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Identification des mécanismes responsables du transport des particules fines et le processus de colmatage dans les sols de canneberges

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Academic year: 2021

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Texte intégral

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Identification des mécanismes responsables du

transport des particules fines et le processus de

colmatage dans les sols de canneberges

Mémoire

Nody Civil

Maîtrise en génie agroalimentaire

Maître ès sciences (M. Sc.)

Québec, Canada

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Identification des mécanismes responsables du

transport des particules fines et le processus de

colmatage dans les sols de canneberges

Mémoire

Nody Civil

Sous la direction de :

Silvio José Gumiere, directeur de recherche

Jacques Gallichand, codirecteur de recherche

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Résumé

La culture de canneberges, étant intensément drainée souterrainement, peut accélérer le transport des particules fines dans le sol. Ce projet vise à évaluer la migration des particules fines dans les sols de canneberges. Cette expérience a été mise en place sur 3 sites (A, B, C) de production au Québec. Un traceur physique inerte, l’oxyde de zirconium (ZrO2), a été appliqué sur des parcelles de 25 x 25 cm au début de l’été 2014. Les parcelles étaient munies de puits d’observation de la nappe et de tensiomètres (TX3) positionnés sur le drain, au quart de l’écartement et à demi-écartement, à 10 et à 20 cm de profondeur. De plus, deux puits d’observation de la nappe supplémentaires par site ont été installés dans le milieu naturel à côté du champ. Des colonnes de sol de 60 cm de long et de 6 cm de diamètre ont été échantillonnées sur chacun des sites en août 2014 (T1) et juillet 2015 (T2), pour un total de 18 colonnes. Celles-ci ont été coupées et séchées en segments de 2 cm d’épaisseur, donnant ainsi 30 échantillons de sol par colonne. La concentration de ZrO2 a été mesurée par spectromètre de fluorescence rayon-X (EDXRF). La granulométrie a aussi été mesurée sur les mêmes segments afin d’identifier des zones d’accumulation de particules fines. Les résultats obtenus par EDXRF ont montré une migration de ZrO2 sur toutes les colonnes à 10 cm de profondeur au T1, soit la profondeur racinaire de la canneberge. Cependant au T2, les colonnes du site C ont montré une migration entre 15 à 30 cm de profondeur. Le site A et B sont plus susceptibles au problème de colmatage que le site C.

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Table des matières

Résumé ... iii

Table des matières ...iv

Liste des tableaux ...vi

Liste des figures ... vii

Remerciements ...ix

Avant-Propos ... x

Introduction générale ... 1

Chapitre 1. Revue de littérature ... 3

1.1 Définition et propriétés des particules colloïdales ... 3

1.2 Origine et transport des particules fines... 3

1.3 Libération des particules colloïdales dans le sol ... 4

1.4 Écoulement transitoire et préférentiel ... 5

1.5 Force ionique et pH de la solution du sol ... 7

1.6 Hétérogénéité de sols et précipitation ... 7

1.7 Colmatage ... 8

1.8 Mécanismes du colmatage ... 8

1.9 Facteurs influençant le colmatage physique du sol ... 9

1.9.1 Structure des pores ... 9

1.9.2 Taille des particules ... 10

1.9.3 Concentration des particules... 10

Hypothèses... 11

Objectifs... 11

Chapitre 2. Migration de particules fines et formation d’une couche ind urée ... 12

2.1 Introduction ... 12

2.2 Matériel et méthodes ... 14

2.2.1 Description des sites expérimentaux ... 14

2.2.2 Application de l’oxyde de zirconium ... 15

2.3 Échantillonnage des colonnes de sol... 16

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2.4.1 EDXRF et analyse des échantillons ... 17

2.4.2 Détermination granulométrique au Laser ... 18

2.5 Analyses statistiques ... 18

2.6 Résultats et Discussions ... 19

2.6.1 Concentration en ZrO2 ... 19

2.6.2 Migration de particules fines en profondeur ... 20

2.6.3 Vitesse de la migration des particules ... 23

2.6.4 Effet de la précipitation ... 24

2.6.5 Effet de la granulométrie des sols ... 27

2.6.6 Identification du risque de colmatage dans les sols ... 32

Conclusion générale... 40

Chapitre 3. Perspective et considérations ... 39

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Liste des tableaux

Tableau 1. Caractéristiques générales des sites expérimentaux : A, B et C. ... 15 Tableau 2. Statistiques descriptives des concentrations (%) de l’oxyde de zirconium des échantillons de sols provenant de 3 sites. Les valeurs en bleu ont montrent des différe nces statistiques et * exprime le degré de significance. ... 20 Tableau 3. Vitesse du transport de Zr dans trois profils de sols de canneberge au Québec. 24

Tableau 4. Résultats des propriétés granulométriques des échantillons de sols analysés. ... 27 Tableau 5. Diagnostic et identification de l’évolution de colmatage dans le profil du sol de trois sites de canneberges au Q uébec. ... 36

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Liste des figures

Figure 1. Modèle conceptuel de la libération, rétention des colloïdes dans le milieu poreux. (a) indique qu’à l’équilibre toutes les particules colloïdales sont attachées à la surface des pores. (b) montre que certaines particules colloïdales sont libérées et liées aux constrictio ns des pores après la libération des colloïdes (Torkzaban et al. 2015). ... 5

Figure 2. Localisation des sites expérimentaux ... 14 Figure 3. Schéma du dispositif expérimental pour chaque site. ... 16

Figure 4. Migration spatio-temporelle de particules de zirconium dans le profil des sols de canneberges au Québec. Site A (a, b, c) ; site B (d, e, f) et site C (g, h, i). ... 22 Figure 5. Variation de la distribution de la taille des pores de trois sites (A, B, C) sous cultures de canneberge au Q uébec. ... 26 Figure 6. Texture de l’analyse des échantillons de sol de trois sites. Classification de la texture des sols selon le ministère de l’Agriculture des États-Unis de système de classification des sols (USDA, 1987). Clay : argile, Silt : limon, Sand : sable. ... 28 Figure 7. Valeurs de la distribution de la fraction des particules d’argile dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillo ns de sol de chaque. ... 29

Figure 8. Valeurs de la distribution de la fraction des particules de limon dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillo ns de sol de chaque site. ... 30

Figure 9. Valeurs de la distribution de la fraction des particules de sable dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les

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valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillo ns de sol de chaque site. ... 30

Figure 10. Distribution moyenne (T1, T2) des diamètres des particules (D10, D50, D90) dans différents niveaux en profondeur des trois sites (A, B, C) du profil des sols sous culture de la canneberge. ... 31

Figure 11. Courbes de valeurs du rapport de la taille des particules fines (Zr) et la taille des pores des sols. ... 33

Figure 12. Conditions de rétention de particules fines dans le profil de sol. Adapté de Fanum, 2014. ... 34

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Remerciements

Tout d’abord, je tiens à remercier mon directeur de recherche, Dr. Silvio José. Gumiere d’avoir m’accordé l’opportunité d’effectuer cette maîtrise. Son support, son expertise de recherche et sa gentillesse ont fait une grande différence pour moi dans la réalisation de ce rêve.

Je remercie également mon codirecteur de recherche, Dr. Jacques Gallichand pour le temps qu’il a mis à ma disposition, pour ses précieux conseils, ses suggestions, et ses corrections rapides.

Un grand merci à Yann Périard qui a initié le projet, à Jonathan Lafond pour toute sa contribution de ce travail, dans la collecte des données aux champs et à tous ceux qui ont contribué dans l’élaboration de ce projet.

Je remercie mon épouse, Daniela Ribeiro de Souza qui m’a toujours motivé et m’encouragé tout au long de cette maîtrise, qui était très soucieuse de savoir quand je lui informerai la date de la cérémonie de ma graduation.

