Les sols et leur utilisation en agriculture

Les engrais agricoles

      Les substances apportées au sol dans le cadre de l’activité agricole contiennent toutes des ETMs, mais en quantités variables. Les types d’intrants sont présentés ci-après et proviennent d’origines diverses; néanmoins, il faut retenir que les concentrations les plus faibles sont généralement observées pour les intrants fabriqués par synthèse chimique.
➢ Les fertilisants inorganiques de synthèse (azotés) sont massivement utilisés dans la région et contiennent généralement peu d’ETMs, alors que les fertilisants inorganiques provenant de minerais (phosphatés et potassiques) renferment des ETMs dont la quantité est souvent importante et varie en fonction du gisement dont ils sont extraits.
➢ Les amendements et fertilisants organiques (fumier, compost, lisier) sont particulièrement riches en Cu et Zn, car ils sont ajoutés à l’alimentation du bétail.
➢ Les produits phytosanitaires contiennent généralement peu d’ETMs car ils sont produits par synthèse chimique, à l’exception des sulfates et hydrates de Cu, et du fongicide (mancozèbe) utilisant Cu et Zn comme élément actif.
➢ Les amendements calcaires contiennent peu d’ETMs, bien qu’ils soient généralement tirés de gisements naturels. Ils peuvent cependant modifier le comportement des ETMs dans les sols en élevant le pH.
Les apports en ETMs dans les sols agricoles réalisés en lien avec des activités humaines, doivent être contrôlés, du fait des effets néfastes qu’ils peuvent potentiellement engendrer. La réglementation relative à ces pratiques est cependant peu abondante concernant l’épandage des déchets provenant des activités agricoles, notamment les effluents issus de l’élevage (Baize, 2000).

Aptitude des eaux de l’oued Bounamoussa à l’irrigation

      On définit généralement l’irrigation comme étant l’apport d’eau au sol dans le but d’assurer l’humidité nécessaire au développement des plantes. Les eaux de surface sont menacées en permanence par des apports polluants étant donne qu’il est le milieu récepteur final de tous types de pollution, ce qui nous poussent à s’interroger si ces eaux de surface sont conformes ou non aux normes et est-ce qu’elles peuvent être utilisées pour l’irrigation des terres agricoles sans aucun risque pour les cultures, les sols, et les eaux souterraines ? Il y’a quatre critères majeurs à considérer lors de l’évaluation de la qualité des eaux d’irrigation :
1. La concentration en sels dissous (risque de salinité).
2. La quantité de sodium dans l’eau comparé à d’autres cations (risque de sodicité).
3. La concentration des éléments toxiques qui inhibe la croissance des plantes ou devient un danger environnemental.
4. Le bénéfice nutritionnel résultant de nutriments (nitrates, phosphates et sulfates).

Occupation du sol et le couvert végétal

Deux groupes de sols sont à signaler
• Les sols Numidiens principalement gréseux à végétation persistante, occupés par les forets de chênes lièges et maquis,
• Les sols Quaternaires où s’effectuent les différentes cultures saisonnières.
Les sols dérivés du Numidien, qui s’étendent amplement autour de la plaine d’EI Tarf présentent une surface bien protégée en permanence surtout en relief. L’horizon argileux de base se montre dans les collines par suite de l’érosion des petits bancs gréseux, plus ou moins désagrégés, permettant l’amélioration des caractères physiques de ces terres souvent crevassées et améliorant ainsi la pénétration de l’eau. Ces terrains occupent le fond des vallonnements occupés par d’assez beaux pâturages tandis que les pentes à sols plus légères restent nues. Les strates gréseuses sont ondulées ou horizontales sur les grands plateaux occupés par les forets de chênes lièges. Le chêne liège garnis tous les reliefs qui n’ont pas été déboisés ou ravagés par les incendies. Il évolue sur des sols dont les propriétés physiques remarquables et notamment la fraîcheur et la légèreté ont permis l’important développement des forêts persistantes. Ces sols à couverture pour l’essentiel permanente et presque continue, sont donc protégés tant en saison chaude qu’en saison froide et reçoivent une tranche d’eau annuelle de plus de 900 mm, le ruissellement superficiel direct étant freiné grâces aux phénomènes d’interception et l’entraînement des matériaux fins sur les versants étant lui même contrarié par le rôle fixateur de la végétation. Ce couvert végétal est par ailleurs sérieusement menacé par le pâturage et l’élevage (Hamzaoui, 2011).

