Université du Québec
Mémoire présenté à
l'Institut national de la recherche scientifique (INRS-Eau)
comme exigence partielle de la
maîtrise ès Sciences de l'eau par
France Pelletier
IMPACT DE DIFFÉRENTES PRATIQUES CULTURALES SUR LA PERSISTANCE DE L'HERBICIDE ATRAZINE
ET SUR LA BIOMASSE MICROBIENNE DU SOL
REMERCIEMENTS
Je remercie mon directeur de recherche, le docteur Jean-Pierre
Villeneuve pour ses encouragements et son support. Je tiens aussi
àremercier tout spécialement mon co-directeur, le docteur pierre
Lafrance, pour sa disponibilité, ses conseils toujours pertinents
ainsi que pour m'avoir permis de partager avec lui son expérience,
autant au niveau théorique qu'expérimental.
Je désire remercier tout particulièrement le docteur Denis
Angers, d'Agriculture Canada, pour sa grande contribution
scienti-fique, son soutien et sa disponibilité toujours très appréciés.
Aussi, je remercie M. Patrice Jolicoeur pour sa patience, son
support technique et ses encouragements.
Je tiens
àremercier le docteur Régis Simard, d'Agriculture
Canada, pour ses précieux conseils relatifs
àl'échantillonnage
ainsi que pour l'investigation et l'instauration du site
expérimen-tal de culture de Pont-Rouge.
Également, j'aimerais remercier Valérie villeneuve, Isabelle
Villeneuve, Paul Boisvert, Bernard Veilleux, Christophe Desjobert
et surtout Caroline Côté pour leur participation technique.
Enfin, je remercie mon partenaire de tous les jours, Donald
Tremblay, pour sa patience et son support manifestés tout au long
de la réalisation de ce projet de maîtrise.
La réalisation de ma maîtrise au centre INRS-eau a été pour
moi des plus enrichissante, tant au niveau académique, scientifique
que professionnel.
RÉsUMÉ
Ce projet s'inscrit dans la problématique de l'impact des herbicides sur l'environnement, et plus particulièrement sur la qualité des sols agricoles et des eaux souterraines.
La dégradation des terres agricoles a incité les chercheurs à proposer de nouvelles pratiques culturales visant principalement la conservation du sol. Toutefois, ces nouvelles pratiques risquent de favoriser l'utilisation d'herbicides, lesquels sont soupçonnés avoir des effets toxiques sur des espèces non ciblées. De plus, certaines études ont démontré la présence de pesticides dans les eaux souterraines. L'eau souterraine étant une ressource importante au Québec, i l faut donc veiller à sa conservation. Pour ce faire, i l est nécessaire de mettre en place un système de surveillance, mais i l faut d'abord posséder les connaissances relatives à l'impact des pratiques culturales sur le destin des pesticides. Le présent projet avait deux objectifs principaux. Le premier était d'étudier la persistance et la mobilité de l'herbicide atrazine dans la zone non-saturée d'un site expérimental, sous culture de maïs et soumis à 2 types de fertilisation. Le deuxième objectif était d'étudier l'impact de cet herbicide sur les populations microbiennes, lesquelles sont particulièrement actives dans les cycles des nutriments du sol.
Pour réaliser ces obj ectifs, nous avons utilisé des bio-indicateurs globaux de la quantité et de l'activité des populations microbiennes du sol. Les bio-indicateurs choisis sont: la biomasse microbienne du sol (déterminée par fumigation) et le taux d'ammoni-fication de l'arginine. Ces derniers représententent l'ensemble des populations microbiennes du sol, lesquelles sont, entre autres, responsables de la biodégradation de l'atrazine. Le site expérimen-tal comportait six traitements: deux types de fertilisation (inor-ganique versus inor(inor-ganique
+
organique) et trois doses d'appli-cation d'atrazine (0, 1 et 2 kg m.a.ha-1) .
L'ajout du fertilisant organique a permis d'augmenter, et ce de façon significative, la quantité et l'activité des microorganis-mes du sol, mais n'a pas influencé la dégradation de l'atrazine. Ceci nous indique que la biodégradation n'a pas été le principal processus de dégradation de l'atrazine. Les conditions climatiques particulièrement sèches qui sont survenues lors de la réalisation de ce projet, ont possiblement favorisé l'adsorption de l'atrazine sur les particules de sol, et ainsi diminué sa biodisponibilité. De plus, les paramètres biologiques étudiés ont démontré une certaine influence de l'application d'atrazine. Toutefois, les effets observés semblent être de nature indirecte, et plutôt reliés aux variations des contenus en eau et en carbone organique soluble engendrées par l'application d'atrazine.
TABLE DES MATIÈRES
REMERCIEMENTS . . . . • • • • • 1
.
RÉSUMÉ • • • . • • • . • i i i
TABLE DES MATIÈRES
. • . • . v
LISTE DES FIGURES • . viii
LISTE DES TABLEAUX
. . • . x
1. I N T R O D U C T I O N . . . 1
2.
3.
1.1 Impact environnemental des activités agricoles . . . 3 1.2 Qualité des eaux en milieu agricole. . • . • . . . 5 1.3 Le devenir de l'herbicide atrazine dans le sol . . . 6 1.4 utilisation d'indicateurs biologiques du sol . . 7 1.5 Objectifs de ce projet de recherche . . . 8
REVUE DE LITTÉRATURE
2.1 Évaluation de la quantité et de l'activité des
2.2 microorganismes du sol 2.1.1 2.1.2 Biomasse microbienne . . . Activité microbienne . . .
Atténuation de l'herbicide atrazine • .
2.2.1 Généralités sur les processus d'atténuation 2.2.2 Dégradation de l'atrazine dans le sol
MATÉRIEL ET MÉTHODES • . . . 3.1 Le site expérimental 3.2 3.3 L'échantillonnage . . . . Méthodes analytiques . . . . . 3.3.1 Contenu en eau . . . • • 3.3.2 3.3.3 3.3.4 3.3.5 3.3.6 Biomasse microbienne . Activité microbienne . Activité spécifique
Carbone organique soluble Atrazine . . . . v 11 13 15 17 19 19 22 27 29 31 32 32 33 33 34 34 34
4. 5.
3.4
3.5
L'analyse statistique .
Données météorologiques .
RÉSULTATS ET DISCUSSION
. . . • . . . • . • . . .
35
36
394.1
Influence des traitements appliqués au site
41
4.1.1 Influence de l'amendement organique
. . . .
41
4.1.2
Influence de l'application d'atrazine
. . .
45
4.2
Distribution verticale des paramètres étudiés.
50
4.2.1 Paramètres biologiques et carbone
orga-nique soluble
. . . • • •
4.2.2 Atrazine . . . .
4.3
Variations saisonnières et interactions entre les
paramètres étudiés
4.3.1
4.3.2
4.3.3
Contenu en eau .
Biomasse microbienne
Carbone organique soluble et activité
micro-bienne .
4.3.4 Activité spécifique
4.3.5 Atrazine
CONCLUSION
.
50
54
56
56
56
60
65
66
BIBLIOGRAPHIE . .
71 77 ANNEXES • • • • • • • • • • • • • • • • •A-1
A.
MATÉRIEL ET MÉTHODES . . . • .
. . . A-3A.1
A.2
A.3
Instauration du site expérimental de culture
Échantillonnage . . . • . . . . .
Techniques analytiques
. . . .
A.3.1 Paramètres physico-chimiques • • • .
A.3.1.1
A.3.1.2
A.3.!.3
Carbone et azote total
pH du sol • . . . . .
Contenu en eau
A-3
. • . . A-4
· . A-4
· • A-4
A-4
· . A-5
A-5
A.3.1.4
Contenu en carbone organique soluble A-6
A.3.1.5
Extraction et dosage de l'herbicide
B.
