteur de concentration du
flux de transpiration qui dépend lui-même de log(Kow), où Kow est la constante de partition octanol-eau du composé étudié (**cf FC-Dynamot-Prévision partition Environnement.xlsx**). Les auteurs démontrent que le rendement est d'autant plus important que log Kow > 3, et que les composés se bioconcentrent dans les tissus organiques riches en lipides. L'atrazine a une valeur de log(Kow) = 2,6 et sera donc faiblement a moyennement absorbé par la partie racinaire des plantes, tandis que le métolachlore avec une valeur de log(Kow) = 2,9 le sera davantage et potentiellement soumis au processus de translocation.

Le suivi des concentrations en pesticides dans les plantes a montré que s'ils étaient présents au niveau racinaire : racine et rhizome, ils sont absents des parties aériennes : tige et feuille (**figure 12**). En conséquence la translocation des pesticides via la transpiration par la partie aérienne des plantes ne s'effectue pas.

Par ailleurs, puisque le tissu racinaire des plantes sélectionnées se développe jusqu'à une profondeur du sol d'environ 15 cm, et que les émissions de composés organiques mettent en jeu une épaisseur de sol de quelques centimètres par diffusion (Cotel et al., 2015), la biodisponibilité des pesticides au niveau du sol rhizosphérique affecte t'elle le processus de volatilisation ? Les flux de pesticides émis en phase gazeuse ont donc été examinés au regard des concentrations moyennes en pesticides stockés dans la partie racinaire des plantes (**figure 34 a et 34 b**).

En zone décapée, les émissions d'atrazine et de métolachlore apparaissent indépendantes des concentrations dans la partie racinaire. En zone non décapée, les plus fortes émissions gazeuses correspondent aux concentrations les plus faibles dans les parties racinaires.

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>**Figure 34.** Emissions gazeuse d'atrazine (a) et de métolachlore (b) en fonction de la concentration en pesticides dans les parties racinaires.</figcaption></figure>

Afin de confirmer qu'une meilleure volatilisation des pesticides s'accompagne d'une meilleure disponibilité des pesticides au niveau du sol et donc d'une plus faible absorption dans le compartiment racinaire, il serait nécessaire de mener des investigations complémentaires.
g) Influence du fonctionnement biologique du sol sur les émissions

L'étude statistique préalable ayant démontré que la glomaline n'était pas un indicateur de choix de l'évolution du milieu dans les conditions de l'étude au niveau de la végétation, l'utilisation de la respirométrie des micro-organismes comme indicateur de fonctionnement du sol a été étudié. La volatilisation des pesticides émis à l'état gazeux est reportée en fonction de la respirométrie associée (figure 35).

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>**Figure 35.** Emissions d'atrazine et de métolachlore gazeux en fonction de la respiration, en zone décapée et non décapée.</figcaption></figure>

Sur la seule base de ces résultats, il est difficile de conclure sur un effet de la respirométrie puisque seuls deux données corroborent significativement le fait que les émissions les plus fortes correspondent à une respirométrie plus importante (figure 35). Néanmoins l'emploi de la respirométrie comme potentiel bioindicateur d'une bonne volatilisation des pesticides parait délicat car la variation de concentration en O₂ se fait dans une gamme de concentration très restreinte.

Bilan :

- Il n'y a pas de volatilisation de pesticides par la partie aérienne des plantes possible car il n'y pas de processus de translocation.
- L'utilisation de la respirométrie comme bioindicateur d'une bonne volatilisation des pesticides n'est pas strictement démontré. Les tendances qui se dégagent sont à prendre avec précaution.

### h) Analyse des sous-produits de dégradation à l'état gazeux

Aucun sous-produit de dégradation n'est observé en phase gazeuse. Ceci peut s'expliquer par le fait que les processus biotique ou abiotique conduisent en milieu oxygéné à des sous-produits primaires hydroxylés, des dérivés sulfonés, des produits secondaires carbonylés puis carboxyliques, qui pour la plupart seront plus solubles en phase aqueuse et donc moins volatils que les molécules parentes.

#### 5.1.1.2. Emissions en phase particulaire

Les pesticides ne sont pas retrouvés dans la phase particulaire émise par le sol en zone décapée ou non décapée. Les niveaux de concentrations sont inférieurs aux limites de quantification. Le processus de transfert par voie particulaire est donc à négliger par rapport à la phase gazeuse. Le fort taux d'humidité en surface du sol (0-2 cm) entre 25 et 48% ne favorise pas l'envol de particules de sol par érosion éolienne.

#### 5.1.1.3. Bilan sur les émissions en phases gazeuse et particulaire :

- Il est démontré que l'atrazine et le métolachlore se volatilisent en phase gazeuse à partir du sol de l'ancienne parcelle agricole de Chautagne.

- La volatilisation des pesticides en phase particulaire, érosion éolienne du sol, n'intervient pas.

- Les flux gazeux moyens de pesticides émis en phase gaz sont très faibles au regard de la littérature, même si une forte augmentation est enregistrée de 2018 à 2019 : moyenne de 0,04 ng/m²/j en 2018 contre 2,50 ng/m²/j en 2019.

- Les flux de pesticides émis sont maximaux en été, à 7,4 ng/m²/j en zone non décapée et 0,9 ng/m²/j en zone décapée. Il n'existe à l'heure actuelle aucune valeur réglementaire française ou européenne relative à ces contaminants dans l'atmosphère (ANSES, 2013).

- Les flux de pesticides émis dans l'atmosphère sont plus importants en été qu'en automne :

- La température n'influence pas directement les émissions gazeuses.

- Le taux d'humidité du sol de surface (0-2 cm) est prépondérant dans le processus d'émission gazeuse.

- En zone décapée, les émissions sont maxima lorsque l'humidité du sol est inférieure à 50%.
* En zone non décapée, il existe une humidité optimum du sol à 35% favorisant les émissions.

- Influence du décapage sur les émissions gazeuses :

* Le décapage du sol n'est pas le facteur déterminant des émissions gazeuses d'atrazine et de métolachlore.

* Les émissions d'atrazine dépendent du niveau de concentration en pesticide dans le sol (atrazine), avec une valeur seuil de 20 ng/g de sol, au-delà de laquelle les émissions augmentent.

* Les émissions de métolachlore sont indépendantes de la concentration en pesticide dans le sol.

- Le processus de translocation des pesticides par la partie aérienne des plantes n'entre pas en jeu, pour les plantes (Angiospermes mono et dicotylédones).

- Utilisation de la respirométrie comme bioindicateur vis-à-vis des émissions gazeuses du sol : une tendance qui nécessitera d'être confirmée. Une plus forte respirométrie semble favoriser de plus fortes émissions de pesticides. La faible gamme d'évolution de concentration en O₂ mesurée rendra difficile l'utilisation de cet indicateur.

### 5.1.1.4. Emissions par volatilisation à partir du sol

Le phénomène d'évapotranspiration concerne l'eau transférée par le sol et les plantes vers l'atmosphère. C'est un processus complexe, influencé par de nombreux paramètres dont principalement la température, le vent, le rayonnement solaire, et l'humidité du sol et de l'air. Comme vu précédemment, la translocation des pesticides au niveau des mono- et dicotylédones ne se fait pas sur le site de Chautagne. L'évapotranspiration relative aux pesticides se réduit donc au seul processus de volatilisation (ou évaporation) à partir du sol.

#### a) Flux d'eau évaporée

Afin de rendre compte de l'importance du phénomène d'évaporation de l'eau dans le fonctionnement de la zone humide de Chautagne, les flux moyens d'eaux évaporées par jour ont été mesurés lors des saisons étudiées en 2018 et 2019. Les données reportées sur la **figure 36** représentent une moyenne des cumuls d'évaporation hebdomadaires issus de l'ensemble des exclos Nord, Sud et Témoin, exprimés en flux surfacique journalier (mL d'eau/m²/j). Les températures hebdomadaires moyennes jour/nuit (max. /min.) sous abri et à l'intérieur de la chambre à flux sont également reportées sur la même **figure 36**. Ces dernières sont environ 5 °C plus élevées que les températures prises sous abri (tente).
<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 36.** Flux hebdomadaire moyen des évaporations collectées en 2018 et 2019. Températures extérieures (ext.) maximum et minimum (jour/nuit) enregistrées sous abri (tente), et, températures prises à l'intérieur (int.) de la chambre à flux.</figcaption></figure>

Les flux d'eaux évaporées apparaissent d'autant plus élevés que les températures sont élevées. Cependant, bien que l'été 2019 ait été aussi chaud que l'été 2018, le flux d'eau évaporée moyen est moindre en 2019 (90 mL/m²/j) qu'en 2018 (143 mL/m²/j). En plus des relevés de température, les cumuls de précipitations sur site ont été enregistrés, avec 515 mm d'eau en juillet 2019, pour 650 mm d'eau en juillet 2018 (**Annexe 1**). Par ailleurs, puisque l'été est la saison où la nappe est au plus bas (83 cm en juillet 2018 et 76 cm en juillet 2019), son influence sur l'humidité relative du sol de surface est la plus faible. L'évaporation ne nécessite pas que la nappe soit proche de la surface du sol, c'est bien la conjugaison de fortes températures avec des précipitations avec qui gouvernent le processus d'évaporation. L'écart de hauteur de nappe entre automne et été, représente pour certains auteurs le stock d'eau contenu dans le sol, potentiellement évaporable (Aussenac et Bouangeat, 1980).