Analyses physico-chimiques des sols

Introduction Face aux nombreuses substances qui se retrouvent quotidiennement dans l’environnement, la détection rapide d’une présence excessive de contaminants, la détermination de leur toxicité et une prévention des atteintes nuisibles sont nécessaires pour assurer la protection des écosystèmes. Un sol est considéré pollué lorsque la dégradation de sa qualité par l’apport anthropique d’élément toxique peut porter une atteinte à la santé humaine ou/et à l’environnement (Promeyrat, 2001). La présence d’un polluant dans le sol n’est pas en soit un danger (Chaussod, 1996). Le risque apparaît dès que ce polluant peut être mobilisé et agit sur l’environnement (faune, flore) ou sur l’homme (Garrett, 2000; Sánchez-Martin et al., 2000; Lee et al., 2006). Les outils actuellement utilisés reposent sur des propriétés physiques et chimiques du sol (Viard-La Rocca, 2004), alors que les paramètres biologiques intègrent l’ensemble de stress environnementaux (pollution chimique, état physique du sol, variations climatiques, modifications biologiques …) renseignant ainsi sur l’état global du sol. Les ETMs dans les sols proviennent de différentes sources; Les ETMs endogènes sont hérités du matériau parental, redistribués par les processus pédo-génétiques et constituent le fond pédo-géochimique (Baize, 1997). La concentration naturelle de ces éléments dans les sols varie selon la nature de la roche, sa localisation, son âge et de la nature de l’élément (Gimbert, 2006) et peuvent devenir une source de danger pour l’agriculteur, le sol, les plantes, le consommateur et l’environnement. En Algérie, aucune cartographie spatiale des sols contaminés n’existe encore. Bien que l’activité industrielle soit assez élevée dans certaines villes (Broutin, 2009), et la population continue d’augmenter. Dans ces villes, l’identification des différentes sources de contamination peut-être en particulier difficile, parce que ces sources sont nombreuses et situé à différentes échelles (Rodriguez Martin et al., 2006) et un géostatistique approche basée sur une étude à grande échelle, peut-être utile pour identifier les différentes sources de pollution ou contamination des sols. La pollution liée aux activités agricoles via l’application de produits ou substances destinés à améliorer les propriétés physico-chimiques du sol. Parmi ces apports il est possible de distinguer : les engrais ; Cd dans les engrais phosphatés (Hamon et al., 1998), les produits phytosanitaires (Morgan & Taylor, 2004), les lisiers ; Cu, Zn et Cd (Moore et al., 2006). Toutefois, qu’il s’agisse d’ETMs utiles ou non aux êtres vivants, la présence excessive de certains d’entre eux dans les sols agricoles peut engendrer des phénomènes de toxicité chez les plantes ainsi que chez les animaux et les humains qui en consomment. Le niveau de contamination du sol en métaux lourds dépend de ses propriétés physico-chimiques (texture, pourcentage d’argile, pH, capacité d’échange cationique (CEC), teneur en matières organiques, etc.) de la concentration et du type de métaux lourds présents dans les eaux d’irrigation et enfin de la durée durant laquelle le sol a été soumis à des irrigations (Matech et al., 2014). Dans cette partie, notre étude va essayer de faire l’évaluation des métaux lourds (Cd, Pb, Zn, Cu, Mn, Hg, Fe et Co) dans les horizons du surface des sols agricoles avec une caractérisation des propriétés physico-chimiques des sols car généralement dans les sciences environnementales ce sont ces métaux lourds qui sont associés aux notions de pollution et de toxicité (Pariselle, 1956).