A.3.2 Paramètres biologiques . . • . . • • • A.3.2.1 Biomasse (fumigation-extraction
(FEM) )
A.3.2.2 Activité microbienne (ammonification de l'arginine) RÉSULTATS COMPLÉMENTAIRES vii A-ll A-ll A-12 A-15
LISTE DES FIGURES
2.1 structure chimique de l'atrazine et de ses
sous-produi ts . . . . 23
3.1 4.1
site expérimental de culture de Pont-Rouge •
Variation saisonnière du carbone organique soluble (C.o.s.) en fonction du type de fertilisation dans la profondeur 0-10 cm
4.2 Variation saisonnière de la biomasse microbienne en fonction du type de fertilisation dans la profondeur
30
42
0-10 cm • • • • • . • . . . • • • • • . . 42
4.3 Variation saisonnière de l'activité microbienne en fonction du type de fertilisation dans les profondeurs
0-10 cm et 10-20 cm. • . . . • . . . • • . 43 4.4 Variation saisonnière des concentrations résiduelles
en atrazine en fonction de la dose d'application, dans
la profondeur 0-10 cm. . . • . . . • 46 4.5 Variation saisonnière du contenu en eau en fonction de
la dose d'application d'atrazine, dans la profondeur
0-10 cm. • . . • . . . . • • • • • . . • • • • • 47
4.6 Variation saisonnière du carbone organique soluble (C.O.S.) en fonction de la dose d'application d'atrazine, dans la profondeur 0-10 cm.
4.7 Variation saisonnière de l'activité spécifique en fonction de la dose d'application d'atrazine dans la
48
profondeur 0-10 cm. . . . • . . • . 49
4.8 Distribution verticale de la biomasse microbienne dans
le profil de sol. 51
4.9 Distribution verticale de l'activité microbienne dans
le profil de sol • . . 51
4.10 Distribution verticale de l'activité spécifique dans
le profil de sol . . . • . . . • . . 52 4.11 Distribution verticale du carbone organique soluble
4.12 Distribution verticale de la concentration résiduelle en atrazine, dans le profil de sol, en fonction de la
dose d'application . . . • • • . . . . • . • • 54 4.13 Conditions climatiques existantes durant l'étude.
4.14 Variation saisonnière du carbone organique soluble (C.O.S.) et de l'activité microbienne en fonction du
55
type de fertilisation, dans la profondeur 0-10 cm. . 63 4.15 Variation de l'activité spécifique en fonction de la
biomasse microbienne (n=632) . . .
B.1 Variation saisonnière du contenu en eau en fonction du type de fertilisation dans la profondeur 0-10 cm.
B.2 Variation saisonnière de l'activité spécifique en fonction du type de fertilisation dans la profondeur 0-10 cm
B.3 Variation saisonnière du contenu en eau en fonction de la dose d'application d'atrazine, dans les profondeurs
65
A-19
A-19
10-20 cm et 20-30 cm . . . . . . . . A-20 B.4 Variation saisonnière du carbone organique soluble
(C.O.S.) en fonction de la dose d'application
d'atrazine, dans la profondeur 10-20 cm . • . • . . . A-21 B.5 Variation saisonnière de la biomasse microbienne en
fonction de la dose d'application d'atrazine, dans les
profondeurs 0-10, 10-20 et 20-30 cm. . • . . . A-22 et A-23 B.6 Total mensuel des précipitations et total mensuel
normal des précipitations (Environnement Canada, 1992) A-24
LISTE DES TABLEAUX
3.1 Caractéristiques physico-chimiques du sol de
Pont-Rouge dans le profil de sol 29
3.2 Fréquence de l'échantillonnage sur le site
expéri-mental de culture de Pont-Rouge 32
4.L Variation des pararnètres biologiques à travers le p r o f i l d e s o l
4.2 Coefficients de corréIation linéaire (r) entre les différents paramètres étudiésr êr fonction du type de
fertilisation et de Ia profondeur . 58
4 . 3 V a r i a b l e s d u m o d è I e d e d é g r a d a t i o n d e I ' a t r a z i n e s e l o n la cinétique de réaction d'ordre L, pour la profondeur
0 - 1 0 c m . 6 7
4.1 Résumé des pourcentages de récupération obtenus pour
chaque session d'extraction de ltatrazine . A-7 A.2 Taux de récupération pour I'extraction et Ie dosage
de l'atrazine en fonction du type de fertilisation . A-9 A . 3 P r o b a b i l i t é s ( P ) c a l c u l é e s l o r s d e l t a n a l y s e d e v a
-riance effectuée sur 1es mesures du pourcentage de récupération de I'atrazine en fonction du type de
f e r t i l i s a t i o n A - 1 0
8 . 1 P r o b a b i l i t é s c a l c u l é e s l o r s d e I ' a n a l y s e d e v a r i a n c e effectuée sur les mesures des différents paramètres
pour chaque carnpagne, à Ia profondeur 0-10 cm A-15 8 . 2 P r o b a b i l i t é s c a l c u l é e s l o r s d e I ' a n a l y s e d e v a r i a n c e
effectuée sur les mesures des différents pararnètres
pour chaque campagne, à la profondeur LO-2O cm A-16 8 . 3 P r o b a b i l i t é s c a l c u l é e s l o r s d e l t a n a l y s e d e v a r i a n c e
effectuée sur les mesures des différents paramètres
pour chaque campagne, à la profondeur 20-30 cm A-L7 8.4 Coefficients de corrélation linéaire (r) entre les
différents paramètres étudiés dans la profondeur 0-10
CHAPITRE 1:
INTRODUCTION
1.1 IIIPÀCT EIIVIRONNEI,IENTAIJ DEs ACTIVITÉs âGRICOIJES
Bien que le Canada soit un pays vaste, seulement 58 de son territoire convient à Ia production dtune grande variété de cultures. Grâce aux nouvelles pratiques culturales, les agricul-teurs sont aujourdthui en mesure de produire des variétés amélio-rées de certaines espèces végéta1es en quantité supérieure à celle que Iton trouverait sans de telles pratiques.
Malheureusement, L' agriculture intensive que lton pratique aujourdthui influence la qualité des terres agricoles. On assist,e ainsi à une dirninution de même qu,à Ia destruction de leur productivité à long terme et de leur capacité à entretenir la diversité de Ia vie et les écosystèmes. Les formes les plus courantes de dégradation des sols agricoles sontz Lrérosion, Ie cornpactage, Itacidification et la perte de leur matière organique, laquelle a dininué de 30? à 4OZ dans I'est du Canada depuis les années 1960 (Environnement Canada, 1991a). La dégradation des sols agricoles se solde par des rendements de culture faibles, une lutte constante contre les mauvaises herbes et un besoin toujours c r o i s s a n t d ' e n g r a i s ( D o d g e , L 9 8 9 ) e t d e p e s t i c i d e s . E n e f f e t , I e pourcentage des superficies qui sont traitées avec des pesticides a augrmenté de 2OZ à plus de 508 entre L97O et 1985 (Environnement C a n a d a , J - 9 9 1 a ) . E n L 9 8 2 , I e s t r i a z i n e s e t l e s t r i a z o l e s c o n s t i -tuaient le groupe le plus important de pesticides vendus au Québec, soit 570,8 tonnes au total (Environnernent Canada, L987). Par a i l l e u r s , I ' é r o s i o n e t 1 ' é p u i s e m e n t d e s s o l s e n é I é m e n t s n u t r i t i f s et en matières organiques sont accentués par Ie travail classique
du sol (labourage et hersage). Afin d'améliorer Ia conservation des sols, les chercheurs travaiLlent présent,ernent à la mise au point de solutions de rechange acceptables, permettant de réduire les impacts du travail du sol sur I'érosion, le contenu en matières organiques et en eau du sol. Ctest ainsi que ces derniers proposent diverses méthodes visant à rêduire le travail du sol (ex.: travail réduit, travail minimum et culture sans travail du sol). Mais ltadoption de ces nouvelles techniques risque d'augmenter ltutili-s a t i o n d ' h e r b i c i d e s ( A . A . A q u a t i c R e s e a r c h L i n i t e d , 1 9 8 5 ) .