En automne, une baisse significative de l'évaporation est enregistrée faisant suite à une baisse des températures et une augmentation des précipitations (855 mm d'eau à la mi-
octobre 2018 et 2019). Un arrêt du processus apparait en fin d'automne après la mi-octobre en 2018 et 2019 (figure 36).

Les flux d'eaux moyens évaporées recueillies en automne 2019 sont quasi équivalents à ceux de l'automne 2018 (figure 37). Cela est en accord avec des températures et un cumul de précipitation équivalents à la mi-octobre de 855 mm en 2018 et 2019.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 37.** Comparaison de l'évaporation entre la période estivale et automnale, sur 2018 et 2019.</figcaption></figure>

La figure 38 permet de visualiser les conditions optimales d'évaporation sur le site de Chautagne, c'est-à-dire pour de fortes températures et de fortes précipitations.
<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>**Figure 38.** Flux d'évaporation en lien avec les niveaux de précipitation et de températures sur site, périodes estivale et automnale de 2018 et 2019 (interpolation par krigeage sur Surfer®).</figcaption></figure>

L'influence du décapage du sol sur les flux d'eaux évaporées, en particulier pour la période estivale, montre que ces derniers sont plus importants en zone décapée qu'en zone non décapée (figure 39). L'écart de flux s'accentue en faveur de la zone décapée de 2018 (22%) à 2019 (62%).

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>**Figure 39.** Effet du décapage sur les flux d'eaux évaporées depuis les sols en été 2018 et 2019.</figcaption></figure>
Il est à noter que les flux d'évaporation mesurés en zone décapée lors de la première campagne d'été 2018, ont été établis à partir d'un sol nu. Pour l'ensemble des campagnes suivantes, les sols en zone décapée et a fortiori en zone non décapée, étaient tous revégétalisés. Entre 2018 et 2019, la revégétalisation de la zone décapée n'entraîne cependant pas de modification significative de l'évaporation. Sur la zone non décapée, la forte diminution d'évaporation entre 2018 et 2019, est liée aux plus faibles précipitations reçues au sol. La végétation ne semble pas le principal régulateur du processus d'évaporation.

## Conclusions :

- L'évaporation de l'eau est un processus majeur en période estivale sur le site de Chautagne, lorsqu'il s'accompagne d'un haut niveau de précipitation et de haute température.

- Les eaux de précipitations impactant l'horizon de surface du sol constituent le premier réservoir d'eau susceptible de s'évaporer.

- Le décapage du sol participe à augmenter de manière significative l'évaporation de l'eau, de 22% en 2018, à 62% en 2019.

- La couverture végétale des zones ne semble pas impacter l'évaporation.

## b) Flux de pesticides volatilisés

L'analyse de la composition des eaux d'évaporation confirme l'importance du processus se déroulant à l'interface sol/atmosphère. La campagne de 2018 avait démontré la présence dans les eaux évaporées d'atrazine, de métolachlore et d'autres composés : l'alachlore, la simazine et dans une moindre mesure de métribuzine (figure 40). Les mêmes composés sont retrouvés lors de la campagne de 2019, avec la détection et la quantification supplémentaire d'un des sous-produits de dégradation du métolachlore, l'ESA (acide métolachlore éthane sulfonique). L'ESA et l'alachlore sont quantifiés avec des valeurs de flux à l'émission dépassant ponctuellement ceux du métolachlore et de l'atrazine, les deux pesticides ciblés dans l'étude. Aucun sous-produit de dégradation de l'atrazine n'est présent dans les eaux d'évaporation.
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 40.** Panorama saisonnier 2018-2019 des pesticides émis dans l'atmosphère par évaporation, zones décapée et non décapée confondues.</figcaption></figure>

Une augmentation significative de la volatilisation des pesticides apparaît en 2019. Les niveaux de flux sont de l'ordre du µg/m²/j alors qu'ils étaient exprimés en ng/m²/j pour les émissions s'effectuant par voie gazeuse.

Les concentrations en pesticides émis dans les eaux évaporées augmentent de 2018 à 2019, d'autant plus que les flux d'eau évaporées sont plus faibles lors de l'été 2019 comparé à 2018, et, équivalents en automne en 2018 et 2019 (figure 39). Cette augmentation coïncide avec une forte augmentation des niveaux de concentrations en pesticides dans les eaux des drains et de la nappe entre 2018 et 2019 (cf § 5.2.3.). Seule une modification du fonctionnement du site à grande échelle, telle que la submersion des terres à la fin de l'automne 2018, pourrait expliquer ces variations de concentrations entre la première campagne de 2018 et celle de 2019. L'inondation suivie du retrait des eaux aurait contribué à de nouveaux apports en pesticides à la fois à la surface du sol, dans l'eau des drains, la nappe et par conséquent les eaux évaporées.
c) Influence de la température extérieure sur la volatilisation

La figure 41 montre l'influence de la température sur les flux de pesticides émis par volatilisation.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>**Figure 41.** Flux d'atrazine et de métolachlore volatilisés en fonction de la température, sur les deux années de campagne 2018 et 2019, toutes zones décapées et non décapées confondues.</figcaption></figure>

Globalement, il existe bien un effet de la température sur l'évaporation des pesticides, puisque les flux les plus importants sont observés pour les températures les plus hautes. Néanmoins, la température n'est pas le seul paramètre affectant les émissions car de faibles flux sont aussi observés aux plus hautes températures. Contrairement aux émissions gazeuses, la température joue un rôle important dans le processus d'évaporation.

D'un point de vue physique, la volatilisation des pesticides s'effectue principalement :

- par sublimation : passage de l'atrazine et du métolachlore de l'état solide et/ou adsorbé, vers l'état gazeux. Ce processus nécessite un apport d'énergie conséquent de 114 et 87 kj.mol⁻¹ respectivement.

- par volatilisation de composés présents en phase liquide pure, très improbable.

- par volatilisation des composés solubilisés dans l'eau, 50 et 70 kj.mol⁻¹ pour l'atrazine et le métolachlore respectivement (NIST, **2021**).

Le processus de solubilisation-évaporation des pesticides est énergétiquement favorisé par rapport à une sublimation directe en phase gazeuse. Cela parait être en accord avec des flux de pesticides en phase gazeuse (via la sublimation) plus faibles que ceux retrouvés dans les eaux évaporées (via la solubilisation-volatilisation).
d) Influence du décapage sur les flux de pesticides volatilisés

La figure 42 montre l'évolution des flux d'atrazine et de métolachlore volatilisés en zone décapée et non décapée sur 2018 et 2019.

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>**Figure 42.** Emissions (a) d'atrazine et (b) de métolachlore en été 2018 et 2019 ; (c-d) en automne 2018 et 2019 respectivement, pour les zones décapées et non décapées.</figcaption></figure>

Lors de l'été 2018, juste après l'opération de décapage, les émissions des deux pesticides sont significativement plus importantes en zone décapée qu'en zone non décapée. C'est encore le cas en 2019 uniquement pour l'atrazine en été, tandis que les émissions de métolachlore deviennent équivalentes entre zone décapée et non décapée en été (figure 42 a, b). L'apport en pesticides sur le site via la submersion de fin 2018, permet d'expliquer la hausse globale des émissions en 2019. La remobilisation des pesticides vers l'atmosphère est d'autant plus favorisée que les composés sont nouvellement déposés au sol et/ou présents
dans la solution du sol. Cette disponibilité est d'autant plus importante que les quantités d'eau évaporées sont plus faibles en 2019 qu'en 2018. L'interaction pesticides - matière organique du sol semble encore faible ou réversible 6 mois après la submersion.

