ce dernier, les pesticides sont attendus se dégrader (Réaction, **figure 68**) à 10% pour l'atrazine et plus de 90% pour le métolachlore. Si la dégradation de l'atrazine n'a pas été observée (ponctuellement dans l'eau de la nappe), le métolachlore se dégrade entre 50 et 70% au niveau de l'eau d'évaporation.

o Le modèle Level III prévoit une faible volatilisation directe des pesticides en phase gazeuse, ce qui bien constaté expérimentalement.

o La volatisation par évaporation du métolachlore suit la prédiction donnée par Level III avec des émissions qui augmentent lorsque le taux d'humidité du sol augmente (annexe 11).

o En absence du processus dominant qu'est l'évaporation, c'est la lixiviation qui prédomine devant le processus de réaction-dégradation (figure 69). Le modèle est alors presque en accord avec l'expérimentation pour l'atrazine et surestime la part de la dégradation pour le métolachlore.
<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>**Figure 69.** Principales voies de disparition (a) et (c) de l'atrazine, et, (b) et (d) du métolachlore : lixiviation (ruissellement et infiltration), volatilisation et réaction, en fonction du décapage ou non des exclos.</figcaption></figure>
# 6. CONCLUSIONS- LIVRABLES du projet DynaMOT

Le projet DynaMOT financé par l'Agence de l'eau RMC et l'USMB (CARRTEL, Edytem) a porté sur l'étude de la Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration. Le CEN Savoie gestionnaire du site d'étude (Chautagne, commune de Chindrieux) a restauré la zone humide en décapant le sol et en rebouchant le réseau de drains existant avec ce sol 2019-2020. Les travaux du projet DynaMOT menés pendant la période 2018-2019, ont été réalisés en amont du décapage du site. Les résultats de ce programme de recherche sont donc originaux car ils sont issus du terrain incluant toute sa variabilité, pluridisciplinaires et qui abordent des aspects de recherche fondamentale et appliquée. Ils avaient pour but de déterminer les conséquences du décapage du sol sur le milieu, à partir d'exclos représentatifs du site.
Les principaux objectifs de l'étude portaient un diagnostic chimique et dynamique des transferts des phytosanitaires multi-compartimentaux (eaux, sol, plantes, atmosphère) avec sur deux saisons (été et automne) et sur deux années (2018 et 2019) ainsi que la mise en évidence du ou des processus de transfert dominant(s) et sur l'évaluation de l'impact du milieu par les phytosanitaires. Les réponses biologiques spatio-temporelles du fonctionnement de la rhizosphère ont été examinées et des indicateurs biologiques pertinents en lien avec les contaminants, le décapage du sol et les paramètres physico-chimiques ont pu être été déterminés. Des mécanismes de réponse de la végétation et particulièrement du solidage au décapage du sol, à l'évolution des phytosanitaires et au gradient hydrique et au décapage du sol sont proposés.

Dans cette étude les challenges scientifiques étaient notamment de proposer des indicateurs pluridisciplinaires sur l'effet du décapage ou étrépage du sol, d'étudier la transposabilité des protocoles en milieux tourbeux, de hiérarchiser les processus de transfert des phytosanitaires possibles au sein d'une zone humide, ainsi que d'établir et modéliser les flux de contaminants dans les différents compartiments du milieu.

Pour répondre à l'ensemble de ces points clés, il a également été nécessaire de relever plusieurs défis techniques concernant plus particulièrement la mise en place de protocoles d'extraction des pesticides des différentes matrices (sol rhizosphérique riche en MO, plantes, pour de faibles niveaux de concentration des phytosanitaires) ainsi qu'au développement et à la mise en œuvre sur le terrain d'outils spécialement développés pour le projet (recueil des émissions par évaporation du sol). Ce travail pluridisciplinaire a également permis de réaliser des analyses biologiques et chimiques sur les mêmes échantillons de plantes et de sols conduisant à la robustesse des indicateurs proposés.

## 6.1 Ecodynamique des contaminants

**Livrable (1). Caractérisation et quantification des phytosanitaires et de leurs métabolites dans les différents compartiments en zone restaurée (zone décapée) et non restaurée (zone non décapée) ; Bilans entrée/sortie des phytosanitaires ; Hiérarchisation des impacts sur le transfert des phytosanitaires sur le milieu.**
* Epandus au sol pendant près de 30 années de maïsiculture, **l'atrazine et le (S)-métolachlore sont toujours retrouvés** en 2018 et 2019 dans le sol rhizosphérique (quelques dizaines et quelques centaines de µg/kg DW respectivement), dans les eaux (nappe et drains, en ng/L), dans les parties souterraines des plantes (dizaine de µg/kg DW) et dans le compartiment atmosphérique au droit du site (quelques centièmes de ng/m³).

* Le **transfert** des contaminants dans **les parties souterraines des plantes** (rhizomes, racines) est bien démontré. Il n'y a pas de différence entre les concentrations en atrazine et en (S)-métolachlore retrouvés dans les Angiospermes monocotylédones et dicotylédones. L'absence de pesticides dans les parties aériennes (tige, feuille) peut être attribuée à un trop faible niveau de concentration dans les sols.

* Dans le **compartiment aqueux** les pesticides se dégradent **partiellement**. Dans la nappe l'atrazine se dégrade en desethyl 2-hydroxy Atrazine (17%) par voie biologique mais n'est pas retrouvé dans les drains. Le (S)-métolachlore se dégrade aussi bien au niveau de la nappe que des drains par voie biologique en acide métolachlore éthane sulfonique (24 %). Un processus de dégradation physicochimique dans les drains est estimé à moins de 10% du métolachlore initial.

* L'opération de **décapage** du sol sur 15 cm, réalisé sur des exclos implantés sur 2 zones géographiques du site, montre une **diminution significative des concentrations en pesticides dans le sol décapé et les parties souterraines des plantes**. Le décapage ne favorise cependant pas leur dégradation par voie biologique ou physicochimique puisqu'aucun sous-produit n'a été détecté en zone décapée ou non décapée.

* L'établissement **des bilans de flux de pesticides en entrée/sortie du sol** de Chautagne a permis de montrer que le processus de **transfert principal** est le **transfert sol-atmosphère par évaporation de l'eau du sol**. Les schémas conceptuels saisonniers sur les deux années d'étude montrent que le sol de la zone humide joue un rôle de « source de phytosanitaires » pour l'environnement. Si le décapage du sol favorise dans un premier temps l'émission des pesticides dans l'atmosphère par évaporation lors de la campagne de 2018, un nivellement des émissions semble se produire sur 2019, que le sol soit décapé ou non.

* Le processus d'évapotranspiration initialement suspecté se limite au seul processus **d'évaporation** du fait de l'absence de la translocation des pesticides vers les feuilles, pour les plantes prélevées.

**Livrable (2). Prédire les échanges de phytosanitaires entre les différents compartiments d'intérêt - Modélisation par EQC Level III; Relier les mécanismes chimiques aux mécanismes biologiques.**

* L'utilisation du modèle EQC Level III prévoit que **le sol** soit le réservoir principal des pesticides au sein de la MO à plus de 92% et que **la lixiviation** soit le processus principal de disparition de l'atrazine dans le milieu à 88% contre 8% pour le (S)-métolachlore. Le processus de disparition complémentaire est attribué à la
dégradation par voie biologique et/ou physicochimique de ces derniers, i.e. à 12% pour l'atrazine et à 92% le (S)-métolachlore.

* La modélisation Level III ne prévoit pas d'évaporation significative des deux pesticides, ce qui est contraire aux résultats expérimentaux. Le modèle montre bien cependant que la **volatilisation du métolachlore** est influencée par l'humidité du sol (elle augmente quand l'humidité du sol augmente). A l'inverse, la volatilisation de l'atrazine ne se serait pas influencée par le taux d'humidité du sol.

* L'utilisation du modèle Level III étant rendu impossible peu après notre étude, une feuille de calcul prévisionnelle de répartition d'une substance quelconque au sein du milieu a été élaborée pour une approche simplifiée. Elle permet d'estimer l'adsorption de la substance sur le sol et/ou sa mobilité, sa volatilité en tant que produit pur et depuis la phase aqueuse, ainsi que sa possible incorporation dans les plantes. L'évaporation des phytosanitaires avec l'eau n'est pas évaluée.

* Une estimation hors Level III a mis en évidence que **l'infiltration** des pesticides en direction de la nappe est plus importante que le ruissellement de ceux-ci vers les drains, mais demeure à des niveaux de flux relativement faibles.

* Le **mécanisme physico-chimique primaire** mis en œuvre sur le site de Chautagne serait la **dissolution en phase aqueuse des phytosanitaires adsorbés sur le sol**. Présents dans la solution du sol, ils pourront être soit volatilisés dans l'atmosphère en fonction du taux d'humidité du sol de surface (<2 cm) et des conditions météorologiques (température extérieure, pluviométrie), soit être absorbés par les parties souterraines des plantes (rhizome et/ou racine d'Angiospermes mono- et dicotylédones).

## 6.2. Indicateurs physico-chimiques et biologiques proposés pour le suivi d'une opération de décapage du sol en zone humide

Livrable (3). Paramètres physico-chimique et biologiques clés influençant les flux de pesticides en zone humide tourbeuse ; Propositions d'indicateurs physico-chimiques et biologiques pertinents.

* Cette étude montre toute l'importance de prendre en compte le compartiment rhizosphérique (0-15cm) pour comprendre l'effet du décapage sur la dynamique des polluants et le fonctionnement biologique du milieu étudié *via* les **traits fonctionnels** des parties souterraines des plantes et des microorganismes du sol. Le **phosphore disponible**, la teneur en **carbone organique** du sol, le **stock initial en phytosanitaires**, et le **taux d'humidité du sol** sont proposés comme indicateurs-clés du décapage concernant la physicochimie des sols. La **respirométrie** est proposée comme indicateur du fonctionnement microbien des sols.

* D'autres paramètres tels que la **température extérieure** et le **taux d'humidité de surface (0-2 cm)** sont également d'importance à mesurer, car ils gouvernent le
phénomène d'évaporation. La **hauteur** et le **battement de la nappe** sont aussi nécessaires pour estimer le lessivage potentiel du sol.

* Dans le cadre de cette étude il n'est pas possible de fournir des indicateurs physiologiques de défense des plantes soumises aux phytosanitaires du fait des faibles concentrations en pesticides retroubées dans les sols et les plantes. Cependant cette étude a mis en évidence l'effet du décapage sur les traits physiologiques du solidage avec notamment l'hypothèse d'une stratégie de défense déjà proposée dans la littérature dans d'autres milieux. Il augmenterait sa production de métabolites secondaires spécifiquement dans les rhizomes et racines lorsqu'il se retrouve en compétition avec d'autres espèces, sur sols décapés. Les paramètres mycorhiziens mesurés dans cette étude n'ont pas été retenus comme indicateur biologique du décapage, mais ils pourraient constituer un indicateur de suivi sur le long terme de l'évolution du fonctionnement global des sols.

