Développement d’un mélange d’hydro-ensemencement
herbacé pour la phytorestauration de résidus miniers
aurifères
Mémoire
Roudy Jean
Maîtrise en agroforesterie
Maître ès sciences (M. Sc.)
Québec, Canada
© Roudy Jean, 2017
Développement d’un mélange d’hydro-ensemencement
herbacé pour la phytorestauration de résidus miniers
aurifères
Mémoire
Roudy Jean
Sous la direction de :
Suzanne Allaire, directrice de recherche
Damase P. Khasa, codirecteur de recherche
RÉSUMÉ
Du biochar, de l’hydrogel et des symbiotes végétaux ont été testés comme amendements et biostimulants pour la croissance végétale de Festuca rubra, Trifolium repens L et Avena sativa L hydro-ensemencées sur des résidus aurifères fins et des roches stériles. Un essai de germination indique que les deux biochars ont favorisé la germination des plantes entre 61% et 91%, sauf dans le cas d’une combinaison du biochar BQ-Érable-500-3 avec le trèfle blanc. Une première expérience consistait en trois doses d’hydrogel (0g/kg, 10g/kg, 15g/kg de substrats) combinées avec 0% ou 15% v/v de biochar BQ-Érable-500-3 sur la croissance de A. sativa, F. rubra et T. repens hydro-ensemencées sur ces résidus en conditions contrôlées. L’ajout d’hydrogel avec du biochar a augmenté entre 20% et 27% la biomasse par rapport au témoin sans biochar. L’addition de biochar BQ-Érable-500-3 à 15% v/v aux résidus miniers n’a pas eu d’effets sur les biomasses aériennes et totales des plantes dans le mésocosme. Une interaction a été observée entre l’hydrogel et le biochar. Cependant, celle-ci a été négativement influencée par le taux élevé de biochar appliqué. Dans une deuxième expérience, les effets interactifs de deux biochars avec 15% v/v ou sans biochar (0%) et d’un consortium microbien constitué de deux souches de bactérie fixatrice d’azote (Rhizobium leguminosarum biovar trifoli FH345K et Rhizobium leguminosarum biovar trifoli USDA2046), une souche de bactérie fixatrice libre du diazote (Pseudomonas putida MBN 0213) et une souche de champignon mycorhizien arbusculaire (AMF) (Rhizophagus irregularis DAOM 197198) ont été observés en utilisant des mésocosmes en serre. Le biochar fait avec des écorces d’érable à 7000C a augmenté de 20% la masse totale des plantes comparativement au traitement sans biochar, mais pas avec l’autre biochar fait avec 75% de bois et d’écorces d’érable à 5000C. Il n’y avait pas d’interaction entre le biochar et le consortium microbien. Les deux mélanges végétaux avaient la même biomasse aérienne totale malgré un ratio de population de chaque espèce différente. Par conséquent, l’hydrogel et le biochar seraient bénéfiques pour la croissance végétale, avec l’un ou l’autre des mélanges végétaux, dans des milieux de croissance difficiles pour les plantes tels que les résidus miniers. Par contre, l’effet du biochar sur la croissance dépend du type de biochar.
Mots clés : biochar, restauration minière, hydrogel, exploitation aurifère, Avena sativa, Trifolium repens L, Festuca rubra
ABSTRACT
Biochar, hydrogel and plant symbionts were tested as amendments and biostimulants for plant growth of Festuca rubra, Trifolium repens L and Avena sativa L hydro-seeded on
gold mine fine tailings and waste rock. A germination test indicated that both biochars
favored plant germination between 61% and 91%, except for combination BQ-Érable-500-3with white clover. A first experiment consisting of three hydrogel doses (0 g/kg, 10 g/kg, 15 g/kg of substrate) combined with 0% or 15% v / v of biochar was conducted on the growth of hydro-seeded A. sativa, F. rubra and T. repens planted together on these gold mine tailings under controlled conditions. The addition of hydrogel to biochar increased plant biomass between 20% and 27% compared to the control without biochar. The addition of biochar at 15% v/v to tailings had no effects on the aboveground and total biomass of plants in the mesocosm experiment. An interaction was observed between the hydrogel and the biochar. However, this interaction was negatively influenced by the high rate of biochar applied. In a second experiment, the interaction of both biochars with 15% v/v or without biochar (0%) and of a microbial consortium including two dinitrogen fixing symbiotic bacteria strains (Rhizobium leguminosarum biovar trifoli FH345K and
Rhizobium leguminosarum biovar trifoli USDA2046), a free-free-living dinitrogen-fixing bacteria strain (Pseudomonas putida MBN 0213) and a fungal strain of arbuscular mycorrhizal (AMF) (Rhizophagus irregularis DAOM 197198) were observed in mesocosm
greenhouse experiment. Biochar made with maple bark at 7000C increased plant biomass
by 20% compared to treatment without biochar, but the other biochar made of 75% of wood
and bark maple at 500 0C did not influence growth. There was no interaction between
biochar and the microbial consortium. Despite their differences in individual biomass, the two plant mixtures did not behave differently in terms of total above ground biomass. These results suggest that hydrogel and biochar are beneficial for plant growth, with either of the plant mixtures, in environments difficult for plants growth such as tailings. On the other hand, the effect of biochar on plant growth depends of the biochar type.