En automne 2018, les flux d'atrazine et de métolachlore volatilisés sont faibles. Ils varient de 3 à 12 ng/m²/j (figure 42 c, d), du même ordre de grandeur que les flux émis en phase gazeuse (figure 30). Si le décapage ne favorise pas en automne les émissions d'atrazine contrairement à l'été, il favorise celles du métolachlore. Cependant les niveaux de concentrations sont trop faibles pour être significatifs. En automne 2019, les flux augmentent fortement en zone non décapée, comme observé pour les émissions gazeuses, et ne sont pas quantifiables en zone décapée. Cette absence d'émission en zone décapée est difficilement interprétable, les résultats expérimentaux semblent correspondre à des épisodes climatiques plus ou moins favorables en termes de température et humidité lors de la période de mesure, plutôt qu'à un phénomène établi.

L'effet du décapage sur la volatilisation des pesticides apparaît complexe et semble dépendre d'autres paramètres, comme observé précédemment avec les émissions gazeuses.

### e) Influence du stock de pesticides dans les sols sur la volatilisation

Les concentrations d'atrazine et de métolachlore retrouvées dans les sols sont l'essentiel, plus importantes en zone non décapée que décapée (tableau 7), là où les émissions de pesticides par évaporation sont les moins fortes en été et les plus fortes en automne 2019. Afin de différencier l'effet du décapage d'un effet de concentration au niveau du sol, les flux de pesticides évaporés en 2018 et 2019 sont reportés en fonction du stock de pesticides disponibles dans les sols rhizosphériques correspondants (figure 43).

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>**Figure 43.** Emissions (a) d'atrazine et (b) de métolachlore en 2018 et 2019 pour les zones décapées et non décapées, en fonction de la concentration en pesticides dans les sols.</figcaption></figure>

L'évolution des émissions d'atrazine (figure 43 a), toutes saisons et années confondues, en zone décapée ou non, sont liées au stock d'atrazine présent dans le sol ($R^2$ = 0,9683). Pour
le métolachlore, les émissions tendent également à augmenter en fonction du stock dans le sol, de façon différenciée selon la zone décapée ou non décapée (figure 43 b).

### f) Influence de l'humidité du sol sur la volatilisation des pesticides

L'évolution des flux d'atrazine évaporés en fonction de l'humidité du sol confirme, à une exception près, un fonctionnement similaire que la zone soit décapée ou non (figure 44 a). Au-delà d'une valeur seuil d'environ 60% d'humidité du sol, les émissions deviennent significatives.

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>**Figure 44.** Influence de l'humidité du sol (0-2 cm) sur les flux de pesticides évaporés dans l'atmosphère, (a) d'atrazine et (b) de métolachlore.</figcaption></figure>

De manière similaire, l'évaporation du métolachlore augmente pour une humidité seuil entre 30 et 50% environ, pour un sol non décapé ou décapé respectivement (figure 44 b).

### Bilan :

La volatilisation de l'atrazine et du métolachlore ne dépend pas du décapage de surface du sol, mais du stock de pesticides disponible au niveau de la rhizosphère et de l'humidité de l'horizon de surface.

* Au niveau du stock de pesticides dans le sol :

- Atrazine : il existe une forte corrélation entre émission et concentration dans le sol, indépendamment de la nature décapée ou non du sol.

- Métolachlore : l'évaporation semble corrélée à la concentration en métolachlore dans le sol en zone décapée et non décapée.
En zone non décapée, les émissions démarrent au-delà d'une concentration seuil dans le sol de 100 ng/g MS.

* L'humidité influence également fortement l'évaporation. Des valeurs seuils permettent d'expliquer le déclenchement ou non du processus :

* Atrazine : un seuil d'humidité de 60% nécessaire pour initier l'évaporation.

* Métolachlore : seuil d'humidité nécessaire de 30% à 50% selon que le sol n'est pas ou est décapé respectivement.

### g) Influence de la végétation sur l'évaporation des pesticides

Comme indiqué précédemment, l'émission de pesticides par translocation au niveau de la partie aérienne des plantes ne peut pas être envisagée puisqu'aucune trace de pesticides n'est retrouvée aussi bien dans les tiges que dans les feuilles. Lors de l'étude des émissions gazeuses, la tendance observée était que les émissions sont maximales lorsque l'absorption des pesticides par les parties souterraines (rhizomes et racines) des plantes est minimum. Cette tendance est elle aussi observée pour les émissions par évaporation de l'eau présente à la surface du sol ?

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>**Figure 45.** Flux d'atrazine (a) et de métolachlore (b) émis par évaporation en fonction des concentrations moyennes en pesticides retrouvées dans les parties souterraines des plantes.</figcaption></figure>

A une exception près, les émissions augmentent lorsque les pesticides sont peu absorbés par les racines/rhizomes (figure 45). Cette observation est valable pour l'atrazine en zone non décapée uniquement (figure 45 a), et pour le métolachlore en zone décapée ou non (figure 45 b). En zone décapée, l'évaporation de l'atrazine est plus importante lorsque la concentration dans la partie racinaire augmente. Ce phénomène reste difficile à interpréter.
Ces résultats suggèrent que les émissions de pesticides par volatilisation sont maximales lorsque les composés restent mobilisables à partir de la solution du sol. Ce processus est en cohérence avec la tendance enregistrée pour les émissions gazeuses.

**h) Influence du fonctionnement biologique du sol sur l'évaporation des pesticides**

l'évolution des émissions de pesticides par évaporation en fonction de la respirométrie a été étudiée. (figure 46).

<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>**Figure 46.** Evaporation de l'atrazine et du métolachlore en fonction de l'activité respiratoire des microorganismes du sol.</figcaption></figure>

Pour les deux pesticides, les flux d'atrazine et de métolachlore évaporés augmentent lorsque l'activité respiratoire des microorganismes du sol augmente. Il n'apparait pas de différence de comportement entre zone décapée et non décapée. La tendance observée est ici plus marquée qu'avec les émissions en phase gazeuse, pour des émissions environ 1000 fois plus importantes.

**Bilan :**

- La partie aérienne de la végétation n'est pas impliquée dans le processus d'évaporation des pesticides.

- Les émissions par évaporation sont maximales pour une faible absorption des pesticides dans les parties souterraines (rhizomes et racines) des plantes en zone non décapée. La tendance est inversée en zone décapée pour l'atrazine mais pas pour le métolachlore.
- L'activité microbienne semble favoriser les émissions de pesticides par évaporation. L'utilisation de ce paramètre comme indicateur demeure cependant délicate du fait d'une étendue des gammes de concentrations restreintes en O₂

### i) Sous-produits de dégradation :

**Atrazine :**

Aucun sous-produit de dégradation de l'atrazine n'a été détecté dans les eaux d'évaporation. Ceci peut s'expliquer soit par un temps de séjour de l'atrazine dans ce compartiment non suffisant pour engendrer un processus de dégradation biotique ou abiotique, soit par une transformation rapide des produits primaires en produits secondaires de dégradation, voire en produits de minéralisation complète de l'atrazine (Barriuso et Houot, 1996).

La présence d'atrazine desethyl 2-hydroxy (OHDEA) a été détectée ponctuellement dans la nappe mais pas dans les eaux des drains (cf § 5.2.3.). L'eau évaporée pourrait donc potentiellement avoir la même origine que celle des drains ou des eaux de ruissellement en direction des drains. L'horizon de surface étant de type limoneux-argileux, le ruissellement en direction des drains sera favorisé (annexe 3).

**Métolachlore :**

Parmi les deux sous-produits de biodégradation du métolachlore analysés, l'ESA (Acide métolachlore éthane sulfonique) a été identifié et quantifié sur l'année 2019 (figure 47).

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>**Figure 47.** Flux d'acide métolachlore éthane sulfonique (ESA) évaporé en fonction de la saison et de la nature de la zone décapée ou non du sol de surface.</figcaption></figure>

La présence de l'ESA dans les eaux évaporées est concomitante avec sa présence dans les eaux de drainage, de nappe et de précipitation.
La littérature donne dans des eaux de nappe une répartition entre la somme des sous-produits (ESA et OXA) et le métolachlore, de 90% contre 10% respectivement (Kolpin et al., **1998**). La répartition dans notre étude entre l'ESA et le métolachlore présents dans les eaux d'évaporation apparaît sur la **figure 48**.