## 6.3 Transposabilité, préconisations et points de vigilance lors des travaux de gestion

Livrable (4). Points de vigilances à proposer aux gestionnaires lors de travaux de reconversion de zones agricoles en zone humide ; Elaborer un protocole de suivi scientifique général, fréquence, durée, paramètres clés.

Pour être transposable, notre étude montre tout l'intérêt d'une collaboration entre scientifiques et gestionnaires notamment pour sélectionner des emplacements pertinents pour les prélèvements futurs et de définir le nombre de réplicats minimum pour appréhender les variabilités spatio-temporelles. Les emplacements devront être bien identifiés pour permettre un suivi temporel sur plusieurs années.

* Préconisations avant le décapage du sol :

- Réaliser un diagnostic initial du site dès l'arrêt de la pratique agricole afin de déterminer les teneurs en contaminants présents dans le milieu, puis effectuer le même diagnostic avant le démarrage des travaux de restauration. Ces données permettront d'appréhender l'évolution des contaminants dans le temps et la résilience du milieu.

- Prévoir des quantifications de phytosanitaires non seulement au niveau de l'horizon de surface mais aussi au niveau des horizons plus profonds pour estimer leur transfert possible en direction de la nappe.

- Déterminer la hauteur de la nappe et de son battement pour estimer le lessivage des phytosanitaires du sol par la nappe.

- Analyser la composition de la solution du sol constituant le compartiment réservoir en phytosanitaires susceptibles d'être évaporés.

- Utiliser la feuille excel de prévision de la partition des contaminants entre les différents compartiments du milieu.
- Les indicateurs de suivis proposés seraient :

o Les **profils du sol en phytosanitaires** jusqu'à la nappe,

o Le **profil de la nappe et son battement**,

o Les **teneurs en phytosanitaires dans la solution du sol** et des plantes

o Le **taux d'humidité du sol** de surface et à 15cm

o Les données météorologiques : **température, pluviométrie**.

o L'estimation du caractère soluble, volatil ou lipophile des phytosanitaires et de leur **partition entre sol, eau, plantes**.

## Préconisations au démarrage et pendant les travaux de décapage :

- Idéalement, démarrer les travaux en hiver (faible température) et/ou en période de plus faible pluviométrie afin de limiter d'une part le pic d'émission de phytosanitaires en phase gazeuse dès les premières excavations de terres et d'autre part de limiter l'évaporation de la solution du sol contenant potentiellement les phytosanitaires solubilisés.

- Fréquence des analyses et des prélèvements proposés : une saison par an de préférence en automne sur toute la durée des travaux.

- Les indicateurs de suivis proposés seraient pour le :

o Le **phosphore disponible**,

o Le **carbone organique**,

o Le **taux d'humidité**

o La **respirométrie microbienne**

o Les **teneurs en contaminants dans le sol, la nappe et les plantes** (parties souterraines /parties aériennes).

## Préconisations Après décapage :

- La fréquence des analyses et prélèvements resterait la même que lors de la phase travaux, mais sa durée pourrait être prolongée à 5 ans, afin de prendre en compte le retour à un état d'équilibre aussi bien au niveau des nouvelles conditions hydriques, que de la dynamique de la végétation se développant sur site et de leur stratégie de défense qui se modifie suite au décapage.

- Les indicateurs de suivis proposés :

o Le **phosphore disponible**,

o Le **carbone organique**,

o Le **taux d'humidité**

o La **respirométrie microbienne**

o Les **teneurs en contaminants dans le sol, la nappe et les plantes** (parties souterraines /parties aériennes).

- La valorisation fourragère ou de paille de la zone concernée pourra se faire dans la mesure où comme sur le site d'étude de Chautagne, aucun contaminant dans les
parties aériennes des plantes n'a été détecté, limitant tout risque de transfert de contaminants dans le réseau trophique *via* la végétation.

## 6.5 Valorisation : Rapport bibliographique ; Fiches outils (ZABR) ; Comparaison avec des projets de l'Agence de l'eau RMC.

Livrable (5) Etude bibliographique scientifique sur les processus de transferts des micropolluants en zone de tourbière alcaline et vers les plantes ; Comparaison avec les indicateurs RhoMéO et le projet PENATH.

* **L'étude bibliographique**, a fait l'objet d'un rendu au 10 mai 2019, sur la « Dynamique des Transferts de pesticides dans des tourbières et réponses de la végétation et des microorganismes ». Ce rapport comporte deux parties principales axées sur les,

1. Processus de sorption, transferts et dégradation des pesticides dans le milieu (air, eau, sol, plantes), et,

2. Réponses de la végétation et des communautés microbiennes aux pesticides (plantes, mycorhizes, microorganismes du sol).

* **En lien avec la ZABR** certains points clés concernant des aspects méthodologiques du travail à destination des gestionnaires de zone humide ont été et seront synthétisés par la réalisation de fiche outils. Ces fiches permettront de montrer la transposabilité des résultats obtenus avec DynaMOT pour la réhabilitation de milieux humides.

**Fiche technique 1** - « Chambre à flux pour la mesure des flux de contaminants évapotranspirés à partir du sol». Finalisée (Annexe2) et disponible sur le site ZABR https://www.zabr.assograie.org/boite-a-outils/

**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) ». En préparation- site de la ZABR

**Fiche technique 3** - « Protocoles d'extractions pour quantifier de faibles teneurs en pesticides dans les plantes ». En préparation- site de la ZABR

**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 ». En préparation- site de la ZABR

* **Publications internationales : valorisation scientifique à court et moyen terme sous forme idéalement de 4 articles:**

* o Article 1 «Mise en évidence du phénomène d'évaporation des phytosanitaires en zone humide »,

* o Article 2 « Effet du décapage sur les pesticides et le fonctionnement de la rhizosphère en zone humide après culture intensive de maïs »,

* o Article 3 « Effet du décapage sur le devenir des contaminants d'une zone humide, préalablement cultivée en maïs, en fonction des saisons»,
* **o** Article 4 « Effet du décapage du sol contaminé sur les traits physiologiques d'une espèce exotique envahissante, le solidage (*Solidago gigantea*) en zone humide ».

## Indicateurs RhoMéO :

Le projet DynaMOT montre qu'il serait possible d'intégrer de nouveaux indicateurs pour le projet **RhoMéO** conduit par Agence de l'Eau RMC **et la** Région Auvergne Rhône Alpes en collaboration avec les CEN Savoie et Rhône-Alpes proposent des indicateurs pour le suivi des restaurations des zones humides (Porteret, 2017) en lien avec la restauration des zones humides par décapage :

* ✓ **I14** = Estimation de la partition des contaminants de la zone humide entre les différents compartiments de l'environnement (via la feuille de calcul proposée).

* ✓ **I15** = Stock en phytosanitaires présents dans le sol, concentrations dans les cours d'eau-drains et nappe, plantes : partition réelle des phytosanitaires entre les différents compartiments de l'environnement.

* ✓ **I16** = Dynamique des flux d'évapotranspiration de l'eau et des phytosanitaires. En complément des indicateurs **I01, I03 et I04** existants.

* ✓ **I17** = Indice de bioaccumulation. Valider la fin de la restauration et la réutilisation de la végétation pour une valorisation agricole. En complément des indicateurs **I06, I07 et I08** existants.

Le détail de ces indicateurs au format RhoMeO sont donnés en **ANNEXE IJKL**.

## Comparaison des résultats de DynaMOT avec le projet **PENATH** -Agence de l'eau RMC et le **BRGM** (Gourcy et al., 2012)

Les objectifs du projet DynaMOT sont complémentaires de ceux de PENAT car ils répondent à un questionnement différent, avec un travail pluridisciplinaire focalisé sur la rhizosphère, la caractérisation des transferts, notamment entre le sol et l'atmosphère, et la recherche d'indicateurs physico-chimiques et biologiques d'intérêt pour une bonne gestion de la réhabilitation de zones humides. Les objectifs du projet PENATH avaient pour but d'évaluer des outils et des méthodes pour l'étude des transferts de contaminants en zone non saturée (ZNS). Il s'agissait d'utiliser des traceurs chimiques afin d'identifier les zones d'écoulement préférentiels et les vitesses d'écoulement en ZNS, d'étudier la qualité des eaux souterraines pour expliquer des variations de concentrations et les temps de transfert des contaminants au sein de la nappe, et d'étudier le transfert des pesticides sous forme dissoute ou adsorbée à de la matière en suspension dans la colonne du sol en ZNS. Les résultats expérimentaux de PENATH concernent le transfert des pesticides en zone en ZNS montrent entre autres, que le phénomène de sorption des pesticides est faible mais non nul sur des matériaux du sol de type sable et gravier, avec une meilleure sorption du (S)-métolachlore par rapport à l'atrazine. Par ailleurs, il existe un effet retard dans le transfert de la ZNS vers la ZS qui dépend des propriétés des contaminants et de la lithologie de la ZNS. Le fait que le sol étudié soit à caractère exclusivement minéral et non organique, comme c'est le cas en tourbière de zone humide, il n'est pas possible de réutiliser les données de PENATH, notamment sur un transfert des pesticides qui serait facilité sous forme dissoute et particulaire de la ZNS vers la ZS. Le rapport bibliographique (**2019**) a montré en effet que la présence de MO modifiait profondément les interactions.
## 6.6. Perspectives du projet DynaMOT

Le projet DynaMOT s'est déroulé en amont de la restauration complète du site supervisée par le CEN Savoie, avant le décapage du sol sur l'ensemble du site et le rehaussement du niveau de la nappe par comblement des drains par les terres excavées. **L'impact de la restauration hydraulique** sur les transferts de phytosanitaires et le fonctionnement de la rhizosphère n'a donc pas pu être étudié. **Un suivi du site à moyen terme (5 ans)** serait pertinent avec les indicateurs proposés, car il serait riche d'informations tant fondamentales pour les scientifiques (suivi de l'évolution hydrologique du site et son impact sur le transfert des phytosanitaires, relation MO-pesticides... ), qu'appliquées pour aider aux choix de restauration des gestionnaires. Par ailleurs, comme il l'a été constaté entre 2018 et 2019 avec une crue du Rhône importante impactant le fonctionnement du site par une remobilisation des pesticides, l'apparition d'évènements climatiques plus fréquents incite à maintenir une surveillance à moyen terme du site pour mieux comprendre les transferts multicompartimentaux.