DISCUSSION

       La pédologie s’intéresse à des problèmes agricoles, de fertilité, érosion, désertification ainsi de pollution des sols car les sols constituent le fonctionnement de la vie des hommes, des animaux et des plantes, ainsi que le lieu d’une activité biologique (Bonin, 2006). Plusieurs caractéristiques physico-chimiques des sols sont importantes pour expliquer et prévoir le comportement des polluants : la porosité, la teneur en air et en eau, la densité, la perméabilité, la composition granulométrique, la teneur en carbone organique (matière organique), la capacité d’échange de cations, le pH (Rivière, 1998), de plus les minéraux argileux, qui déterminent la capacité d’échange cationique dans les sols, l’âge de la contamination du sol, tous ces facteurs influent la biodisponibilité des ETMs dans le sol (Scheifler, 2002). La composition du sol et sa fertilité varient en fonction: des conditions climatiques, géologiques et de la végétation (Prescott et al., 1995). Le pH du sol joue également un rôle important dans la mobilité des métaux lourds (ETMs) en influençant la solubilité des métaux, donc la toxicité de ces substances (Babich et Stotzky, 1977; Mireles et al., 2004) admettent que ces ETMs sont peu lessivées et présentent une biodisponibilité réduite à cause de la richesse en matières organiques des sols et à leur pH basique (compris entre 7.9 et 8.6). D’après Mathieu et al., 2003, le pHKCl est représenté par les ions H+ échangeables fixés par les colloïdes et sur le complexe argilo-humique, ce qui permet de déterminer l’acidité totale ou acidité de réserve du sol. Il est toujours inférieur au pHeau (excepté dans certains sols ferralitiques et sols sodiques où ils sont égaux). Dans notre cas, le pH enregistré pour les deux saisons respectivement est de 7,97 (± 0,381) et 7,47 (± 0,417). Alors que le pHKCl dans notre zone respectivement pour les deux saisons est 7,24 (± 0,282) et 7,02 (± 0,376). On constate aussi une légère diminution du pHeau et pHKCl durant la saison humide par rapport à la saison sèche. Cette variation est due au phénomène de dilution par les précipitations durant la période hivernale. Selon l’échelle proposée par Solter (1981), le pHeau des sols de notre zone d’étude ont un caractère alcalin à très alcalin, alors que le pHKCl a un caractère neutre. Les variations saisonnières sont causées par les fluctuations de la concentration de l’acide carbonique et celles des sels solubles dans la solution du sol. Le pH du sol est généralement plus bas durant les périodes sèches et chaudes, et il est plus élevé durant les périodes pluvieuses et froides. La salinité est une mesure physico-chimique qui nous donne une idée sur la concentration des électrolytes dans un sol (Godin, 1984; McBride, 1994). Les résultats de notre analyse montrent que les sols des sites étudiés ont une conductivité électrique faible et inferieure à 500 µs/cm durant les deux saisons (respectivement 104.85 µs/cm et 112.04 µs/cm) donc nos sols ne sont pas salés. La comparaison des concentrations saisonnières se révèle un peu forte en Avril qu’en septembre, cette différence est due à la dilution par les précipitations de la période hivernale, cette période est caractérisée par augmentation du taux de précipitations et diminution des températures, en plus la conductivité est proportionnelle à la quantité des sels minéraux dissous dans l’eau (Barour, 2015). L’humidité hygroscopique représente la quantité d’eau qui peut retenir un sol soumis aux conditions naturelles d’assèchement (Godin, 1984; Lazaridou Dimitriadou & Saunders, 1986). L’humidité du sol dépend non seulement du climat local (régime des précipitations) mais aussi du type de sol (propension plus ou moins grande à retenir l’eau). Les résultats obtenus montrent que l’humidité dans la zone d’étude enregistrée est de 0,021 % (± 0,006) en avril et de 0,018 % (± 0,011) en Septembre. Ceci induit que l’humidité est faible et nos sols sont moins humides. Ces valeurs sont en relation avec la texture du sol, car les sols argilo-limoneux à texture fine retiennent plus d’eau que les sols sableux à structure particulaire (Baize & Jabiol, 1995). En plus, ces faibles teneurs en humidité coïncident avec les faibles teneurs en argile qui ne dépassent pas 45%. En effet, l’humidité est directement proportionnelle au taux d’argile et au taux de matière organique (Baize, 1988 in Ben Segheir, 2012). La structure du sol est l’ensemble des caractères liés à la disposition spatiale