Trois clés pour comprendre les concentrations en éléments traces dans un sol

Les éléments en traces potentiellement toxiques (les « métaux lourds » des journalistes : plomb, cadmium, mercure, zinc, nickel, etc.) présents dans les sols posent questions aux décideurs et aux scientifiques. Existe-t-il un risque pour les populations ? Que ce soit par la voie d'ingestion directe de poussières ou par l'alimentation et la consommation de produits végétaux.

Grâce aux progrès des techniques analytiques au cours des dernières décennies, on trouve désormais pratiquement tous les éléments chimiques dans tous les échantillons de sols, mais en quantités très diverses, d'où la distinction entre les 12 éléments majeurs (O, Si, Al, Fe, Ca, Na, K, Mg, Ti, H, P, Mn – représentant 99,4 % en poids de la croute terrestre) dans les sols (pour lesquels on compte en pourcent) et les 80 éléments en traces et “ultra traces” (pour lesquels on compte en mg/kg ou ppm “partie par million”, voire en µg/kg ou ppb “partie pour milliard” avec le “b” pour l'anglais “billion”).

D'un point à un autre, les teneurs mesurées en éléments en traces sont très variables. Ceci est fonction des trois “clés” que nous allons détailler ci-dessous : 1°) le fond géochimique ; 2°) les transformations pédogénétiques (liées à l'évolution des sols au cours du temps) ; 3°) les contaminations induites par les activités humaines, certaines étant très anciennes.

Le plus souvent, les analyses faites sur un échantillon de sol suspecté de pollution sont des analyses dites « totales » qui dosent toutes les formes de l'élément, quelle que soit sa « spéciation ». Et si certaines formes dites phytodisponibles peuvent être facilement absorbées par les plantes (via leurs racines) et venir contaminer des végétaux de notre alimentation, d'autres formes demeurent immobilisées dans le sol et ne présentent aucun risque. Il est donc très utile de pouvoir estimer de façon simple les risques de phytodisponibilité.

Sous tous les climats, la clé numéro 1 qui détermine dès l'origine les concentrations en éléments traces observées aujourd'hui dans les sols est la composition chimique héritée du matériau parental, couramment nommée « fond géochimique » (fig. 1). Ce dernier correspond à la composition chimique initiale de la roche formée (cas des roches effusives et ignées) ou déposée (cas des sédiments marins, des moraines, des loess et des alluvions), éventuellement modifiée ultérieurement par des minéralisations post-sédimentation (Baize et Chrétien, 1994 [3]).

Source - © 2021 Denis Baize

Figure 1. Acquisition progressive de la composition d'un horizon de sol en éléments traces : de la roche initiale à l'horizon de surface labouré

Sur la gauche, en bleu : tout ce qui diminue les teneurs en éléments traces. Sur la droite, en rouge : tout ce qui augmente les teneurs en éléments traces.

Un premier exemple est fourni par des sols encore peu différenciés, anormalement riches en nickel et en chrome parce que développés à partir de roches contenant en abondance de l'olivine, des pyroxènes, de la chromite, des spinelles, etc., minéraux porteurs de Ni et Cr. C'est le cas, par exemple, des basaltes et basanites du Massif Central français (Soubrand-Colin et al., 2007 [26]), ou de l'ile de la Réunion (Doelsch et al., 2006 [11]) et des serpentinites des Alpes suisses (Gasser et al., 1995 [14]).

Un autre exemple est celui de certains sols développés dans des alluvions, montrant des teneurs anormalement élevées en tel ou tel élément en traces. En règle générale, les alluvions montrent des granulométries extrêmement variées (depuis l'argile lourde jusqu'à de gros galets) mais surtout leur composition est totalement dépendante de la lithologie des matériaux arrachés en amont. Certains sols alluviaux des petites rivières descendant des Vosges ou des Cévennes montrent ainsi de fortes teneurs en Pb, Zn ou Cu seulement parce que ces alluvions sont situées en aval d'affleurements de roches fortement minéralisées.