Keywords: Biochar, mine reclamation, hydrogel, gold mining, Avena sativa, Trifolium repens, Festuca rubra
Table des matières
RÉSUMÉ --- iii
ABSTRACT --- iv
LISTE DES TABLEAUX --- viii
Liste des figures --- ix
Dédicace --- x
REMERCIEMENTS --- xi
Chapitre 1. Introduction générale --- 1
1.1.-Problématique --- 1
1.2.-Revue de littérature : Contribution potentielle du biochar, de l’hydrogel et des micro-organismes à la phytorestauration des résidus miniers --- 3
1.2.1.-Impacts environnementaux des résidus miniers --- 3
1.2.2.-Restauration écologique --- 4
1.2.3.-Hydrogel --- 10
1.2.4.-Biochar --- 12
1.2.5.-Les microorganismes --- 15
1.3.-Conclusion --- 20
1.4. Objectifs et hypothèses de recherche --- 21
1.5.-Références bibliographiques--- 23
Chapitre 2. Influence du biochar sur la germination de Trifolium repens L, Avena sativa L et Festuca rubra dans des résidus miniers aurifères en chambre de croissance --- 30
2.1. Résumé --- 30
2.2. Introduction --- 31
2.3. Matériel et méthodes --- 32
2.4. Résultats --- 36
2.4.1. Taux de germination finale --- 36
2.4.2. Capacité germinative --- 36
2.5. Discussion --- 43
2.6. Conclusion --- 44
2.7. Références bibliographiques --- 45
Chapitre 3. Synergie d’un consortium microbien et d’un biochar sur l’hydro-ensemencement d’herbacés sur des résidus miniers aurifères --- 47
3.1. Résumé --- 47
3.2. Introduction --- 48
3.3. Matériel et méthodes --- 49
3.3.1Résidus miniers --- 49
3.3.2 Amendement des résidus miniers avec du biochar et bioaugmentation avec un consortium microbien --- 49
3.3.3 Le matériel végétal --- 50
3.3.4 Plan expérimental et conditions de croissance --- 52
3.3.5 Analyses statistiques --- 55
3.4. Résultats --- 55
3.5. Discussion --- 66
3.6. Conclusion --- 72
4.7. Références bibliographiques --- 73
Chapitre 4. Effet synergique de l’hydrogel et du biochar sur l’hydro-ensemencement d’herbacés sur des résidus miniers aurifères --- 76
4.1 Résumé --- 76
4.2 Introduction --- 77
4.3 Matériel et méthodes --- 78
4.3.1 Résidus miniers --- 78
4.3.2 Amendement avec du biochar et de l’hydrogel --- 78
4.3.3 Le matériel végétal --- 79
4.3.4 Conditions expérimentales --- 79
4.3.5 Mesures et analyses statistiques --- 80
4.4 Résultats --- 81
4.4.1 Croissance des plantes --- 81
4.5 Discussion --- 84
4.5.1 Effet de l’hydrogel sur la biomasse du mélange --- 84
4.5.2 Effet du biochar sur la biomasse du mélange végétal --- 85
4.5.3 Effet synergique entre le biochar et l’hydrogel sur la biomasse du mélange végétal --- 86
4.5.4 Comportement des espèces dans le mélange végétal --- 87
4.6 Conclusion --- 88
4.7. Références bibliographiques --- 90
Chapitre 5. Conclusion générale --- 92
5.1 Implication pour la phytorestauration de résidus miniers--- 93
5.2 Recommandations pour les recherches ultérieures --- 93
Annexe --- 95
Annexe 1 : Dispositif expérimental de l’expérience 1 --- 95
Annexe 2 : Illustration de la disposition du plan expérimental avec les mésocosmes contenant les résidus miniers --- 96
Annexe 3 : Ratio N/P, N/K et P/K des concentrations en N, P et K des parties aériennes de F. rubra et T. repens en présence des quatre facteurs sous-étude --- 97
Annexe 4 : Ratio N/P, N/K et P/K des concentrations en N, P et K des parties aériennes de A. sativa en présence des quatre facteurs sous-étude --- 98
Annexe 5 : Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur la biomasse racinaire totale du mélange de A. sativa, de F. rubra et de T. repens --- 99
Annexe 6 : Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur la biomasse totale du mélange de A. sativa, de F. rubra et de T. repens --- 100
Annexe 7 : Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur le rapport biomasse racinaire/biomasse aérienne du mélange des espèces végétales --- 101
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 2.1. Quelques propriétés physico-chimiques des deux biochars --- 33 Tableau 2.2. Analyse de variance (ANOVA) et résultats des contrastes présentant les effets fixes des facteurs résidus, amendement et espèces, et leur interaction sur la variable « taux de germination finale » (Seuil de signification : P<0.05) --- 38 Tableau 2.3. Temps moyen de germination (en jours) des trois espèces végétales (Les valeurs sont les moyennes des 4 répétitions ± l’écart-type) --- 39 Tableau 3.1.Composition de deux mélanges d’hydro-ensemencement --- 52 Tableau 3.2. Comparaison entre les valeurs de pH des résidus miniers à la fin de l’expérience pour les facteurs
biochar, consortium microbien et mélange végétal --- 57
Tableau 3.3. Biomasses aériennes de F. rubra, T. repens et A. sativa en présence des quatre facteurs sous-étude --- 58 Tableau 3.4.Biomasses racinaire totale et aérienne totale, biomasse totale, et le rapport biomasse aérienne/ racinaire du mélange des espèces végétales en présence des quatre facteurs sous-étude --- 59 Tableau 3.5.Teneur en N, P et K des parties aériennes de F. rubra et de T. repens en présence des quatre facteurs sous-étude--- 61 Tableau 3.6. Teneur en N, P et K des parties aériennes de A. sativa en présence des quatre facteurs sous-étude --- 62 Tableau 3.7. Densité racinaire du mélange des espèces dans les deux types de résidus miniers --- 63 Tableau 3.8. Coefficients de corrélation de Pearson entre le ratio N/P, pH final des mésocosmes et les biomasses et les teneurs en éléments nutritifs dans les feuilles de F. rubra, T. repens et A. sativa --- 65 Tableau 4.1. Les différents niveaux des facteurs biochar et hydrogel, et les résultats de leur combinaison- 79 Tableau 4.2. Biomasses aérienne sèche (BAS), racinaire sèche (BRS) et totale sèche (BTS), et le rapport biomasse racinaire/biomasse aérienne (BRS/BAS) du mélange des espèces végétales en présence des trois facteurs sous-étude (Les valeurs présentées sont les moyennes des 4 répétitions ± erreur type) --- 83 Tableau. Annexe 3. Ratio N/P, N/K et P/K des concentrations en N, P et K des parties aériennes de F. rubra et T. repens en présence des quatre facteurs sous-étude --- 97 Tableau. Annexe 4. Ratio N/P, N/K et P/K des concentrations en N, P et K des parties aériennes de A. sativa en présence des quatre facteurs sous-étude --- 98
LISTE DES FIGURES
Figure 2.1. Photos (a) du biochar, (b) du beno-vert ... 35 Figure 2.2. Germination sur résidus miniers amendés avec du biochar (a) de l’avoine, 3ème jour après mise en germination, (b) de l’avoine, 4ème jour après mise en germination, (c) de l’avoine, 6ème jour après mise en germination, (d) de l’avoine, 9ème jour après mise en germination, (e) du trèfle blanc, 4ème jour après mise en
germination, (f) du trèfle blanc, 9ème jour après mise en germination ... 35
Figure 2.3. Évolution dans le temps de la germination de A. sativa sur (A) des résidus miniers fins et (B) roches stériles amendés avec du biochar. Les valeurs sont les moyennes journalières des 4 répétitions ± erreur-type. ... 40 Figure 2.4. Évolution dans le temps de la germination de F. rubra sur (A) des résidus miniers fins et (B) roches stériles amendés avec du biochar. Les valeurs sont les moyennes journalières des 4 répétitions ± erreur-type. ... 41 Figure 2.5. Évolution dans le temps de la germination de T. repens L sur (A) des résidus miniers fins et (B) roches stériles amendés avec du biochar. Les valeurs sont les moyennes journalières des 4 répétitions ± erreur-type. ... 42 Figure 3.1. Semences des trois espèces utilisées dans les mélanges... 51 Figure 3.2. Illustrations présentant quelques unités expérimentales avec les mélanges végétaux dans le dispositif en serre. Avec (A) : 10 jours après le semis et (B) : 7 semaines après le semis ... 54 Figure 4.1. Photos des moitiés de mésocosmes avec les trois espèces croissant en association sur les résidus miniers (a : résidus miniers fins amendés avec 10g/kg d’hydrogel et 15% de biochar, b: résidus miniers fins amendés avec 15% de biochar et sans hydrogel, c : roches stériles amendées avec 15g/kg d’hydrogel et 15% de biochar, d : roches stériles amendées avec 15% de biochar et sans hydrogel, e : résidus miniers fins amendés avec 10g/kg d’hydrogel et sans biochar). ... 82 Figure 4.2. Effets de l’interaction de l’hydrogel et du biochar sur la biomasse totale sèche du mélange d’avoine, de fétuque rouge et du trèfle blanc (B0 : témoin sans biochar, B1 : BQ-Érable-500-3 (15%), doses d’hydrogel : H0 : sans hydrogel, H1 :10g/kg d’hydrogel, H2 :15g/kg d’hydrogel). Les lettres différentes indiquent la présence de différence significative (Test de Tukey, seuil de signification P<0.05). ... 84 Figure. Annexe 1. Dispositif expérimental de l’expérience 1 (cf. chapitre 3), avec quatre facteurs sous étude (2*3*3*2), dont les résidus miniers (roches stériles et résidus miniers fins), biochar (Award-Érable-700 (biochar 1), BQ-Érable-500-3 (biochar 2) et temoin sans biochar), le mélange végétal (m1 (sans avoine) : F.