Pour finir, merci à mes parents et à mes amis qui m’ont encouragé dans les moments diffic i les au cours de mon séjour et mon étude à l’Université Laval.

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Avant-Propos

Ce travail est divisé en deux chapitres. Suite à une introduction générale, le premier chapitre, une revue de littérature qui aborde l’ensemble des connaissances portant sur le transport de particules colloïdales, et le phénomène colmatage.

Le deuxième chapitre porte sur une expérience au champ sur la migration des particules colloïdales dans les sols de canneberges.

Enfin, l’étude s’enchaîne avec un troisième chapitre qui présente quelques recommandations pour la recherche future.

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Introduction générale

Le sol remplit différentes fonctions dans la biosphère, notamment la régulation des cycles biogéochimiques, offrant un habitat pour les micro-organismes, et un support pour les racines de la plante, le stockage de nutriments et de minéraux, et les fluides conducteurs, comme l’eau et les gaz (Hamamoto et al., 2010). Il offre différents services écosystémiques tels que la production alimentaire, la rétention d’eau et la séquestration du carbone organique. Cependant, l’utilisation intensive des terres et des pratiques de gestion agricoles entraîne nt la destruction de la stabilité structurale des sols. Ainsi, des pertes de productivité agricole et de capacité de stabilisation des sols dans le monde ont été enregistrées (Banwart, 2011).

Le sous-sol est la partie du profil de sol, contenant les principaux éléments nutritifs et de l’eau pour l’alimentation des cultures (Vancampenhout et al. 2012). Une bonne structuratio n du sol est cruciale au maintien de la vie du sol. La stabilité des agrégats est considérée comme un indicateur de la structure du sol, jouant un rôle important dans cela va de soi, la réduction de détachement par les chocs des gouttes de pluie, l’abrasion par le ruissellement, et la formation de croûtes de surface, et facilitant la filtration de l’eau et le développement racinaire (Wang et al., 2012).

Les particules colloïdales sont omniprésentes dans les systèmes environnementaux et peuvent être constituées de parties minérales et organiques. En général, l’importance du transport des colloïdes dans les systèmes naturels dépend de leur concentration, de leur stabilité, et de leur mobilité et de leurs interactions avec les polluants (McCarthy et Zachara 1989). Elles sont habituellement inférieures à 1μm et ont une surface spécifique élevée (10-800 m2g1).

Le transport et la rétention des particules colloïdales en milieux poreux intéressent les chercheurs de différents domaines d’étude, notamment la physique du sol (Sen et Khilar, 2006). Durant les dernières décennies, de nombreuses études ont été menées en milie ux homogènes saturés avec des colloïdes de dimension homogène afin de comprendre les processus de mobilisation et de transport.

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Les connaissances sur les mécanismes impliqués dans ce processus de transport sont largement incomplètes. Ceci est dû à l’extrême complexité du comportement des particules colloïdales dans l’environnement, notamment dans le sol (Sen et Khilar, 2006).

À ma connaissance, il n’existe quasiment aucune recherche portant sur le transport de particules fines dans le sol. Au Québec, bien que les problèmes liés à l’utilisation intensive de l’eau et les autres activités humaines dans la production de canneberges soient connus, il n’existe aucune recherche qui aborde ce sujet. Or, les eaux utilisées pour l’irrigation et autres pratiques agricoles dans les champs de canneberges peuvent affecter la qualité des sols, en entraînant le détachement des particules fines. D’où la nécessité d’effectuer des études sur ce sujet pour évaluer le comportement de ces particules en milieu agricole. En effet, la rétention de ces particules dans les pores peut affecter fortement les couches du sol en profondeur (Alaoui et al., 2011).

Cette étude s’inscrit dans la continuité de la recherche de Périard et al. (2016) qui ont évalué le transport de particules fines, utilisant l’oxyde de zirconium comme traceur dans des colonnes de sols en laboratoire. Ils ont mis en évidence les impacts négatifs de particules fines sur les paramètres hydrodynamiques du sol, une accumulation de particules fines à la surface du sol, à l’interface du sol et dans la zone de la fluctuation de la nappe.

Ces résultats ont suscité une certaine curiosité pour leur validation sur le terrain. Dans ce mémoire, l’étude sur le transport de particules fines (Zr) est menée en vue d’étudier au champ l’évolution spatio-temporelle de particules colloïdales, l’oxyde de zirconium, dans des types de sols différents afin de bien comprendre les mécanismes de transport et le comportement de ces particules en milieu naturel. Nous comptons identifier également l’effet de la granulométrie et d’autres facteurs pédoclimatiques afin d’identifier le risque de colmatage.

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Chapitre 1. Revue de littérature

1.1 Définition et propriétés des particules colloïdales

Les particules colloïdales sont des particules ayant une dimension de 1 nm à 1 µm de diamètre, dans au moins une direction (Zhang et al., 2012). Leur dimension n’est pas suffisante pour considérer la force gravitationnelle dans la modélisation de leur dispersion (Pédrot et al., 2008), c’est-à-dire qu’elles sont difficiles à sédimenter et ont la capacité de rester facilement en suspension (Denaix et al. 2002). Lors d’un évènement pluvieux, ces particules peuvent être potentiellement transportées à travers les pores du sol (Totsche 2004). Celles-ci (organiques et inorganiques) sont caractérisées par une très grande surface spécifique et une charge de surface élevée et sont facilement disponibles dans le sous-sol. Elles sont omniprésentes dans les milieux géologiques souterrains (Cheng et Saiers, 2010).

1.2 Origine et transport des particules fines

Les principales particules colloïdales du sol incluent : les colloïdes inorganiques, soit les particules d’argile, les carbonates, les silicates, les oxydes de fer et l’oxyde d’aluminium. Elles proviennent du processus d’érosion des sols, de l’altération de minéraux solides et de processus physico-chimiques comme la précipitation. Les colloïdes organiques incluent les substances humiques, les bactéries et les virus provenant de la décomposition de matière organique (Mays, 2007).

Les connaissances sur le comportement des particules fines dans les milieux poreux ont d’application diverses, comme l’assainissement des sols contaminés et des eaux souterraines, la filtration granulaire dans le traitement des eaux usées, et la filtration naturelle de micro -organismes (Shang et al., 2010). Le transport des particules fines dans le sous-sol a retenu l’attention ces derniers temps, car elles représentent un risque pour l’environnement et pour le sous-sol, à cause de leur contribution au transport de divers contaminants comme les radionucléides, les métaux lourds, les pesticides et les pathogènes microbiens (Tang et Weisbrod, 2010). Les colloïdes sont également responsables de l’obstruction des pores et du colmatage du sol (Sen et Khilar, 2006) et peuvent affecter la structure et la porosité du sol. (Totsche 2004).

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1.3 Libération des particules colloïdales dans le sol

Initialement, les particules colloïdales sont attachées à la paroi des pores, mais des modifications dans les conditions chimiques ou hydrodynamiques peuvent provoquer la libération d’une fraction de particules fines dans la phase aqueuse. L’altération des forces d’adhésion entre les particules (Torkzaban et al., 2010), l’augmentation des forces hydrodynamiques (Bradford et al., 2011), ou la combinaison de ces deux facteurs sont les principaux facteurs responsables de ce processus de libération (Torkzaban et al., 2015).

La libération des particules fines dépend des forces agissant sur les particules : la force de collision (force normale à la surface), l’adhésion (tangente à la surface) de la particule au point de contact et la force agissante sur la particule, la force hydrodynamique, et la force diffusive ( et al., 2012). La description des observations expérimentales de libération des particules fines a été faite par des chercheurs à partir de la théorie de Derjaguin, et al. (1941) et de Verwey et Overbeek. (1948), dans laquelle l’énergie d’interaction des colloïdes est considérée comme étant la somme des forces Van der Waals et des interactio ns électrostatiques. Cependant, selon d’autres chercheurs, cette théorie sous-estime la présence des sels multivalents (Sasidharan et al., 2014).