Les pratiques agricoles ont entrainé des cotts environne-mentaux non seulement associés à Ia dégradation des sols, mais aussi à la contamination des ressources en eau. Des études ont dernièrement démontré Ia présence de pest,icides (Environnernent C a n a d a , L 9 8 6 ; M u i r e t c o 7 7 . , L 9 7 8 ) e t d ' é l é m e n t s n u t r i t i f s , t e l s l e s n i t r a t e s ( R i c h a r d s e t c o 7 7 . , L 9 9 O ) , p o u v a n t a g i r c o n m e contaminant dans les eaux de surface et souterraines. Dtautres part, étant donné f importance des interactions entre ltagriculture et I'environnement, iI est de plus en plus manifeste que les pratiques culturales tiennent compte du rôle des populations biologiques du sol. En effet, la biomasse microbienne joue un rôle prirnordial dans le recyclage des éIénents nutritifs essentiels au m a i n t i e n d e I a f e r t i l i t é d e s s o l s ( S o m e r v i l l e e t G r e a v e s , L 9 8 7 ) . Cette biomasse est égatement très import,ante dans la biodégradation des pesticides utilisés en agriculture: elle détermine, dans une grande mesure, }a persistance des pesticides au champ, et donc les risques de contamination des eaux de surface et souterraines. Mais les rnicroorganisnes du sol sont sensibles à Itenvironnement qu'ils occupent et sont donc susceptibles aux modifications de leur habitat. Il est alors important de dét,errniner les effet,s secondai-res que peuvent avoir 1es pesticides sur les espèces biologiques non-ciblées, du fait de leur irnplication écologique.
1.2 OT'ATJITÉ DEg EAUX EN UIIJIEU ÀGRICOIJE
Les réserves dteau souterraine occupent une place importante dans les ressources exploitables en eau au Québec. Leur qualité supérieure, de rnêrne que leur disponibifité, expliquent que 658 des municipalités et 2OZ de la population s,en approvisionnent
(Ministère de I'Environnement du Québec, 1988). Il y a donc un intérêt évident à veiller sur la conservation de la qualité de ces dernières, tant au niveau pratique (grande disponibilité), qu'économique (cott d'exploitation, conplexité des problèmes de décontamination) .
La dépendance à I'égard de I'emploi croissant de pest,icides dans le milieu agricole a soulevé plusieurs inquiétudes gui, malheureusement, sê sont avérées justifiées dans certains cas. En effet, des cas de contamination d'eau souterraine par les pestici-des ont déjà été signalés au Québec et au Canada (Environnement Canada, 1986 et 1990; Ministère de ItEnvironnement du Québec, L989; M u i r e t B a k e r , L 9 7 6 ; M u i r e t c o I I . , L 9 7 8 ; R i c h a r d e t c o 7 7 . , t 9 7 5 ; Von Stryk et Bolton I L977'). Ces cas sont, le plus souvent, décelés dans les régions agricoles, 1à où on utilise les pesticides de façon intensive.
Une étude portant sur Ia détection de 37 pesticides dans lteau de réseaux de distribution du Québec, effectuée de mai 1985 à février 1988, a démontré que seuls les représentants de la famille d e s t r i a z i n e s ( l ' a t r a z i n e , I a s i m a z i n e e t l a c y a n a z i n e ) e t d e u x composés de la farnille des acides aryloxy (2,4-D, MCPA) ont été retrouvés dans Iteau de consommation (Ministère de I'Environnement du Québec, l-989). Cette même étude mentionne que ltatrazine, herbicide couranment utilisé dans la culture du maïs, est celui que I'on détecte le plus souvent dans 1'eau traitée et dont les concentrations mesurées sont les plus éIevées. II faut aussi préciser que le maïs est la céréale la plus répandue au Québec. Ces faits justifient Ie choix de s,impliquer au niveau de l'étude du
devenir et de ltimpact de lratrazine sur la qualité des sols, êt donc des eaux.
1.3 r.E DEVENTR DE r,'HERBTCTDE ATRAZTNE Dâr{g r,a gor,
La détection de pesticides dans les eaux souterraines démontre clairement qutil est urgent d'avoir à notre disposition des outils nous permettant dtévaluer la vulnérabilit,é des nappes à la contami-nation, de rnême que Itimpaet de ces substances sur lrenvironnement. Pour ce faire, il est nécessaire de connaitre et de mieux compren-dre les différents processus impliqués, de même que leur degré d'intervention respeetif lors de Ia contamination des eaux.
Les processus d'atténuation des pesticides dans le sol agissent sur la concentration et sur ta mobilité de ces composés. ces processus sont: la volatilisation, Ia photodécomposition, la bioaccumulation, ra dégradation microbienne, ra dégradation abiot,igue (ex.: l'hydrolyse) et t'adsorption qui est principalement responsable (avec I'infiltration) de la vitesse de migration verticale des pesticides. Parni ces différents processus, les auteurs s'accordent pour dire que la dégradation microbienne
et la dégradation abiotique, par hydrolyse chimique le plus souvent, constituent les principales voies de dégradation de I'atrazine dans le sol. Des facteurs comme les précipitations, la ternpérature, le vent et la radiation solaire peuvent influencer la persistance et ra migration vers res eaux souterraines des pesticides.
Bien que plusieurs études ont déjà été réalisées sur les conditions physico-chimiques de la dégradation des pesticides dans r e s o l ( s k i p p e r e t c o r r . , L 9 6 7 , L T T B ; R u s s e r r e t c o r r . , 1 9 6 g ; A r m s t r o n g e t c h e s t e r s , 1 9 6 8 ; o b i e n e t G r e e n , Lg6g; Roeth et coll.,
L969) ' très peu de travaux se sont donnés pour objectif l'étude de Ia persistance de pesticide telle que conditionnée par res popula-tions microbiennes du so1 sur des sites expérimentaux
de culture ( G h a s s e n i et co71., 19811 Lafrance et colr., L g g 2 ) . D e m ê m e , p ê u
d'études ont porté sur la caractérisation de la quantité et de I'activité des microorganismes dans le profil du soI, ceci en relation avec Ia quantité de pesticides pouvant migrer vers les nappes dteau souterraine, et etest pourquoi on sty attarde dans le présent projet.
1.II UTITJISATION D'INDTCATEURS BIOLOGIOUES DU SOIJ
Les indicateurs biologiques sont des outils importants en ce qui concerne I'évaluation de ltimpact dtun phénomène ou d'un composé sur les organismes vivants. Cet impact peut se traduire tant au niveau qualitatif que quant,it,at,if . De plus, les indicateurs biologiques peuvent éventuellement être utilisés pour évaluer la capacité du rnilieu à dégrader des composés organiques de synthèse, tels les pesticides t cè qui permet de mieux évaluer les risques de rnigration de concentrations significatives en cont,aminant vers les eaux de surface et souterraines. Toutefois, le sol étant un milieu hétérogène, i1 serait peu justifié d'appliquer des résultat,s obtenus en laboratoire à des sit,es réels de culture. Ceci est dt aux conditions intrinsèques du terrain qui sont très variables ou difficiles à contrôler, telles que la distribution spatiale du pesticide au site, Ia variation de température, d'humidité, dtaérat,ion, des espèces et densités en plantes et en organismes, ainsi que divers processus de dissipation, tels la volatilisation, le lessivage et plusieurs autres difficiles à reproduire en Iaboratoire. II est donc nécessaire, dans le cas des micro-organisrnes du sol, de travailler avec des bio-indicateurs représen-tatifs de Itensemble des populations rnicrobiennes vivant en conditions environnementales réeltes.
Dans Ie présent projet, deux indicateurs biologiques sont testés sur des échantillons de sol provenant dtun site expérimental de culture. Le premier permet l'évaluation de la quantité de biomasse microbienne par la détermination du contenu en carbone
microbien, selon Ia rnéthode de furnigation-extraction au chloroforme (Vance et co77., L987r. Le second détermine le niveau dtactivité globale des microorganismes, à I'aide de Ia technique dtévaluation du taux d'ammonifieation de I'arginine, lequel taux est reeonnu conme étant un indicateur valable de I'activité rnicrobienne dans l e s s o l s ( A I e f e t c o 7 7 . , 1 9 8 8 ) . E n u t i l i s a n t c e s d e u x b i o i n d i c a -teurs, nous tenterons d'évaluer 1es effets secondaires de Itatra-zine sur Ia quantité et ltactivité de la biomasse microbienne indigène du sol. Aussi, ces bio-indicateurs nous permettront d'étudier Ia relation possible entre d'une part, Ia biomasse et Itactivité microbienne et dtautre part, Ia persistance de Itatra-z i n e d a n s l e s o I . À c e s u j e t , i l s e r a i n t é r e s s a n t d t a v o i r d e s niveaux de biomasse ou d'activité microbienne qui varient sur un Iarge domaine de valeur: ceci pourra être obtenu dans cett,e étude en utilisant deux types de fertilisation sur le site expérimental.