rubra + T. repens, m2 (avec avoine): F. rubra + T. repens + A. sativa) et le consortium microbien (avec
(symbiote) et temoin sans le consortium) ... 95 Figure. Annexe 2. Illustration de la disposition du plan expérimantal avec les mésocosmes contenant les résidus miniers ... 96 Figure. Annexe 5. Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur la biomasse racinaire totale du mélange de A.sativa, de F. rubra et de T. repens ... 99 Figure. Annexe 6. Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur la biomasse totale du mélange de A. sativa, de F. rubra et de T. repens ... 100 Figure. Annexe 7. Effets de l’interaction des résidus et du biochar sur le rapport biomasse racinaire/biomasse aérienne du mélange des espèces végétales ... 101
Dédicace
REMERCIEMENTS
En tout premier lieu, je voudrais remercier le grand Dieu Jéhovah pour son soutien et ses sollicitudes démontrés à mon égard.
Je tiens à remercier tout particulièrement et à témoigner toute ma reconnaissance à ma directrice, Dre Suzanne Allaire, et mon codirecteur, Dr Damase P. Khasa, de m’avoir octroyé ce privilège inestimable de pouvoir réaliser ces études de maîtrise suite à mon stage de mémoire au Département de Phytologie de l’Université Laval. J’éprouve une grande reconnaissance à leur égard pour leur assistance et leurs remarques pertinentes ; leurs précieux conseils et commentaires m’ont amplement aiguillonné tout au long de la réalisation de ce travail.
Je tiens également à remercier Daniel Dostaler, professeur au Département de Phytologie de l’Université Laval, qui a su me gratifier son appui pour cette maîtrise.
Mes chaleureux remerciements vont également à Martin Beaudoin Nadeau qui m’a aidé dans une large mesure à la mise en place des essais. Merci Martin pour ton sincère support ! Je voudrais aussi soulever la précieuse contribution des professionnels des deux laboratoires, en l’occurrence Marie-Ève Beaulieu, Sébastien Lange et Aida Azaiez à la réalisation de ce travail. Leur soutien était sans faille.
De plus, je voudrais exprimer toute ma gratitude à Catherine Évelyne Bajzak qui m’aidé dans les analyses statistiques, à François Larochelle et à Marie-Andrée Paré pour leur aide dans les travaux en serres.
Je n’oublierais pas non plus mes collègues étudiants de l’équipe qui ont remarquablement contribué à l’implémentation de ce projet, notamment Degi Harja Asmara.
En fin de compte, je tiens à saluer le soutien inconditionnel de ma mère, Marie Lancye Jean et mes amis, Antony Destinoble, Renel Lherisson, Floradin Piterson, Elie Jean, Jules Abed-Nego, Myriam Hyppolite et Azima Stevens.
Chapitre 1. Introduction générale
1.1.-Problématique
L’industrie minière, en dépit de sa forte contribution à l’accroissement de l’économie mondiale, constitue l’un des secteurs ayant des impacts environnementaux importants par sa production de déchets. Seulement au Canada, près de 478 millions de tonnes de roches stériles et de résidus miniers fins sont produits chaque année (Statistique Canada, 2013). Les résidus miniers fins retenus dans des bassins de sédimentation ou les roches stériles entreposées dans des haldes à proximité des exploitations minières, exposés aux différentes forces naturelles, telles l’érosion, la pluie et les inondations, constituent des sources de contamination pour l’air, le sol, les eaux souterraines et de surface, et la végétation (Pokhrel et Dubey, 2013).
Afin de réduire les impacts environnementaux causés par les résidus miniers et rétablir les services écosystémiques, diverses stratégies de restauration ont été adoptées, notamment l’hydro-ensemencement (Thomas et al. 2015). Celle-ci est une technique de plantation végétale consistant à projeter des semences, habituellement des herbacées, à l’aide d’un hydro-semoir en les mélangeant avec de l’eau, du paillis, de la colle végétale et un engrais. Cette technique permet de traiter de grandes superficies difficiles d’accès. Elle a aussi l’avantage de contribuer à la création d’une couverture végétale rapide permettant de limiter les phénomènes d’érosion auxquels sont exposés les résidus miniers. Idéalement, la nouvelle végétation devrait permettre une réhabilitation écologique des sites, laquelle favoriserait la biodiversité et la restauration des fonctions biologiques les plus importantes (Merlin et al., 1999 ; Estaùn et al., 2007 ; Catania et al., 2012). Cependant, à cause de leur pauvreté en éléments nutritifs pour les plantes et leurs propriétés physiques extrêmes, ces résidus miniers rendent difficiles leur revégétalisation (Muñoz et al., 2016). Pour contrer ces problèmes, on a recours à des applications d’engrais organiques et minéraux (Tordoff, 2000). Le recours aux engrais chimiques présente des dommages environnementaux supplémentaires à cause du lessivage, par exemple, des nitrates et phosphates. Ainsi, il devient essentiel de développer une approche pouvant contribuer à la protection de l’environnement tout en garantissant des
conditions de croissance propices aux plantes afin d’assurer le succès de la revégétalisation.