Autre est le cas des moraines déposées par les glaciers alpins (Suisse, canton de Genève, et France, Pays de Gex et Savoie– Buatier, 1994 [9] ; Massoura et al., 2004 [18]). Les matériaux morainiques de l'ancien glacier du Rhône contiennent en abondance des fragments de « roches vertes » (péridotites, serpentinites). C'est pourquoi les sols encore peu différenciés qui s'y développent montrent une forte charge en nickel (40 à 220 mg/kg) et en chrome (78 à 226 mg/kg) alors qu'ils sont pauvres en fer et de texture moyenne (fig. 2). Rien de tel n'est observé dans les moraines des glaciers jurassiens, qui ne contiennent que des fragments calcaires.

Source - © 2021 Denis Baize

Figure 2. Sols développés dans des moraines alpines (Pays de Gex)

Relation entre nickel et chrome pour une série de sols. N = 45 (3 parcelles distinctes × 5 emplacements × 3 profondeurs de prélèvements), r = 0,98 (Buatier, 1994 [9]). Notez les teneurs très élevées en nickel et chrome.

Ces exemples montrent l'importance de bien prendre en compte la composition géochimique initiale des matériaux parentaux pour comprendre et interpréter correctement les concentrations en éléments en traces mesurées dans les sols (Blaser et al., 2000 [6] ; Baize et Sterckeman, 2001 [4]).

Le fond pédogéochimique naturel est la concentration d'un élément majeur ou trace dans un horizon de sol, résultant uniquement de l'évolution géologique et pédologique, à l'exclusion de tout apport d'origine anthropique (fig. 1).

Dans les régions sous climats tempérés et dans celles à climats froids, les processus pédogénétiques qui peuvent modifier notablement l'héritage géochimique initial, dans les horizons supérieurs des sols, sont peu nombreux. Ce sont :

Un bon exemple du processus d'accumulation relative par dissolution (premier processus pédogénétique envisagé ci-dessus) est fourni par les sols développés dans les résidus argileux de décarbonatation totale de calcaires durs anormalement riches en cadmium (i.e. présentant des teneurs en Cd de 0,40 à 8 mg/kg de roche – France, Jura suisse). Le maintien sur place de la plus grande part du cadmium libéré, adsorbé sur des oxyhydroxides de fer et de manganèse, donne naissance à des horizons dont les concentrations naturelles en Cd excèdent 2 mg/kg et vont jusqu'à 22 mg/kg (Baize et Sterckeman, 2001 [4] ; Prudente et al., 2002 [22] ; Dubois et al., 2002 [12] ; Rambeau et al., 2010 [23]).

Un autre exemple illustratif est celui des sols de la surface structurale sinémurienne en Auxois (Bourgogne). Le calcaire marin du Sinémurien a été localement minéralisé par tout un cortège d'éléments en traces (As, Cd, Cu, Co, Ni, Pb, Zn, Tl – thallium). Ces éléments proviennent de remontées hydrothermales le long d'un réseau de failles délimitant un ancien horst hercynien. Les sols observés aujourd'hui se sont développés dans l'argile résiduelle résultant de la dissolution de ce calcaire, ce qui a entrainé un nouveau processus de concentration des éléments en trace et du fer dans les sols par rapport à la roche sous-jacente (Baize et Chrétien, 1994 [3]).

Dans le cas des sols très vieux, très fortement et très profondément altérés des régions intertropicales à climat perhumide, beaucoup d'éléments sont lixiviés (e.g. Mg, Ca, Si) mais d'autres s'accumulent in situ (e.g. Cr, Ni, Cu, Mn, Ti, V) et s'associent avec les divers oxydes de fer (e.g. Nalovic et Quantin, 1972 [21] ; Anand et Gilkes, 1987 [1] ; Becquer et al., 1995 [5]).