Après la libération de particules colloïdales, elles sont transportées à travers le milieu poreux selon les conditions hydrodynamiques et physicochimiques du milieu. Si les forces ioniques de la solution du sol sont faibles, une barrière énergétique répulsive se développe entre les particules de même charge et les surfaces en diminuant le dépôt sur la paroi des pores (Torkzaban et al., 2015). D’autre part, une situation favorable permet le rattachement des particules sur la paroi des pores, pouvant former des ponts hydrodynamiques avec les constrictions. Cela est possible quand les forces ioniques sont fortes et en absence de barrière énergétique répulsive. Cette situation dépend de la taille des pores, de la vitesse du flux, de la distribution de la taille et de la concentration des colloïdes en suspension.

Les particules peuvent former des ponts dans les constrictions interstitielles, entraînant une augmentation de la perméabilité (Torkzaban et al. 2015). Ces particules sont libérées et transportées avec l’eau et peuvent par la suite former un dépôt, résultant en la réduction de

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la perméabilité du milieu poreux, communément appelé le colmatage (Nogaro et al., 2010). Torkzaban et al. (2015) ont construit un modèle conceptuel pour illustrer la libération et la rétention des particules colloïdales, par conséquent le colmatage, figure 1.

Figure 1. Modèle conceptuel de la libération, rétention des colloïdes dans le milieu poreux. (a) indique qu’à l’équilibre toutes les particules colloïdales sont attachées à la surface des pores. (b) montre que certaines particules colloïdales sont libérées et liées aux constrictio ns des pores après la libération des colloïdes (Torkzaban et al. 2015).

Le changement dans la vitesse de l’écoulement est l’un des facteurs qui influencent la libération des colloïdes. Bedrikovetsky et al. (2012) ont montré que l’augmentation du flux d’eau favorise le détachement et le transport des particules fines. Cependant, ces dernières ont une distribution spatiale dans les milieux poreux à cause de la rugosité de la structure de la surface, de l’hétérogénéité chimique et de la distribution de la vitesse dans les pores (Bradford et al., 2015).

1.4 Écoulement transitoire et préférentiel

Dans les milieux poreux non saturés, un écoulement de l’eau transitoire favorise la mobilisation rapide des particules colloïdales (Zhuang et al., 2007). Le déplacement de l’interface air-eau joue un rôle majeur dans la mobilisation et le transport des colloïdes (Aramrak et al., 2011), principalement dans la zone vadose quand le sol est non saturé (Cheng

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et Saiers, 2010). Le déplacement de l’interface air-eau est très commun dans le sol. Au cours de l’infiltration de l’eau, l’air et l’eau se déplacent en continu. Ce mouvement a un effet sur le détachement de colloïdes. Les résultats de l’expérience menée par Sharma et al. (2008) ont montré que les particules colloïdales peuvent être mobilisées dans l’interface air-eau. Les particules colloïdales peuvent s’attacher à l’interface air-eau par les forces de capillarité ou par les forces électrostatiques (Lazouskaya et al., 2006). Cette interface crée un site additionnel pour l’attachement et la mobilisation des particules. Certaines expériences ont montré que le transport des particules accelère lorsqu’il y a une diminution de la saturation en eau du milieu poreux (Veerapaneni et al., 2000).

La frange capillaire est considérée comme une région de transition d’écoulement vertical dans la zone non saturée du sol (Haberer et al., 2012). Elle affecte le transport des colloïdes qui passent du sous-sol aux eaux souterraines. De ce fait, les fluctuations de la nappe phréatique conduisent au déplacement de l’interface air-eau, ainsi qu’à la rétention de bulles d’air à la frange capillaire (Haberer et al., 2012). Amarak et al. (2014) ont effectué une simulation de la fluctuation de la frange capillaire dans des colonnes de sol. Les résultats de leur expérience ont confirmé que la fluctuation de la frange capillaire influence le processus du transport de colloïdes durant l’imbibition et le drainage. Ils ont également observé que les colloïdes étaient initialement suspendus dans la phase aqueuse, mais qu’après le drainage, certaines particules colloïdales sont déposées à la surface des pores. Néanmoins, après l’imbibition, ces particules sont détachées et transférées dans la phase liquide.

Le flux d’eau dans la zone non saturé du sol n’est pas uniforme et cela engendre des écoulements préférentiels (Flury, 2002). Cette variation d’écoulement facilite la mobilisatio n et le transport dans les macropores. L’augmentation de la teneur en eau à cause du flux préférentiel peut augmenter la migration des particules colloïdales (DiCarlo et al., 2006). Dans les sols structurés, l’écoulement préférentiel peut favoriser la mobilisation des colloïdes à travers les macropores (Miller et al., 2011) et provoquer la filtration des eaux appliquées à la surface. La réduction de la teneur en eau diminue le transport de ces particules, favorisa nt le blocage dans les films d’eau. En outre, l’application d’irrigation intermittente peut accroître la quantité de colloïdes mobiles dans le sol (Zhuang et al., 2007). Normalement, le

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taux du transport de particules colloïdales diminue avec la saturation en eau (Chen et al., 2005).

1.5 Force ionique et pH de la solution du sol

Sharma et al. (2010) ont réalisé une expérience avec une série de colonnes de sol afin d’étudier le transport et la déposition des colloïdes dans des milieux poreux saturés. Ils ont observé que la déposition des particules augmente avec la diminution du pH. Cette diminution du pH de la solution a favorisé la neutralisation de la charge de surface, , augmentant ainsi la déposition des colloïdes. Par ailleurs, Sand et al. (2013) ont effectué une expérience avec des colonnes de sol saturées et non saturées, en utilisant plusieurs concentrations de forces ioniques, variant de 0,1 à 50 Mm. Les résultats de leur expérience ont montré que la rétention des colloïdes était proportionnelle à l’augmentation de la force ionique.

1.6 Hétérogénéité de sols et précipitation

L’infiltration de l’eau joue un rôle essentiel dans la génération (Majdalani et al., 2008) la distribution (Mohanty et al., 2015) et le transport des colloïdes dans le sous-sol (Mohanty et al., 2015). Ces chercheurs ont constaté une variation de la mobilisation des colloïdes entre les différentes couches de sols en vue d’évaluer l’impact de la variation de la perméabilité du sol sur le transport et la mobilisation des colloïdes. Selon eux, cette variation est causée par l’hétérogénéité physique du sol (Mohanty et al., 2015). Porubcan et al. (2011) ont constaté que le taux des particules piégées dans des milieux poreux saturés est proportionnel au rapport du diamètre des particules sur celui des grains de sable, à la forme de la rugosité de surface de la matrice solide et à la non-uniformité de la taille des particules. Zhang et al., (2015) ont évalué cinq événements de précipitation de durées et intensités différentes afin de déterminer la dynamique de l’écoulement et le transport des particules colloïdales dans le sous-sol. Ils ont observé que le transport des colloïdes varie d’un événement pluvieux à un autre. Ils ont affirmé que les deux principaux facteurs responsables du transport des colloïdes sont l’intensité et la durée des précipitations.

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1.7 Colmatage

Le colmatage est un processus de réduction de la porosité, de la conductivité hydraulique et de la perméabilité en raison des modifications physiques, biologiques et chimiques d’un sol. Ce phénomène est lié à plusieurs causes. Il peut être dû au dépôt de particules à la surface et dans les interstices du milieu poreux (Nogaro et al., 2010). Selon Olsen et al. (2010), les dépôts de particules fines, inorganiques et organiques de moins de 2 mm de diamètre peuvent conduire au colmatage du sol. Ce phénomène de colmatage affecte négativement l’efficac ité des cycles biogéochimiques à cause de la réduction de la porosité et de la conductivité hydraulique (Nogaro et al., 2010). Dépendamment de la quantité et du type de matières organiques, ces particules peuvent influencer également la dynamique du transport des nutriments dans le sol (Stelzer et al., 2014).