Plusieurs approches peuvent être utilisées pour favoriser la croissance végétale. Des études ont mis en évidence le potentiel du biochar (matière organique pyrolysée) dans la réduction de la biodisponibilité des métaux lourds et des polluants organiques (Paz-Ferreiro et al. 2014; Fellet et al., 2014). D’autres l’ont suggéré comme amendement pour la revégétalisation de résidus miniers (Allaire et Lange, 2013; de Voorde et al., 2014). Certaines ont suggéré l’utilisation de champignons mycorhiziens, des bactéries symbiotiques, ou des rhizobactéries promotrices de croissance de végétale (Nadeau et Khasa, 2015, Khasa et al., 2016) et l’application de l’hydrogel.
L’hydrogel constitue des réseaux tridimensionnels de polymères hydrophiles ayant la capacité d’absorber de grande quantité d’eau, sans perdre leur structure. Selon Baran et al. (2015), ces macromolécules augmentent la rétention d’eau du sol de surface, rendant 90% de cette eau disponible aux plantes. De plus, l’hydro-ensemencement réduit la perte des semences par le vent et assure une certaine adhérence des graines aux résidus. Notre équipe a perçu le potentiel d’une approche qui intégrerait plusieurs facettes de ces techniques soit une combinaison potentielle du biochar, de l’hydrogel et de microorganismes appliqués par l’hydro-ensemencement pour la revégétalisation des résidus miniers.
L’objectif de ce projet était de développer un mélange optimal d’hydro-ensemencement d’herbacés pour la phytorestauration des résidus miniers aurifères au Québec. Pour y parvenir, un mélange de deux graminées, l’avoine et la fétuque rouge, et d’une légumineuse fixatrice d’azote, le trèfle blanc, amendé avec de l’hydrogel, différents biochars et des microsymbiotes racinaires a été testé sur des résidus miniers fins et des roches stériles aurifères en mésocosmes installés en serre.
1.2.-Revue de littérature : Contribution potentielle du biochar, de
l’hydrogel et des micro-organismes à la phytorestauration des résidus
miniers
1.2.1.-Impacts environnementaux des résidus miniers
Les exploitations minières s’accompagnent généralement d’un rejet colossal de déchets. En effet, la partie précieuse extraite du minerai ne représente qu’une infime fraction, comparée au volume de matières libérées au cours de son extraction. Dans l’industrie aurifère, chaque once d’or produite génère environ 30 tonnes de déchets (Callender et al., 2016). Les rejets miniers solides regroupent les morts-terrains, les roches stériles, les résidus fins et les boues séchées, tandis que les rejets liquides incluent l’eau, les boues humides et les lubrifiants utilisés pour le traitement du minerai. Les rejets miniers acides sont le résultat de l’eau qui s’acidifie durant son passage dans les rejets solides (Hudson-Edwards et al., 2011 ; Yilmaz, 2011).
Les roches stériles entreposées dans des haldes à proximité des exploitations minières ou les résidus fins retenus dans des bassins de sédimentation peuvent devenir très problématiques, dans la mesure où ils ne sont pas effectivement contrôlés. Sous l’influence de différentes forces naturelles, telles l’érosion, la pluie, et les inondations, ils peuvent affecter la flore et la faune, la qualité des sols et des ressources hydriques (Hudson-Edwards et al., 2011).
On peut assister à la contamination des eaux de surface et souterraine par la production de drainage minier acide (DMA), la lixiviation des contaminants et l’érosion des résidus miniers qui se déposent ailleurs (Plaza et al., 2017; Pokhrel et Dubey, 2013). À titre d’exemple, sous l’effet de l’eau et de l’oxygène, les roches stériles peuvent conduire à la formation d’acides en présence d’abondance de minéraux sulfurés de fer (la pyrite par exemple) et d’insuffisance de matériaux neutralisants susceptibles de contrebalancer la formation de ces acides. L’équation chimique stœchiométrique en lien avec ce phénomène s’énonce de la manière suivante : 2FeS2 (s) + 7O2 (aq) + 2H2O→2Fe+2
+4SO4−2+4H+ (Pokhrel et Dubey, 2013). Celle-ci se produit principalement en présence
Leptospirillum ferrooxydans agissent à titre de catalyseur pour la transformation du fer ferreux, Fe2+ en fer ferrique Fe3+ (Slack et Voulvoulis, 2006).
Par la suite, cette eau acide (pH<4) peut entraîner le lessivage ou la dissolution d’autres métaux nocifs dans la roche environnante (Plaza et al., 2017). Les métaux lourds toxiques, tels le cadmium, l’aluminium, l’arsenic, le plomb, se trouvant dans les matériaux miniers sur place peuvent être dissouts par le DMA, car ils deviennent plus solubles et peuvent être lixiviés en profondeur ou vers l’eau de surface (Pokhrel et Dubey, 2013).
La survie et la propagation des communautés biotiques sont affectées suite aux opérations minières (Smart et al., 2015). Dans bien des cas, on assiste à une destruction du couvert végétal et de la couche superficielle du sol, et le déplacement de la faune. Par conséquent, il y a pertes d’habitats et fragmentation de ceux-ci (Laroche, 2011)
Ces impacts dommageables de l’exploitation minière requièrent une gestion rigoureuse de la remise en état à la fin de l’exploitation. Étant donné la complexité de ces problèmes, beaucoup de méthodes d’aide à la décision ont été mis place pour une évaluation environnementale et une revégétalisation tels que l’écologie des paysages, l’écologie industrielle, les modèles géo-environnementaux et l’évaluation des risques environnementaux (Jordan et Abdaal, 2013). Les techniques de restauration des sites miniers s’imposent comme l’une des stratégies les plus viables pour l’atténuation de leurs effets indésirables. Les sections suivantes traitent de ces techniques.
1.2.2.-Restauration écologique
La restauration écologique se définit comme « tout processus d’aide au rétablissement d’un écosystème dégradé, endommagé ou détruit » (Clewell et Aronson (2013). Globalement, elle s’articule autour des objectifs écologique, socio-économique, ou de conservation. Elle est orientée de manière à remettre un écosystème dans son état d’origine, à restituer tous les services écosystémiques dont peuvent profiter les humains (Clewell et Aronson, 2013). La restauration écologique se concentre sur l’établissement, la structure et les processus écologiques nécessaires de manière à rendre les écosystèmes
terrestres et aquatiques plus durables, plus résilients et plus sains (Maiti, 2012).