L'étude de Ia variation spatio-temporelle des bio-indicateurs du sol s'avère toutefois complexe en conditions environnementales, puisque les espèces biologiques sont en étroite relation avec leur environnement. Ainsi, Ie type de sol, les conditions climatiques, les traitements appliqués au soI, la flore et les populations microbiennes elles-mêmes, conditionnent Ia vie et le développement, de la biomasse. C'est pourquoi des mesures de contenus en eau et en carbone organique soluble, réalisées en para1lèle avec celles des deux bio-indicateurs, pourront être utiles lors de t'interprétation des variations de ces paramètres biologiques, ainsi que lors de Ia caractérisation de la persistance de Itatrazine.
1.5 OB''ECTIFS DE C8 PROJET DE RECHERCHE
Le présent projet s'inscrit dans Ia problénatique de la contamination des eaux souterraines par les pesticides qui est notamment associée à celle de la dégradation des sols agricoles. Ce projet a deux objectifs principaux. Le premier est d'étudier 1a
persistance et la mobilité, dans la partie supérieure du sol, de 1'herbicide atrazine utilisé en culture réelle de mais. Ceci sera étudié en relation avec les traitements appliqués au site expéri-mental qui sont l'amendement inorganique versus inorganique + organique, et la dose d'application d'atrazine. Le deuxiène o b j e c t i f e s t d e v é r i f i e r s i I ' a p p l i c a t i o n d ' a t r a z i n e , s e l o n l e s doses reconmandées dans la pratique culturale pour le nais, n'enqendre pas d'effets secondaires sur les populations microbien-nes inpliquées dans le conditionnement de Ia fertilité des sols agricoles et très probablement dans la dégradation de I'atrazine. Pour ce faire, des préIèvements périodiques de sol seront effectués sur un site expérimental de culture de maïs comportant, sur diffêrentes parcelles, trois doses d'atrazine et les deux types de fertilisation, afin de favoriser le développement de niveaux de biomasse et d'activité microbienne différents. Les pratiques culturales ut,ilisées sont représentatives de Ia culture du rnaïs au Québec.
Suite à Itacquisition des résultats et dans un premier temps, une analyse de variance sur les données obtenues sera effectuée dans le but de distinguer les effets significatifs des traitements appliqués au site. Dans un deuxième temps, or1 caractérisera Ia distribution verticale des différents paramètres biologiques et de l t a t r a z i n e d a n s l e p r o f i l d e s o l , a f i n d t é v a l u e r l e p o t e n t i e l d e détoxication des populations microbiennes et 1e transport de I'atrazine vers la nappe d'eau sout,erraine. Dans une troisièrne étape, une étude de corréIation sera effectuée afin dtidentifier les relations pouvant exister entre les paramètres étudiés. Enfin, et dans la quatrième partie, les résultats de I'évolution tempo-relle des concentrations résiduelles en atrazine seront utilisés afin de caractériser la cinétique de dégradation de I'atrazine sous les divers traitements appliqués.
CHAPITRE
2z REVTIE DE LITTBRATIIRE
z. t Évaluertou on La ouaNurÉ er og t 'acrlvlrÉ
ogg ulcnooneANlsttgg
DU SOIJ
Les quantités considérables d'herbicides utilisées dans l'agriculture moderne nous incitent à nous préoccuper de I'impact qu'ils peuvent produire sur les microorganismes du sol qui sont responsables de leur biodégradation. À ce titre, êt bien que plusieurs herbicides n'aient aucun effet sur les microorganismes ou sur les processus biochiniques dans lesquels ils interviennent, dtautres ont des effets secondaires, parfois bénéfiques, parfois dommageables. 11 est donc inpératif d'étudier I'impact de I'atra-zine sur les populations microbiennes du sol, du fait que cet herbicide est 1'un des plus utilisé au Canada (Environnement Canada
I Agriculture Canada, L987 ) et du fait de I'inplication de la biomasse microbienne dans Ia régulation des cycles des éléments nutritifs et de leur disponibilité, ainsi que dans Ia biodégrada-tion de cet herbicide.
La décomposition dans Ie sol de résidus, animaux ou végétaux, libère des éIéments nutritifs essentiels à la croissance végétale et au développement microbien. Les cycles des élénents nutritifs du sol impliquent, des réactions biochimiques, chimiques et physico-chimiques. Les processus biochiniques sont réalisés par les enzymes, Iesquelles peuvent provenir des rnicroorganismes, des racines de végétaux ou de la faune du sol. fl est important de pouvoir définir Ia dynamique des populations microbiennes afin de rnodéliser les transformations qui surviennent dans Ie sol, non seulement en ce qui a trait à Ia qualité du sol agricole, mais
aussi en sa capacité d'autoépuration (ex.: dégradation des pesticides susceptibles dtêtre exportés vers les eaux de surface ou s o u t e r r a i n e s ) . P o u r c e f a i r e , i I e s t n é c e s s a i r e d t i d e n t i f i e r e t dtévaluer I'influence des différents facteurs du rnilieu qui interviennent sur cette dynamique.
Certains de ces facteurs ont déjà été identifiés: les conditions climatiques qui régissent à Ia fois la ternpérature et le contenu en eau du sol, la structure et la composition du sol, les trait,ements agrieoles appliqués, ainsi que la quant,ité et la nature de la matière organique. Dans le cas des pesticides épandus en nilieu agricole, et dans Ie but d'éviter la contarnination des eaux, il faut aussi améliorer les connaissances et caractériser les relations qui peuvent exister entre Ie niveau d'activité micro-bienne et le taux de dêgradation du cont,arninant potentiel. Également, il faut développer les connaissances de ltinpact des pesticides sur 1'activité mj-crobienne, Iaquelle est responsable de la dégradation des contaminants.
Les différentes techniques mises au point pour Ia quantifi-cation des populations microbiennes ne mesurent pas toutes les mêmes composantes rnicrobiennes. En effet, les populations micro-biennes peuvent être divisées en trois composantes: 1o Ia biomasse active, laquelle population est en mesure de croitre et de réaliser toutes les fonctions nétaboliques qui y sont reliées i 2" Ia biomasse latente qui peut se développer lorsque des conditions favorables Ie permettent; et 30 la biomasse dormante composée de s p o r e , k y s t e , e t c . ( S n i t h e t c o 7 7 . , 1 9 8 6 ) . A i n s i , a l o r s q u e certaines techniques évaluent 1a quantité de biomasse microbienne en ne faj-sant aucune distinction sur leur état nétaboliguêr dtautresr par contre, évaluent Ia biomasse active et on parle alors de bioactivité ou d'activité microbienne.
Ltévaluation de 1a quantité de biomasse du sol peut se faire par dénombrement microscopique (Jenkinson et co77., L976) ou par le dosage de composés spécifiques de la mat,ière vivante tels des
constituants cellulaires (Swift, L973) , des composés nucléiques, (Jenkinson et Oades, L979), du carbone microbien par la technique de furnigation au chloroforrne suivie, soit par une incubation (F.lu; Jenkinson et Powlson, L976at L976b) soit par une extraction (fEM; V a n c e e t c o l 7 . , L 9 8 7 ). Les mesures d'activités n i c r o b i e n n e s , p o u r leur part, peuvent être ou bien des mesures d'activité enzymatique conme les phosphomonoestérases, L, arylsulfatase, L, invertase, la d é s h y d r o g é n a s e , l ' a m i d a s e o u l ' u r é a s e ( M a r t e n s e t c o 7 7 . , L 9 9 2 1 , o u encore des mesures de respiration du sol (consommation drOz ou dégagenent de CO), ou encore des tests de consommation de substrat en ternps court où l'on mesure la vitesse de nétabolisation d,un substrat ajouté qui est facilement assimilable par la plupart des rnicroorganismes. on retrouve dans cette dernière catégorie Ia respiration induite par un substrat (SIR), tel le glucose (Anderson e t D o m s c h , t 9 7 8 , , e t l e t a u x d ' a m m o n i f i c a t i o n d e l r a r g i n i n e ( A l e f e t , K l e i n e r , 1 9 8 6 ) . L e s i n d i c a t e u r s b i o l o g i q u e s u t i l i s é s p o u r réaliser le présent projet sont: la méthode de funigat.ion-extrac-tion (FEM) telle que décrite par Vance et co77. (L987) pour Itobtention du carbone microbien, et: l'évaluation du taux d'amrnonification de I'arginine conrme indicateur de Itactivité n i c r o b i e n n e g l o b a l e l i é e a u c y c l e d e I ' a z o | - e ( A l e f e t c o 7 7 . , 1 9 8 8 ) .