En parallèle à ce suivi à moyen terme proposé, d'autres perspectives sont envisagées sous forme de questionnement :

* Quel est le devenir des pesticides des sols décapés ayant servi à reboucher les drains ? Il serait possible qu'une augmentation des concentrations en pesticides dans les eaux de surface (étang) ou en mouvement, ainsi qu'à l'exutoire se produise.

* Quel est le transfert des pesticides de l'horizon de surface vers la nappe ? Ce transfert est abordé dans le projet PENATH, et mériterait un développement particulier en zone riche en MO. En association avec les caractéristiques d'écoulement de la nappe et les quantités de pesticides mobilisables par celle-ci, il serait possible d'évaluer la capacité de la nappe à « lessiver » le sol, i.e. à mobiliser les pesticides présents dans la ZS et à les transporter vers l'exutoire. Le temps de résidence de la contamination du site pourrait alors être déterminé.

* Quel est le lien entre les pesticides stockés dans les plantes et la quantité de biomasse produite ? Le projet DynaMOT a montré que l'absorption des pesticides par les parties souterraines des plantes était de concentration faible mais en quantité importante. La détermination de la quantité de biomasse en lien avec l'indicateur de bioconcentration, permettrait d'évaluer l'importance de la phytoremédiation vis-à-vis des autres processus de transfert. En parallèle, un suivi de la dynamique de la végétation et les traits fonctionnels d'espèces cibles semblent nécessaire selon leur valorisation.

* Comment tester les indicateurs chimiques et biologiques proposés à d'autres zones humides ? Au regard de la complexité des interactions spatio-temporels de l'effet du décapage sur la dynamique des contaminants, il a été possible de proposer des indicateurs physico-chimiques et biologiques clés. Ces indicateurs seraient à tester sur d'autres tourbières alcalines. Le marais de Lavours pourrait constituer en ce sens un site privilégié, avec la même problématique de culture du maïs en zone humide. Il serait également envisageable d'établir un réseau sur d'autres zones humides
françaises pour mieux tester ces indicateurs et apporter une aide à la restauration des zones humides.

* Comment valoriser les exclos mis en place ? ces exclos mériteraient d'être entretenus et pérennisés pour permettre de réaliser des suivis à long terme de cette zone humide. Ce dispositif pourrait également servir à la communauté scientifique car à notre connaissance ce site expérimental est unique en France.
## 7. Bibliographie

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LISTE DES FIGURES

**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.

**Figure 2.** Localisation des exclos Nord, Sud et Témoin du site d'étude D 705 en Chautagne (73), et gradient hydraulique (flèche bleue).

**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).

**Figure 4.** Configuration-type d'un exclos de 130 m². R1, R2, R3, R4 : délimitation des 4 réplicats de 6 m² chacun. Dispositif 1 et 2 : prélèvements des émissions de phytosanitaires provenant du sol, pour des mesures in situ intégratives hebdomadaires.

**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.

**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.

**Figure 7.** Jauge Owen pour la collecte des retombées atmosphériques (Surface de collecte de 0,07 m²).

**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.

**Figure 9. a.** Drain à proximité des exclos. **b.** piézomètre installé au milieu chaque exclos entre la partie décapée et non décapée.

**Figure 10.** Notation de l'infection mycorhizienne en classes de 0 à 5 et de la richesse en arbuscules des racines (Trouvelot et al., 1985).

**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.

**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.

**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.
**Figure 14.** Mycorhizes- Fréquence de colonisation (F) et intensité de colonisation (M) 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.

**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.

**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.

**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.

**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).

**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).

**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.

**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.

**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.

**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.

**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).
**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).

**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.

**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.

**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.

**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.

**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.

**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.

**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.

**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.

**Figure 34.** Emissions gazeuse d'atrazine (a) et de métolachlore (b) en fonction de la concentration en pesticides dans la partie racinaire.

**Figure 35.** Emissions d'atrazine et de métolachlore gazeux en fonction de la respiration, en zone décapée et non décapée.

**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.

**Figure 37.** Comparaison de l'évaporation entre la période estivale et automnale, sur 2018 et 2019.

**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®).

**Figure 39.** Effet du décapage sur les flux d'eaux évaporées depuis les sols en été 2018 et 2019.

**Figure 40.** Panorama saisonnier 2018-2019 des pesticides émis dans l'atmosphère par évaporation, zones décapée et non décapée confondues.
**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.

**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.

**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.

**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.

**Figure 45.** Flux d'atrazine (a) et de métolachlore (b) émis par évaporation en fonction des concentrations moyennes en pesticides retrouvées dans la partie racinaire des plantes.

**Figure 46.** Evaporation de l'atrazine et du métolachlore en fonction de l'activité respiratoire des microorganismes du sol.

**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.

**Figure 48.** Emissions du métolachlore et de l'ESA en zone décapée et non décapée, (a) en été et (b) en automne 2019.

**Figure 49.** Pesticides présents dans les eaux d'évaporation de l'année 2019, issues de la zone décapée et non décapée.

**Figure 50.** Structures chimiques de pesticides également présents dans les eaux d'évaporation.

**Figure 51.** Rapport de concentration dans les différents compartiments. A/M = Atrazine / Métolachlore ; A/S = Atrazine / Simazine ; M/E = Métolachlore / ESA.

**Figure 52.** Pesticides émis dans l'atmosphère par évaporation, à partir de la parcelle Témoin.

**Figure 53.** Flux des pesticides dans les retombées atmosphériques en fonction de l'année et de la saison.

**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.

**Figure 55.** Concentrations en atrazine (a) et métolachlore (b) dans l'eau des drains Nord et Sud, lors des campagnes 2018 et 2019.

**Figure 56.** Concentrations (a) en atrazine et (b) en métolachlore dans la nappe au Nord et Sud lors des campagnes 2018 et 2019.

**Figure 57.** Comparaison des concentrations en atrazine et métolachlore retrouvées dans les drains et la nappe en 2018 et 2019.

**Figure 58.** Concentrations en atrazine et sous-produits dans l'eau des drains et la nappe en 2019.

**Figure 59.** Concentrations en métolachlore et sous-produits dans les eaux des drains et de la nappe en 2019.
**Figure 60.** Bilans flux et concentrations en entrée/sortie de l'atrazine sur le site de Chautagne. Eté 2019, comparaison entre zone décapée et non décapée.

**Figure 61.** Bilans flux et concentrations en entrée/sortie du métolachlore sur le site de Chautagne. Eté 2019, comparaison entre zone décapée et non décapée.

**Figure 62.** Bilan journalier de flux des processus physicochimiques effectivement mesurés : dépôt atmosphérique, émissions gazeuses et évapotranspiration.

**Figure 63.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, étés 2018 et 2019.

**Figure 64.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, automne 2018.

**Figure 65.** Positionnement de la nappe et du drain en zone décapée et non décapée, automne 2019.

**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.

**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 68.** Principales voies de disparition de l'atrazine et du métolachlore par lixiviation, volatilisation et réaction (modèle LEVEL III).

**Figure 69.** Principales voies de disparition (a) et (c) de l'atrazine, et, (b) et (d) du métolachlore : lixiviation (ruissellement et infiltration), volatilisation et réaction, en fonction du décapage ou non des exclos.
# LISTE DES TABLEAUX

**Tableau 1.** Dates des campagnes de prélèvements.

**Tableau 2.** Espèces végétales identifiées dans les exclos lors des campagnes de 2018 et de 2019.

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

**Tableau 4.** Gradient d'élution utilisé pour la séparation des composés en LC avant détection des masses.

**Tableau 5.** Limites de quantification en LC/MS-MS des pesticides parents et des sous-produits, et ions caractéristiques.

**Tableau 6 :** Traits fonctionnels quantifiés pendant les différentes campagnes de prélèvements.

**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.

**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. Moyenne ± Ecart-type avec n=4.

**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.

**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.

**Tableau 11.** Valeurs de flux de pesticides évaporés à partir du sol, après épandage.

**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. |

**Tableau 13.** Estimation des flux d'atrazine et de métolachlore ruisselant à la surface du sol vers les drains.

**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.
ANNEXES

**Annexe 1.** Météorologies sur le site de Chautagne - commune de Chindrieux (73).

**Annexe 2.** Fiche technique 1 : « Mise en place d'une chambre à flux pour la mesure de contaminants évapotranspirés ».

**Annexe 3** : Paramètres physico-chimiques généraux (C, N, P, C/N, pH, CEC, Calcaire total Taux humidité) des sols décapés/non décapés quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en juin et septembre 2018 et 2019.

**Annexe 4.** Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (Glomaline, respirométrie, S, H', AWCD) quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les sols décapés/non décapés des 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en Juin et septembre 2018 et 2019.

**Annexe 5.** Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (phénols, flavonoïdes, protéines, mycorhizes) quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les plantes (parties souterraines et/ou aériennes) des sols décapés/non décapés des 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en juin et septembre 2018 et 2019.

**Annexe 6.** Exemples de concentrations en pesticide dans l'atmosphère.

**Annexe 7.** Profils des flux de pesticides dans les différents compartiments.

**Annexe 8.** Rapport de concentrations A/M et M/E dans différentes phases aqueuses.

**Annexe 9.** Schémas conceptuels de l'Atrazine et du Métolachlore, années 2018 et 2019, et saisons été automne.

**Annexe 10.** Porosité du sol en fonction de la profondeur.

**Annexe 11.** Transfert des phytosanitaires, approche par modélisation.
# ANNEXE 1 - Météorologies sur le site de Chautagne - commune de Chindrieux (73)

- Précipitations cumulées,

- Température moyenne mensuelle,

- Durée ensoleillement,

- Variations de hauteur de nappe,

- Distributions des niveaux de la nappe.

- **Années couvertes** : 2016 - 2017 – 2018 – 2019 – 2020
## PRÉCIPITATIONS CUMULÉES

EID [2016, 2017] - D705 [2018, 2019, 2020], Chindrieux

<figure><img src="image_73.png" /></figure>

## TEMPÉRATURE MOYENNE MENSUELLE

EID [2016, 2017] - D705 [2017, 2018, 2019, 2020], Chindrieux

<figure><img src="image_74.png" /></figure>

<figure><img src="image_75.png" /></figure>

Conservatoire
d'espaces naturels
Savoie
DURÉE ENSOLEILLEMENT

Parcelle D705 - Chindrieux

<figure><img src="image_76.png" /></figure>

Conservatoire
d'espaces naturels
Savoie

<figure><img src="image_77.png" /></figure>

VARIATIONS DE
LA NAPPE

Parcelle D705, Chindrieux

minimum
moyenne
maximum

<figure><img src="image_78.png" /></figure>

<figure><img src="image_79.png" /></figure>

<figure><img src="image_80.png" /></figure>

Conservatoire
d'espaces naturels
Savoie
DISTRIBUTIONS DES NIVEAUX
DE LA NAPPE (C1)

<figure><img src="image_81.png" /></figure>

<figure><img src="image_82.png" /></figure>

Conservatoire
d'espaces naturels
Savoie
ANNEXE 2 - Fiche technique 1 : « Mise en place d'une chambre à flux pour la mesure de contaminants évapotranspirés »
# Chambre à flux pour la mesure des flux de contaminants évapotranspirés à partir du sol

Mots-clés : chambres à flux, contaminants, sol, évapotranspiration

<table><thead><tr><td>Type d'outil</td><td>Milieux étudiés</td><td>Disciplines mobilisées</td><td>Destinataires</td></tr></thead><tbody><tr><td>Spositif expérimental</td><td>Sols, eau d'évaporation, atmosphère</td><td>Chimie, écotoxicologie</td><td>Gestionnaires, bureaux d'études, collectivités</td></tr></tbody></table>

## OBJECTIFS

Déterminer le devenir dans l'environnement des contaminants à l'interface sol-eau-atmosphère.