Aux stocks naturels ont été ajoutés, beaucoup plus récemment, divers apports d'origine anthropique : 1°– des retombées atmosphériques de matières issues d'activités industrielles, d'origine proche ou lointaine (e.g. Saur et Juste, 1994 [24] ; Boutron, 1995 [8] ; Shotyk et al., 2000 [25]) ; 2°– des éléments en traces apportés involontairement suite à des épandages de fertilisants, de boues de stations d'épuration ou de divers déchets. L'importance de ces contaminations et leur nature chimique sont évidemment sans aucun rapport avec la composition initiale du sol récepteur.

De l'accumulation de ces apports extérieurs découle la notion de « teneurs agricoles habituelles » (fig. 1). Il s'agit des gammes de concentrations en éléments traces mesurées le plus fréquemment dans les horizons de surface de sols soumis à des pratiques agricoles usuelles, en l'absence de pollutions industrielles ou minières ou de contaminations majeures. Ces teneurs agricoles habituelles (valeurs médianes, gammes de variation) n'ont de sens que rapportées explicitement à un territoire défini sur des critères administratifs (p. ex. commune), fonciers (p. ex. parcelle) ou naturels (série de sols). Elles correspondent au fond pédogéochimique naturel auquel s'ajoutent tous les apports liés aux activités humaines et dont il faut soustraire les pertes en éléments traces via les récoltes ou la lixiviation vers la profondeur.

Un excellent résumé de cette question est donné par Mol et al. (2009 [20]) : “For environmental risk assessment the question of reactivity is of even greater relevance than the question of total concentration because it determines the mobility, human exposure and ecotoxicological importance of the elements. For proper environmental soil management it is of vital importance to be able to distinguish between natural pedogeochemical concentrations and anthropogenically elevated levels of trace metals.”^[2]

Grâce à cette distinction, il devient possible d'obtenir une première estimation des dangers éventuels vis-à-vis de la santé humaine, particulièrement de la phytodisponibilité vis-à-vis des plantes cultivées. En effet, les métaux traces d'origine anthropique sont sous des formes beaucoup plus "réactives" que les métaux naturels, même anormalement abondants. En effet, ces derniers sont fortement adsorbés depuis fort longtemps sur différentes phases solides ou sont coprécipités avec les oxyhydroxydes de fer et/ou de manganèse. La détermination des fonds pédogéochimiques naturels locaux et donc du niveau local de contamination permet en outre de ne pas déclarer "pollué" (avec les graves conséquences socio-économiques ou financières qui peuvent en découler) un terrain dans un contexte de fortes anomalies naturelles. Si besoin, elle permet même de fixer des valeurs-cibles de dépollution réalistes et pertinentes, bien adaptées au contexte pédologique et géologique.

Plusieurs approches ont été proposées pour déterminer les fonds pédogéochimiques naturels locaux et pouvoir en déduire le niveau de contamination anthropique : approche "verticale" (comparaison d'un horizon de surface avec les horizons immédiatement sous-jacents) ; approche "horizontale" (comparaison avec les horizons du même type de sol situé sous forêt, supposés être peu ou pas contaminés) et approche "typologique". La détermination par catégories typologiques peut se faire de deux façons : en stratifiant par "série de sols" ou bien en stratifiant par matériau parental. Cette dernière méthode (fig. 3) nécessite une connaissance géologique adéquate et implique que ces matériaux parentaux soient suffisamment homogènes au plan géochimique, ce qui n'est pas toujours le cas. Ainsi Rambeau et al. (2010 [23]), en échantillonnant finement et verticalement des falaises calcaires, ont montré que la composition en cadmium de calcaires jurassiques bourguignons était extrêmement variable sur quelques décimètres sans que rien ne le laisse présager.

Source - © 2021 Denis Baize

Figure 3. Sols cultivés issus de lœss dans le nord de la France : relation entre plomb total et fer total

Pour cette série de sols, les carrés roses représentent les horizons de surface labourés, les ronds bleus, tous les types d'horizons profonds. La relation géochimique naturelle entre le plomb total et le fer total est excellente pour tous les horizons de profondeur car non modifiée par les apports liés aux activités humaines. Il n'en va pas de même des horizons de surface, plus ou moins contaminés par le plomb. D'après les données de Sterckeman et al., 2006 [28].