des constituants du sol ainsi qu’à la nature et à l’intensité des liaisons qui existent entre eux (Dexter, 1988; Stengel, 1990), ils l’ont définit comme une traduction de l’hétérogénéité spatiale et temporelle des constituants et des propriétés du sol. Cette seconde définition est intéressante dans la mesure où elle fait apparaître la notion d’hétérogénéité temporelle, autrement dit la structure d’un sol n’est pas figée, c’est un processus dynamique (Stengel, 1990). La détermination de la porosité totale des petits agrégats de terre conduit à l’évaluation de la porosité texturale ou l’estimation de la porosité minimale d’assemblage. La partie de l’espace poral qui est à l’origine de la diminution de la porosité totale des blocs de terre est due aux fissures et aux canalicules est appelée la porosité structurale. Elle comprend à deux paramètres : la densité apparente (Da) et la densité réelle (Dr) (Delaunois, 1976). Nos résultats montrent que la porosité totale des sols varie entre 0.704 et 100 % avec une moyenne de l’ordre de 30.89 % (± 34.22) ce qui induit que les classes des sols sont entre moyennement poreuses et très poreuses. La matière organique des sites étudiés est actuellement à des niveaux moyennement élevés avec des teneurs moyennes presque toujours inférieures à 4% avec respectivement 3,939 (± 0,038) et 3,954 % (± 0,055). La diminution de la teneur en matière organique des sols à été identifiée comme étant parmi les principales menaces sur les sols cultivés (Larba, 2014). Cette situation qui peut exposer ces sols à la dégradation par l’érosion hydrique lorsque les pentes deviennent fortes et favorisent un ruissellement efficace. Cette matière organique en raison de sa faible teneur dans les horizons des sols des sites étudiés est peu impliquée dans le processus d’échange cationique qui reste surtout régi par la fraction minérale (Ben Hassine et al., 2008). En même temps, on constate que les teneurs du carbone organique sont faibles avec une légère augmentation en septembre par rapport à avril avec respectivement des moyennes d’ordre de 0,84 % (± 0,501) et 1.01 % (± 0,681). Cependant les valeurs moyennes obtenues du calcaire total sont respectivement d’ordre de 0,51 % (± 1.26) et 0,56 % (± 0.67). La matière organique est composée de 58 % de carbone organique en moyenne, elles libèrent du dioxyde de carbone (CO2) et des composés organiques en se décomposant sous l’influence du climat et des conditions ambiantes du sol. Les résultats obtenus indiquent que nos sols sont moyennement élevés en matière organique et en carbone organique, ceci est due aux pratiques culturales des alentours agricoles en offrirent un milieu bien plus favorable au développement des cultures et moins sensible aux aléas climatiques. Alors que les teneurs du calcaire total sont inférieures à 5 % ce qui induit que les sols de la zone d’étude sont peu calcaires. Dans ce cas de figure le recours à la fertilisation par des engrais minéraux ou organiques est indispensable pour la mise en valeur de ces sols. Les horizons de surface des sols reçoivent le maximum de déchets et des produits de récolte ce qui induit à plus de minéralisation de la matière organique. En plus, nos sols sont moyennement riches en argile qui stabiliserait mieux la matière organique en lui assurant une protection qui la mettrait à l’abri de la forte activité minéralisatrice à laquelle s’exposent les horizons de surface des sols cultivés (Albrecht, 1988). Des études ont montré que les métaux lourds peuvent être absorbés et immobilisés par les minéraux argileux ou également être complexés par la matière organique du sol en formant alors un complexe organométallique (Lamy, 2002). Plus un sol est riche en matières organiques, plus il est en mesure d’immobiliser les métaux lourds et de prévenir leur lessivage vers les nappes phréatiques (Lamy, 2002). Les sols agricoles peuvent avoir acquis un équilibre entre les entrés et les sorties du carbone organique, mais en vu des faibles teneurs en cet élément, les risques de dégradation de la structure et le déclenchement du processus érosif sont possibles. Le meilleur remède à cette situation serait un changement du mode de gestion de ces sols qui a montré des effets positifs dans d’autres milieux. L’épandage des boues d’épuration après traitement par compostage est une autre solution qui pourrait être envisagée, en prenant toutes les précautions nécessaires pour éviter la pollution du milieu (Ben Hassine et al., 2008).