2. L. L Biomasse nicrobienne
La biomasse microbienne du sol comprend les bactéries, actinomycètes, champignons, algues et Ia microfaune. En plus de constituer une part non négligeable de la matière organique du sol, soit environ 28 à 48 du carbone total et 48 à 88 de lrazote total
( N i c o l a r d o t e t e o 7 7 . , L 9 8 2 ) , la biomasse microbienne est utilisée conme indicateur de la fertilité des sols du fait qu'elle permet d'évaluer les variations de carbone et d'azote organiques du sol. De plus, Ia biomasse microbienne est responsable de Ia biodégra-dation de nombreux pesticides dans lteau du sol. La densité de biomasse joue donc un rôIe important dans 1e risque de contamina-t i o n d e I t e a u s o u t e r r a i n e .
La rnéthode de funigation-extraction au chloroforme utilisée pour la quantification de la biomasse est présentement ltune des plus populaires: elle permet une évaluation rapide, facilement reproductible et peu coûteuse du carbone microbien, lequel est ensuite converti en quantit,é de biomasse. De plus, elle a déjà ét,é enployée pour évaluer f irnpact des pesticides 2 ,4-D et glyphosat,e
( O l s o n e t L i n d w a l l , 1 9 9 1 ; I { a r d l e e t P a r k i n s o n , 1 9 9 2 ) .
Le principe de cette technique est simple. on utilise des vapeurs de chloroforme afin de briser les rnembranes cellulaires des microorganismes du sol, permettant ainsi la libérat,ion du contenu cellulaire, des organismes sensibles, dans Ie sol. On extrait ensuite le carbone organique rendu extractible par l'étape de la fumigation. La quantité de carbone organique permet alors de calculer, à ltaide d'un échantillon contrôIe et du facteur de conversion approprié (Ksc) , Ia quantit,ê de biomasse microbienne. Le chloroforme est utilisé conme funigant du fait, qu'il est un biocide efficace et qu'il ne solubilise pas la natière organique non-microbienne du sol, ou ne la rend pas plus facilement décomposable ( J e n k i n s o n , L 9 7 6 ) . C e p e n d a n t , b i e n q u ' i l s o i t e f f i c a c e , i l n e détruit pas toutes les bactéries ou les champignons présents
( f n g h a n e t H o r t o n , 1 9 8 7 ) .
Parmi les différentes techniques disponibles pour 1'estirnation de Ia biomasse rnicrobienne du sol, la procédure de fumigation-extraction offre plusieurs avantages (Blagodatskiy et coII., L987i V a n c e e t c o 7 7 . , L 9 8 7 ; J e n k i n s o n , 1 9 8 8 ; S p a r l i n g e t W e s t , , 1 9 8 8 a , 1 9 8 8 b ; T a t e e t c o 7 7 . , 1 9 8 8 ) . B i e n q u e T a t e e t c o l L . ( 1 9 8 8 ) a i e n t observé que le contenu en eau n'avait pas d'influence détectable sur I'efficacité dtextraction d'une solution de K2SO4, certains auteurs ont émis une mise en garde quant à ltapplication de cette technique sur des sols particulièrement, secs, du fait que les résultats obtenus, dans ce cas, sont anormalement faibles (I{est et c o 7 7 . , L988a, 1988b; Sparling e t , I { e s t , l - 9 8 9 p R o s s , 1 9 8 9 ) . L e s principales hypothèses suggérées pour expliquer ce phénornène sont:
10 la dirninution du rendement dtextraction du carbone par suite de
I'inhibition de I'activité enzymatique qui solubilise le carbone organique libêré par les cellules furnigêes (Brookes et co77., 1 9 8 5 a , 1 9 8 5 b ; A m a t o e t L a d d 1 9 8 8 ; S p a r l i n g e t l { e s t , 1 9 8 9 ) ; 2 o I'augmentation du caractère hydrophobe des échantillons de sol particulièrement secs, pâr le traiternent au chloroforme, qui d i n i n u e I a d i s p e r s i o n d u s o l l o r s d e l t e x t r a c t i o n ( R o s s , L 9 8 9 , 1 9 9 0 ) ; 3 0 l e c h o c o s m o t i q u e ( H a r r i s , L 9 8 1 ; K i e f t e t c o 7 7 . , L 9 8 7 ) ; 4o Ia dininution de I'efficacité du funigant pour des sols particu-lièrement secs. Sparting et I{est (1989) ont cependant refuté cette dernière hypothèse du fait que la respiration du sol (SIR) était sirnilaire dans les échantillons secs ou réhumidifiés, après avoir subi la fumigation au chloroforme. En ce qui concerne le stress r e l i é a u n i v e a u d ' h u n i d i t ê d u s o l , K i e f t e t c o 7 7 . ( 1 9 8 7 ) o n t précisé qutil ne comprend pas uniquement Ie problème de déficit en eau, mais aussi celui du choc osmotique que peuvent subir les microorganismes lors de l,humidification rapide dtun tel sol au moment de I'extraction. Enfin, iI est particulièrement important,
ici, de porter une attention toute spéciale au contenu en eau du sol du fait que: (i) la biomasse rnicrobienne est fortement influencée, dans certains cas, par les variations de contenu en eau du sol (Bottner, l-985; Canpbell et Biederbeck, L976; Ward1e et P a r k i n s o n , 1 9 9 0 ; W e s t e t c o 7 7 . , 1 9 8 8 a ) , ( i i ) l e s o l u t i l i s é d a n s la présente expérirnentation est un sable (voir la section rtMatériet et Méthodesrr), et ce type de sol a la caractéristique dravoir une faible capacité de rétention d,eau.
2 . L . 2 À e t i v i t é n i e r o b i e n n e
Les techniques d'évaluation de I'activité globale des microorganismes du sol doivent être non-spécifiques, afin de prendre en compte Ia diversité des espèces microbiennes (bactéries, p r o t o z o a i r e s , c h a m p i g n o n s , e t c . ) . L a p é r i o d e d ' i n c u b a t i o n , d u r a n t laquelle a lieu la réaction étudiée, doit être aussi brève que possible afin d'éviter qu'il y ait des changements au niveau du nombre de cellules ou de leur état physiologique, puisque les
conditions imposées par le test diffèrent de celles existant lors du prélèvement.
Dans la présente étuder oD a opté pour ltévaluation du taux d'ammonification de l'arginine développé par Alef et Kleiner
(1986). Cette méthode consiste à mesurer 1e taux de catabolisme de I'acide aminé L-arginine par le suivi de l'amnoniun (NHn*) produit Iors de I'utilisation de ce substrat conme source de carbone. Alef et Kleiner (1987) ont démontré que cette activité était, produite par les rnicroorganismes vivants, êt non pas par les enzymes libres dans le sol. La plupart, sinon toutes les bactéries hétérotrophes du sol, ont la capacité d'ammonifier ltarginine et Ie glutamat,e
( A I e f e t K l e i n e r , L 9 8 6 ) . L t a r n m o n i f i c a t i o n d e l t a r g i n i n e e s t d o n c utilisée conme bio-indicateur de la capacité de minéralisation de I'azote, laquel1e a une importance primordiale dans le rendement des sols agricoles. Mais la détermination de I'activité nicrobienne globale du sol est aussi très importante du fait qu'il peut exister une relation directe entre les niveaux dtactivité microbienne du s o l e t l e t a u x d e d é g r a d a t i o n d ' h e r b i c i d e s ( A v i d o v e t c o 7 7 . , 1 9 8 5 ) .