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>**Figure 48.** Emissions du métolachlore et de l'ESA en zone décapée et non décapée, (a) en été et (b) en automne 2019.</figcaption></figure>

Lors de l'été 2019, la répartition ESA - métolachlore est similaire entre zone décapée et non décapée avec un taux d'ESA moyen de 60% et 50% respectivement (**figure 48 a**). En automne 2019, la répartition dépend du type de zone considérée, avec une présence d'ESA à 70% en zone non décapée et son absence en zone décapée (**figure 48 b**). Le maintien de l'état d'origine du sol, de la végétation et des microorganismes originels en zone non décapée assure une biodégradation du métolachlore avec des taux de mycorhizes associés F et M plus importants qu'en zone décapée (**annexe 5**). Cependant, puisque l'ESA n'est pas retrouvé au niveau du sol rhizosphérique, cela impliquerait que la biodégradation s'effectuerait bien au sein de la solution du sol ou de l'eau de surface (précipitation) susceptible de s'évaporer.
La dégradation du métolachlore est par ailleurs bien avérée dans le compartiment aqueux (drains et nappes), ce qui conforte ce mécanisme au sein de la solution du sol. La partition ESA/métolachlore retrouvée dans les drains est de 18%/82% et de 12%/88% dans la nappe.
Le métolachlore dans n'est donc pas majoritairement dégradé dans ces eaux, ce qui implique probablement l'existence d'une densité de microorganismes supérieure ou plus diversifiée au niveau de la solution du sol.

**Autres composés détectés :**

Deux composés supplémentaires apparaissent dans le bilan des pesticides retrouvés dans les eaux d'évaporation : la simazine, un herbicide de la famille des triazines, et, l'alachlore un herbicide de la famille des chloroacétamides (**figures 49-50**).
<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>**Figure 49.** Pesticides présents dans les eaux d'évaporation de l'année 2019, issues de la zone décapée et non décapée.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>**Figure 50.** Structures chimiques de pesticides également présents dans les eaux d'évaporation.</figcaption></figure>

L'ESA et l'alachlore sont les deux composés majoritaires dans les émissions par évaporation. L'ESA est retrouvé à la fois dans les drains, la nappe et les retombées atmosphériques, mais pas dans le sol. L'alachlore est à l'inverse exclusivement présent dans le sol et les retombées atmosphériques. L'ESA et l'alachlore sont donc présents de manière simultanée dans les retombées atmosphériques. La présence ou non de ces composés dans les différents compartiments étudiés permet d'établir des profils caractéristiques de source, utiles à la détermination de la provenance des pesticides évaporés.

### j) Origine des eaux évaporées :

Afin de déterminer l'origine de l'eau d'évaporation, il est nécessaire d'établir les profils en pesticides des différents compartiments potentiellement impliqués : le sol, l'eau des drains, la nappe, ainsi que les précipitations atmosphériques.

Un profil de pesticides pour un compartiment donné, correspond à la part de chaque pesticide (%) par rapport à l'ensemble des pesticides retrouvés dans ce compartiment. L'étude de ces profils pour les différents compartiments étudiés (**annexe 7**), montre que celui des eaux
d'évaporation ne correspond strictement à aucun des autres. Cela signifie que ces eaux proviennent non pas d'une seule et même source mais probablement de plusieurs compartiments.

Il est observé que les profils de l'eau issue des drains et de la nappe sont relativement concordants, ce qui démontre l'établissement d'un équilibre entre ces deux compartiments.

Il existe néanmoins une différence au niveau de l'atrazine qui est dégradée de façon mineure en un produit hydroxylé (OHDEA) au niveau de la nappe, mais pas au niveau des drains.

Une étude complémentaire basée sur le calcul de différents rapports de concentrations entre pesticides, dans chaque compartiment, montre certaines correspondances (figure 51).

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>**Figure 51.** Rapport de concentration dans les différents compartiments. A/M = Atrazine / Métolachlore ; A/S = Atrazine / Simazine ; M/E = Métolachlore / ESA.</figcaption></figure>

Le rapport Atrazine / métolachlore (A/M) montre qu'il n'y a pas de correspondance entre les eaux d'évaporation et les autres compartiments. Ce même rapport indique une similitude entre l'eau de la nappe, le sol et les précipitations (retombées totales). Le rapport atrazine / simazine (A/S) montre à nouveau une correspondance entre l'eau de la nappe et le sol, et aux faibles valeurs de A/S, un rapprochement entre les eaux des retombées atmosphériques et celles de l'évaporation. Le rapport métolachlore / ESA (M/E) est également en faveur d'une similitude entre les eaux des retombées atmosphériques et d'évaporation.

Il existe donc une correspondance entre les eaux issues du processus d'évaporation avec celles provenant des précipitations. Si les conditions de température et d'humidité sont optimum, l'évaporation se produira après une période de précipitation. De la même façon, les précipitations peuvent rabattre au sol les eaux évaporées. L'existence de tels cycles permet l'établissement d'un équilibre entre ces deux compartiments. Afin de confirmer l'origine des eaux évaporées à partir du sol de Chautagne, il serait nécessaire d'examiner le profil en pesticides de la solution du sol qui doit différer légèrement des eaux de précipitations.
### k) Evaporation à partir du site Témoin :

A l'exception de la simazine absente, les mêmes composés sont retrouvés dans les eaux d'évaporation du site témoin. Les flux d'atrazine et de métolachlore émis sur l'année 2019 sont équivalents ou supérieurs (métolachlore en zone décapée) à ceux des exclos Nord et Sud (figure 52).

<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>**Figure 52.** Pesticides émis dans l'atmosphère par évaporation, à partir de la parcelle Témoin.</figcaption></figure>

Le décapage du sol de l'exclos témoin favorise nettement les émissions de l'ensemble des pesticides et sous-produit (ESA) par évaporation, ce qui n'était pas le cas sur les exclos Nord et Sud, pour lesquels les flux étaient comparables entre zone décapée et non décapée (figure 52). L'étude des rapports A/M et M/E (annexe 8) conduit aux mêmes conclusions sur l'origine des eaux évaporées, qui possèdent également des caractéristiques proches de celles des retombées totales.

Le fait que la parcelle témoin n'ait pas connue d'épandage de pesticides les années antérieures au démarrage de l'étude (2018) indique que la présence de pesticides dans l'eau d'évaporation proviendrait des retombées atmosphériques au sol et d'une autre source non identifiée, qui pourrait être la solution du sol comme évoqué précédemment. La non détection du métolachlore et la simazine dans le sol de l'exclos témoin en zone décapée ou non, renforce cette hypothèse.

#### 5.1.1.5. Bilan des émissions de pesticides par évaporation

- L'évaporation est le processus majeur de transfert des pesticides du sol vers l'atmosphère. Les flux émis (en µg/m²/j) sont au minimum 1000 fois plus importants que ceux par voie gazeuse (en ng/m²/j).
- Les flux de pesticides évaporés ont augmenté de 2018 à 2019, passant d'un flux moyen en atrazine et métolachlore confondus, de 0,1 à 0,7 µg/m²/j.

- L'évaporation entraine plusieurs pesticides : l'atrazine, le métolachlore et son sous-produit de biodégradation l'ESA, ainsi que deux autres herbicides la simazine et l'alachlore.

- L'étude des profils de pesticides émis dans les eaux d'évaporation et des rapports de flux Atrazine / Métolachlore, Atrazine/Simazine et Métolachlore/ESA, permet de constater une correspondance des eaux d'évaporation avec celles des retombées atmosphériques.

L'identification de l'origine des pesticides présents dans les eaux évaporées n'est pas complète et nécessiterait d'avoir le profil de la solution du sol en équilibre avec le sol rhizosphérique.

- La végétation influence les émissions de pesticides à différents titres :

- Les émissions sont d'autant plus importantes que les pesticides sont mobilisables, et leur absorption dans les parties souterraines des plantes est faible.

- Une plus forte respirométrie coïncident avec de plus fortes émissions de pesticides par évaporation.

- L'utilisation de ces deux paramètres comme bioindicateurs d'évaporation demeure néanmoins délicate du fait de leur gamme de variations de concentrations restreintes.

- L'évaporation de pesticides à partir de la zone témoin conforte l'hypothèse que la source principale de pesticides évaporés provient essentiellement des retombées atmosphériques au sol.

- Le décapage du sol de Chautagne sur 15 cm favorise l'évaporation des pesticides juste après le décapage, ainsi que les émissions gazeuses. Un pic d'émission est d'ailleurs enregistré la semaine suivant l'opération en 2018.

