Économique In situ Versatile Socialement acceptable Durable Services écosystémiques Enrichissement de la biodiversité Conservation de la structure et des propriétés des sols
Meilleure esthétique visuelle des sites
Travaux à long terme
Inapproprié aux fortes contaminations
Contact nécessaire avec les racines
Nécessité de biodisponibilité des contaminants Besoin d’espace Risque de contamination de la chaîne alimentaire Efficacité variable Défis réglementaires Avantages Limites
6.1 Avantages de la phytoremédiation
La phytoremédiation bénéficie de sa générale innocuité, de son faible coût estimé à 10 à 100 fois moindres que celui d'un traitement physico-chimique et de la possibilité de valoriser la matière végétale ou les éléments fixés ou du moins, de leur réserver un traitement spécifique. La phytoremédiation est également adaptée à des traitements de grandes surfaces, allant jusqu'à des dizaines d'hectares (Hénault-Ethier , 2016)
La phytoremédiation est de plus en plus utilisée de nos jours puisqu’elle contribue au maintien de la structure de l’écosystème (EPA, 2012). En plus d’être reconnue comme un choix économique comparativement aux techniques de décontamination conventionnelles, la phytoremédiation est largement acceptée par le grand public puisque peu d’impacts y sont associés. Plusieurs autres avantages sont attribués à cette technique de décontamination, dont la quantité de résidus générés par la phytoremédiation. Cela dit, lorsque l’on a recours à des technologies classiques, le volume de matière à enfouir ou à incinérer est plus élevé que si l’on utilise la phytoremédiation (réduction de plus de 95 %) (Forget, 2004 ; Ghosh & Singh, 2005). De plus, l’utilisation de ces phytotechnologies est applicable à une grande variété de sites contaminés. Que ce soit pour une contamination organique ou inorganique, une contamination au niveau des sols ou encore dans les eaux souterraines, la phytoremédiation est maintenant une option à considérer. Sans oublier que la présence de végétation sur un site contribue à réduire ou prévenir l’érosion et procure un avantage visuel au paysage (Vishnoi & Srivastava, 2008). L’énergie utilisée pour décontaminer les sites où des techniques de phytoremédiation ont lieu est le soleil, ce qui est avantageux pour l’environnement puisque les techniques traditionnelles vont plutôt opter pour une énergie sale (Hénault-Ethier, 2016).
6.2 Limites de la phytoremédiation
En revanche, le processus est lent. Le temps de traitement oscille autour des 3 ans, en fonction des temps de croissance des plantes. Il ne convient pas à un traitement trop en profondeur, la limite étant liée à la taille des racines (de 50 centimètres à 3 mètres tout de même). La technique laisse aussi s'échapper une part des polluants. Elle est en outre inadaptée à certaines pollutions et impossible en cas de toxicité trop élevée pour les plantes.
La phytoremédiation reste une solution à long terme, limitée par la croissance ou l’efficacité des végétaux utilisés, comparativement aux techniques de décontamination traditionnelles (Labrecque & Pitre, 2014). Pour des projets de phytoextraction de métaux, un horizon de 18 à 60 mois est à prévoir, comparativement à seulement 6 à 9 mois pour l’excavation et l’enfouissement (Schnoor, 1997).
La survie et la croissance des plantes sont difficiles dans les sols très contaminés (même si les amendements peuvent aider) alors il existe une certaine limite à la concentration des polluants pouvant être traités par phytoremédiation (Pilon-Smits, 2005). Le climat peut donc être un défi pour la phytoremédiation, mais pas nécessairement un obstacle insurmontable : même lorsque les hivers sont froids, l’activité des végétaux est ralentie, mais dans le sol, à l’abri des plantes, un certain niveau de décontamination microbienne peut persister.