L'ammonification de ltarginine est une rnéthode rapide, pêu cotteuse et qui permet une évaluation ponctuelle (en 3 heures) de I'aetivité microbienne. Le principe de cette méthode est semblable à celui de Ia respiration induite par un substrat (SIR) tel que Ie glucose, cett,e dernière méthode étant par ailleurs abondamment utilisée. Toutefois, dans le cas de Itammonification, la courbe qui caractérise l'évolution de Ia libération d'ammonium en fonction du temps est, linéaire pendant au moins 4 heures (Alef et Kleiner, L987), êt, contrairement à Ia méthode SIR, Itammonification ne montre pas de phase de latence à Ia suite de I'ajout du substrat. Ceci démontre que ni Ia quantité, ni I'état physiologique des microorganismes présentsr nê sont changés pendant Ia réaction et q u e l a c a p a c i t é d ' a m m o n i f i e r I t a r g i n i n e r é f l è t , e 1 ' é t a t d ' o r i g i n e des populations microbiennes dans les échant,illons prélevés du terrain et analysés en laboratoire.
Les populations rnierobiennes présentent souvent une corréla-tion positive avec les eontenus en eau et en carbone organique du sol (Santrùëkovâ et StraÉkraba, L99Lr. Ctest pourquoi on effectuera donc, dans cette étude, le suivi des contenus en eau et en carbone organique soluble afin de pouvoir isoler L' impact de ces facteurs, de ceux pouvant être produit par les traitements appliqués au site. Àussi, il ntexiste pas de relation bien définie entre la quantité de biomasse et ltactivité rnicrobienne. Certains auteurs (Insam et D o m s c h , 1 9 8 8 ; S a n t r ù ë k o v â e t S t r a Ë k r a b a , 1 9 9 1 ) , g u i u t i l i s a i e n t l e taux de respiration conme mesure de ltactivité microbienne, ont donc décidé de calculer Ie niveau d'activité respiratoire spécifi-ç[ue. Insam et Domsch (1988) ont même observé que ce taux de respiration spécifique était relj-é à I'hypothèse de I'optimisation dtutilisation d'énergie lors du développement d'un écosystème. C'est pourquoi nous calculons, dans Ia présente étude, le niveau d t a c t i v i t é s p é c i f i q u e ( t a u x d ' a m m o n i f i c a t i o n d e I ' a r g i n i n e p a r unité de biomasse rnicrobienne), mais aussi du fait, que ce paramètre combine les variations de la quantité et de 1'activité des microorgan j-smes.
2.2 ATTÉNUATION DE I'HERBICTDE ATRAZINE
2 . 2 . L e é n ê r a l i t é s s u r l e s p r o c e s s u s ô ' a t t é n u a t i o n
L'origine des xénobiotiques organiques dans les sols est 1iée aux activités industrielles et agricoles. L'étendue et Ia gravité de Ia pollution est en relation avec les modes d'entrée des x é n o b i o t i q u e s d a n s l e s é c o s y s t è m e s ( B a r r i u s o e t c o 7 7 . , 1 9 9 1 ) . O n peut différencier deux types de pollution à partir des sources dont elles proviennent. La pollution de source diffuse se caractérise par des concentrations faibles s'étendant sur de grandes superfi-cj-es, alors que la pollution de source ponctuelJ,e est constituée de sources fixes et précises qui rejettent des quantités important,es de polluants. L'application de pesticides dans le secteur agricole
constitue un exemple de pollution diffuse potentielle, et ces contaminants peuvent affecter Ia qualité des ressources en eau par suite de Itinfiltration et de 1técoulement souterrain, ou par suite du ruissellement.
Les composés organiques sont sournis, dès leur arrivée au sol, à des rnodifications quantitatives et qualitat,ives provoquant leur dissipation ou leur transforrnation, selon des cinétiques de réaction caractéristiques de la nature des composés, du mode d'application et des conditions du nilieu (Soulas, 1985p Àlexander et, Scow, 1989). Divers processus physiques, chiniques et biotogi-ques conditionnent le destin des pesticides dans Ie sol et I'eau du sol: ce sont les vitesses auxquelles ces processus steffectuent qui déterminent la mobilité et la persistanee des pesticides (Wagenet e t R a o , 1 9 9 0 ) .
Les processus d'atténuat,ion des contaminants dans le sol peuvent être divisés en deux catégories distinctes: Lo rêtention et nobiTitê, fonction de I'infiltration et de 1'adsorption-désorption du contaminant sur les constituants du sol, êt. 20 transformation et persistance. La dégradation du contaminant est définie conme étant le processus par lequel la structure moléculaire de ce contaminant est rnodifiée par voie chinique ou biochirnique avec décomposition éventuelle en produits inorganiques conme Ie dioxide de carbone, Iteau et des se1s. Sous les condit,ions environne-mentales, des processus tels que Ia volatilisation, le lessivage,
le ruissellement, I'utilisation par les plantes ont lieu séparément ou simultanérnent avec Ia dégradation, réduisant ainsi la concentra-tion de I'herbicide au site d'application. Cependant, ces processus ne font que transférer le contaminant dtune place à une autre: seule Ia dégradation 1'élimine de 1'environnernent. Les processus de transport doivent donc être distinguês des processus de transforma-t i o n ( C h e n g e t L e h m a n n , 1 9 8 5 ) .
Par ailleurs, seuls les composés biodisponibles sont affectés par Ia biodégradation, laquelle est, conditionnée par Ia quantité et
I'activité microbiennes, Ies propriétés du pesticide, le type de sol et les conditions climatiques. Dans Ie cas du solr oD reconnait généralement trois compartiments principaux dans lesquels les cornposés xénobiot,iques se répartissent: le composé en solution, le composé adsorbé-facilement désorbable et le conposé adsorbé-difficilement, désorbable (résidus liés au sol). Ce dernier ne peut être extrait du sol par les techniques courantes utilisant, des solvants organiques et peut constituer jusqutà 57* de la quantitê appliquée dans le cas des herbicides du groupe des s-triazines
( C a l d e r b a n k , 1 9 8 9 ) . B e r t i n ( 1 9 8 9 ) a d ' a i l l e u r s d é m o n t r é q u e ltincorporation des résidus liés dtatrazine dans les composés humiques du sol augmente avec Ie temps. En général, les résidus liés tendent à évoluer dans Ie même sens que Ia matière organique d u s o I à l a q u e l l e i l s s o n t a s s o c i ê s ( S c h i a v o n e t c o 7 7 . , L 9 7 7 ) .
La disponibilité des xénobiotiques organiques est liée à leur p r é s e n c e d a n s l a s o l u t i o n d u s o l ( C a l v e t , 1 9 8 8 ) . C e l l e - c i e s t déterrninée par Ia solubilité des molécules dans lteau et surtout, par les caractéristiques de leur rétention sur les constituants du s o l ( N i c h o l t s , 1 9 8 8 1 Y a r o n , L 9 8 9 ) . À c e t i t r e , l e s a u t e u r s s'accordent pour dire que la matière organique et la teneur en argile sont les principaux const,ituants contrôIant la mobilité et la disponibilité des pesticides face au métabolisme microbien
( K e a r n e y e t K e l l o g g , 1 9 8 5 ) .
Les quantit,és de xénobiotiques présentes dans Ia solution du sol sont fonction de 1a dynanique dtadsorption-désorption du composé. Cette adsorption, qui conditionne Ia disponibilit,é des xénobiotiques, est quantifiée à I'aide des isothermes d'adsorption et de désorption qui sont décrites par diverses fonctions mathéma-tiques, parrni lesquelles l'équation de Freundlich qui est la plus u t i l i s é e :
où S est la concentrat,ion de xénobiotique adsorbée sur le sol (rng.kg-t de sol) ; Cu est Ia concentration du xénobiotique dans la solut,ion en équilibre avec la phase adsorbée (rng.ft)i et K, et n sont des paramètres empiriques, Kr représentant la capacité d'adsorption et n étant un indice d'affinité du xénobiotique pour
l e s o } ( G i l e s e t c o 7 7 . , 1 9 6 0 ; c a l v e t , L 9 g 9 ; w e b e r e t M i l l e r , 1 9 8 9 ) . Ltargile, la matière organique, la tenpérature et le pH jouent un rôre important dans ltadsorption de prusieurs composés. par ailleurs, les matières colloïdales, de par leur capacité dtadsorp-tion élevée pour de nombreux xénobiotiques, dont I'atrazine, jouent un rôle majeur dans le transport et, la distribution de ces composés dans le nilieu (Means et lrfijayaratne, L981) .