Plusieurs chercheurs ont observé une diminution de la conductivité hydraulique à cause du colmatage des sols dans des colonnes des sols. Rinck-Pfeiffer et al.( 2013) ont observé que la présence des solutés a causé une baisse de la conductivité hydraulique. (Maraqa, et al 2015). Le colmatage dépend de la concentration de ces particules (Agbangla et al 2012). Kim et al. (2010) ont effectué des expériences de terrain au Mexique dans un sol limone ux avec des traitements sur un champ uniformément compacté et sur des parcelles non-compactées. Ils ont constaté une diminution de 69 % de la conductivité hydraulique saturée les traitements compactés.

1.8 Mécanismes du colmatage

Les particules les plus grosses s’accumulent superficiellement ou dans les quelques premiers centimètres de la surface du sol. Les particules plus fines peuvent pénétrer plus profondément dans le sol et/ou être adsorbées par la matrice solide du sol. Elles peuvent également être adsorbées par les sédiments superficiels. À ces phénomènes physicochimiques s’ajoutent des phénomènes biologiques liés au développement d’un biofilm de surface constitué principalement d’algues et de bactéries. D’autre part, les grosses particules tendent à

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s’accumuler à la surface des grains, mais les plus petites peuvent potentiellement migrer dans l’espace interstitiel causant le blocage interne (Benamar, 2013).

La rétention des colloïdes dans les plus petites régions de l’espace interstitiel des pores du sol peut-être de plusieurs types : le coincement, le pontage, le film de colmatage, et rétention en trois points (Bradford et Torkzaban, 2008). La filtration mécanique survient si les particules colloïdes sont physiquement exclues lors du passage dans les pores, ce qui conduit à une rétention de colloïdes à la surface du sol et la formation d’un gâteau (Bradford et al., 2006). Le colmatage et la filtration mécanique sont étroitement liés aux processus de déposition. Bradford et al. (2006) ont observé plus de rétention de particules fines à l’entrée d’une colonne de sol, puis une diminution rapide en profondeur.

1.9 Facteurs influençant le colmatage physique du sol

1.9.1 Structure des pores

La distribution de la taille des grains d’un milieu poreux joue un rôle important dans le changement des propriétés hydrauliques au cours de l’évolution du colmatage (Siriwardene et al., 2007). Mostafa et Van Geel. (2015) ont évalué l’effet de la structure des pores sur le colmatage des sols, en utilisant quatre types de sols : deux types de sols sableux et un sol tourbeux à deux densités apparentes différentes. Ils ont constaté un changement dans la saturation en eau dans le temps pour les colonnes de sol tourbeux et une augmentat io n significative de la saturation en haut de la colonne due à la formation d’un biomat dans les colonnes de sable. Ces différences dans les profils de saturation pourraient être attribuées à des variations dans la nature et l’ampleur de la taille des pores des sols (Mostafa et Van Geel, 2015).

En plus, Andò et al. (2012) ont effectué des simulations pour évaluer plusieurs surfaces et l’interaction entre les particules à l’entrée d’un pore, en fonction du ratio de la taille des pores et de la taille des particules. Ils ont observé que lorsqu’un ratio est égal à 3,6, les particules remplissent les pores et ils se forment une couche compacte à la surface. Cependant quand le

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ratio est plus faible (2.5), les particules s’accumulent à la surface sans remplir les pores et forment un gâteau dans l’ensemble du système de la filtration.

1.9.2 Taille des particules

Selon Ahfir et al. (2009), le transport et la rétention des particules fines dépendent de plusieurs forces et mécanismes en fonction de la taille des particules, et de la distribution des pores. Moghadasi et al. (2004) ont observé que la rétention de particules peut réduire la perméabilité du milieu poreux pendant la recharge artificielle des nappes aquifères. Les résultats de l’expérience au laboratoire menée par Siriwardene et al. (2007) ont indiqué que de colmatage physique est principalement causé par la migration des particules de sédiments de taille inférieure à 6μm de diamètre.

Selon Olsen et al. (2010), la déposition des particules inorganiques et organiques qui ont un diamètre inférieur à 2 mm peut conduire au colmatage. Le colmatage des sols est corrélé avec la concentration totale des solides en suspension dans les flux d’entrée d’eau. Les particules dont le diamètre est supérieur à 50 µm (> 50 µm) peuvent conduire au blocage des pores à la surface. Vitorge et al. (2013) ont investigué les effets de la concentration et de la taille des particules sur le transport de colloïdes (silice) dans des colonnes de sols sableux d’un aquifère. Les résultats ont montré que pour une même concentration de colloïdes injectée, le dépôt de particules a augmenté proportionnellement à l’augmentation de la taille et de la concentration des colloïdes.

1.9.3 Concentration des particules

Selon Gonzalez-Merchan et al. (2013), la quantité totale de solutés en suspension à l’entrée des pores restent la principale source de colmatage, soit entre 63 % et 74 %, mais les autres facteurs, soient externes ou biologiques, jouent un rôle prédominant dans ce phénomène. Les travaux réalisés par Agbangla et al. (2012) ont montré que la rétention des particules et la formation de dépôts dans les microcanaux dépendent de l’équilibre entre les forces hydrodynamiques, la fraction volumique des particules dispersées et les interactions physico -chimiques. Un léger changement dans cet équilibre peut engendrer un changement important

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dans la géométrie de la structure des particules et des agrégats et dans le colmatage des pores. Mustin et Stoeber. (2010) ont également montré qu’une faible concentration de particules relativement grandes dans une suspension a un effet majeur sur le blocage d’un microcana l par des particules pendant une courte période de temps.

De plus, Maraqa et al. (2015) ont réalisé une expérience au laboratoire utilisant cinq colonnes de sol afin d’évaluer les effets des changements de la concentration sur la conductivité hydraulique du sol. Les concentrations utilisées étaient de 28, 45, 100, 150 et 251 mg/l. Ils ont observé une réduction dans toutes les colonnes de sol, mais cette diminution a été plus élevée (près de 20 fois) pour la concentration de solutés la plus élevée (251 mg/l).

Hypothèses

 La première hypothèse de cette recherche est que la variation spatio-temporelle des conditions de champ des sols de canneberge peut influencer le processus du transport des particules colloïdales.

 La deuxième hypothèse est que l’accumulation des particules fines peut résulter en la formation d’une couche compacte dans le profil de sol.

Objectifs

Objectif principal : l’objectif principal de cette étude est d’évaluer la migration de particules fines dans le profil de sol sur des champs en culture de canneberge.

Pour ce faire, les deux sous- objectifs suivants sont visés :

 Déterminer la concentration et la migration en profondeur des particules fines (oxyde de zirconium) dans le profil de sol.

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Chapitre 2. Migration de particules colloïdales et formation

d’une couche indurée

2.1 Introduction

L’implantation d’un champ de canneberges nécessite la mise en place d’un système de drainage et une modification de la stratification naturelle du sol. Ce sol anthropique subira des processus hydrodynamiques qui influenceront ses propriétés physico-chimiques. Puisque la culture de canneberges requiert une grande quantité d’eau et de fréquents cycles de drainage et de réhumectation, le transport de particules colloïdales et certains processus de genèse du sol seront accélérés. La filtration et le colmatage des pores par des particules fines lors de l’infiltration de l’eau viendront modifier le comportement hydrodynamique du sol (Chen et al., 2008; Wildenschild and Sheppard, 2013) et ainsi affecter l’efficacité du drainage et le rendement de la cannebergière.