Les plantes ont grandement été étudiées, et ce, dans le but de comprendre les mécanismes qui régissent leur capacité à décontaminer les milieux pollués et le rôle qu’elles y jouent (Émilie, 2013). Pour conclure on constate que les plantes hyperaccumulatrices sont celles que l’on privilégie lorsqu’il est question de décontaminer un milieu selon les techniques de phytoextraction. Ces plantes sont préférées aux autres puisqu’elles ont la capacité d’accumuler de grandes quantités de contaminants sans effet notable sur leur morphologie. La moutarde indienne (Brassica juncea) en est un exemple puisqu’elle est souvent utilisée pour la phytoextraction du plomb et du cuivre (Labrecque & Lefebvre, 2006). On s’intéresse aussi de plus en plus aux plantes à croissance rapide comme le saule et le peuplier de par leur grande capacité de croissance aérienne et racinaire, ce qui leur permet d’accumuler de grandes quantités de contaminants dans leur biomasse
Pour que les végétaux puissent croître convenablement et décontaminer efficacement un terrain, ils doivent avoir un espace suffisant. Cependant, même sur des superficies restreintes, il peut être possible de recourir à la phytoremédiation, en employant par exemple de plus petits végétaux. Si l’efficacité de la phytoremédiation pour certains sites particuliers doit être démontrée dans les conditions spécifiques à chaque projet (études en serre ou projets pilotes), 7 Synthèse
existe quand même une abondance d’études techniques et scientifiques appuyant les méthodes les plus communes et généralisables (Glass, 1999). Plusieurs exemples témoignent d’un grand succès de la phytoremédiation : en rhizofiltration, Helianthus annuus peut réduire les concentrations de 137CS et 90Sr de 90 % en 2 semaines, ou les concentrations en Uranium de 95 % en 24 h (de 350 ppb à <5 ppb) (Schnoor, 1997). . En phytotransformation, des taux d’enlèvement de plus de 90 % ont été atteints pour des explosifs (TNT et RDX) avec des élodées (Elodea sp.), des joncs (Scirpus sp.), et de l’alpiste (Phalaris sp.) ou pour des produits agrochimiques (atrazine, nitrates) avec du peuplier hybride (Ibid.).
Comme Forget (2004) l’a si bien dit dans un de ses articles : « Comme toute technique de décontamination des sols, la phytoremédiation comporte certaines limites avec lesquelles il faut composer ». Une des premières limitations est le contact entre la rhizosphère et les contaminants présents dans le milieu à décontaminer (EPA, 2000). La capacité des plantes à atteindre une certaine profondeur de par leurs racines dépend de l’espèce végétale et des conditions géomorphologiques et climatiques (Ibid.). Par exemple, certaines espèces d’arbres comme le peuplier ont des racines qui potentiellement peuvent atteindre une profondeur de 15 pieds (pi) dans les sols tandis que celles des arbustes vont être plus superficielles (Ibid.). Enfin, la phytoremédiation doit se restreindre aux sites présentant une contamination peu profonde et dont les concentrations sont relativement faibles pour que les plantes soient en mesure de croître de façon convenable afin de capter tous les contaminants (Ghosh & Singh, 2005). Le taux de croissance des végétaux va aussi influencer la phytoremédiation puisque plusieurs années peuvent être nécessaires afin d’atteindre un niveau de décontamination acceptable.
Finalement, bien que certaines plantes soient reconnues pour accumuler des quantités élevées de contaminants, le choix des plantes en phytoremédiation doit être réfléchi. Cela dit, il est préférable de ne pas opter pour des plantes qui ne sont pas natives au site où la décontamination in situ a lieu et d’éviter celles qui sont envahissantes. Ces précautions vont contribuer au maintien de la biodiversité déjà en place (Ibid.).
[Chapitre III]
Lits filtrants plantés de macrophytes ou
Les systèmes de phytoépuration, rassemblés dans ce travail sous le thème générique de « marais artificiels ou bien filtres plantés ou lits filtrants de macrophytes », sont conçus dans une approche de bio-mimétisme, de façon à reproduire et optimiser les processus auto-épuratoires naturels, dans un environnement majoritairement contrôlé (Brix, 1993).
Notre étude a nécessité un travail à l’interface entre plusieurs disciplines, notamment la botanique, la physiologie, la microbiologie, la pédologie, l’hydrologie, l’hydraulique, la chimie, l’écotoxicologie, et l’écologie. Il est donc nécessaire de créer des ponts entre la recherche et l’ingénierie afin de concevoir des systèmes qui puissent tirer profit de l’ensemble de ces connaissances ; d’une part, en ce qui concerne la sélection des espèces épuratrices et d’autre part dans le domaine de la phytoépuration de multi-pollutions organiques et métalliques, qui demeure peu étudié (Lin et al., 2008 ; Zhang et al., 2011). Enfin, il est plus que jamais nécessaire d’ouvrir davantage le champ de la recherche en phytoépuration afin d’inscrire les systèmes dans une approche véritablement durable, ce qui nécessite d’interfacer avec des disciplines encore plus larges comme l’écologie globale, la sociologie, ou encore l’économie.
Les systèmes de phytoépuration peuvent être classés en fonction de leurs affluents : EU, EP, effluent unitaire, plus ou moins prétraités. Ces systèmes peuvent être artificiels ou naturels, voire naturels modifiés par l’homme. Ils sont aussi souvent classés en fonction de leur forme (Salto, 2014).