2 . 2 . 2 D é g r a d a t i o n d e I ' a t r a z i n e d a n s I e s o l
Ltatrazine a été introduite pour Ia première fois vers 1960 afin de lutter contre les mauvaises herbes des champs de mais. Àujourd'hui, I'atrazine est ut,ilisée en agriculture conme herbicide
sérectif de pré- et post-émergence pour ra protect,ion du mars contre les mauvaises herbes latifoliées et les graminées. On reconmande habituellement une application de 1à 4 kg n.a.ha-r (ra.a. = matière active), et on emploie des doses plus élevées lorsqu'on I'utilise conme herbicide non-sélectif. La formulation peut être sous forme liquide, poudre mouillable, émulsion ou en granules. Au Québec, I'atrazine est généralement appliquée en pré-émergence à ra surface du sol, pâr pulvérisation sur les terres cultivées. Le rnode dtaction de cet herbicide a lieu à I'intérieur des chloroplastes des plantes qui ltabsorbent et où iI agit conme inhibiteur de la réaction de Hill et de Ia photophosphorylation non-cyclique qui y est associée, bloquant ainsi le processus de photosynthèse.
L' atrazine (2-chloro-4-éthylamino-6-isopropylamino- L | 3, s tria-z i n e ( F i g u r e 2 . L a ) , f a i t p a r t i e d u g r o u p e d e s s - t r i a z i n e s . L a concentration maximale acceptable provisoire pour I'atrazine, indiquée dans les recommandations pour la qualité de I'eau potable
au Canada, est de 60 ptg.L-r (Santé et Bien-être Canada, L9871 . a) Atrazine ç l *A* tctl3 t2cllrot ÀrrtJ .*n*
b) Dééthylatrazine
c l.,4*
i l l {Ctl5l2Gtll{1{ A.iZÂ nrq .c) Déisopropylatrazine
c lnA"
,r*
Ay' *r*,
F i g u r e 2 . 1 : S t r u c t u r e c h i m i q u e d e I ' a t r a z i n e e t produits. d ) Hydroxyatrazine gH .rÂn l t I{Cl$r2Ct{fI Ay'} rur1,5 de ses
sousi-Ltatrazine est stable en solution légèrement acide ou alcaline (Bnvironnement Canada, L99o), présente une valeur de coefficient, d'adsorption dans le sol (Kd-24hi rapport entre Ia quantité adsorbée et Ia quantité dans une solution, à ltéquilibre), obtenue expéri-mentalement, qui varie entre L.2 et 2L, indiquant ainsi une faible a f f i n i t é d ' a d s o r p t i o n ( I r l a u c h o p e e t M y e r s , t - 9 8 5 ) . L ' a t r a z i n e présente aussi une pression de vapeur de 3x10-7 mm Hg à 2OoC (peu v o l a t i l e ; V e r s c h u e r e n , 1 9 8 3 ) , e t u n e s o l u b i l i t é d e 3 0 m g . L - r à 2 O o C dans lteau (Burkhard et Guth, 198L). fl est important de noter ici que les produits qui ont une solubifité supérieure à 30 mg.L-l sont généralement considérés comme rnobile dans Ia matrice du sol.
Les principaux processus qui déterrninent Ie destin de 1 ' a t r a z i n e d a n s l e m i t i e u s o n t : L ' h y d r o l y s e , I t a d s o r p t i o n , I a dégradation microbienne, Ia volatilisation et la photodégradation. Le mécanisme primaire de la dégradation microbienne est une désal-kylation qui perrnet la libération du déisopropylatrazine etlou d é s é t h y l a t r a z i n e ( F i g u r e s 2 . L b e t 2 . L c ) , c ê d e r n i e r é t a n t I e principal rnétabolite de Ia dégradation microbienne (Goswami et Green, 1-97L'). La désalkylation peut se produire simultanément avec
l thydrolyse chimique, favorisant ainsi 1 rouverture de 1 thétérocycle azoté (l'anneau), et conduisant à une dégradation microbienne complète (GoswamJ- et Green, L97L). L'hydrolyse chimigue de lratrazine en hydroxyatrazine (Figure 2.1-d) peut être catalysée par ltadsorption aux particules de sol ou sur des colloides et est fortement influencée par 1a cinétique dr adsorption-désorpti-on: plus 1'adsorption augmente, plus la demi-vie dans le sol diminue (Armstrong et Chesters, l-968). ElIe est aussi régie par le pH et la teneur en rnatières org:aniques.du sol (Environnement Canada I L987,. Ltajout de fertilisants permet généralenent draugmenter Ia biomasse et Itactivité microbienne du sol, cê gui peut favoriser le taux de dégradation. Mais on peut aussi, pâr ce traitement, augimenter Ia capacité dtadsorption du sol pour les herbicides, cê qui peut les protéger de Itattaque microbienne. Parmi les autres processus dtatténuation, la volatilisation est fonction de Ia turbulence du vent, du mode d'épandage (pulvérisation ou incorporation), de la température et de la concentration initiale dtatrazine. Ce processus, de même que Ia photodégradation, sont toutefois limités l o r s d e I t i n f i l t r a t i o n d e 1 ' a t r a z i n e d a n s I e s o l .
Des différents types de modèles développés pour décrire 1a vitesse de biodégradation (Klecka I L985), nous avons utilisé Ia cinétigue du premier ordre. Cette dernière peut inclure les transformations biotiques et abiotigues, et ainsi caractériser la d i s p a r i t i o n t o t a l e d e l r a t r a z i n e :
c : c o e ' k t ( 2 . 2 )
où C est la concentration résiduelle en atrazine (ng.kg-1) au temps t ( j ) ; C o e s t l a c o n c e n t r a t i o n i n i t i a l e e n a t r a z i n e ( r n g . k g - 1 ) , e t k e s t I a c o n s t a n t e d e v i t e s s e d e d i s p a r i t i o n d u c o m p o s é ( d - 1 ) . L e temps de demi-vie (ty), qui représente le temps nécessaire à la disparition de la moitié de la guantité initiale de composé appliqué au site, est alors obtenu par Ia relation suivante:
t , , = I n 2
1 2 -k
( 2 . 3 )
H i l l e t c o l l . ( L 9 5 5 ) a é t é l e p r e m i e r à p r o p o s e r I ' a p p l i c a t i o n drune cinétigue de réaction drordre 1- pour décrire la dégradation d t h e r b i c i d e d a n s I e s o I . 1 1 r e c o n n a i s s a i t d é j à , à c e m o m e n t , q u e l e contenu en eau du sol, de même que la température' pouvaient grandement affecter 1e taux de dégradation. Burschel et Freed
( l - 9 5 9 ) o n t d i s c u t é d e l a v a l i d i t é d e t ' a p p l i c a t i o n d r u n e c i n é t i g u e de premier ordre pour Ia dégradation de pesticides. Ils précisent que du fait que le sol, Ie contenu en eau et en microorganismes sont toujours en abondance, ou peuvent ne pas être liraitants, la seule cornposante pouvant limiter le taux de dégradation est la concentration de Itherbicide. Ainsi, il est souvent considéré dans la Iittérature que 1a dégradation des pesticides en milieu terrestre suit une cinétigue de réaction du premier ordre (Tûagenet e t H u t s o n , 1 - 9 8 6 ) : u n c e r t a i n n o m b r e d t é t u d e s a é t a b l i g u ' i l stagissait drune approximation raisonnable pour de nombreux cas
( I ' I a g e n e t , L 9 8 6 ) . T o u t e f o i s , o n d o i t s a v o i r q u e I ' a p p l i c a t i o n d r u n e cinétique de réaction dtordre 1- irnpligue gue le temps de demi-vie
Ce chapitre décrit
la rnéthodologie expérimentale utilisée
dans
la présente
étude.
Les détails
techniques
du matériel
et des
néthodes sont décrits
à lrannexe A.
3.1 LE 8TTE EXPÉRTUENTAL
Le siter êrl jachère depuis trois ans, a été instauré sur un sable de la série de Pont-Rouge (podzol humo-ferrique) au printemps de l'année 1991. Les contenus en carbone total et azote total, de même que le pH du so1 sont décrits au Tableau 3.1, alors que les techniques de déternination de ces caractérist,iques sont décrites à l , a n n e x e A .
T a b l e a u 3 . 1 :
caractéristiques
physico-chimiques
du sol de
pont-Rouge dans le profil
de sol.