Quantifier des flux de contaminants pouvant se volatiliser à partir du sol en direction de l'atmosphère, ainsi que des flux surfaciques d'eau évapotranspirée.

Préciser le rôle joué par le sol, en tant qu'émetteur ou récepteur de composés organiques volatils (COV) et composés organiques semi-volatils (COSV).

## L'ESSENTIEL

Les **chambres à flux** ont été spécialement conçues pour étudier le devenir des phytosanitaires (COV/COSV) présents dans des sols de zone humide, des sols agricoles, des sols nus ou végétalisés. Ces dispositifs sont des outils indispensables pour la compréhension des dynamiques de transfert des contaminants à l'interface sol-eau-atmosphère.

## CONTENU DE L'OUTIL

La chambre à flux est un dispositif élaboré au laboratoire EDYTEM (USMB) déployé à la surface de tout type de sol, en particulier ceux des zones humides. Elle permet notamment l'étude du devenir des micropolluants (phytosanitaires) présents sur des terres agricoles au droit d'une ancienne tourbière. Associée à un module de condensation enterré, la chambre à flux permet également de récupérer l'eau évapotranspirée par le sol et la végétation.

L'analyse chimique de cette eau et des phases gazeuse et particulaire recueillies de manière simultanée en sortie de la chambre à flux, permet de déterminer l'ensemble des flux de composés émis dans l'air. Associé à la mesure des retombées atmosphériques au sol, il est alors possible de rendre compte du fonctionnement du sol en tant que récepteur ou émetteur de composés volatils et /ou semi-volatils.

Les phytosanitaires étudiés peuvent être des COV, des COSV et/ou des composés solubles dans l'eau. Principalement d'origine anthropique, ils ont un impact direct et indirect sur les êtres vivants et l'environnement.

<table><thead><tr><td>AVANTAGES</td><td>INCONVENIENTS</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Quantifie les flux de composés organiques volatils et solubles</li><li>Simule un processus naturel d'émission du sol, en absence de forçage</li><li>Peut être déployée sur tous type de sols (zone humide, agricoles, industriels, nus ou végétalisés)</li><li>Permet d'interpréter les transferts de contaminants dans le milieu lorsqu'associé à des mesures du milieu aqueux et atmosphérique.</li></ul></td><td><ul><li>Nécessite deux personnes qualifiées pour le déploiement sur le terrain</li><li>Installation longue</li></ul></td></tr></tbody></table>

## MISE EN ŒUVRE

### Temps

- Installation sur le terrain entre 3h et 1/2 journée

- Déployé sur 1 mois

### Moyens humains

- 2 personnes pour le déploiement sur le terrain

### Compétences

- Être qualifié pour déployer le dispositif et faire les analyses

### Matériel

- Chambre à flux et équipements liés

- Facultatif : Jauge Owen

### Coût du projet

- 30 000 € sur 2 ans (comprend le dispositif, les analyses pour 5 mois d'expérimentation)
## CONTEXTE

Les phytosanitaires impactent fortement le milieu, il est donc primordial de connaitre leur distribution dans les différents compartiments de l'environnement (sol, plantes, eau, air) et d'évaluer les processus de transferts potentiels. Parmi ceux-ci, les émissions du sol vers l'atmosphère sont particulièrement importantes, car elles peuvent avoir un impact sanitaire pour les populations riveraines et celles présentes à plus longue distance en zone urbaine.

Le défi des mesures d'émissions à l'interface sol-air en zone humide consistait à développer une chambre à flux permettant de recueillir en particulier l'eau évapotranspirée du sol, parallèlement aux composés gazeux et composés associés à des particules de sol (érosion éolienne). Le dispositif initialement conçu pour des sols situés en zone non humide de type terres agricoles, de remblais, a dû être modifié avec l'intégration en ligne d'un module spécifique de condensation de l'eau.

La chambre à flux a été développée dans le cadre d'un projet financé par l'Agence de l'eau RMC, DynaMOT (Action n° 58 du Programme 2018), qui intègre des chercheurs de 5 laboratoires universitaires. Ce projet d'une durée de deux ans (2018-2020) a bénéficié d'un partenariat avec le Conservatoire d'Espaces Naturels de Savoie (CEN).

## PRINCIPES

Le dispositif expérimental comprend une enceinte en plexiglass de 0,8 m² de surface au sol, connectée à une pompe bas débit de 1 m³/h (Figure 1).

La particularité des sols humides, étant d'être située à proximité directe d'une nappe d'eau, implique une évapotranspiration

<figure><img src="image_83.png" /><figcaption>Figure 1 : Dispositif expérimental. a- Schéma du dispositif, b- Déploiement du dispositif</figcaption></figure>

importante au niveau du sol et de la végétation présente. Le piégeage de la vapeur d'eau émise permet de recueillir une information capitale sur le transfert, ou non, des contaminants du sol dans la phase aqueuse évapotranspirée.

L'air entrant dans l'enceinte est filtré à travers une mousse en polyuréthane (PUF) afin d'assurer un air venant balayer la surface du sol, exempt de tout pesticide. L'air est ensuite entrainé au centre de l'enceinte et arrive jusqu'à un condenseur en cuivre enterré à une profondeur de 80 cm dans le sol, permettant de condenser de l'eau d'évaporation dans un bidon de 5L en inox.

Les gaz émis par le sol continuent leur course en sortant du bidon en inox jusqu'à une nouvelle mousse PUF située juste en amont de la pompe d'aspiration. La pompe est alimentée en continue par une batterie elle-même connectée à un panneau solaire pour assurer l'autonomie en énergie du dispositif déployé sur le terrain. La vitesse de l'écoulement de l'air à l'intérieur de l'enceinte est comparable à une vitesse de vent faible balayant la surface d'un sol, de 1 à 3 cm/s. Il ne s'agit donc pas d'un forçage des émissions du sol au pompage, mais bien d'un phénomène représentatif d'un processus naturel.

Le dispositif de la chambre à flux peut être couplé avec une jauge Owen (Figure 2) permettant d'évaluer les retombées atmosphériques gazeuses et particulaires au sol.
<figure><img src="image_84.png" /><figcaption>Figure 2 : Jauge Owen</figcaption></figure>

Les calculs de flux surfaciques des composés émis sont basés sur la détermination des concentrations retrouvées dans les différentes phases (particulaire, gazeuse et évapotranspirée), de la durée et débit du pompage, et de la surface au sol de la chambre (0,80 m²).

La chambre à flux est déployée pendant 1 mois et deux campagnes sont réalisées (été et automne), les prélèvements sont effectués une fois par semaine : mousses PUF, filtre et l'eau du bidon à l'aide d'une pompe de relèvement. L'ensemble des prélèvements sont analysés en laboratoire et permettent de quantifier les COV/COSV en phase gazeuse et particulaire, et les composés solubles dans l'eau. A partir de ces résultats, les flux de pesticides émis dans l'atmosphère sous différentes formes (gaz, particule, eau évapotranspirée) sont calculés. L'évolution de ces flux dans le temps permet par la suite d'étudier les dynamiques de transfert entre les différents compartiments environnementaux concernés.

La chambre à flux avec son module de condensation utilisée en zone humide a permis de déterminer qu'à l'interface sol-air, la voie de transfert principale des pesticides présents sur une terre agricole en zone humide était l'évapotranspiration. Celle-ci est plus importante que la volatilisation directe (pertes gazeuses) et dépend étroitement de la saison, (précipitations, températures et humidité du sol). L'apport à l'atmosphère via l'érosion éolienne du sol (phase particulaire) est négligeable en zone humide.

## PERSPECTIVES ET PRECONISATIONS

Les chambres à flux sont fabriquées par le laboratoire EDYTEM uniquement et nécessitent une forte expertise pour leur utilisation. Les premières données du projet DynaMOT ont été communiquées à l'Agence de l'eau et au CEN de Savoie et les résultats définitifs pourront être consultés prochainement.

## PERSONNES RESSOURCES

### Bernard DAVID

Labo/structure : Laboratoire EDYTEM (CNRS-USMB)

Mail : bernard.david@univ-smb.fr

Tel : 04 79 75 88 03

### Geneviève CHIAPUSIO

Labo/structure : UMR CARRTEL (INRAE-USMB)

Mail : genevieve.chiapusio@univ-smb.fr

Tel : 04 79 75 81 07

## DOCUMENT(S) SOURCE

B. David. *Fiche technique ZABR n°2 : Mise en place d'une chambre à flux pour la mesure des flux de contaminants évapotranspirés à partir du sol.*

G.Chiapusio, B.David (2021) *Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration*, Projet DynaMOT, Action n° 58 du Programme 2010 au titre de l'accord - cadre Agence de l'Eau ZABR.
AUTEUR(S)

Bernard David (Laboratoire Edytem)

STRUCTURE(S) PORTEUSE(S) DU PROJET

Université Savoie Mont Blanc, INRAE, Agence de l'eau RMC

SITES ET OBSERVATOIRES DE LA ZABR MOBILISES

Zone Humide ; Site en Chautagne-Savoie (commune de Chindrieux, gestion par le CEN Savoie depuis 2016).

THEMATIQUES ZABR ABORDEES

Flux Polluants, Ecotoxicologie, Ecosystèmes (FPEE)

PROJET

DynaMOT « Dynamique des transferts et effets des Micropolluants Organiques persistants dans le fonctionnement d'une Tourbière alcaline en restauration » (2018-2020), projet financé par l'Agence de l'eau RMC.

BIBLIOGRAPHIE

J.Besse-Deleaval (2010-2013). *Dynamique des micro-polluants semi-volatils : transferts à l'interface sol-air.*
PhD, MESR, ED SISEO, PRES Université Grenoble Alpes.