L'augmentation générale des flux de pesticides évaporés en 2019, en zone décapée comme en zone non décapée s'explique par la submersion complète du site de Chautagne intervenue entre la campagne de 2018 et 2019. Ce phénomène permet de constater que des pesticides fraichement déposés au sol en provenance des parcelles voisines ou éloignées du site d'étude sont réémis dès que les conditions de température et humidité sont optimales. Une remobilisation des pesticides adsorbés dans les horizons profonds voire présents dans la nappe pourrait également s'effectuer.
### 5.2.2 Transfert atmosphère - sol : Concentrations atmosphériques et flux de retombées atmosphériques

Les retombées atmosphériques constituent un apport en pesticides au sol qui peut être non négligeable. Les retombées regroupent l'ensemble des dépôts de type gazeux, particulaires et précipitations. Elles peuvent provenir aussi bien d'un transport à longue distance à l'échelle régionale, départementale que d'un processus local d'émission-redéposition.

Le bilan des composés retrouvés dans les retombées atmosphériques réalisé su site, montre un panel de pesticides plus large en été qu'en hiver sur les deux années de campagne (figure 53).

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>**Figure 53.** Flux des pesticides dans les retombées atmosphériques en fonction de l'année et de la saison.</figcaption></figure>

A l'échelle du site, les flux de pesticides provenant des retombées atmosphériques sont de l'ordre du ng/m²/j, du même ordre de grandeur que les flux gazeux émis à partir du sol et bien inférieurs au flux émis par évaporation (µg/m²/j).

Les pesticides issus des retombées totales sont initialement présents dans le compartiment atmosphérique soit en phase gazeuse et/ou phase particulaire (figure 54 a, 54 b).
<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>**Figure 54 a, b.** Suivi dans le temps des concentrations atmosphériques (a) en atrazine et métolachlore en phase gazeuse et (b) en phase particulaire, sur le site de Chautagne lors des campagnes de 2018 et 2019.</figcaption></figure>

L'évolution des concentrations en atrazine et métolachlore mesurées dans l'atmosphère lors des campagnes de 2018 et 2019 montre un niveau de concentration faible en phase gazeuse de 0,001 à 0,005 ng/m³ en 2018 et de 0,03 à 0,07 ng/m³ en 2019, pour l'atrazine et le métolachlore respectivement. Les valeurs de la littérature en phase gazeuse pour ces deux pesticides sont données à 0,25 et 0,50 ng/m³ respectivement, en Poitou-Charentes (Atmo Auvergne, 2006). D'autres valeurs enregistrées en France pour différents types de pesticides donnent en phases gazeuse et particulaire, des concentrations variant de 185 ng.m⁻³ à 2,6 µg.m⁻³ (Bedos et al. ,2002). Bintein et Devillers (1996), Millet et al. (1997) et Sanusi et al. (1999) soulignent l'importance des sols agricoles comme source secondaire de pesticides pour l'atmosphère, avec pour l'atrazine :

- en milieu très éloigné de toutes sources : 0,29 ng.m⁻³ en phase gazeuse et particulaire,

- en milieu urbain : 0,7 - 51 ng.m⁻³ en phase gazeuse et particulaire,

- en milieu rural : 26 - 2600 ng.m⁻³ en phase gazeuse.

La **Figure 54 a, 54 b** montre que les conditions météorologiques ne sont pas la seule variable affectant les concentrations en pesticide dans l'air puisque celles-ci sont plus fortes en 2019 qu'en 2018 alors que les conditions météorologiques étaient similaires. Cette observation concorde avec le fait que les différentes émissions du sol vers l'atmosphère influencent nécessairement les concentrations atmosphériques locales. La submersion du site a entraîné un apport en pesticides dans les différents compartiments environnementaux, qui conduit par la suite à de plus fortes émissions du sol vers l'atmosphère et *in fine* conduit à augmenter les concentrations atmosphériques. L'apport en pesticides dans l'air peut se faire par les voies de transfert étudiées précédemment (émission gazeuse et évaporation).

La phase particulaire atmosphérique quasi absente en 2018 apparaît de manière significative en 2019 (figure 54 b). Cette phase est directement en lien avec l'érosion naturelle et/ou du travail des terres agricoles voisines remobilisant des particules ayant adsorbées à leur surface des pesticides, mais aussi en lien avec l'humidité du sol et les conditions météorologiques (température, vent).
A l'exception du métolachlore et de son sous-produit l'ESA, tous les pesticides détectés sont interdits à la vente et/ou commercialisation depuis plusieurs années en France ou dans l'UE (tableau 12). Ils sont cependant présents dans au minimum un ou plusieurs compartiments étudiés, mis à part la métribuzine. Ce dernier composé pourrait provenir d'un transport à une échelle autre que celle de la parcelle, via des sites agricoles de proximité.

<table><caption>**Tableau 12.** Présence des pesticides dans les compartiments environnementaux du site de Chautagne

- **Présence** ;
- **absence**). * Alachlore présent dans la nappe au droit de l'exclos témoin. RF : réglementation française ; UE : réglementation de l'Union Européenne ; nr : non référencé.</caption><thead><tr><th>Composés</th><th>Sol</th><th>Drain</th><th>Nappe</th><th>Atmosphère</th><th>Retombées totales</th><th>Année d'interdiction</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2003 UE</td></tr><tr><td>Atrazine desethyl 2-hydroxy</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>nr</td></tr><tr><td>Simazine</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2003 F, 2007 UE</td></tr><tr><td>Cyanazine</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2002 UE dérogation</td></tr><tr><td>Métribuzine</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>nr</td></tr><tr><td>(S)-Métolachlore ou Métolachlore</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>Autorisé<br>2003 RF</td></tr><tr><td>ESA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>nr</td></tr><tr><td>Alachlore</td><td></td><td></td><td></td><td>*</td><td></td><td>2006 UE, 2008 RF</td></tr></tbody></table>

## Bilan

- Les concentrations en pesticides retrouvées dans l'atmosphère, de 0,003 à 0,050 ng/m³ en moyenne en phase gazeuse, et, de 0 à 0,046 ng/m³ en moyenne en phase particulaires, en 2018 et 2019 respectivement sont plus faibles que les valeurs de la littérature pour des sites agricoles ou éloignés de sources de pesticides (0,15 ng.m⁻³ en moyenne pour l'atrazine et le métolachlore).

- Les pesticides présents dans l'atmosphère sont retrouvés dans les retombées totales à l'exception de l'ESA. Les flux sont plus importants en été qu'en automne, de l'ordre du ng/m²/j, équivalents à ceux mesurés pour les émissions gazeuses à partir du sol.

### 5.2.3 Suivi des phytosanitaires dans les eaux

L'atrazine et le (S)-métolachlore sont solubles dans l'eau à 30 et 485 mg.L⁻¹ respectivement. Les solubilités sont supérieures à 1 mg.L⁻¹, la valeur seuil au-dessus de laquelle un composé est considérée comme soluble (ECHA, **2008**). Les transferts des deux pesticides du sol en
direction des drains et de la nappe sont donc envisageables. Le suivi de la présence des pesticides dans les drains et les piézomètres pour les deux années de campagne 2018 et 2019, ainsi que la quantification des concentrations dans l'eau permettent d'une part de comprendre le fonctionnement du compartiment aqueux face à une modification structurale de surface (décapage) et d'autre part d'estimer les flux de pesticides transportés par l'ensemble des masses d'eau (drains et nappe). La cible potentielle de la contamination du milieu est le Rhône, via le canal de Savières qui est connecté au réseau hydrographique du site de Chautagne.

La présence de pesticides au niveau des drains (23 km linéaire) est principalement due au ruissellement des eaux de pluies à la surface du sol minéralisé du site de Chautagne (horizon de surface argilo-limoneux) et aux processus d'infiltrations latérales au niveau des parois des drains. Sur les deux années de campagnes en été, l'eau des drains ne communique pas avec la nappe souterraine. En automne, la nappe et les drains peuvent communiquer, ce qui a été observé uniquement en automne 2019 (Annexe 1).

### 5.2.3.1 Phytosanitaires dans les drains

Les deux pesticides ciblés sont présents dans l'eau des drains à des niveaux de concentrations de l'ordre du ng/L, inférieures aux valeurs de solubilité dans l'eau (mgL⁻¹). Les concentrations moyennes en atrazine évoluent entre 0,5 et 4 ng/L et celles du métolachlore entre 2 et 11 ng/L en moyenne (figure 55).