Le transport de particules colloïdales dans les milieux poreux dans les colonnes de sol a été étudié au laboratoire par Mohanty et al. (2013). Peu d’études portent sur le transport des particules colloïdales dans les conditions de terrain (Masciopinto et al., 2008). Les connaissances scientifiques sur ce sujet sont encore rudimentaires et très peu documentées dans la littérature. Les complexités de l’hétérogénéité spatiale et des chemins de transports des particules colloïdales au champ peuvent être différentes de celles du laboratoire (Zhang et al., 2012) ; car les principales propriétés du sol changent dynamiquement dans le temps (Horn, 2004).

Des études ont révélé que le transport des particules colloïdales dans les sols est qualitativement influencé par la nature hétérogène des grains de sol, tant sur le plan physique (taille, forme, et rugosité) que chimique (la charge de la surface, la capacité d’échange cationique) (Sagee et al., 2012). Il existe donc un besoin d’étude de cette problématique afin de caractériser les mécanismes de transport des particules fines dans un milieu naturel, comme le sol où l’on n’a pas le contrôle des différents paramètres.

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La distribution de la taille des particules du sol est l’un des plus importants attributs physiques des sols. Elle peut changer en conséquence dans différentes conditions de sol. Caractériser les changements de la distribution de la taille des particules de sol est fondamental afin de comprendre et de quantifier la structure du sol, la dynamique et les processus physiques (Gao et al., 2014). La distribution de la taille des particules a un effet sur beaucoup de propriétés du sol telles que la facilité de labourage, la conductivité capillaire d’un sol, l’humid ité disponible, la perméabilité et le tassement, etc. La détermination de la taille des grains est essentielle pour l’évaluation de la disponibilité de substances pour la flore et la faune, le comportement d’une substance et la détermination de la qualité du sol.

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2.2 Matériel et méthodes

2.2.1 Description des sites expérimentaux

L’étude a été réalisée au cours du mois de juin 2014 à septembre 2015, sur trois champs de canneberges situés dans la province de Québec : Saint-Louis-de-Blandford (site A), Manseau (site B), et Lac-Saint-Jean (site C). La localisation des sites est montrée à la Figure 2 et les données climatiques sont présentées au Tableau 1.

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Tableau 1. Caractéristiques générales des sites expérimentaux : A, B et C.

Site A B C Localisation Saint-Louis-de Blandford Manseau Lac-Saint-Jean Latitude 46°17’ 08.26 » N 46°16’49.87 » N 48°49’ 51.28 » N Longitude 71°59’ 41.45 »W 71°57’45.15 »W 71°53’ 01.55 » W

Production Biologique Conventionnelle Conventionnelle

Cultivar Stevens Stevens Stevens

Température moyenne (°C) Juin 18.27 16.5 15 Juillet 19.8 19.12 17.5 Août 18.1 17,8 16.1 Septembre 13.6 12. 10.8 Précipitation moyenne (mm) Totale 1191 1191 1064 Liquide 901 901 791

2.2.2 Application de l’oxyde de zirconium

L’oxyde de zirconium, un traceur inerte, a été appliqué sur les trois sites afin de suivre le transport de particules fines. À chaque site, le traceur a été appliqué sur des parcelles de 25 cm x 25 cm. Dans chacune des parcelles, la première couche (0-5 cm) du profil du sol a été extraite, mélangée avec le traceur, puis remise en place. Ce mélange a été fait avec une proportion de 150 g d’oxyde de zirconium (particules de taille inférieure à 2 micromèt res) pour une masse de sols de 3000 g, ce qui donne une concentration de 50 mg g −1, soit 5 % d’oxyde de zirconium. Les applications du traceur ont été faites au début de l’été 2014 (juin). Ces parcelles ont été installées selon les positions, près du drain, ¼ de l’écartement et ½ de l’écartement, ayant 6 temps d’échantillonnage (T1, T2, T3, T4, T5, T6). Chacune de ces

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parcelles était munie de l’installation de puits d’observation de la nappe et de tensiomètre (TX3) positionné sur le drain, au quart de l’écartement et à demi-écartement (Figure 3).

Figure 3. Schéma du dispositif expérimental pour chaque site.

2.3 Échantillonnage des colonnes de sol

Des colonnes de sols (6 cm de diamètre) ont été utilisées pour prélever le sol de la surface jusqu’à 60 cm de profondeur à deux dates différentes : T1 (août 2014) et T2 (juillet 2015). Trois colonnes ont été prélevées sur chaque site à chaque date, pour un total de 18 colonnes pour l’ensemble des 3 sites. L’échantillonnage des autres colonnes se fera prochainement car le projet est toujours en cours. Les échantillons étaient transportés et entreposés dans la chambre froide au laboratoire des sols du département des sols et de génie agroaliment a ire de la Faculté des Sciences et l’Alimentation (FSAA) de l’Université Laval.

T1 T1 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T2 T3 T4 T5 T6 T2 T3 T4 T5 T6

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La chambre froide est réglée à une température de 3 degré Celsius et à un taux d’humid ité d’approximativement 100 %. Une semaine après, les colonnes ont été sorties de la chambre froide et ont été coupées en couches de 2 cm d’épaisseur, ce qui représente 30 sous-échantillons par colonne. Les sous-sous-échantillons ont été séchés à l’air à température ambiante pendant une période d’une semaine, ou jusqu’à ce qu’elles atteignent un poids constant. Les sous-échantillons ont été homogénéisés et tamisés à 2 mm afin d’enlever le gravier, les débris et les gros fragments de matière organique. Par la suite, environ 5 g de ces sous-échantil lo ns ont été isolés pour l’évaluation de la concentration en ZrO2.

2.4 Détermination de la concentration d’oxyde de zirconium

La spectrométrie de fluorescence X (EDXRF) est une technique d’analyse élémentaire non destructive qui permet d’estimer la composition chimique élémentaire des roches et des sédiments. L’avantage majeur de l’analyse EDXRF est d’être une technique permettant de déterminer la présence des éléments directement à partir de la surface de la séquence sédimentaire. Ainsi, les analyses EDXRF ont été appliquées à divers types de sédiments allant des sédiments humides à des matériels non consolidés (Thomson, 2006) voire à des sédiments de lacs fortement pollués par les effets anthropogéniques avec un enrichisse me nt en Cu, Zn et Pb (Croudace et al., 2006). Le carbone organique a aussi été mis en évidence par les analyses élémentaires par EDXRF dans les sédiments méditerranéens (Thomson et al., 2006). Les techniques spectroscopiques permettent d’obtenir rapidement des résultats hautement reproductibles pour la caractérisation des propriétés du sol. Ces techniques ont été déjà appliquées avec succès pour caractériser les propriétés chimiques d’une gamme de sols (Kamau-Rewe et al., 2011).

2.4.1 EDXRF et analyse des échantillons

Les analyses avec EDXRF ont été effectuées au laboratoire Daishowa du Centre de recherche en horticulture, Faculté des Sciences de l’Agriculture et de l’Alimentation de l’Université Laval, à l’aide du Niton™ XG3t 955 GOLDD (Niton UK Limited, Manchester, UK). Le mode standard, « Mining Cu/Zn Testing Mode » a été utilisé pour l’analyse. L’appareil a été

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calibré afin de déterminer la concentration les éléments de traces dans le sol puisque ce mode de fonctionnement est considéré comme optimal pour n’importe quel échantillon dont les éléments d’intérêt sont présents à 1 % ou plus.