J. Besse, J. Suptil, N.Dalleau, G.Brulfert, B. David, (2016) *Are contaminated soils a secondary source of pollutants to the atmosphere? application to PAHs, pesticides and arsenic. Sols contaminés, une source secondaire de polluants pour l'atmopsphère ? cas des HAP, des pesticides et de l'arsenic.* Pollution Atmosphérique, 231-232.

N.Dalleau, J.Besse, B.David (2013) *Etude des transferts de polluants du sol vers l'atmosphère : Métaux lourds dans la Loire* - 2012 & 2013, Rapport rendu public en 2013 sur www.air-rhonealpes.fr.

N.Dalleau, J.Besse, B.David (2014) *Transferts de PCDD/F et PCB entre le sol et l'atmosphère: Transferts entre le sol et l'atmosphere* – 2012 & 2013, Rapport rendu public en 2014 sur www.air-rhonealpes.fr.
ANNEXE 3 - Paramètres physico-chimiques généraux (C, N, P, C/N, pH, CEC, Calcaire total Taux humidité) des sols décapés/non décapés quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en Juin et septembre 2018 et 2019.

Analyse structurelle des sols des exclos Témoin, Nord et Sud : analyse réalisée sur des prélèvements de juin 2018.

<figure><img src="image_85.png" /></figure>
Zone Atelier Bassin du Rhône

<figure><img src="image_86.png" /></figure>
<figure><img src="image_87.png" /></figure>
<figure><img src="image_88.png" /><figcaption>ANNEXE 4 - Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (Glomaline, respirométrie, S, H', AWCD) quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les sols décapés/non décapés des 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en Juin et septembre 2018 et 2019.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_89.png" /></figure>
<figure><img src="image_90.png" /></figure>

<figure><img src="image_91.png" /></figure>
ANNEXE 5 Concentrations en pesticides (atrazine, métolachlore), et des paramètres biologiques (phénols, flavonoïdes, protéines, mycorhizes) quantifiés (moyenne ± écart-type) dans les plantes (parties souterraines et/ou aériennes) des sols décapés/non décapés des 3 exclos (Nord, Sud et Témoin) en Juin et septembre 2018 et 2019.

Pesticides : Parties souterraines des plantes (Aucun pesticides n'a été retrouvé dans les parties aériennes)

<figure><img src="image_92.png" /></figure>

Paramètres biologiques : Parties souterraines des plantes
<figure><img src="image_93.png" /></figure>

<figure><img src="image_94.png" /><figcaption>Paramètres biologiques : Parties aériennes (feuilles) des plantes</figcaption></figure>
<figure><img src="image_95.png" /></figure>
ANNEXE 6 - Exemples de concentrations en pesticide dans l'atmosphère.

Il existe une différence de concentration en pesticide dans l'atmosphère entre milieu rural et urbain. Globalement les concentrations sont de l'ordre de quelques ng/m³ à quelques centaines de ng/m³. Des exemples de concentrations hebdomadaires maximales mesurées en site de fond par les AASQA sont indiqués dans le **tableau 1** pour la région Auvergne Rhône-Alpes.

<table><caption>**Tableau 1.** Concentrations moyennes en pesticides retrouvés en Auvergne Rhône-Alpes (Atmo Auvergne, **2005 et 2006**).</caption><thead><tr><td>Nature du site étudié</td><td>Concentration hebdomadaire maximale en ng/m³</td></tr></thead><tbody><tr><td>Urbain</td><td>17</td></tr><tr><td>Rural grandes cultures</td><td>21</td></tr><tr><td>Rural vigne</td><td>40</td></tr><tr><td>Rural arboriculture</td><td>55</td></tr></tbody></table>

En Auvergne les niveaux de concentrations relevés en milieu rural sont 1,7 fois plus importants qu'en milieu urbain. Dans les régions françaises les concentrations relevés en milieu rural pour les grandes cultures (cas du site de Chautagne) sont données ci-après (Fédération Atmo, **2006**).

<figure><img src="image_96.png" /><figcaption>**Figure 1.** Concentrations moyennes en pesticides retrouvés en Poitou-Charentes (Atmo Auvergne, **2006**).</figcaption></figure>

Les concentrations en atrazine et métolachlore sont respectivement 0,25 et 0,50 ng/m³. Cette dernière étude donne par ailleurs des niveaux de flux de pesticides issus de retombées atmosphériques mesurés en zone urbaine de Lyon et en zone arboricole à proximité. Les flux de métolachlore apparaissent équivalents dans les deux zones à 80 et 89 ng/m²/j respectivement.

Bibliographie :

Fédération Atmo (2006) Contamination de l'air par les pesticides : nouvelle composante de la pollution de l'air, dans Revue officielle de la fédération nationale des AASQA.
ANNEXE 7 - Profils des flux de pesticides dans les différents compartiments.

Profils de flux de pesticides retrouvés dans les compartiments : eaux d'évapotranspiration, drains, nappe, le sol et retombées atmosphériques des sites Nord et Sud de Chautagne.

<figure><img src="image_97.png" /></figure>

<figure><img src="image_98.png" /></figure>

<figure><img src="image_99.png" /></figure>

<figure><img src="image_100.png" /></figure>

<figure><img src="image_101.png" /></figure>
ANNEXE 8 - Rapport de concentrations A/M et M/E dans différentes phases aqueuses.

Rapport de concentrations dans les différentes phases aqueuses émises ou reçues au niveau du sol. A/M = Atrazine / Métolachlore ; M/E = Métolachlore / ESA du site Témoin de Chautagne.

<figure><img src="image_102.png" /></figure>
ANNEXE 9 - Schémas conceptuels de l'Atrazine et du Métolachlore, années 2018 et 2019, et saisons été automne.

Schéma conceptuel : **Atrazine**, année **2018**, été et automne, zone décapée ou non.

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

<figure><img src="image_104.png" /></figure>
Schéma conceptuel : **Atrazine**, année **2019**, été et automne, zone décapée ou non.

<figure><img src="image_105.png" /></figure>

<figure><img src="image_106.png" /></figure>
Schéma conceptuel : (S) Métolachlore, année 2018, été et automne, zone décapée ou non.

<figure><img src="image_107.png" /></figure>

<figure><img src="image_108.png" /></figure>
Schéma conceptuel : (S) Métolachlore, année 2019, été et automne, zone décapée ou non.

<figure><img src="image_109.png" /></figure>

<figure><img src="image_110.png" /></figure>
# ANNEXE 10 - Porosité du sol en fonction de la profondeur.

Evolution de la porosité du sol en fonction de la profondeur d'après Porteret (2018).

<figure><img src="image_111.png" /></figure>

<figure><img src="image_112.png" /></figure>

Conservatoire
d'espaces naturels
Savoie

<figure><img src="image_113.png" /></figure>

UNION NATIONALE

<figure><img src="image_114.png" /></figure>

<figure><img src="image_115.png" /></figure>

Avec le soutien financier de...

## Bibliographie :

Porteret J. (2018) Marais de Chautagne : restauration d'une zone Humide et transformation des pratiques Agriculture et zones humides, quelles perceptions et synergies dans les territoires ? Journée d'échanges techniques, La Voulte-sur-Rhône (Ardèche) 17 janvier 2018.
# ANNEXE 11 - Transfert des phytosanitaires, approche par modélisation.

## 1. Rappel du contexte en Chautagne

La gestion des anciennes terres agricoles de Chautagne par le CEN a conduit ce dernier à étudier différentes stratégies de réhabilitation de cette zone de 60 ha possédant 23 km de drains (Porteret, 2018). Dans le but de retrouver un fonctionnement équivalent à celui d'une zone humide, le CEN a choisi de décaper l'horizon de surface minéralisé sur 15 cm et d'utiliser cette terre pour reboucher les drains qui asséchaient la zone. Cette opération engendrera un rehaussement du niveau de la nappe. Des questions relatives à l'hydrologie du site se posent, ainsi que sur le devenir des produits phytosanitaires épandus au sol après 30 ans d'activité agricole et le développement de la végétation. Cette préoccupation est originale et légitime car aucune étude à notre connaissance n'a été réalisée sur la dynamique de transfert des pesticides lors de la mise en place d'un tel processus de restauration en zone humide.

La présence de pesticides en Chautagne est ancienne et a fait l'objet de rapports de la part du CISALB (2011). Une liste de 14 composés a été établie, pour lesquels les quantités épandues dépassaient les 50 kg. Parmi ces composés, le (S)-Métolachlore (6ème pesticide le plus utilisé en Chautagne) a été retrouvé dans les sols lors d'études préliminaires, ainsi que l'atrazine. Ces deux pesticides appartiennent à la famille des herbicides organochlorés et ont été très utilisés dans la culture du maïs. L'atrazine a été interdit d'utilisation en France et dans l'Union Européenne en 2003. Le (R)-Métolachlore a également été interdit et remplacé par le (S)-Métolachlore moins toxique. Le rôle principal des herbicides est de bloquer la photosynthèse en tant qu'accepteur d'électrons conduisant à l'inhibition totale du transfert d'électrons impliqué dans le processus. Les deux herbicides ciblés sont couramment utilisés comme phytosanitaires de pré-levée nécessitant leur bonne disponibilité dans la solution du sol pour une absorption efficace par les racines des jeunes adventices.

Après un diagnostic initial du site, un décapage de surface sur 65 m² a été effectué sur différents exclos localisés à différents emplacements du site. Les principaux processus de transfert des contaminants inter-compartimentaux ont alors été suivis expérimentalement pendant deux années sur le terrain. Un dispositif a été spécialement conçu pour évaluer les différents types d'émission à partir du sol et des prélèvements d'échantillons (sol, plantes, eau, air) ont été collectés à la fois en zone décapée et en zone non décapée.

Les transferts de pesticides étudiés sont représentés sur la figure 1, ils s'effectuent :

- du sol vers le milieu aqueux (ruissellement vers les drains et infiltration vers la nappe),

- du sol vers les plantes (absorption),

- du sol vers l'atmosphère (évapotranspiration),

- de l'atmosphère vers le sol (précipitations, retombées atmosphériques).
<figure><img src="image_116.png" /><figcaption>**Figure 1.** Transferts de pesticides en zone humide. *** = Pesticides. Connexion drain et nappe en automne, déconnexion en été.</figcaption></figure>

Un premier diagnostic réalisé en 2016 montre que le sol de Chautagne stocke du métolachlore en quantité plus importante que l'atrazine (figure 2a). Les concentrations de métolachlore stocké dans le sol diminuent drastiquement de 2016 à 2018, et demeurent faibles pour l'atrazine sur cette période (4 µg/kg). Un effet de lessivage continu des sols semble s'être établi sur le site par l'intermédiaire du ruissellement de l'eau vers les drains et de l'écoulement de la nappe. Cependant d'autres processus de transfert peuvent être envisagés. Sur l'année 2019 une augmentation des concentrations à la fois en métolachlore et en atrazine est observée (figure 2b). Elle a été attribuée à la submersion des terres intervenue entre la campagne de 2018 et 2019. La crue a probablement mobilisé des phytosanitaires provenant des sites agricoles voisins, voire à plus grande distance.