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>**Figure 55.** Concentrations en atrazine (a) et métolachlore (b) dans l'eau des drains Nord et Sud, lors des campagnes 2018 et 2019.</figcaption></figure>

Si l'homogénéité des drains Nord et Sud est bien apparente pour l'atrazine sur les deux années d'étude (figure 55 a), l'application d'un test statistique Anova (p<0,05) sur les données du métolachlore permet de confirmer également une homogénéité entre le site Nord et Sud sur 2018, et en 2019. Les concentrations de métolachlore dans les drains sont de 2 à 5 fois supérieures à celles de l'atrazine, en accord avec une plus forte solubilité du métolachlore dans l'eau (figure 55 b).
Une augmentation significative de la concentration en atrazine est observée dans les drains en 2019 par rapport à 2018, aussi bien au Nord qu'au Sud. Pour le métolachlore, cette même augmentation est constatée au Sud sur l'année 2019 mais pas de manière significative au Nord.

Selon le code de l'environnement (DCE, arrêtés du 27 juillet 2015 et du 28 juin 2016), les normes de qualité environnementale (NQE) déterminées au niveau européen (INERIS, **2018**) précisent les concentrations maximales admissibles (CMA) et des valeurs moyennes annuelles (MA) des contaminants dans des eaux de surface intérieures (cours d'eau et lacs). Pour l'atrazine la NQE-MA est de 0,6 µg/L et de 2 µg/L pour la NQE-CMA. Le (S)-métolachlore ne possède pas de valeurs de NQE spécifiques. La directive 2000/60/CE (**2006**) concernant les critères pour l'évaluation du bon état chimique des eaux souterraines s'applique néanmoins au (S)-métolachlore. Elle indique que la concentration des pesticides dans les eaux doit être inférieure à 0,1 µg/L pour une substance donnée et de 0,5 µg/L pour la somme de tous les pesticides détectés et quantifiés, y compris leurs métabolites, les produits de dégradation et les produits de réaction pertinents. Plus récemment, l'ANSES (**2019**) clarifie la terminologie « métabolite pertinent » introduite dans la DCE de 2006, notamment en concluant que les métabolites OXA et ESA du métolachlore sont bien à prendre en considération dans la somme des pesticides détectés.

La somme des concentrations maximales relevées en atrazine, OHDEA, métolachlore et ESA dans les drains (41 ng/L) et dans la nappe (26 ng/L) mesurées au cours des campagnes de 2018 à 2019 (cf ci-après) démontre que le site de Chautagne respecte la directive 2000/60/CE.

## Bilan :

- Les niveaux de concentrations en atrazine et métolachlore retrouvées dans les eaux des drains sont faibles (ng/L) comparativement aux données réglementaires sur la qualité des eaux s'exprimant en µg/L.

- Les réseaux de drains Nord et Sud peuvent être considérés globalement comme homogènes en termes de concentration en pesticides.

- De 2018 à 2019, la concentration en atrazine dans les drains augmente d'un facteur 12 à 20, tandis que celle en métolachlore augmente d'un facteur 1,3 à 5.

Ces augmentations ne sont pas reliées au décapage ou non des parcelles, mais vraisemblablement à la submersion du site survenue entre la première campagne de 2018 et celle de 2019, avec 25 cm d'eau enregistré au-dessus du sol (ANNEXE - Météorologie CEN). Un apport important en pesticides sous forme dissoutes et particulaires a donc pu se faire au niveau des drains. Ce phénomène est également constaté au niveau des sols, pour lesquels les concentrations en pesticides augmentent fortement entre 2018 et 2019.
### 5.2.3.2 Phytosanitaires dans la nappe

Le suivi des concentrations en pesticides dans la nappe se fait par l'intermédiaire des eaux collectées dans les piézomètres installés en fin de première campagne, en automne 2018. La **figure 56** montre que les niveaux de concentrations retrouvés dans la nappe sont proches de ceux des drains aussi bien en atrazine qu'en métolachlore, et qu'une augmentation des concentrations en atrazine et métolachlore se produit également de 2018 à 2019.

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>**Figure 56.** Concentrations (a) en atrazine et (b) en métolachlore dans la nappe au Nord et Sud lors des campagnes 2018 et 2019.</figcaption></figure>

Ces résultats montrent une assez bonne homogénéité de concentrations en pesticides dans la nappe entre Nord et Sud, à l'exception de l'atrazine où la différence est significative en 2019 (figure 56 a). L'ensemble des résultats obtenus pour l'atrazine et le métolachlore dans les drains et la nappe sont comparés entre eux sur la **figure 57**. La submersion des terres en 2018 a participé à l'enrichissement de la nappe en pesticides par infiltration et tend à rendre les différents compartiments aqueux homogènes.
<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>**Figure 57.** Comparaison des concentrations en atrazine et métolachlore retrouvées dans les drains et la nappe en 2018 et 2019.</figcaption></figure>

La réalisation d'un test Anova permet de conclure sur une équivalence de concentrations en pesticides entre drains et nappe en 2018 et en 2019 au risque de 5% (p<0,05). L'année exerce bien une influence significative sur les concentrations. Par ailleurs il n'y a pas d'interaction entre l'année et la nature des eaux.

Cette équivalence entre drain et nappe s'explique par des apports en pesticides s'effectuant selon un même processus majoritaire, une infiltration des eaux de la surface vers la nappe. Cela implique que l'eau de ruissellement et l'eau d'infiltration sont chimiquement équivalentes en termes de concentrations en pesticides. Par ailleurs, la nappe a été réellement en contact avec les drains que lors de l'automne 2019, et pas lors des autres campagnes de 2018 et été 2019 (annexe 1). Cela conforte l'idée que l'homogénéité entre drain et nappe résulterait majoritairement du processus d'infiltration des eaux et de l'établissement d'un équilibre entre ces deux compartiments.

## Bilan :

- Le métolachlore et l'atrazine se distribuent de manière homogène à la fois dans les drains et dans la nappe. Il y a homogénéité des compartiments aqueux sur le site de Chautagne.

- La submersion du site intervenue entre 2018 et 2019 a contribué à augmenter de manière significative les concentrations dans le compartiment aqueux d'un facteur 6 pour l'atrazine et 3 pour le métolachlore.
### 5.2.3.3 Dégradation des phytosanitaires dans le compartiment aqueux

Les pesticides présents dans les compartiments aqueux peuvent se dégrader par voies biotique ou abiotique (photochimie), et générer des sous-produits spécifiques et/ou parfois communs à chacune des voies (Chiapusio et al., **2019**). Pour l'atrazine, les principaux produits de dégradation issus des processus physico-chimique (photochimie) et biologique sont similaires. Les sous-produits de dégradation suivants ont été ciblés :

<figure><img src="image_59.png" /></figure>

Le métolachlore conduit à deux produits de dégradation formés spécifiquement par voie biologique, qui ont été ciblés dans l'étude :

<figure><img src="image_60.png" /></figure>

Les composés issus des processus physico-chimiques se distinguent des précédents par des structures chimiques plus complexes et qui ne sont pas par ailleurs pas commercialisées (Chiapusio et al., **2019**).

La recherche des différents sous-produits de dégradation dans les eaux a été réalisée lors de la deuxième campagne de 2019. Les résultats montrent que dans les drains, aucun des sous-produits de l'atrazine ciblés ne sont détectés. Si elle s'effectue, la dégradation de l'atrazine par voies biotique et/ou abiotique implique la formation d'autres sous-produits non recherchés. Au niveau de la nappe, la présence ponctuelle d'un sous-produit hydroxylé de l'Atrazine (OHDEA) est observée à hauteur de 20 à 25 % en moyenne de l'atrazine (figure 58).
<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>**Figure 58.** Concentrations en atrazine et sous-produits dans l'eau des drains et la nappe en 2019.</figcaption></figure>

La bibliographie donne pour l'atrazine dans les eaux douces, une répartition de 40% pour la molécule parente et 60% pour les sous-produits (Kolpin et al., **1998**). En absence de photodégradation au sein de la nappe, l'atrazine se dégrade par voie biologique.