2.4.2 Détermination granulométrique au Laser

Une partie des sous-échantillons a été utilisée pour déterminer la distribut io n

granulométrique par diffraction laser avec un appareil Mastersizer2000 (Malvern

Instruments Limited, Worcestershire, UK). La mesure de la taille des particules a été effectuée à un niveau constant de l’obscurcissement dans la gamme 10-20 %. La lumière diffuse des données a été enregistrée de 2000 à 5000 instantanés de 10 μs. Le laser a effectué trois mesures et généré une moyenne pour chaque échantillon. Les données générées pour chaque échantillon sont la distribution du contenu des particules d’argile, de limon et de sable en pourcentage ; les diamètres caractéristiques de la distribution granulométrique sont : D10, D50 et D90. D10 représente le diamètre pour lequel 10 % des grains en nombre sont plus petits et la taille des fractions les plus fines.D50 de sa part est le diamètre pour lequel 50 % des grains en nombre sont plus petits, il représente la taille moyenne des grains. Enfin, D90 est défini de la même façon que D10 et D50 et caractérise la taille des fractions de particules les plus grossières.

2.5 Analyses statistiques

Toutes les analyses statistiques ont été effectuées à l’aide du logiciel statistique R (R Development Core Team, 2012). La texture a été tracée dans un triangle de texture, selon la classification du ministère américain de l’Agriculture (USDA, 1987). Des statistiq ues descriptives (moyenne, minimum, maximum et écart-type) ont été effectuées pour tous les paramètres.

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2.6 Résultats et Discussions

2.6.1 Concentration en ZrO2

Les concentrations en ZrO2 des trois sites sont données dans le tableau 2. Il semble que la concentration de ZrO2 ne diffère pas beaucoup entre les trois sites et les parcelles. Les concentrations en ZrO2 étaient de l’ordre de 0,001 2 % à 3.37 % au site A, tandis qu’au site B, la concentration varie de 0,004 à 3.30 %, très semblable au site C qui a des valeurs variant de 0,006 à 3. 097 %. Cependant, les résultats ont montré qu’il existe une différence statistique significative sur certaines parcelles. Cette différence a été observée au T1drain (p= 0,044<0,05), T2 drain (p= 1.4x10-5< 0,05), T2 1/4drain (1.5x10-5< 0,05), site A ; sur le drain au T2 (p= 0,017<0,05), à 1/2 drain T2 (0,011<0,05) ; sur le drain au T1 (p=2X10-16<0,05) et à 1/4 drain au T1 (p=0.000189<0,05), site C, tableau 2.

La méthode spectrométrie de l’analyse de nos échantillons a permis de mettre en évidence la présence de Zr dans toutes les colonnes de sol. Ces résultats sont semblables à des études menées sur la minéralogie des sols par diffraction de rayons X (Hooton et Giorgetta 1977). Leur résultat a montré que l’analyse par diffraction des rayons X indique la présence de zirconium dans les sols (Hordson 2002). Il faut noter que l’appareil que nous avons utilisé a une capacité de limite de détection de 7 ppm de Zr, Figure 4. En observant nos résultats, nous pouvons constater que les valeurs de la concentration de ZrO2 ont respecté la limite de détection de la méthode utilisée dans tous les sites et toutes les parcelles.

Figure 4 : Limites de détection des éléments de traces de l’appareil de diffraction de rayons X.

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Tableau 2. Statistiques descriptives des concentrations (%) de l’oxyde de zirconium des échantillons de sols provenant de 3 sites. Les valeurs en bleu ont montrent des différences statistiques et * exprime le degré de signifiance.

Site Variable Minimum Maximum Moyenne Écart-type Valeur de P

A T1drain 0,014 2 743 0,187 0,541 0,044* T1 1/2drain 0,004 3 370 0,219 0,696 0,100 T11/4 drain 0,001 2 2 243 0,192 0,423 0,403 T2 drain 0,010 2 848 0,225 0,690 1.4x10-5*** T21/2 drain 0,004 2 395 0,263 0,607 0,099 T2 1/4drain 0,009 2 777 0,183 0,524 1.5x10-5*** B T1 drain 0,006 2 551 0,176 0,606 0,085 T11/2 drain 0.004 2.159 0.257 0.630 0.275 T11/4 drain 0.004 2.395 0.266 0.606 0.098 T2 drain 0.011 3.300 0.176 0.600 0.017* T21/2 drain 0.013 2.580 0.134 0.464 0.011* T2 1/4drain 0,005 2 .615 0,231 0,662 0,327 C T1 drain 0,006 3 .077 0,261 0,769 2X10-16*** T11/2drain drain 0,007 2. 534 0,180 0,569 0,193 T11/4 drain 0,013 2. 580 0,133 0,464 0,000 189** * T2 drain 0,007 2. 514 0,181 0,559 0,746 T21/2 drain 0,009 2. 786 0,175 0,553 0,850 T2 1/4drain 0,008 3. 097 0,253 0,756 0,773

2.6.2 Migration de particules fines en profondeur

D’une manière générale, les résultats ont montré une migration de Zr dans les premiers centimètres de la surface du sol. Nous pouvons constater que la mobilisation de Zr ne varie pas beaucoup en fonction de la position des parcelles (drain, ¼ drain, ½ drain) et le temps d’échantillonnage. Les sites A et B ont présenté un comportement très similaire entre eux. Les résultats obtenus par EDXRF ont montré une migration de ZrO2 sur toutes les colonnes approximativement jusqu’à 10 cm, soit la profondeur racinaire de la canneberge et à 15 cm, soit à l’interface du sol, de profondeur au T1 pour le site A et B, Figure 4. Cependant, le

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comportement du site C diffère de A et B, notamment au T2 dont les particules de Zr ont migré jusqu’à 30 cm, 19 cm et 20 cm de profondeur dans le sol, sur le drain, à un quart de l’écartement du drain et à un demi de l’écartement du drain, respectivement, figure 4. L’accumulation de ces particules à ces profondeurs aux sites A et B dans le profil du sol peut-être liée à un mauvais drainage. Et la rétention des particules fines (Zr) peut aggraver la situation, tout en créant plus de zones de restrictions à l’écoulement de l’eau. Ces résultats sont en accord avec des expérimentations antérieures réalisées sur des colonnes de sol en laboratoire qui ont montré une accumulation de particules fines à la limite de la hauteur de fluctuation de la nappe, ce qui diminuait significativement la porosité efficace et la conductivité hydraulique (Périard et al., 2016). Cette migration plus avancée en profondeur au site C, pourrait être associée à des conditions hydrodynamiques et physiques du sol. Premièrement, cela pourrait être expliqué le fait que le sol du site C est plus jeune comparativement aux sites A et B. Étant un sol jeune qui est en processus de consolidat io n, les agrégats entre les particules ne sont pas encore bien structurés ou consolidés. En conséquence, le diamètre des pores est plus large, ce qui favorise le passage rapide des particules dans l’espace poral du sol. Le site A est plus ancien que le site C. Les sites B et C ont une très grande différence d’âge ; soit 35 ans, tandis que le site C a seulement 5 ans.

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Figure 4. Migration spatio-temporelle de particules de zirconium dans le profil des sols de canneberges au Québec. Site A (a, b, c) ; site B (d, e, f) et site C (g, h, i).

L’efficacité du drainage peut affecter la mobilisation de particules fines dans les sols du fait qu’on a constaté qu’au site C les particules de Zr ont migré plus en profondeur sur le drain qu’à un demi de l’écartement du drain et qu’à un quart de l’écartement du drain. Probablement, parmi les trois sites, la vitesse de l’écoulement sur le drain, au site C est la plus grande, permettant ainsi le transport plus rapide du zirconium. En plus, les drains du site A sont parmi les plus anciens retrouvés au Québec dans la culture de la canneberge et suivent des patrons variables d’espacement et de profondeur. Les sols dans lesquels se trouvent ces

Site B Site C Site A a) b) c) d) e) f) g) h) i)

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drains varient sur le plan de la composition et de l’épaisseur de leurs horizons. Il est donc probable que ces différentes installations de drains et de superpositions de couches de sols aient des impacts sur le comportement et l’efficacité d’un système de drainage, affectant ainsi le transport des particules fines dans le profil du sol.