<figure><img src="image_117.png" /><figcaption>**Figure 2.** Evolution des concentrations en atrazine et métolachlore (a) dans le sol et (b) dans l'eau des drains et la nappe du site de Chautagne (moyennes saisonnières).</figcaption></figure>
Le suivi des concentrations en pesticides dans les plantes de 2018 à 2019 a montré que ceux-ci étaient présents uniquement dans la partie racinaire (racine et rhizome) et non dans la partie aérienne. Le métolachlore est mieux absorbé en fin de saison (automne) qu'en cours de saison (été), alors que l'atrazine est stocké à son optimum dès l'été (figure 3). La submersion de 2019 a entraîné une absorption supplémentaire d'atrazine dans la partie racinaire des plantes. Ce phénomène n'est pas constaté pour le métolachlore où une baisse de l'absorption est observée de 2018 à 2019.

<figure><img src="image_118.png" /><figcaption>**Figure 3.** Evolution des concentrations en atrazine et métolachlore dans les racines et rhizomes des plantes (moyennes saisonnières).</figcaption></figure>

## 2. Devenir des pesticides : approche basée sur l'étude des propriétés physicochimiques

Le devenir des pesticides dans un environnement soumis à d'importantes contraintes dépend des propriétés physicochimiques des pesticides présents et des caractéristiques hydrologique, pédologique propres au site. A partir de ces propriétés, il est possible de prévoir la répartition des composés entre les principaux compartiments : sol, eau, plante et atmosphère.

Les principales données physicochimiques des deux pesticides ciblés sont regroupées dans le tableau 1.

<table><thead><tr><th>Composé</th><th>MM<br>(g.mol<sup>-1</sup>)</th><th>S<sub>w</sub><br>à 20°C<br>(mg.L<sup>-1</sup>)</th><th>P<sub>v</sub><br>à 20°C<br>(Pa)</th><th>C<sub>gaz du sol</sub><br>à 20°C<br>(µg.m<sup>-3</sup>)</th><th>K<sub>H</sub><br>(Pa.m<sup>3</sup>.mol<sup>-1</sup>)</th><th>K<sub>oc</sub><br>(L.kg<sup>-1</sup>)</th><th>log(K<sub>ow</sub>)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine</td><td>215,7</td><td>30</td><td>3,99.10<sup>-5</sup></td><td>3,54</td><td>15.10<sup>-5</sup></td><td>86-100</td><td>2,6</td></tr><tr><td>(S)Métolachlore</td><td>283,8</td><td>485</td><td>4,26.10<sup>-3</sup></td><td>496</td><td>91.10<sup>-5</sup></td><td>488,5</td><td>2,9</td></tr></tbody></table>
**Tableau 1.** Propriétés physicochimiques de l'atrazine et du métolachlore. MM : masse molaire ; S<sub>w</sub> : solubilité dans l'eau ; P<sub>v</sub> : pression de vapeur ; C<sub>gaz du sol</sub> : concentration dans les gaz du sol ; K<sub>H</sub> : Constante de Henry ; K<sub>oc</sub> : constante de partition carbone organique-eau (INERIS, **2017** et **2019**).

## 2.1 Solubilité des pesticides

Les deux pesticides possèdent une solubilité aqueuse élevée, supérieure à 1 mg.L<sup>-1</sup>, valeur seuil au-dessus de laquelle une substance est considérée comme soluble (ECHA, **2008**). Le transfert des deux pesticides en phase aqueuse est un processus favorable.

## 2.2 Pression de vapeur des pesticides, concentration dans les gaz du sol

Les pressions de vapeur des deux pesticides étant largement inférieures à la valeur seuil de 133 Pa fixée par le BRGM (**2008**), l'atrazine et le métolachlore peuvent être considérés comme des composés non volatils.

Par ailleurs, il est possible d'estimer la concentration des deux pesticides dans les gaz du sol à partir de la relation suivante :

$$C_{\text{gaz du sol}} = \frac{MM.P_v}{R.T}$$

dont les grandeurs sont définies dans la légende du **tableau 1**.

Les concentrations calculées en atrazine (3,5 µg. m<sup>-3</sup>) et métolachlore (496 µg.m<sup>-3</sup>) sont relativement importantes notamment au regard des concentrations retrouvés dans l'atmosphère en milieu rural pour l'atrazine, en moyenne 0,20 ng.m<sup>-3</sup>, et 0,5 ng.m<sup>-3</sup> pour le métolachlore (Atmo Auvergne, **2006**). La concentration de métolachlore apparaît 140 fois plus importante que l'atrazine au niveau des gaz du sol. Le transfert des deux pesticides dans les gaz du sol par volatilisation serait donc un processus à prendre en considération, contrairement à l'indication fournie par la valeur seuil de la pression de vapeur précédente.

## 2.3 Partition des pesticides entre solution du sol et gaz du sol

La constante de Henry K<sub>H</sub> traduit l'équilibre de partition d'un composé présent en phase aqueuse (état dissous) avec la phase gazeuse. Selon le BRGM (**2008**), le critère de volatilité d'une substance à partir de la phase aqueuse donne, pour une constante de Henry K<sub>H</sub> exprimée en Pa.m<sup>3</sup>.mol<sup>-1</sup> :

- K<sub>H</sub> < 100 : composé faiblement volatil à partir de la phase aqueuse

- 100 δ K<sub>H</sub> < 500 : composé volatil à partir de la phase aqueuse

- K<sub>H</sub> ε 500 : composé fortement volatil à partir de la phase aqueuse

Les valeurs de K<sub>H</sub> des deux pesticides sont très largement inférieures à 100 Pa.m<sup>3</sup>.mol<sup>-1</sup>, démontrant qu'ils ne se volatilisent pas à partir de la phase aqueuse. Les pesticides sont donc attendus demeurés dissous en phase aqueuse.
## 2.4 Adsorption des pesticides sur le sol

L'affinité d'une substance à s'adsorber sur un sol dépend entre autres, de sa constante de partition $K_{oc}$ (carbone organique / eau). $K_{oc}$ est le rapport entre la quantité d'un composé adsorbé par unité de masse de carbone organique du sol et sa concentration en solution aqueuse à l'équilibre. Selon Dulio et Andres (2014), une substance est considérée comme :

<table><tr><td>- mobile</td><td>si</td><td>$K_{oc}$ est inférieur à 100 L.kg<sup>-1</sup></td></tr><tr><td>- moyennement mobile</td><td>si</td><td>$K_{oc}$ est compris entre 100 et 500 L.kg<sup>-1</sup></td></tr><tr><td>- très peu mobile</td><td>si</td><td>$K_{oc}$ est supérieur à 500 L.kg<sup>-1</sup></td></tr></table>

D'après le **tableau 1**, l'atrazine apparaît comme mobile et le métolachlore comme moyennement à faiblement mobile. L'utilisation de $K_{oc}$ seul comme unique critère d'adsorption des composés sur le sol est possible en particulier pour de faibles valeurs de $f_{oc}$, la fraction de carbone organique du sol. Cette dernière modifie grandement la sorption d'une substance à la surface du sol. Or puisque l'horizon de surface du site de Chautagne est riche en matière organique (MO) avec une $f_{oc} = 0,17$, l'adsorption de l'atrazine et du métolachlore sera favorisée sur le MO du sol. Pour de valeur de $f_{oc}$ élevée, il peut être utile d'utiliser le coefficient de partition sol - eau, $K_d = C_{sol}/C_{eau}$. Cette grandeur rend compte des deux paramètres précédents, avec la relation :

$$K_d = K_{oc} \cdot f_{oc}$$

Les valeurs calculées sont : $K_d = 16$ L/kg pour l'atrazine et 83 L/kg pour le métolachlore. Il n'existe pas de valeur guide pour $K_d$ à des fins de prévision. Des abaques mettant en relation $K_d$ avec le rapport des concentrations sol/solution, permettent cependant d'estimer le pourcentage d'adsorption du composé sur le solide (figure 4, selon OCDE, 2000).

<figure><img src="image_119.png" /><figcaption>**Figure 4.** Relation entre les rapports sol/solution pour différents pourcentages de substance adsorbée (A) et le coefficient $K_d$ de partition sol - eau (d'après OCDE, 2000).</figcaption></figure>
Dans les conditions observées en fin de campagne de 2019, cela conduit à des % d'adsorption sur le sol de l'atrazine et du métolachlore supérieur à 95%. Le sol serait donc un puits de stockage pour ces deux phytosanitaires.

## 2.5 Absorption des pesticides par les plantes

L'absorption d'une substance par la partie racinaire d'une plante peut être examinée grâce au coefficient de partition $K_{ow} = C_{octanol} / C_{eau}$

qui caractérise le caractère lipophile d'un composé donné. Lorsque log (Kow) > 3, le composé est considéré comme se concentrant dans les tissus organiques riches en lipides.

L'atrazine avec une valeur de log (Kow) <3, est faiblement absorbé par la partie racinaire des plantes, tandis que le métolachlore serait potentiellement absorbé. Les résultats expérimentaux de la **figure 3**, montre que le métolachlore se bioconcentre plus que l'atrazine en 2018, en accord avec les valeurs de Kow. La tendance s'inverse cependant en 2019, ce qui rend difficile l'utilisation seule de Kow comme indicateur d'absorption par les plantes.

## 2.6 conclusions

Le **tableau 2** dresse une correspondance entre propriétés physicochimiques des substances et présence ou non dans un compartiment donné. Au sein de la tourbière de Chautagne riche en matière organique, les deux pesticides peuvent être considérés comme majoritairement adsorbés à la surface du sol et présents en phase aqueuse (drains et nappe). Une présence dans les gaz du sol est également envisageable. L'absorption par les plantes est envisagée uniquement pour le métolachlore.

<table><caption>**Tableau 2.** Prévision du comportement de l'atrazine et du métolachlore à partir des propriétés physicochimiques.</caption><thead><tr><th>Composé</th><th>Soluble</th><th>Volatil<br>vs phase<br>aqueuse</th><th>Volatilité<br>(BRGM)</th><th>Adsorption<br>sol</th><th>Adsorption<br>plante</th></tr></thead><tbody><tr><td>Atrazine</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>Non</td><td>Moyennement<br>adsorbé</td><td>Non</td></tr><tr><td>(S) Métolachlore</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>Non</td><td>Oui</td><td>Moyennement<br>adsorbé</td></tr></tbody></table>

Cette prévision est globalement cohérente avec les résultats expérimentaux (**figure 2a, 2b**). Les pesticides sont majoritairement retrouvés dans le sol et dans l'eau. La solubilisation assure la lixiviation progressive des pesticides des sols, observée sur la période de 2016 à 2018 (**figure 2b**), et permet leur transport par la nappe et par les drains (ruissellement de surface, infiltration). L'écoulement des eaux du site (drains et nappe) se fait en direction de l'exutoire débouchant sur le canal de Savières.