Pour le métolachlore, seul le métabolite ESA est détecté. L'OXA n'est jamais retrouvé dans les eaux des drains ou de la nappe. La **figure 59** montre que l'ESA représente en moyenne 17 % et 24 % du métolachlore dans les drains et dans la nappe respectivement. La littérature donne une répartition molécules parents/sous-produits dans des eaux souterraines de l'ordre de 10 % pour la molécule parente contre 90 % de sous-produits (Kolpin et al., **1998**). Les taux de dégradation constatés du métolachlore ne sont pas aussi élevés que ceux de littérature, indiquant l'existence d'un facteur limitant. Si au niveau de la nappe la dégradation est principalement biologique, un processus physicochimique s'additionne au niveau des drains pour environ 7%.
<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>**Figure 59.** Concentrations en métolachlore et sous-produits dans les eaux des drains et de la nappe en 2019.</figcaption></figure>

L'ESA (Acide métolachlore éthane sulfonique) provient essentiellement d'un processus de biodégradation dans le milieu (Chiapusio et al., 2019). Compte-tenu des faibles vitesses d'écoulement d'eau sur le site (24 cm/j pour les drains et 7,4 cm/j pour la nappe) et d'une estimation de la durée de demi-vie du métolachlore de 100 à 200 jours dans l'eau (Huntscha, 2008), une biodégradation du métolachlore peut s'effectuer pendant la durée de séjour du composé sur le site. Ce processus se fait grâce aux microorganismes du sol et aussi bien au niveau des plantes aquatiques que terrestres. Sur la zone humide de Chautagne, le métolachlore se retrouve donc au contact de microorganismes ou d'enzymes adaptés telles que la glutathione S-transférase aussi bien au niveau du sol rhizosphérique que des dans l'eau des drains.

## Bilan :

- L'atrazine se dégrade en un sous-produit d'hydroxylation, OHDEA (17%), dans les eaux de la nappe. Ce sous-produit n'apparait pas dans les drains. La présence d'OHDEA ne peut résulter ici que d'un processus de biodégradation.

- Le métolachlore se dégrade par voie biologique en un composé sulfoné, l'ESA (24%), formé lorsque l'enzyme glutathione S-transférase est présente dans le milieu. Ce sous-produit est retrouvé aussi bien dans les eaux des drains que dans la nappe. La part d'une dégradation par un processus physicochimique est estimée à 7% du métolachlore initial.
## 5.3 Bilan des flux de pesticides en entrée/sortie du sol, influence du décapage

### 5.3.1 Schémas conceptuels

L'ensemble des données recueillies lors des campagnes d'été et d'automne 2018 et 2019 permettent de dresser des bilans de flux de pesticides entrants et sortants du sol de Chautagne en zone décapée et non décapée. Ce bilan permet d'observer le fonctionnement du sol et son évolution dans le temps suite à une perturbation du système (décapage). Le schéma conceptuel a pour but de présenter les sources de la contamination, les voies de transfert et les cibles potentielles. Les cibles sont de manière prioritaire l'homme lorsque celui-ci est présent sur site, puis l'environnement. Le schéma conceptuel représente une image ponctuelle de la contamination du site et des flux de pesticides entrant et sortant sur une période bien déterminée. L'ensemble des schémas est donné en **annexe 9**, pour l'atrazine et le métolachlore, pour les 4 saisons étudiées, et pour chacun une comparaison entre zone décapée et non décapée. Les schémas conceptuels de l'atrazine et du métolachlore lors de l'été 2019 apparaissent sur les **figures 60 et 61**, période où les transferts inter-compartimentaux sont maximaux.

<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>**Figure 60.** Bilans flux et concentrations en entrée/sortie de l'atrazine pour le site de Chautagne. Eté 2019, comparaison entre zone décapée et non décapée. nd : non détecté</figcaption></figure>
<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>**Figure 61.** Bilans flux et concentrations en entrée/sortie du métolachlore pour le site de Chautagne. Eté 2019, comparaison entre zone décapée et non décapée. Nnd : non détecté</figcaption></figure>

Les deux schémas de l'été 2019 montrent que le processus principal d'émission des pesticides au niveau du sol est l'évaporation. Les différences de flux de pesticides mesurés entre la réception à l'entrée du sol (retombées atmosphériques totales) et les sorties par émissions du sol (évaporation, émission gazeuse) ont été calculées pour chaque année, chaque saison et chaque type de sol décapé ou non et pour chaque pesticide (figures 62). Un bilan négatif indique une sortie nette des pesticides du compartiment sol.

Les flux de transfert des pesticides transférés en phase aqueuse ne sont pas ici pris en compte car non expérimentalement mesurés. Par ailleurs sur la base des précipitations enregistrées sur site (annexe 1), les quantités d'eau reçues au sol sont de 1,6 L/m²/j en été 2018 et 2,2 L/m²/j. Ces quantités sont directement absorbées par le sol de surface sans engendrer d'infiltration vers la nappe (à 70 cm de la surface) ou de ruissellement vers les drains, qui sont quasiment à sec à cette période. En automne ces quantités augmentent à 3,6 et 5,1 L/m²/j en 2018 et 2019 respectivement.

L'absorption des pesticides par les parties souterraines des plantes apparaît également comme un transfert potentiellement important en rapport à la biomasse végétale produite. La connaissance de la quantité de biomasse disponible par unité de surface permettrait d'obtenir les flux de pesticides absorbés. Les transferts de pesticides par ruissellement dans les drains et par infiltration vers la nappe, négligeables en été, peuvent être estimés en automne sur la base des flux d'eau précipitées. Les drains et la nappe représentant des masses d'eau conséquentes, les transferts vers ces compartiments même pour de faibles concentrations revêtent aussi une importance particulière.
<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>**Figure 62.** Bilan journalier de flux des processus physicochimiques effectivement mesurés : dépôt atmosphérique, émissions gazeuses et évapotranspiration.</figcaption></figure>

Comme attendu, l'évaporation est à 99,5 % le processus physicochimique qui gouverne les transferts de contaminants en direction de l'atmosphère. Le transfert en phase gazeuse est mineur (0,5 %) et le transfert sous forme particulaire par érosion éolienne est inexistant.

Le décapage du sol favorise l'évaporation de l'atrazine et du métolachlore lors de l'été 2018, suivi d'un automne 2018 au bilan nul (annexe 9). Comme indiqué précédemment, la submersion des terres intervenues entre la campagne de 2018 et de 2019 explique une sortie nette de pesticides du site sur 2019 bien supérieure à celui de 2018. Les flux de pesticides émis proviennent non seulement de la zone décapée, mais aussi de la zone non décapée en été comme en automne 2019. L'automne 2019 ne favorise que les émissions en zone non décapée. L'absence de flux en zone décapée reste difficile à interpréter.

### 5.3.2 Estimations des flux de pesticides :

Les flux de pesticides transférés du sol vers les compartiments aqueux n'ayant pas été mesurés expérimentalement (ruissellement et infiltration), ils ont été estimés à partir des mesures de précipitation et de battement de nappe.

Pour une surface de 1 m² au sol, les volumes d'eau journalier provenant des précipitations susceptibles de ruisseler ou de s'infiltrer, sont de :

- en été : 1,6 L/m²/j en 2018 et 2,2 L/m²/j en 2019.

La nappe est très éloignée de l'horizon rhizosphérique (65-70 cm, annexe 1) et ne communique pas avec les drains qui sont à sec au milieu de l'été (figure 63). L'eau de précipitation sera alors en priorité absorbée par les parties racinaires des plantes sans ruisseler jusqu'au drain voisin.
<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>**Figure 63.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, étés 2018 et 2019.</figcaption></figure>

- en automne : 3,6 L/m²/j en 2018 et 5,1 L/m²/j en 2019.

En automne 2018, la nappe se trouve à 50 cm de profondeur en zone non décapée, et à 35 cm de la surface du sol non décapé (figure 64). La nappe et le drain sont en communication et conduit à une homogénéité des concentrations en pesticides dans les deux compartiments.

<figure><img src="image_67.png" /><figcaption>**Figure 64.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, automne 2018.</figcaption></figure>
En automne 2019, la nappe remonte à 15 cm de la surface, au même niveau que le drain (figure 65). L'eau apparaît sur certaines zones à la surface du sol décapé. Les concentrations retrouvées en pesticides sont homogènes entre la nappe et le drain.

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>**Figure 65.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, automne 2019.</figcaption></figure>

### 5.3.2.1. Ruissellement :

En utilisant un coefficient de ruissellement moyen de 0,10 pour des terres cultivables (Delage, 1998), il est possible à partir des flux d'eau précipitée d'estimer le volume des eaux ruisselant à la surface du sol jusqu'au drain et donc d'estimer la quantité de pesticides transférés. Pour cela les concentrations en pesticides dans les eaux de ruissellement seront considérées égales à celles des drains sur la même période.

Les flux journaliers estimés d'atrazine et de métolachlore transférés de la surface du sol vers les drains par ruissellement sont très faibles (tableau 13).