La restauration des sites miniers englobe toutes les activités visant leur assainissement ou leur réhabilitation. La bioremédiation est l’approche adoptée pour assainir les sols contaminés. Elle réside en l’utilisation des micro-organismes et des plantes en vue d’extraire, stabiliser ou transformer les contaminants des sols ou des résidus (Clewell et Aronson, 2013 ; Nadeau, 2014). L’approche basée sur l’utilisation des plantes à ces fins prend le nom de phytoremédiation. Cette dernière regroupe plusieurs mécanismes, dont la phytoextraction (utilisation de plantes pour l’extraction de contaminants des sols ou les résidus et pour les stocker dans leurs tissus), la phytostabilisation (utilisation de plantes pour réduire la mobilité et la toxicité des polluants organiques ou inorganiques), et la phytodégradation (utilisation de plantes pour la dégradation ou la transformation des contaminants organiques dans les sols) (Vodouhe et Khasa, 2015 ; Nadeau et al., 2016). Ces techniques se concentrent sur l’assainissement des sols ou des résidus ou leur décontamination.
Pour la réparation de l’écosystème dégradé ou endommagé, cela sous-entend que les services de l’écosystème peuvent être récupérés par la ré-introduction des espèces locales avant la perturbation (Clewell et Aronson, 2013). Pour l’établissement de la couverture végétale, ces stratégies adressent aussi les problèmes liés aux propriétés physico-chimiques et biologiques des sols ou des résidus ; ces résidus miniers présentant une grande pauvreté en éléments nutritifs et une mauvaise structure, offrent des conditions de croissance difficiles aux plantes (Sheoran et al., 2010).
La végétalisation des résidus miniers met l’accent sur l’amélioration de leur stabilité structurale, l’augmentation de leur fertilité et l’ajout des micro-organismes (Sheoran et al., 2010). L’addition d’un amendement organique aux résidus miniers favorise la formation d’agrégats grâce à ses sites d’échange et promeut les micro-organismes assurant sa décomposition. Cette structuration résultera en une augmentation de la capacité de rétention en eau du sol et d’infiltration. De plus, l’amendement organique influence le pH et contribue à la libération de nutriments (Warnock et al., 2007 ; Lehmann et al., 2011). Par ailleurs, en raison de ses principaux groupes carboxyliques et
hydroxyliques chargés négativement, la matière organique est capable de fixer une grande quantité de polluants toxiques chargés positivement (Mendez et Maier, 2008 ; Ippolito et al., 2012). Pour l’amélioration des propriétés physico-chimiques et biologiques des résidus miniers, de nombreux types de matières organiques ont été utilisés. Ils incluent du biochar (Fellet et al., 2011 ; deVoorde et al., 2014 ; Muñoz et al., 2016), des boues de papier (Young et al., 2015), du compost, de la tourbe (Smart et al., 2015) et du fumier (Das et Maiti, 2009). Les champignons mycorhiziens arbusculaires ont été aussi utilisés. Au moyen de leurs hyphes, ils augmenteraient la stabilité des résidus par la création de micro et macro agrégats (Gianinazzi et al., 2010 ; Orłowska et al., 2010). De plus, les champignons mycorhiziens arbusculaires et les champignons ectomycorhiziens sont capables d’interagir avec les autres micro-organismes de la rhizosphère, pour contribuer à l’amélioration des propriétés biologiques des résidus pour la croissance végétale (Nadeau et al., 2016).
Pour le rétablissement de la couverture végétale dans les sites miniers, différentes espèces végétales sont couramment utilisées. Elles sont choisies en fonction des caractéristiques pédoclimatiques du site à revégétaliser. Elles doivent être capables de s’établir et coloniser assez rapidement les sites (Dongmei et Changqun, 2008). À cet effet, il est suggéré de procéder au prime abord à l’identification et à la sélection de toutes les espèces colonisatrices d’une zone aux caractéristiques proches de la zone à revégétaliser. Ensuite, il importe de vérifier expérimentalement les espèces sélectionnées à petite échelle suivant la technique qui va être utilisée à grande échelle (Brochet et al., 2010), notamment avec des espèces indigènes ou locales. La présence de celles-ci favorise une certaine stabilité à long terme (Ruiz-Jaen et Mitchell Aide, 2005). Bischoff et al. (2010) ont souligné que la sélection d’espèces locales n’est pas toujours une garantie pour la réussite d’une revégétalisation. Par contre, celle-ci peut être favorisée par la sélection d’une provenance appropriée et une diversité génétique suffisante. Le choix des espèces doit aussi prévoir différents rôles biologiques, la résistance aux conditions retrouvées dans les résidus miniers et doit permettre la croissance éventuelle d’autres espèces végétales.
et plantation (Ruiz-Jaen et Mitchell Aide, 2005). Bien souvent, les graminées et les légumineuses sont utilisées pour l’ensemencement (Maiti, 2012). Les graminées sont choisies en raison de leur système racinaire fasciculé et vaste capable de bien maintenir le sol. De plus, certaines d’entre elles s’adaptent bien aux conditions adverses des sites miniers et sont capables de produire beaucoup de biomasse dans un court temps (Skousen et Zipper, 2010). Les espèces de graminées couramment utilisées sont Festuca rubra L, Festuca arundinacea Schribn., Lolium perenne L., Festuca ovina L., et Avena sativa L (Estaùn et al., 2007 ; Martinez-Ruiz et al., 2007). Les légumineuses sont choisies en raison de leur capacité fixatrice d’azote, et celles fréquemment utilisées sont Trifolium repens L, Trifolium pratens L et Medicago sativa (Martinez-Ruiz et al., 2007 ; Estaùn et al., 2007). Ces espèces sont notamment caractérisées par un taux de germination élevé et s’adaptent à une large gamme de conditions de sols et environnementales (Skousen et Zipper, 2010). L’une des techniques d’ensemencement la plus commune est l’hydro-ensemencement.
1.2.3.1.-Hydro-ensemencement
L’hydro-ensemencement constitue l’une des techniques végétales adoptées pour la revégétalisation des résidus miniers. Il est généralement basé sur l’utilisation de semences d’espèces d’herbacées à croissance rapide. L’hydro-ensemencement consiste à mélanger de l’eau, des semences, de l’engrais, de la colle végétale et du paillis de fibres végétales de manière à préparer une solution et à l’appliquer à la surface des sites à revégétaliser (Matesanz et al., 2006 ; Catania et al., 2012). Il est bien adapté aux grandes surfaces, et dans les pentes abruptes difficiles d’accès comme par exemple le long des routes (Merlin et al., 1999). L’hydro-ensemencement favorise la création d’un lit pour la germination des graines et l’établissement des plantules. Il a donc l’avantage de garantir une couverture végétale rapide et une augmentation du taux de matière organique de ces résidus en vue de successions végétales ultérieures (Brochet et al., 2010).