Le principe de l'approche typologique par série de sols est le suivant : les résultats d'analyses d'un horizon donné sont comparés à des données préalablement collectées sur des horizons similaires de la même série de sols. Parmi les diverses méthodes proposées, cette approche s'avère la plus fiable et la plus sensible et elle peut s'appliquer à n'importe quel type d'horizon (de surface comme de profondeur).

Il existe, pour chaque série de sols, des relations géochimiques naturelles très bonnes pour la plupart des éléments en traces (par exemple, zinc/nickel – fig. 4, plomb/fer– fig. 3, chrome/nickel– fig. 2, ou cuivre/fer) lesquelles vont servir de base de raisonnement. En conséquence, en cas de contamination du sol, même faible, il est facile de la détecter (fig. 5 et fig. 3). La droite de corrélation représente le niveau du fond pédogéochimique naturel de la série de sols. Toute déviation de la teneur mesurée par rapport à cette droite donne une bonne estimation de l'importance de la contamination pour chaque élément en traces (Lamy et al., 2006 [17]).

Source - © 2021 Denis Baize

Figure 4. Sols fortement différenciés développés dans des "argiles à chailles" (région de Vézelay, Yonne)

La relation Ni/Zn (concentrations totales) est presque parfaite (r = 0,96) sur cette série de sols. À noter la très large gamme de valeurs. 59 échantillons ont été prélevés dans des sols forestiers (la plupart d'entre eux) et dans des sols cultivés, à différentes profondeurs.

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Figure 5. Luvisols dégradés développés dans un limon éolien (Sud-Est du Bassin parisien)

46 échantillons prélevés à différentes profondeurs dans des sols forestiers et des sols cultivés.

Une forte relation est observée entre le fer et le zinc, quel que soit le type d'horizon. Le seul échantillon qui échappe totalement à la relation provient d'une parcelle expérimentale amendée à très fortes doses par des boues d'épuration très “sales” (horizon LA, site de Bézu-le-Guéry – Ducaroir, 1993 [13]).

La détermination du fond pédogéochimique naturel de telle ou telle série de sols passe d'abord par la capacité à la reconnaitre sur le terrain et à la caractériser. Ensuite, il faut faire analyser entre 25 et 50 échantillons pour chaque série et prélever des échantillons aussi peu contaminés que possible. L'échantillonnage doit donc être organisé en privilégiant 1°– les sols demeurés sous forêts qui, certes, ont reçu également des retombées atmosphériques mais sont indemnes des contaminations liées à l'agriculture ; 2°– les horizons profonds des sols cultivés, supposés intacts de contaminations.

Certaines difficultés peuvent parfois survenir : 1°– dans certains cas, les contaminants ne sont pas restés dans l'horizon de surface mais sont descendus en profondeur (Sterckeman et al., 2000 [29]) ; 2°– la plupart des zones minières ou industrielles sont fortement contaminées sur toute leur superficie. On notera pour finir que ces approches et ces raisonnements nécessitent l'emploi de méthodes de mise en solution avant analyse donnant accès aux teneurs réellement "totales", ce qui implique la dissolution des silicates par l'utilisation d'acide fluorhydrique ou par fusion alcaline.

Quand on traite des teneurs en éléments traces dans les sols, la prise en compte des données géologiques et pédologiques est indispensable pour optimiser la stratégie d'échantillonnage et surtout pour interpréter les résultats d'analyses. En outre, quand une contamination par des éléments traces est reconnue, la caractérisation fine des sols (pH, capacité d'échange cationique, taux d'argile ou de matières organiques, activité des micro-organismes, abondance des oxyhydroxydes de fer et de manganèse, etc.) permet également une juste estimation de la mobilité et de la disponibilité des éléments en traces (Juste, 1988 [15], 1989 [16]) et donc des dangers encourus (Bourrelier et Berthelin, 1998 [7] ; Mench, 2009 [19]).