Quelques désaccords apparaissent entre le prévisible et le constat environnemental :
- L'atrazine qui est attendu être présent dans l'eau se retrouve expérimentalement davantage adsorbé sur le sol, ce qui suggère que le paramètre solubilité est moins prépondérant que l'adsorption pour ce composé.

- L'absorption des pesticides par la partie lipophile des plantes des plantes (racine, rhizome) qui n'est pas théoriquement favorisée, notamment pour l'atrazine, est finalement bien observée expérimentalement à des niveaux de concentrations suffisants pour influencer le bilan de masse des pesticides entre les différents compartiments, dans la mesure où la biomasse accumulée par les plantes s'avérait être suffisante.

- Si la volatilisation des pesticides sous forme gazeuse n'a pas à être considérée, cette première approche ne permet pas d'envisager d'évaluer le phénomène d'évapotranspiration.

Cette approche théorique fournit une première prévision de partition des contaminants dans les différents compartiments de l'environnement. Ces estimations ne permettent pas de prendre en compte des évènements exceptionnels, comme la submersion des terres fin intervenue entre 2018 et 2019, qui impacte fortement le milieu (figures 2 et 3). Cela implique de revoir les prévisions de partition à chaque changement environnemental majeur, en effectuant un nouveau diagnostic.

Une fiche excel est mise à disposition afin d'accéder au bilan dressé dans le tableau 2, applicable à toute substance dont les propriétés physicochimiques seraient renseignées dans le tableur (FC-Dynamot-Prévision partition Environnement).

## 3. Modélisation du devenir des pesticides dans l'environnement

L'étude des propriétés physicochimiques des pesticides permet d'appréhender de manière globale leur distribution dans les différents compartiments de l'environnement. Cette approche possède des limites dont l'une, concerne la caractérisation fine du sol entre matière minérale et matière organique. Afin d'obtenir de meilleures prévisions sur le devenir des contaminants, il est nécessaire de modéliser l'ensemble des transferts possibles entre les différents compartiments : le sol (matière minérale et organique), la solution du sol, la phase gazeuse du sol, les plantes et l'atmosphère, et de prendre en compte les processus de ruissellement et d'infiltration. Pour obtenir ces renseignements il est indispensable de connaitre les différents modèles proposés dans la littérature et de choisir le plus adapté au milieu étudié.

### 3.1 Panorama de modèles disponibles dans la littérature

La modélisation est un outil d'aide à la décision qui doit permettre de prévoir le devenir d'une substance introduite dans un milieu donné, en termes de transfert entre compartiments (sol, eau, sédiments, air, plantes) et de transport au sein d'un même compartiment. C'est par le calcul des bilans de masse que la partition d'une substance peut être estimée pour chaque compartiment environnementaux (Le Gall, 2004). De nombreux travaux ont été publiés sur
la modélisation de la dispersion de contaminants dans l'environnement et de la détermination
la plus appropriée d'un modèle prédictif et de sa consolidation vis-à-vis des données
expérimentales (Lemière et al. 2001, Bourgois et al. 1997, Queyrel 2017, Tedoldi 2017).
Pour l'essentiel, les modèles présentent des niveaux de complexité très différents qui
nécessite pour la plupart une forte expertise. Ils sont tous confrontés au problème de
l'estimation de certains paramètres, au choix d'un modèle de transport, en vue des objectifs
fixés par la modélisation, et, possèdent tous des limites. *In fine*, la validité des modèles
repose essentiellement sur la confrontation des estimations faites avec les mesures
expérimentales.

Mckay (2001) défini 4 niveaux de complexité croissante :

- **Niveau 1** : Système fermé à l'équilibre sans échange avec l'extérieur. Seuls les échanges instantanés entre compartiments sont envisagés sans variation dans le temps et sans pertes par dégradation. Il permet de déterminer les principaux compartiments dans lesquels la substance sera présente et donne des valeurs approximées des concentrations.

- **Niveau 2** : Système ouvert, avec échange de flux de matière entre le système et l'extérieur. Le modèle travaille en régime permanent, sans fluctuation dans le temps, et, prend en compte les processus d'élimination de la substance. Résultats obtenus semblables à ceux du niveau 1 tout en connaissant la connaissance de la persistance de la substance dans les milieux.

- **Niveau 3** : Système ouvert fonctionnant hors équilibre. Il n'y a pas d'équilibre entre compartiments mais la détermination d'un ou de plusieurs processus de transfert prédominants d'un milieu vers un autre. Les résultats dépendent étroitement du compartiment d'où la substance est émise et de l'importance relative des processus de transport. Les résultats montrent la persistance et le transport à longue distance de la substance et donne la concentration de celle-ci dans chacun des compartiments.

- **Niveau 4** : utilisable en recherche, trop complexe dans une mise en œuvre opérationnelle.

Les modèles ciblés dans cette étude ne prennent pas en compte l'aspect écotoxicité des substances, ni ne traitent de l'aspect sanitaire. Ils se basent principalement sur les transferts apparaissant sur la **figure 5**.
<figure><img src="image_120.png" /><figcaption>**Figure 5.** Transferts inter-compartimentaux pris en compte dans les modèles.</figcaption></figure>

### 3.1.1 MODELE EQC (EQUILIBRIUM CRITERION)

Ce modèle de niveau 3, simule le devenir d'une substance dans les 4 compartiments : air, sol, eau douce et sédiments et prévoit leur concentration dans chacun d'eux. Il a été développé par Mackay et al. (1996) plus particulièrement pour les grands lacs nord-américains. Les données environnementales sont fixées et seules les propriétés physicochimiques des substances peuvent être introduites dans le modèle (figure 6). Ce modèle est relativement simple d'utilisation, et prend en compte les échanges et transferts entre compartiments.
<figure><img src="image_121.png" /><figcaption>**Figure 6.** Représentation schématique du modèle EQC (d'après Besse-Deleaval, 2003).</figcaption></figure>

EQC possède trois degrés de complexité différent, avec les Level I et II qui supposent le milieu en équilibre thermodynamique avec en plus pour le Level II, l'ajout d'un processus d'advection et de réactivité. Le Level III travaille hors-équilibre pour aboutir à un état stationnaire probable traduisant le devenir des substances. EQC est disponible librement à l'adresse : https://www.trentu.ca/cemc/resources-and-models/eqc-equilibrium-criterion-model (consulté le 04/06/2018).

## Le modèle EQC Level III sera testé par la suite.

### 3.1.2 Modèle SimpleBox

Le modèle SimpleBox 4.0 travaille à trois échelles différentes : régionale (40 000 km²), continentale (3,56 millions km², Europe de l'Ouest) et globale (352 millions km², continent européen). Il permet d'accéder à la concentration d'une substance pour 10 compartiments différents : air, eaux douces et marines, sédiments, sol agricole, sol forestier, sol industriel, végétation sur sol naturel, végétation sur sol agricole, avec la possibilité de créer des sous-compartiments (séparation de la phase du sol en matière organique et matière minérale, horizon de porosité différente etc.). Les données environnementales peuvent également être modifiées par l'utilisateur à partir de milieux prédéterminés. Ce modèle est plus complexe que l'EQC et nécessite un grand nombre de données d'entrées (figure 7).
<figure><img src="image_122.png" /><figcaption>**Figure 7.** Représentation schématique du modèle SimpleBox. Avec $K_{aw}$ le coefficient de partition eau-gaz $K_{aw} = K_H/RT$ et $K_d$ le coefficient de partition sol - eau, avec $K_d = C_{sol}/C_{eau}$ (d'après Besse-Deleaval, **2003**).</figcaption></figure>

Le modèle SimpleBox 4.0 est accessible librement sur le site de la RIVM (Institut national Hollandais de la santé publique et de l'environnement) à l'adresse : https://www.rivm.nl/en/soil-and-water/simplebox. Le niveau 3 d'expertise est élevé et la compréhension de la mise en œuvre est complexe.

### 3.1.3 Modèle PlantX

Le modèle PlantX est destiné à l'étude des transferts de contaminants organiques du sol vers les plantes (Trapp et Mc Farlane, **1995** ; Trapp, **2004** ; Denys, **2002, 2005**). Le processus d'assimilation dépend des propriétés de la substance concernée (abordée comme un électrolyte faible ou composé neutre), de la physiologie, et de la morphologie de la plante. Les herbicides et pesticides sont considérés comme des électrolytes faibles (faiblement dissocié). Plant X possède 4 compartiments supposés homogènes : racine, tige, feuille et fruit, et, distingue 5 processus de transferts (**figure 8**) :

- Absorption du polluant par la plante depuis le sol et translocation vers les feuilles,

- Echanges gazeux feuilles/atmosphère,

- Translocation du fruit vers les feuilles par courant d'assimilation,

- Transformation et dégradation,

- Dilution du polluant avec la croissance de la plante.
<figure><img src="image_123.png" /><figcaption>**Figure 8.** Représentation schématique du modèle PlantX (d'après Besse-Deleaval, **2003**).</figcaption></figure>

Le modèle permet d'obtenir des facteurs de concentrations dans les racines et pour les flux transpirés. PlantX est gérer par l'Université Osnabrück en Allemagne (page non consultable au 21/10/2021).

### 3.1.4 Modèle CEMOS-Plant

Le modèle Cemos-Plant est issu du modèle PlantX (S. Denys, **2002, 2005**). Il se focalise sur la partie aérienne des végétaux et considère les concentrations en pesticides dans le sol et dans l'air en équilibre. Le champ d'action est limité et Cemos-Plant nécessite des données difficiles à mesurer (**figure 9**).

<figure><img src="image_124.png" /></figure>
**Figure 9.** Représentation schématique du modèle Cemos-Plant (d'après Besse-Deleaval, **2003**). Une étude comparée de PlantX et CEMOS Plant a été réalisée par l'INERIS (**2005**). Elle montre que de meilleures prédictions du transfert d'un polluant organique (HAP, BTEX) vers la partie aérienne (feuille) sont obtenus avec PlantX plutôt que CEMOS Plant.

### 3.1.5 Modèle VOLT'AIR

Ce modèle, initié pour les émissions d'ammoniac issues du sol, décrit la volatilisation d'une substance grâce à la prise en compte des conditions d'humidité du sol et de la nappe, les deux facteurs influençant le plus le processus (Garcia et al., **2014**). L'ajout d'un coefficient d'adsorption permet de prendre en compte l'adsorption solide-gaz du pesticide :

$$K_{ads} = SSA \cdot K_{s/a}$$

où SSA est la surface spécifique du sol (m²/kg) et $K_{s/a}$ la constante d'adsorption spécifique de surface du pesticide (m³/m²). Le modèle est bien adapté à des estimations en période de pluie intense ou de sécheresse ainsi qu'aux brusques changements climatiques (**figure 10**).