Martinez-Ruiz et Marrs (2007) ont constaté que l’hydro-ensemencement de certains sites miniers d’uranium augmentait significativement la couverture végétale dans un temps relativement court. Cette augmentation du couvert végétal serait due au maintien de l’humidité du sol par le paillis. Les résultats de Thomas et al. (2015) ont montré la même
tendance. En procédant à la revégétalisation des sites miniers dégradés dans l’est des États-Unis avec un mélange de graminées/légumineuses à un taux de 35,7 kg/ha, ils ont obtenu une couverture végétale de 30% contre 3% pour les traitements sans hydro-ensemencement. De plus, l’hydro-ensemencement a doublé la biomasse microbienne. Dans le même ordre d’idées, Cantania et al. (2012) ont rapporté un HSI (indice de succès d’hydro-ensemencement) de 0,60 sur une échelle de 0 à 1. Le HSI (hydroseeding success index) est un indice qui permet de déterminer l’efficacité d’une application d’hydro-ensemencement. Il s’obtient en faisant le rapport entre la surface couverte par les espèces hydro-ensemencées et la surface totale de recouvrement (Matesanz et al., 2006). Des résultats similaires ont été également constatés par Alday et al. (2008). La contribution des légumineuses et graminées à la revégétalisation des sites miniers de charbon a été relativement élevée. Le taux de recouvrement des plantes a augmenté de 340% en un an sur des pentes à versant nord, et de 287% pour des pentes à versant sud. La réussite de l’hydro-ensemencement est fonction des caractéristiques et de l’aspect du site à revégétaliser. Le taux de recouvrement des résidus miniers varierait avec leurs caractéristiques. Martinez-Ruiz et Marrs (2007), en comparant des résidus miniers pauvres (dimension particulaire<15 mm) avec des sédiments riches de texture plus fine, ont constaté que le type de résidu a eu une influence significative sur l’établissement et la durée de vie des plantes. Sur les substrats pauvres, les espèces ont eu une durée de vie très courte, même les espèces pérennes.
Parfois, des champignons mycorhiziens et des bactéries symbiotiques sont ajoutés au mélange d’hydro-ensemencement. La synergie créée par l’association micro-organismes-plantes favorise la croissance ultérieure de différentes espèces végétales (Estaún et al., 2007). D’autres études mettent en valeur la coexistence des espèces commerciales (Trifolium repens L., Festuca rubra, Dactylis glomerata, Anthyllis vulneraria, etc.) avec des espèces indigènes (Origanum vulgare, Sedum sediforme, Piptatherum miliaceum L., etc.) pour favoriser une diversité ultérieure (Martinez-Ruiz et al., 2007). Cependant, la présence d’espèces commerciales pourrait entraver l’établissement des espèces indigènes (Oliveira et al.; 2014). Le succès de ces dernières en hydro-ensemencement dépendrait de la densité de semis et des caractéristiques morphologiques des espèces co-ensemencées.
Cantania et al. (2012), en comparant quatre formulations d’hydro-ensemencement différentes, ont constaté que la formulation constituée de 9L d’eau/m2, 15g de colle/m2, 200 g de fertilisants/m2, 30 g de semences/m2 et 200 g de paillis/m2, a eu le plus fort indice de succès d’ensemencement et la plus grande couverture végétale hydro-ensemencée.
Une étude a par ailleurs souligné l’efficacité de la combinaison amendement organique/paillis dans l’hydro-ensemencement des sites miniers, mais le mélange doit être optimisé sans quoi il pourrait réduire le taux de germination (Clémente et al., 2016). Dans les projets d’hydro-ensemencement, il est assez courant d’utiliser des mélanges de semences à forte diversité spécifique (Kirmer et al., 2012), mais la propension à opter pour les mélanges à faible diversité spécifique est plus prisée, car un tel mélange est moins coûteux et est susceptible de favoriser dans un court temps l’établissement de la couverture végétale (Kirmer et al., 2012). Les travaux d’Oliveira et al. (2014) ont montré qu’avec un mélange de 7941 graines/m2, soit 13,5 g de semences/m2 (faible densité), la germination était plus élevée à une plus forte densité (15883 graines/m2, soit 22,0 g de semences/m2).
La littérature ne semble pas indiquer une densité de semis standard. Celle-ci varie d’une étude à une autre en fonction des objectifs visés par l’étude, des ressources disponibles, des contraintes du site et des propriétés des résidus. Voulant revégétaliser les résidus miniers du site de Gormore, en Irlande, Courtney (2013) a utilisé 5 espèces, dont Festuca rubra et Trifolium repens L. Les deux espèces constituaient respectivement 20% et 10% du poids du mélange. Pour un mélange de sept (7) espèces, Alday et al. (2011) ont utilisé une densité de 200 kg/ha, avec une proportion de 81% de graminées et 19% de légumineuses. Dans une autre étude, ils ont utilisé une densité de 210 kg/ha, mais ils ont gardé la même proportion graminées vs légumineuses. Selon Walker et al. (2015), les densités de semis oscillant autour de 30-50g/m2 (300-500 kg/ha) produiraient les meilleurs résultats pour la restauration des sites dégradés. Peu importe la densité adoptée, il s’ensuivrait que la revégétalisation par hydro-ensemencement présente un fort potentiel dans la reconstitution de la couverture végétale sur les sites miniers dégradés.
Un aspect très intéressant méritant d’être exploré est l’addition de biochar et d’hydrogel au mélange d’hydro-ensemencement. Dans les deux sections suivantes, une liste succincte de l’utilité de ces deux types d’amendement en lien avec la phytorestauration est discutée.
1.2.3.-Hydrogel
Les hydrogels constituent des macromolécules ayant la propriété d’absorber de grande quantité d’eau. Les plus utilisés peuvent provenir des polymères des monomères suivants : les acides acryliques, les acrylates de sodium et de potassium, et les acrylamides (Zohuriaan-Mehr et Kabiri, 2008 ; Ahmed, 2015). D’autres peuvent provenir de polymères cellulosiques (Montesano et al., 2015).
Leurs propriétés dépendent du polymère de base. Certains sont chargés négativement, d’autres positivement et d’autres sont neutres. Certains se dégradent plus rapidement que d’autres (Zohuriaan-Mehr et Kabiri, 2008 ; Montesano et al., 2015). Les hydrogels super-absorbants (SAP) sont caractérisés par leur grande capacité à absorber de l’eau grâce à des groupements hydrophiliques. Trois aspects sont généralement considérés pour la caractérisation de la rétention en eau, à savoir la capacité d’absorption, le taux d’absorption et le degré de gonflement (Zohuriaan-Mehr et Kabiri, 2008 ; Ahmed, 2015).