Selon la littérature, une augmentation du flux d’eau du sol peut provoquer des changeme nts dans la structure du sol, la distribution de la taille des pores, et d’autres propriétés, tels que : la porosité totale, les propriétés de rétention d’eau, la densité et les conductivités hydrauliq ues saturées et non saturées (Alletto et al., 2015, Bodner et al., 2013, Bodner et al., 2013). Périard et al. (2014) ont montré que la genèse des sols anthropiques peut induire la formation d’un horizon du sol qui a des propriétés hydrauliques à faible capacité de drainage, affectant négativement les rendements des cultures. Gumiere et al. (2014) ont constaté qu’il existe une relation directe entre les zones de faible rendement des cultures et des horizons de sol avec une faible conductivité hydraulique saturée, pour un sol sableux drainé, en production de canneberges.

2.6.3 Vitesse de la migration des particules

Le tableau 3 montre les vitesses de la migration du Zr dans le profil de sol. Nous pouvons constater que la vitesse la plus élevée se trouve sur le site C, plus précisément sur le drain, soit 1,48E-08 m/s, plus que le double de celle des autres parcelles. Cela confirme que la vitesse d’écoulement a été plus forte sur le site C, permettant que les particules de Zr aient migré plus sur cette parcelle parmi toutes les parcelles où le traceur a été appliqué. La vitesse de transport sur le site A était de l’ordre de 2.19x10−9 à 6,58x10−9 ms-1 et celle du site C varie de 2,74 x10−9 à 7,24x10−9 ms-1. La migration de Zr augmente avec la vitesse d’écoulement, et la vitesse d’écoulement est un paramètre hydrodynamique important dans le transport et la rétention des particules fines, selon lequel on peut prédéterminer le taux de particules ayant migré dans le profil de sol.

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Tableau 3. Vitesse du transport de Zr dans trois profils de sols de canneberge au Québec.

Site A T1 drain T2 drain T1 drain T21/4

drain T11/2 drain T2 1/2 drain Distance (m) 0,08 0,13 0,07 0,12 0,04 0,08 Temps (j) 116 116 116 116 116 116 Vitesse (mj-1)

6,89 E-04 1,12E-03 6,03E-04 1,03E-03 3,44 E-04 6,89E-04

Site B Distance (m) 0,07 0,13 0,01 0,13 0,05 0,08 Temps (j) 116 116 116 116 116 116 Vitesse (mj-1)

6,03 E-04 1,12E-03 8,62 E-05 1,12E-03 4,31 E-04 6,89 E-04

Site C Distance (m) 0,08 0,27 0,07 0,14 0,14 0,15 Temps (j) 116 116 116 116 116 116 Vitesse (mj-1)

6,89 E-04 2,32E-03 6,03 E-04 1,21E-03 1,21 E-03 1,29 E-03

2.6.4 Effet de la précipitation

La précipitation est l’un des facteurs qui influencent le transport de particules dans le sol. À cet effet, nous avons évalué l’impact de la précipitation sur le transport de Zr dans nos sites d’étude. D’après les données métrologiques de la station la plus proche (station Arthabaska) du site A et B, la quantité de pluie totale pour la période de juin 2014 à août 2015 a été de 1548,2 mm. Possiblement, cette quantité de précipitation a été suffisante pour augmenter la

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mobilisation de particules de Zr, car la quantité de pluie peut causer des modifications dans le profil du sol, favorisant le transport de particules fines. Les données métrologiques de la station (station Saguenay), la plus proche du site C a montré que la quantité de pluie totale a été de 1 128,5 mm, Figure 5. Nos résultats de l’effet de la précipitation sur le transport de particules fines sont en accord avec Kurtz et al. (2000) qui ont constaté que l’altération du climat a des effets sur la distribution des traceurs dans les sols volcaniques. Ils ont observé une accumulation de Zr dans les horizons supérieurs du sol, une précipitation du Zr en profondeur ou une perte totale de Zr dans toute la colonne du sol expérimental. Selon eux, la perte de Zr a augmenté proportionnellement avec la quantité de pluie. Patino et al. (2000) ont observé aussi ce même effet de la précipitation sur la mobilisation de Zr dans leur expérience avec des éléments de traces au cours de l’alimentation de l’altération des basaltes et andésites à Hawaii et au Guatemala.

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Figure 5. Variation de la distribution de la taille des pores de trois sites (A, B, C) sous cultures de canneberge au Québec.

Les résultats de la granulométrie des trois sites (A, B, C) ont montré une variation de la distribution de la taille des particules. Pour le site A, les diamètres des pores se trouvent entre 5-1300μm. Pour le site B les diamètres des pores varient entre 5μm-1400μm, cependant pour le site C, les diamètres varient de 10 μm-1450μm, (Figure 5). La moyenne du D50 des colonnes provenant du site A est 261µm. La moyenne du D50 des colonnes provenant du site B est 213µm, et celle du site C, est 412 µm, presque le double des deux autres sites. Cette différence granulométrique entre les sites peut avoir de l’influence sur le passage de particules dans les sols. Étant donné que la valeur du D50 est plus grande sur le site C, cela nous indique que la granulométrie a favorisé le transport de Zr plus en profondeur (tableau 4).

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Tableau 4. Résultats des propriétés granulométriques des échantillons de sols analysés.

Propriétés du sol D10 (µm) D50 (µm) D90 (µm) Argile (%) Limon (%) Sable (%) Site A Moyenne 147,52 261,80 562,1 0,01 4,40 95,58 Écart-type 134,14 82,28 125,80 0,15 2,55 2,57 Site B Moyenne 110,07 213,87 395,5 0,06 2,60 97,34 Écart-type 58,11 125,73 249,77 0,60 6,90 2,66 Site C Moyenne 173,38 411,30 813,90 0,001 2,56 97,44 Écart-type 59,31 66,65 104,91 0,01 1,97 1,97

La différence de transport de particules de Zr pourrait être également associée à la variation spatio-temporelle de la porosité et de la distribution de la taille des pores du sol. Nos résultats sont en accord avec Periard et al. (2016) qui ont effectué un essai sur des colonnes de sols, au laboratoire, provenant également des mêmes sites de canneberges. Ils ont observé que la consolidation des particules fines n’était pas complètement uniforme dans le profil des sols et que le type de sol a influencé le comportement de migration des particules. Certaines particules fines de Zr ont été accumulées dans la partie inférieure de l’interface des sols, dans les sables fins et moyens (Periard et al., 2016).

2.6.5 Effet de la granulométrie des sols

La figure 6 présente les résultats de la texture du sol de toutes les parcelles de cette expérience. Les particules de sables sont prédominantes, soit plus de 95 % de sable. Ce qui confirme que la classe texturale des sols est le sable, variant du sable fin au sable grossier (Figure 6). La moyenne des particules de limon est de 3,08 % et d’argile 0,02 %, respectivement. La proportion de la fraction de sable est élevée dans les trois sites, comparativement aux autres fractions de particules de limon et d’argile. Les fractions d’argile sont les moins présentes dans les sites, 0,001 % dans le site C, 0,01 % et 0.06 dans le site A et B, respectivement. Selon le système de Classification de la texture des sols du Ministère

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de l’Agriculture des États-Unis (USDA), nous pouvons en déduire que les sites ont une variation texturale, soit une variation de 0 µm -125 µm (sable très fin) ; 125 µm -250 µm (sable fin) ; 250µ 500 µm (sable moyen) ; 500 µ 1000 µm (sable grossier) ; 1000 µ m-2000 µm (sable très grossier). En effet, cette variation texturale du profil de sol peut influencer la migration des particules colloïdales dans le sol. Les particules de sables fins ont plus tendance à retenir les particules colloïdales, tandis que la texture d’un sol grossier augmente la migration de colloïdes dans le profil de sol à cause de la présence des macropores qui peuvent créer des chemins préférentiels d’écoulement comme nous l’avons observé au site C. Nous pouvons constater également que les trois sites présentent une hétérogéné ité granulométrique tout au long du profil de sol.