<table><caption>**Tableau 13.** Estimation des flux d'atrazine et de métolachlore ruisselant à la surface du sol vers les drains.</caption><thead><tr><th></th><th>Flux atrazine<br>(ng/m²/j)</th><th>Flux métolachlore<br>(ng/m²/j)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Été 2018</td><td>0,06</td><td>1,12</td></tr><tr><td>Automne 2018</td><td>0,02</td><td>0,04</td></tr><tr><td>Été 2019</td><td>1,10</td><td>3,08</td></tr><tr><td>Automne 2019</td><td>1,53</td><td>2,04</td></tr></tbody></table>
### 5.3.2.2. Infiltration :

Le transfert des pesticides du sol vers la nappe se fait par infiltration de l'eau de précipitation et/ou par l'intermédiaire du battement de la nappe sur l'épaisseur de sol concernée. Pour une perméabilité moyenne d'un sol argilo-limoneux d'environ 12 cm/j, les eaux de précipitation n'atteignent pas la nappe sur une journée, à l'exception de l'automne 2019 en zone décapée (figure 65). Le processus à privilégier pour un transfert sol-nappe sera donc le battement de la nappe.

<table><caption>**Tableau 14.** Battement de nappe saisonnier en 2018 et 2019 et estimation des flux d'atrazine et de métolachlore transférés du sol vers la nappe.</caption><thead><tr><th></th><th>Battement nappe saisonnier (cm)</th><th>Volume eau du sol (L)</th><th>Flux atrazine (ng/m²/j)</th><th>Flux métolachlore (ng/m²/j)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Eté 2018</td><td>8</td><td>0,72</td><td>0,0</td><td>0,0</td></tr><tr><td>Automne 2018</td><td>38</td><td>3,36</td><td>2,0</td><td>4,4</td></tr><tr><td>Eté 2019</td><td>15</td><td>1,36</td><td>3,4</td><td>16,3</td></tr><tr><td>Automne 2019</td><td>60</td><td>5,36</td><td>5,4</td><td>32,2</td></tr></tbody></table>

Les pesticides pouvant être transférées du sol à la nappe sont ceux provenant de l'eau contenue dans l'épaisseur du sol soumis au battement de la nappe. Compte tenu de la porosité moyenne du sol mesurée à 80 % au-delà de 25 cm de profondeur (Annexe 10) les volumes d'eau correspondants sont reportés dans le **tableau 14**. Les flux de pesticides calculés résultant du transfert sol-nappe sont supérieurs à ceux provenant du transfert sol-drain, mais demeurent faibles (**tableau 13**).

La **figure 66** donne pour l'atrazine et le métolachlore, l'évolution du bilan entrée/sortie de l'ensemble des processus de transfert physicochimiques recensés sur le site, pour chaque saison lors des deux campagnes et en fonction du décapage ou non du sol.
<figure><img src="image_69.png" /><figcaption>**Figure 66.** Bilan des flux de pesticides saisonnier en entrée/sortie du sol pour l'ensemble des transferts physicochimiques étudiés sur le site de Chautagne, en zone décapée et non décapée.</figcaption></figure>
Les bilans de flux entrée/sortie correspondent à la différence entre les entrées de pesticides au niveau du sol (retombées atmosphériques) et les sorties (émissions gazeuses, évaporation, transferts drain et nappe). Tous les bilans entrée/sortie calculés sont négatifs, indiquant une sortie nette de pesticides du compartiment sol. Les autres processus sont comptés positivement sur les graphes de la figure 66.

En été et automne 2018, les bilans entrée/sortie en atrazine et métolachlore apparaissent équilibrés en zone non décapée, pour des flux transférés entre les différents compartiments faibles. A l'inverse, le décapage du sol intervenu dès l'été 2018, favorise immédiatement le transfert des pesticides dans l'atmosphère par évaporation, sans augmenter les transferts du sol vers le compartiment aqueux et les autres milieux. Le métolachlore s'évapore davantage que l'atrazine, ce qui est en accord avec une meilleure solubilité dans l'eau pour le métolachlore. L'automne 2018 montre un statuquo au niveau des échanges inter-compartimentaux, qui sont très faibles, que ce soit en zone décapée ou non.

Comparativement à 2018, les sorties nettes de pesticides par évaporation en 2019 sont beaucoup plus importantes. Elles traduisent une modification profonde du fonctionnement du site, probablement due à la submersion des terres survenue entre les campagnes de 2018 et 2019. La zone décapée en 2019 conserve son fonctionnement, avec une évaporation principale en été 2019 (8 fois plus grande pour l'atrazine, et 3 fois plus pour le métolachlore, qu'en été 2018) et un équilibre des entrée et sorties, en automne 2019.
En zone non décapée, l'évaporation se fait par contre aussi bien en été qu'en automne pour les deux pesticides. L'évaporation en automne 2019 sur la zone non décapée suggère qu'il existe un réservoir de pesticides mobilisables sur cette zone qui n'existe pas en zone décapée où l'évaporation est négligeable aussi bien pour l'atrazine que le métolachlore. Ce réservoir pourrait être l'horizon rhizosphérique du sol qui aurait adsorbé les pesticides transportés par la crue, mais qui ne les aurait pas encore incorporés de manière irrémédiable à la matière organique du sol. Cet horizon rhizosphérique d'origine en zone non décapée posséderait par ailleurs une plus forte capacité d'adsorption que le nouvel horizon formé en zone décapée où la matière organique du sol n'aurait pas encore eu le temps de se reconstituer. Les pesticides adsorbés deviendraient mobilisables et évaporables en automne lorsque les conditions de température et d'humidité du sol deviendraient favorables.

La prévision du fonctionnement d'un sol contaminé est un travail complexe lorsque de nombreux processus physico-chimiques et biologiques sont impliqués. Les données expérimentales recueillies ont permis néanmoins de valider et de quantifier les principaux phénomènes pouvant se dérouler à la surface d'un sol en zone humide. Ce travail est primordial et traduit la réalité expérimentale. Dans un second temps, la confrontation des données recueillies avec celles issues de la modélisation est nécessaire, afin de déterminer si les principaux paramètres influençant l'ensemble des processus ont bien été identifiés, et, d'autre part de pouvoir faire des projections sur des sites similaires à celui de la zone humide de Chautagne. Ce dernier volet fait l'objet d'un développement particulier (annexe 11) résumé ci-après.
### 5.3.3 Approche par modélisation

Une approche détaillée du transfert des phytosanitaires en zone humide par modélisation est proposée en **annexe 11**. Les principaux résultats sont reportés ci-après et confrontés aux résultats expérimentaux.

**Les résultats issus de la modélisation selon le modèle EQC LEVEL III prédisent que :**

* Les pesticides sont essentiellement présents dans le sol au sein de la matière organique à plus de 92% (figure 67).

* La lixiviation est le principal processus de disparition de l'atrazine (figure 68).

* La dégradation est le principal processus de disparition du métolachlore (figure 68).

* Le transfert des composés par volatilisation dans l'atmosphère est négligeable pour les deux pesticides. La volatilisation du métolachlore est influencée par l'humidité, et augmente quand l'humidité du sol augmente.

* Une variation du taux d'humidité du sol de 40 à 50%, ne modifie pas les flux de pesticides perdus par lixiviation.

<figure><img src="image_70.png" /></figure>

**Figure 67.** Répartition relative à 25 °C des pesticides dans les différentes fractions du sol. MM : matière minérale, MO : matière organique (modèle LEVEL III).
<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>**Figure 68.** Principales voies de disparition de l'atrazine et du métolachlore par lixiviation, volatilisation et réaction (modèle LEVEL III).</figcaption></figure>

- Les résultats expérimentaux montrent que :

o Le sol de Chautagne constitue bien le réservoir de pesticides. Ces derniers sont également présents dans la partie racinaire des plantes en proportion non négligeables que le sol soit décapé ou non (tableau 8), ce que ne prévoit pas le modèle. Les concentrations expérimentales en pesticides retrouvées dans l'eau des drains et de la nappe sont négligeables par rapport aux deux compartiments précédents. La proportion de pesticides prévues dans la solution du sol (compartiment non exploré expérimentalement) est très faible.

La partition des pesticides entre matière organique et minérale du sol n'a pas été étudiée expérimentalement. La littérature montre que la MO du sol possède une capacité d'adsorption plus importante que la matière minérale de par la plus grande densité et variété de groupements fonctionnels de surface (Carringer et al., 1975 ; Sheng et al. 2001 ; Shi et al. 2010).

o La lixiviation de l'atrazine n'est pas le processus de transfert majoritaire sur site, elle a été estimée comme négligeable. L'évapotranspiration est le processus de transfert majoritaire de l'atrazine et du métolachlore en zone décapée ou non décapée (figure 69), ce que ne permet pas de prévoir le modèle Level III. Selon