Profondeur (cn) o - 1 0 1 0 - 2 0 2 0 - 3 0 Carbone total (8) A z o t e t o t a l ( A ) pH 3 , 2 ! O r 4 o , L 9 + O , 0 2 5 r 5 t 0 , L 2 r 8 + O r L 0 , 1 6 + 0 , O L 5 r 6 + 0 r 1
t r 7 + o
, 4
0 , o g t o , 0 2
5 r 6 t O r 1Le plan du site expérimental de culture est exposé à la Figure 3 . 1 . L ' i n s t a l l a t i o n d u s i t e s ' e s t f a i t e l e 2 1 m a i l 9 9 1 : I a f e r t i l i -sation et le semis ont alors été effectués. La fertilisation inorganique (FI) a été appliquée sur tout,e la superficie du site. EIle comprenait de ltazote, sous forrne d'urée, du phosphore et du potassium aux taux de L2O, 155 et l-35 kg.ha-l, respectivement. L'amendement organique (FIO), constitué dtun rnéIange de fumier de cheval et de copeaux de bois (compost jeune), a été appliqué au taux de 3O m3.ha-1. On a ensuite procédé au semis du mais sucré, de type Dartagnan, à un taux de 15 kg.ha-l avec un espace de 75 cm entre les rangs.
F I O
A r i
N
F IA r ' m
Ari
t]
F i g u r e 3 . l - : Site expérimental de culture de Pont-Rouge.
A r : 2 k g m . a . h a - I ; A r t 7 k g m . a . h a - r 1 A r : . 0 k g n . a . h a - '
L a p u l v é r i s a t i o n d e l a s o l u t i o n d ' a t r a z i n e ( 4 8 0 g m . a . L - r p m . a . = matière active) a ét,é effectuée en post-levée des mauvaises h e r b e s , s o i t a u s t a d e d e 1 à 4 f e u i l l e s , l e j u i n ( j o u r O ) , e t s u r
des parcelles
déterminées
aléatoirement
pour
chaque type
de
fertirisation
et pour chaque bloc de réplicats.
Trois
(3) doses
d ' a t r a z i n e ,
s o i t o , 1et
2 k g m . a . h a - r ont été apptiquées de façon
aléatoire
pour les deux types d'engrais.
Le sit,e était
aménagé
s e l o n u n dispositif
d e t y p e " s p r i t - p l o t r
( L i t t l e
e t H i r l s ,
L g T g l ,
de manière à avoir une meilleure
précision
dans l'évaluation
de
Uimpact
de la répression
chirnique,
plutôt,
que sur le type de
fertilisation.
Les traitements
appliqués au site comprenaient: deux
( 2 ) t y p e s de fertilisation
e n p a r c e l l e s
p r i n c i p a l e s ,
t r o i s
( 3 )
doses dtatrazine
en sous-parcerles
et quatre (41 bloc de réplicat,s
pour un total
de 24 parcerles d'une superficie
d,e 72 m2 chacune
(6 x L2 m). Des zones tampons de z m et 3 m ont été aménagées
respectivement
entre
les blocs
de réplicats
et
les parcelles
p r i n c i p a l e s .
Le labour prérnaturé du site,
dt au piètre
état des plants de
m a i s , a é t é réalisé le 2o aott (iour 77), puis un mélange de trèfle
i n c a r n a ( 8 kg.ha-t) et d,orge (105 kg.ha-r) a ét,é semé le 23 aott
( j o u r 8 0 ) .
3. 2 L'ÉCIIANTITLONNAGE
Ltéchantillonnage de sol, divisé en 13 campagnes, s'est étendu sur une période de 150 jours suivant ltapplication d'atrazine au jour o- Les campagnes étaient plus fréquentes au début de Irexpéri-mentation et devenaient plus distantes tout au long de la période de croissance du maïs. Une campagne supplémentaire a été effectuée l e j o u r p r é c é d a n t I ' a p p l i c a t i o n d e I ' a t r a z i n e ( 3 j u i n = j o u r - 1 ) . Les échantillons composés de sol (voir annexe A) étaient prélevés à la sonde dans la profondeur o-10 cR, et occasionnellement aux profondeurs 1o-20 cm et 2o-30 em afin d'être en mesure de déterni-ner Ia distribution verticale des pararnètres. on retrouve Ie patron des fréguences d'êchantillonnage, pour les différentes profondeurs, a u T a b l e a u 3 . 2 .
Tableau 3.2: Fréquence de ltéchantillonnage sur le site expéri-mental de culture de pont-Rouge.
Profondeur (cn) Jour d' échantillonnaget 0 - 1 0 - L t L , 5 , 1 0 , L 5 , 2 L , 3 0 , 4 L , 5 0 , 7 O , 1 0 1 , L 2 2 r L s O 1 0 - 2 0 - L , 1 0 , 2 L , 4 L , 7 0 , 1 0 1 , L 2 2 , 1 5 0 2 0 - 3 0 2 L , 4 L , 7 0 , 1 0 1 , L 2 2 , 1 5 0
' jour Q : jour d'application d'atrazine.
Les paramètres suivants étaient déterminés à chaque campagne: contenu en eau, biomasse microbienne par furnigation-extraction au chloroforme, activitê microbienne par le taux dtammonification de Itarginine, carbone organique soluble et atrazine. Les contenus en azote total et en carbone total, de même que le pH, ont été mesurés sur les échantillons préIevês avant l'application d'atrazine (jour - 1 ) .
3.3 ITÉTHODES ÀIIAI,YTIOUES
3 . 3 . 1 C o n t e n u e n e a u
À I'arrivée au laboratoire, Ies échantillons de sol frais sont innédiatement tamisés (<6 rnrn). on sèche une portion de l'échantil-lon à 1o5oc pendant 24 heures et on calcule le contenu en eau sur la base du poids sec. La biomasse, Lractivité microbienne et re contenu en carbone organique soluble sont exprirnés sur ]a base du poids sec carcuté à partir des résultats de contenu en eau.
3 . 3 . 2 B i o n a s E e n i c r o b i e n n e
La méthode de fumigation au chloroforme a initialement été développée par Jenkinson et Powlson (Lg76a). Plusieurs auteurs ont ensuite développé la technique de fumigation-extraction permettant ltest,imat,ion des contenus en phosphore, soufre et azote microbien
( B r o o k e s e t c o 1 7 . , L 9 8 2 , 1985b; Hedley et stewart, L g g 2 ; s a g g a r e t c o r L . , l - 9 8 1 ) . c e u x - c i o n t a i n s i i n s p i r é v a n c e e t c o r 7 . ( 1 9 9 7 ) q u i ont apporté les précisions nécessaires pour la déterrnination du carbone microbien.
Deux portions égales de sol frais préalablement tamisé (<6 m m ) , s o n t d ' a b o r d m e s u r é e s : I ' u n e s e r t d e t é m o i n e t l ' a u t r e d'essai. La portion tfessaiil est alors funigée: re sol est mis en présence de vapeurs de chloroforme pour 24 heures afin de permettre au contenu cellulaire microbien de se répandre dans le sol à la suite du bris des mernbranes cellulaires. La portion rrtémoinr est conservée à 4oC pendant ce temps. On procède ensuite à }textract,ion du carbone organique de ces échantillons de sol (ténoin et essai) avec une solution de sulfate de potassium (K2so4) o,2s Ir{, puis on dose le contenu en carbone organique dissous de ces extraits à Itaide dtun analyseur automatique Technicon (dêtection par conductivirnét'rie) . La biornasse microbienne se calcule à partir de la différence entre le carbone organique de I'essai et du ténoin
(cnu,n) auquel on apprique un facteur de conversion (Kec) de or38 pour obtenir Ie contenu en biomasse microbienne.
3 . 3 . 3 â c t i v i t ê m i c r o b i e a n e
L'activité microbienne est évaluée selon la méthode de détermination du taux d'ammonification de I'arginine développée par A l e f e t K r e i n e r ( 1 9 8 6 ) , e t n o d i f i é e p a r À l e f e t c o r t . ( 1 9 8 8 ) . c o m m e pour Ia biomasse, deux portions égales de sol frais, préalablernent t a m i s é e s ( < 5 m m ) , s o n t m e s u r ê e s : Irune sert de témoin et I'autre d'essai. on ajoute ensuite le substrat, L-arginine, aux deux