Figure 6. Texture de l’analyse des échantillons de sol de trois sites. Classification de la texture des sols selon le ministère de l’Agriculture des États-Unis de système de classification des sols (USDA, 1987). Clay : argile, Silt : limon, Sand : sable.

En ce concerne le pourcentage des fractions de particules, on a constaté que la répartition des fractions de particules d’argile est semblable sur les trois sites. La distribution de limon et de sable au site A était inférieure à celle du site B et C (Figure 7, 8 et 9). Le processus de transport de particules fines dans les sols sableux de canneberges avec d’horizons

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hétérogènes est très complexe, car celui-ci dépend des caractéristiques physico-chimiq ues des sols comme la taille des particules, la distribution des pores, mais aussi des conditions hydrodynamiques des sols. Cette hétérogénéité ou variation de sables dans le profil de sol peut favoriser le passage des particules fines. Nos résultats sont semblables à la recherche de Saiers et al. (1994) qui ont caractérisé le transport de particules colloïdales dans un milie u ayant une hétérogénéité granulométrique en utilisant de sable de granulométrie grossière et d’un sable de granulométrie plus fine. Ils ont constaté que plus de 60 % de la masse colloïda le suivait les chemins préférentiels d’écoulement créé par la présence du sable de granulomé trie grossière.

Figure 7. Valeurs de la distribution de la fraction des particules d’argile dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillo ns de sol de chaque.

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La figure10 montre les résultats de la granulométrie en fonction de la profondeur de l’échantillonnage. Au site A, les valeurs de la taille des particules (D10, D50, D90) sont distribuées quasiment uniforme en profondeur dans le profil de sol pour toutes les positions (drain, ¼ drain et ½ drain). Au site B, ces valeurs présentent une certaine unifor mité également, et une variation en profondeur, mais moins que le site A. La distribution de taille des particules varie plus au site C que les deux autres sites. La valeur de D50 la plus élevée se trouve sur le site C, soit une variation de 300 micromètres à 550 micromètres, le double du site A et quadruple du site B. Tandis que la valeur de D50 varie de 0-300 micromètres et 0-150 micromètres, au site A et B, respectivement. La taille des particules augmente en fonction de la profondeur, plus on avance en profondeur dans le profil de sol, plus les Figure 8. Valeurs de la distribution de la fraction des particules de limon dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillons de sol de chaque site.

Figure 9. Valeurs de la distribution de la fraction des particules de sable dans les trois sites (A, B et C) sous culture de Canneberges. Les barres d’erreur indiquent les écarts types. Les valeurs indiquées sont basées sur les 18 colonnes et les 30 segments de cm des échantillons de sol de chaque site.

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particules sont plus grosses. Il faut noter que cette valeur élevée de D50 du site C était sur le drain, ce qui confirme la migration de Zr plus en profondeur sur ce site.

Figure 10. Distribution moyenne (T1, T2) des diamètres des particules (D10, D50, D90) dans différents niveaux en profondeur des trois sites (A, B, C) du profil des sols sous culture de la canneberge.

Bien que le prélèvement des échantillons des colonnes de sols ait été fait l’un à côté de l’autre sur le même site, soit 1 mètre de distance entre les parcelles, les résultats ont montré des différences de la granulométrie peuvent toujours exister entre elles. Cela pourrait expliquer

0 5 10 15 20 25 30 0 50 100 200 300 Profondeur (cm) P a rti cl e d ia m e te r ( µ m ) D10 drain D10 1/4 drain D10 1/2 drain Site A, D10 0 5 10 15 20 25 30 0 100 300 500 Profondeur (cm) Di a m è tr e d e s p a rti cu le s ( µ m ) D50 drainD50 1/4 drain D50 1/2 drain Site A, D50 0 5 10 15 20 25 30 0 200 600 1000 1400 Profondeur (cm) Di a m è tr e d e s p a rti cu le s ( µ m ) D90 drainD90 1/4 drain D90 1/2 drain Site A, D90 0 10 20 30 40 0 50 100 200 300 Profondeur (cm) Di a m è tr e d e s p a rti cu le s ( µ m ) D10 drainD10 1/4 drain D10 1/2 drain Site B, D10 0 5 10 15 20 25 30 0 100 300 500 Profondeur (cm) P a rti cl e d ia m e te r ( µ m ) D50 drain D50 1/4 drain D50 1/2 drain Site B, D50 0 5 10 15 20 25 30 0 50 100 200 300 Profondeur (cm) Di a m è tr e d e s p a rti cu le s ( µ m ) D10 drainD10 1/4 drain D10 1/2 drain Site C, D10 0 5 10 15 20 25 30 0 200 600 1000 1400 Profondeur(cm) P a rti cl e d ia m e te r( µ m ) D90 drain D90 1/4 drain D90 1/2 drain Site C, D90 a) b) c) d) e) f) h) i) g)

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pourquoi les particules de Zr ont migré plus en profondeur au site C, sur le drain à la position que la valeur de D50 est plus élevée.

2.6.6 Identification du risque de colmatage dans les sols

Nous avons assumé que le type de transport qui domine dans notre étude est la migrat io n géométrique, c’est-à-dire une migration qui dépend uniquement de la taille des particules de Zr et la taille des pores du sol (Herzig et al., 1970). À cet effet, nous avons calculé le rapport de Dp/D50 (Dp, taille de Zr) pour les trois sites. La figure 11 montre le comportement des courbes. Sachant que la valeur de la taille de Zr est la même pour les trois sites, ce résultat dépend de la variation de D50 des particules de sables sur les sites.

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Figure 11. Courbes de valeurs du rapport de la taille des particules fines (Zr) et la taille des pores des sols.

En général, le rapport de la taille des particules et celle des pores était uniforme sur tous les sites et toutes les parcelles. Au site A, le ratio (Dp/D50) ne varie pas beaucoup en fonction de la profondeur dans le temps. Dans toutes les positions (drain, ¼ drain, ½ drain), Dp /50 se trouve entre 0.02-0.03, sauf sur le drain où nous avons observé une variation entre le T1 et T2. Au site B, le rapport de la taille des particules (Zr) et celle des pores sur le drain et à ½ drain a un comportement semblable, mais ils se diffèrent à la surface du sol. À ¼ drain, une

0.00 0.01 0.02 0.03 0.04 30 25 20 15 10 5 0 Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) 0.00 0.01 0.02 0.03 0.04 30 25 20 15 10 5 0 T1 drain T2 drain 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 T1 drain T2 drain 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 T1 1/4drain T2 1/4drain 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 30 25 20 15 10 5 0 T1 1/2drain T2 1/2drain 0.00 0.01 0.02 0.03 0.04 30 25 20 15 10 5 0 Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) Dp/D50 P ro fo n d e u r ( c m ) 0.00 0.01 0.02 0.03 0.04 30 25 20 15 10 5 0 T1 1/4drain T2 1/4drain Site A Site B a) b) c) e) f) g) d) i) Site C i) j

Figure

Figure  1. Modèle  conceptuel  de la  libération,  rétention  des  colloïdes  dans le  milieu  poreux
Figure  2. Localisation  des sites  expérimentaux.  Source:  Google  Earth.
Tableau  1. Caractéristiques  générales  des sites  expérimentaux  : A, B et C.
Figure  3. Schéma  du dispositif  expérimental  pour chaque  site.
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