<figure><img src="image_125.png" /><figcaption>**Figure 10.** Représentation schématique du modèle Volt'air (d'après Besse-Deleaval, **2003**).</figcaption></figure>

Le logiciel est développé par l'INRAE, AgroParisTech (UMR 1402 ECOSYS) et nécessite d'effectuer une demande de collaboration pour toute utilisation.
### 3.1.6 Modèle GLEAM

Le modèle GLEAM (Global Livestock Environmental Assessment Model) de l'ONU pour l'alimentation et l'agriculture est de niveau 3. Il concerne les transferts de substances des sols vers les eaux de surface à l'échelle d'un bassin versant, en prenant en compte l'influence du climat, du sol et de la nature des cultures mises en place à sa surface. Il propose d'évaluer le transfert possible des composés adsorbés sur des particules. Le modèle n'est pas très précis pour l'évaluation des concentrations car il ne prend pas en compte les écoulements sub-superficiels ou les remontées de nappes, ni l'effet de la dilution (**figure 11**). Il est cependant approprié pour reproduire la mobilité d'un produit dans le milieu (Belamie et al. 1997).

<figure><img src="image_126.png" /><figcaption>**Figure 11.** Représentation schématique du modèle GLEAMS (d'après Besse-Deleaval, 2003).</figcaption></figure>

Accessibilité via une demande auprès des services de l'ONU : https://www.fao.org/gleam/resources/fr/ (consulté le 27/10/2021).

### 3.2 Utilisation du modèle EQC - LEVEL III ©

Le modèle LEVEL III ©, libre d'accès est téléchargeable à l'adresse : https://www.trentu.ca/cemc/resources-and-models/level-iii-model (au 04/06/2018). Les résultats présentés ci-après ont été finalisés en 2019 avant réactualisation de la feuille de calcul intervenue en 2021. Ce modèle a été développé par le Laboratoire canadien du « Centre of Environnemental Modeling and Chemistry » à l'université de Trent. Il permet d'estimer la répartition d'un polluant entre les différentes « fractions » du sol : matière minérale, matière organique, solution du sol, gaz du sol et racines de plantes. Il permet également de prédire les voies de disparition par réaction, lixiviation et volatilisation. Le modèle utilise la notion de fugacité, qui représente la capacité pour une substance donnée à
quitter son milieu d'origine (Guenther et al., 1995). Les principales caractéristiques du modèle, notamment au niveau des entrées et sorties du modèle, sont données sur la **figure 12**.

<figure><img src="image_127.png" /><figcaption>**Figure 12.** Présentation simplifiée des données en entrée et sortie du modèle LEVEL III (d'après Besse-Deleaval, 2013).</figcaption></figure>

Les principaux résultats de la partition de l'atrazine et du métolachlore au sein des différents compartiments de l'environnement sont donnés ci-après.

### 3.2.1 Répartition des pesticides au sein des différentes « fractions » du sol

A partir d'un stock initial pour chaque pesticide défini pour un épandage moyen de 1 kg/ha (moyenne nationale de 4,4 kg/ha ; Miquel 2003) et pour un bassin versant de surface équivalente à celui du site de Chautagne de 60 ha, le modèle LEVEL III permet d'estimer la répartition de l'atrazine et du métolachlore entre les différentes fractions du sol : racines, matière minérale (MM) du sol, matière organique (MO) du sol, solution et gaz du sol. Les résultats en sortie de modèle montrent que les deux pesticides seront présents majoritairement au niveau de la matière organique du sol au détriment des autres
compartiments (figure 13). L'atrazine est estimé être adsorbé à 92 % et le métolachlore à 97,5 %. Le deuxième compartiment où les deux composés seront présents est l'eau, à hauteur de 3% pour l'atrazine et 1,5% pour le métolachlore.

<figure><img src="image_128.png" /><figcaption>**Figure 13.** Répartition relative à 25 °C des pesticides dans les différentes fractions du sol. MM : matière minérale, MO : matière organique.</figcaption></figure>

### 3.2.2 Voies de transfert et processus de disparition

La figure 14 présente les voies de disparition par lixiviation, volatilisation et réaction pour chaque pesticide. Le modèle LEVEL III montre que la lixiviation est le processus dominant pour l'atrazine alors que le métolachlore est principalement dégradé. Les pertes par volatilisation affichées par le modèle sont négligeables pour les deux pesticides.
<figure><img src="image_129.png" /><figcaption>Zone Atelier Bassin du Rhône</figcaption></figure>

**Figure 14.** Principales voies de disparition de l'atrazine et du métolachlore par lixiviation, volatilisation et réaction.

### 3.2.3 Influence de la teneur en eau sur les processus de disparition

Le modèle EQC LEVEL III a été testé spécifiquement vis-à-vis des processus de lixiviation et de volatilisation des pesticides à 25°C pour une teneur en eau du sol variant entre 40% et 50%, correspondant au taux d'humidité rencontré sur site dans l'horizon 0-2 cm. Les flux de métolachlore et d'atrazine perdus par lixiviation restent inchangés pour les taux d'humidité du sol étudiés (non montré). Ce résultat indique que LEVEL III considère le sol en équilibre avec la solution du sol dans ce domaine d'humidité.

L'étude de la perte de pesticides par volatilisation à partir du sol, montre qu'une augmentation de l'humidité entraine une augmentation la volatilisation du métolachlore et maintient constant le niveau d'émission de l'atrazine à partir du sol (figure 15). Ces résultats sont en accord avec les valeurs des constantes de Henry KH, 6 fois plus élevée pour le métolachlore que pour l'atrazine (tableau 1). En valeur absolue, les flux calculés sont significatifs par rapport aux valeurs de la littérature (cf § 4.2.1.1).
<figure><img src="image_130.png" /><figcaption>**Figure 15.** Volatilisation des pesticides à partir du sol en fonction de la teneur en eau du sol à 25°C.</figcaption></figure>

**4. Comparaison de la modélisation EQC LEVEL III © avec les résultats expérimentaux**

- Les résultats de la modélisation montrent que :

o Les pesticides sont essentiellement présents dans le sol au sein de la matière organique à plus de 92%.

o La lixiviation est le principal processus de disparition de l'atrazine.

o La dégradation est le principal processus de disparition du métolachlore.

o Le transfert des composés par volatilisation en phase gazeuse dans l'atmosphère est négligeable pour les deux pesticides.

La volatilisation du métolachlore est cependant influencée par l'humidité, elle augmente quand l'humidité du sol augmente. L'humidité n'affecte pas la volatilisation de l'atrazine.

o Une variation du taux d'humidité du sol de 40 à 50%, ne modifie pas les flux de pesticides lixiviés.

- Les résultats expérimentaux montrent que :

o Les pesticides sont bien présents dans le sol mais aussi dans la partie racinaire des plantes en proportions non négligeables que le sol soit décapé ou non (figure 16).

La partition des pesticides entre matière organique et minérale du sol n'a pas été étudiée expérimentalement.
* Les concentrations en pesticides retrouvées dans l'eau des drains et de la nappe sont négligeables par rapport à celles dans le sol et les racines (à masse volumique égale pour chaque compartiment).

<figure><img src="image_131.png" /><figcaption>**Figure 16.** Répartition relative de l'atrazine (a) et (b), et du métolachlore (c) et (d) dans les différentes fractions du sol, en fonction du décapage ou non des exclos.</figcaption></figure>

* L'évapotranspiration se limite au phénomène de volatilisation à partir du sol seul et non de la végétation (mono-et dicotylédones) pour laquelle le processus de translocation ne s'effectue pas. L'eau du sol et/ou de précipitation solubilisent une fraction des pesticides, et est volatilisée dans l'atmosphère en fonction des conditions de température/humidité. C'est le processus de transfert majoritaire des pesticides hors du compartiment sol (figure 17).
o La volatilisation directe en phase gazeuse mesurée expérimentalement, est largement négligeable vis-à-vis des processus de lixiviation, évapotranspiration et réaction (dégradation).

o Le second processus d'importance se déroulant sur la zone humide est la lixiviation, qui apparaît alors en automne et exceptionnellement en été.

<figure><img src="image_132.png" /><figcaption>**Figure 17.** Principales voies de disparition de l'atrazine (a) et (b), et du métolachlore (c) et (d) par lixiviation, volatilisation et réaction, en fonction du décapage ou non des exclos.</figcaption></figure>

o Le modèle EQC Level III ne permet pas de prévoir le phénomène d'évapotranspiration, ni de volatilisation par entrainement de l'eau du sol, mais seulement celui de la volatilisation directe en phase gazeuse.
* Expérimentalement, en absence de tout processus d'évapotranspiration, c'est-à-dire principalement en période automnale, la lixiviation prédomine devant le processus de réaction-dégradation. Le modèle Level III est alors presque en bon accord pour l'atrazine (figure 17a), mais suretime fortement la part de dégradation du métolachlore.

* La dégradation est avérée dans le compartiment eau (figure 17a,c): l'atrazine se dégrade en un composé hydroxylé (OHDEA) à hauteur de 20 à 25 % dans la nappe (biodégradation), et le métolachlore se dégrade à hauteur de 17 à 24 % dans les drains et la nappe (dégradation biologique et physicochimique).

* L'évolution des concentrations en pesticides entre 2016 et septembre 2018 (figure 2) montre une perte de 76 à 83% de métolachlore dans le sol pour le métolachlore et une perte de 75% à 80% pour l'atrazine (non visible). A l'issue de l'étude menée, ces pertes peuvent être attribuées à l'évaporation de l'eau à partir du sol ayant solubilisée les pesticides, ainsi qu'au processus de lixiviation (ruissellement vers les drains, et infiltration vers la nappe).

* La fiche de calcul proposée (FC-Dynamot-Prévision partition Environnement.xlsx) permet d'obtenir une approche de la répartition globale des substances étudiées entre les principaux compartiments de l'environnement.

- Le principal avantage est sa simplicité d'utilisation et la rapidité d'obtention d'un résultat pouvant orienter de futurs travaux sur le terrain.

- La principale limite réside dans la non-intégration de l'hydrologie et de la pédologie liées au site.

* La modélisation EQC Level III nécessite un nombre important de données d'entrée, parfois difficiles d'accès. Elle permet d'obtenir une partition des contaminants au sein d'un milieu complexe et d'estimer des flux de composés sortants du compartiment sol en ayant connaissance de flux entrants. Ce modèle nécessite un investissement temps important.
**5. Bibliographie**

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