Les hydrogels sont utilisés à diverses fins. Ils ont des applications médicales, pharmaceutiques, hygiéniques, agrochimiques et agricoles (Ahmed, 2015). Les hydrogels SAPs (super-absorbants) sont utilisés en agriculture comme amendement au sol pour augmenter la quantité d’eau disponible pour les plantes. Ils sont capables d’absorber jusqu’à 400 fois leur masse en eau (Orikiriza et al., 2009). Étant dotés de grandes capacités hydratantes, ils réduisent la fréquence d’irrigation et limitent les pertes d’eau par ruissellement (Agaba et al., 2011).
L’eau stockée par les particules d’hydrogels dans la zone racinaire peut être très utile pour la survie des plantes. Baran et al. (2015) ont constaté une augmentation de 39% du taux de survie de Conocarpus erectus L suite à l’amendement de son substrat de croissance avec de l’hydrogel par rapport au traitement sans hydrogel. Les résultats d’une
étude réalisée par Orikiriza et al. (2009) sur des plantules de 9 espèces ligneuses ont suggéré des effets positifs de l’hydrogel sur la production de biomasses aérienne et racinaire par rapport aux traitements non amendés. La production de biomasse de Agrostis solonifera, une graminée gazonnante, a été significativement augmentée sur du sable amendé avec de l’hydrogel en conditions de serre, jusqu’à 4 fois celle du témoin sans hydrogel (Agaba et al., 2011). La quantité appliquée varie d’une étude à une autre. Il n’existe pas non plus une méthode d’application standard, bien que certains admettent que leurs effets sur la croissance des plantes varient avec la méthode d’application.
Leur utilisation s’avère intéressante pour la végétalisation de certains résidus miniers, notamment les résidus grossiers ayant une faible capacité de rétention en eau. Néanmoins, leur utilisation pour les résidus miniers est très peu étudiée. Les quelques travaux répertoriés se limitent à la détermination de leurs effets directs sur les propriétés physiques des résidus. À cet effet, le potentiel osmotique des résidus, leur capacité de rétention en eau et l’eau disponible pour les plantes constituent les principaux paramètres physiques ayant été pris en compte (De Varennes et al., 2009 ; Rossato et al., 2011 ; Bigot et al., 2013 ; Guterres et al., 2013). Les mesures de croissance végétale déterminées concernent le taux de germination, l’élongation radiculaire, l’émergence et l’établissement des plantules, le taux de survie et l’accumulation de la biomasse (De Varennes et al., 2009 ; Rossato et al., 2011 ; Bigot et al., 2013 ; Guterres et al., 2013). Dans tous les cas, les auteurs ont rapporté des effets positifs des hydrogels SAPs sur les propriétés des résidus miniers. Les résultats de Bigot et al. (2013) sur des roches stériles et des résidus miniers fins, avec respectivement un taux de 39% (m/m) et 18% (m/m) d’hydrogels, ont suggéré une augmentation de l’eau disponible pour les plantes de 108% et de 98 %. Guterres et al. (2013), en appliquant des taux de 9,2% et 18,4% sur des roches stériles et 1,6% et 3,5 % sur des résidus, ont aussi observé des augmentations significatives de la capacité de rétention en eau des substrats. Après 35 jours de croissance sur des résidus miniers cuivriques amendés avec 0,2% de polyacrylate de potassium, la biomasse totale de Lolium perenne L. cv. Victorian a été augmentée de 21 fois (De Varennes et al., 2009). Le taux d’émergence des graines Astrebla lappacea a augmenté de 60% dans des roches stériles amendés avec 39% d’hydrogel et 54% dans les
résidus fins avec 18%, comparativement aux traitements non amendés (Bigot et al., 2013).
Bien que peu nombreuses, les études dénotent un certain potentiel des hydrogels SAPs dans la phytorestauration de résidus miniers. Toutefois beaucoup de choses restent à faire avant de pouvoir aboutir à une généralisation sur leur usage dans les résidus miniers. À titre d’exemple, ces études ont été réalisées en conditions contrôlées et sur une courte période de temps. Des expériences en plein champs doivent être entreprises afin de pouvoir valider ces résultats à grande échelle avec un temps d’observations beaucoup plus long. Les expériences analysées n’excédaient pas 5 à 6 semaines.
1.2.4.-Biochar
Le mot biochar est composé du préfixe bio (en référence à des résidus de source organique comparativement à des sources minérales) et du mot charbon. Les biochars représentent le produit solide de la pyrolyse de biomasse en absence de flamme et en faible concentration d’oxygène, sous des températures comprises entre 3500C et 8500C (Ahmad et al., 2014). Ils proviennent d’une grande diversité de matière comme les biomasses forestières, agricoles et urbaines (Allaire et Lange, 2013). Étant issu de la biomasse, il est composé de la cellulose, la lignine et l’hémicellulose (Kambo et Dutta, 2015). Pour la caractérisation de leurs propriétés physico-chimiques, certains des éléments suivants sont ordinairement pris en compte : pH, teneur en composés volatiles, teneur en C, densité apparente, porosité, teneur en cendres, surface spécifique, conductivité électrique, capacité d’échange cationique (Allaire et al., 2015). Ces propriétés varient suivant les biomasses utilisées, la technologie, la température et la durée de pyrolyse (Allaire et al., 2015). Par exemple, pour un même type de matière première, un biochar produit à 3000C aura un pH plus faible qu’un autre produit à 7000C (Ahmad et al., 2012).
Les biochars peuvent être utilisés à diverses fins, notamment comme amendement pour les sols agricoles et dégradés. Ils semblent améliorer les propriétés physico-chimiques et biologiques du sol. Leurs actions sur les propriétés physiques et biologiques des sols s’exprimeraient par une amélioration de leur stabilité structurale en les rendant moins
vulnérables à l’érosion. De la sorte, Abbasi et Anwar (2015) ont rapporté que des applications de 2.5% et de 5% de biochars ont permis de réduire respectivement de 50% et de 64% les pertes de sols dues à l’érosion dans des Ustisols. Cela serait dû à l’agrégation des particules du sol par la stimulation de l’activité microbienne résultant en une augmentation de la capacité de rétention d’eau du sol et son aération.