Table des matières

Introduction générale
Chapitre 1: Synthèse bibliographique
1. Les sols et leur utilisation en agriculture
1.1. Le sol, une ressource non renouvelable
1.2. Particularités des sols agricoles
1.3. Les Eléments Traces Métalliques dans les sols agricoles
1.4. Les engrais agricoles
1.5. Généralités sur la fertilité du sol
1.6. Facteurs de pollution
1.7.Essais de dépollution
2. Impact des eaux d’irrigation sur l’aquifère superficiel
2.1. L’eau du surface
2.2. Qualité des eaux d’irrigation
2.2.1 Aptitude des eaux de l’oued Bounamoussa a l’irrigation
2.2.2. Le risque de salinité
2.2.3. Le risque de sodicité
Chapitre II : Matériels et Méthodes
II.1.Présentation de la zone d’étude
1.1 Situation géographique
1.2 Situation géomorphologique
1.3 Situation climatique
1.1. Stations de mesure
1.2. Facteurs climatiques
I.2.1. Températures (T)
I.2.2. Précipitations (P)
1.2.3. Le coefficient pluviométrique (CP)
1.2.4. L’indice de De Martonne
1.2.5. Le Vent
1.2.6. L’humidité relative
1.2.7. Synthèse bioclimatique
1.2.8. Calcul du bilan hydrique
1.4 Couverture pédologique
1.5 Occupation du sol et le couvert végétal
1.6 Activité socio-économique
II.2. Présentation des sites d’études
II.3 Protocole d’échantillonnage
3.1. Eau
3.2. Sol
II.4 Techniques analytiques
4.1 Eau
4.2 Sol
II.5 Méthodes de traitements des données
Chapitre III : Résultats et Discussion
III.1. Les caractéristiques physicochimiques des eaux et leurs aptitudes à l’irrigation
Introduction
I. Evolution spatio-temporelle des paramètres physicochimiques
1. La conductivité électrique (CE)
2. Le Potentiel hydrogène (pH)
3. Le Résidu sec (RS)
4. Les Matiéres en Suspension (MES)
5. L’Extrait sec (ES)
6. Les Cations et les Anions
7. La minéralisation
8. Analyses en composantes principales (AC)
9. Les facies chimiques
10. Aptitude des eaux de surfaces p’irrigation
10.1. Le pourcentage de sodium (Na%)
10.2. L’indice d’adsorption du sodium (SAR)
10.3. L’indice d’adsorption du magnésium (MAR)
10.4. Pourcentage de sodium soluble (SSP)
10.5. Le Carbonate du Sodium Résiduel (RSC)
10.6. Total des Sels Dissous (TDS)
Discussion
Conclusion
III.2. Analyses physicochimiques des sols
Introduction
1. Les caractéristiques physiques des sols
1.1. La granulométrie
1.2. La porosité
1.2.1.La densité apparente
1.2.2. La densité réelle
2. Caractéristiques physicochimiques des sols
2.1. La matière organique (MO)
2.2. L’Humidité (H)
2.3. Le Calcaire total (Cal Tot)
2.4. L’acidité du sol (pH)
2.5. La conductivité électrique (CE)
2.6. La capacité d’échange cationique (CEC)
2.7. Les bases échangeables
2.7.1. Le Calcium (Ca+2)
2.7.2. Le Magnésium (Mg+2)
2.7.3. Le Sodium (Na+)
2.7.4. Le Potassium (K+)
2.8. La taux de saturation
3. Les éléments traces métalliques (ETMs)
3.1. Le Fer
3.2. Le Zinc
3.3. Le Plomb
3.4. Le Manganèse
4. L’analyse statistique des données des sols
4.1. Analyses en Composantes Principales (ACP)
4.2. La matrice de corrélation
Discussion
Conclusion
Conclusion Générale
Recommandations et Perspectives

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