Les biochars influencent aussi le pH, la capacité de rétention en éléments nutritifs, et la teneur en éléments nutritifs des sols (Ippolito et al., 2012). Étant généralement alcalin, leur addition dans les sols acides augmenterait généralement leur pH (Solaiman et al., 2012). En augmentant le pH, le biochar favoriserait la disponibilité de certains éléments tels le Ca et le P et diminuerait celle d’autres (Gomez-Eyles et al., 2013). Le biochar favoriserait la fertilité des sols par la rétention des nutriments dans la rhizosphère en limitant leur lixiviation grâce à ses principaux groupes carboxyliques (-COOH) et hydroxyliques (-OH) chargés négativement (Ippolito et al., 2012). Les biochars fabriqués à haute température possèdent généralement une grande surface spécifique. Grace à celle-ci, ils deviennent plus aptes dans l’adsorption de certains composés (Allaire et Lange, 2013).
Outre ses effets positifs sur la physique et la chimie des sols, l’application du biochar favoriserait leur activité microbiologique. Les champignons endo et ecto-mycorhiziens sont deux groupes de microorganismes qui répondent positivement à l’addition de biochar dans les sols (Lehmann et al. 2011). Son effet sur les microorganismes dans le sol serait dû à une augmentation de la disponibilité des nutriments, une augmentation des composés servant de signaux pour les relations symbiotiques plantes-micro-organismes, et en servant de refuge pour ces micro-organismes (Thies et al., 2015).
Les effets du biochar sur les propriétés physico-chimiques et biologiques des sols se traduisent la plupart du temps par une amélioration de la croissance des plantes (Solaiman et al., 2012). Cependant, le biochar n’améliore pas toujours la croissance végétale. Schnell et al. (2012) ont déterminé les effets de trois taux de biochar (0, 1,5 Mg/ha, et 3 Mg/ha) sur la productivité de Sorgum bicolor L cultivé sur des Alfisols. Selon les résultats, quoi que non nuisibles à la croissance, il n’y avait aucune différence
significative entre les traitements amendés et non amendés sur la biomasse. Les effets diffèrent d’un type de biochar à un autre, des conditions environnementales, des sols, et des besoins des plantes. Ils n’auraient pas d’effets pour les plantes qui requièrent peu d’intrant dans les sols riches et bien structurés.
En raison de ses multiples bienfaits potentiels sur les propriétés physico-chimiques et biologiques des sols et sur la croissance des plantes, le biochar a été considéré comme amendement organique potentiel dans les projets de phytorestauration des résidus miniers. La section suivante met en relief les travaux ayant traité de ce sujet.
1.2.4.1.-Biochar et phytorestauration
D’emblée, il est à rappeler que les résidus miniers offrent des conditions de croissance et de développement difficiles aux plantes, en raison de leurs valeurs de pH extrêmes, leur grande pauvreté en éléments nutritifs, leur faible capacité de rétention d’eau ainsi que leur faible stabilité structurale (Sheoran et al., 2010 ; Muñoz et al., 2016). De plus, ils sont riches en métaux lourds susceptibles d’entraver la croissance végétale (Fellet et al., 2011). Les études relatives à l’utilisation du biochar dans la phytorestauration des résidus miniers sont nombreuses. Certaines ont rapport avec la phytoextraction et la phytostabilisation (Fellet et al., 2011 ; Gomez-Eyles et al., 2013 ; Paz-Ferreiro et al. 2014 ; Fellet et al., 2014 ; Puga et al., 2015 ; Rees et al., 2015). D’autres mettent l’accent sur le recours à l’utilisation du biochar pour l’établissement à long terme de la couverture végétale (revégétalisation) (Robert et al., 2015 ; Stewart et Siciliano, 2015), et ce grâce aux propriétés améliorantes des biochars.
Le biochar présente également un potentiel dans l’immobilisation et la réduction du lessivage des métaux lourds des sols contaminés. Kelly et al. (2014) ont appliqué du biochar sur des résidus miniers acides. Les résultats ont suggéré une réduction entre 75%-80% du lessivage des métaux lourds, tels Al, Zn, Cu, Pb, Cd en présence de biochar. Le biochar assure l’immobilisation de ces métaux par une augmentation du pH, leur adsorption physique, des échanges ioniques et par précipitation (Gomez-Eyles et al., 2013). Son addition renforcerait la performance des métallophytes dans la stabilisation de ces métaux (Roberts et al., 2015). Ces derniers ont obtenu une augmentation de la
germination de Thedema australis sur des résidus miniers amendés de biochar provenant de la pyrolyse d’une macro-algue. La croissance était aussi plus élevée, là où il y avait addition du biochar aux résidus miniers.
Les effets du biochar sur les propriétés physico-chimiques et biologiques des résidus sont fonction du type de biochars. Il n’existe pas une méthode ni une dose définie pour les résidus miniers. Fellet et al. (2011) ont rapporté avoir trouvé des augmentations significatives de pH, de CEC, et de teneur en Mn, P et K(mg/kg)pour des taux de 10% par rapport à des taux de 0, 1 ou 5% de biochar dans les résidus. Park et al. (2011) ont obtenu une augmentation respectivement de 353% et 572% des biomasses aérienne et racinaire de Brassica juncea avec 1% de biochar fait de fumier de poulet et une augmentation avec 15% de biochar par rapport à 1% et 5% de biochar pour un biochar à base de résidus verts.
Le biochar a donc le potentiel d’augmenter l’établissement des plantules. Cependant ses effets varient d’un type à un autre, d’une plante à une autre et selon les conditions environnementales et les propriétés des résidus.
L’ajout de microorganismes constitue également une autre option potentielle pour la phytorestauration des résidus miniers. Leur action synergique avec le biochar est de plus en plus exploitée. Dans les sections suivantes, ce type d’amendement est discuté.
1.2.5.-Les microorganismes
Les plantes qui sont capables de se développer dans les conditions hostiles des sites miniers dégradés et des sols contaminés par les métaux lourds sont souvent soutenues par des microorganismes. Il est de plus en plus courant dans les projets de phytorestauration d’avoir recours à l’association des plantes/microorganismes. Parmi les microorganismes connus comme bénéfiques aux plantes, on trouve les champignons mycorhiziens arbusculaires, champignons ectomycorhiziens, les rhizobactéries promotrices de la croissance végétale (PGPR), et les bactéries symbiotiques (de-Bashan et al., 2012). Ces microorganismes pourraient être utilisés seuls ou en association. Toutefois, de plus en plus d’études montrent que leur utilisation conjointe tend à accroitre l’efficience de la
phytorestauration (Ogar et al., 2015 ; Moreira et al., 2016 ; Nadeau et al., 2016).
1.2.5.1.-Les champignons mycorhiziens arbusculaires
Il existe sept types de champignons mycorhiziens dont les plus ubiquistes sont les champignons mycorhiziens arbusculaires (AMF) qu’on retrouve dans presque tous les habitats et sous tous les climats (Smith et Read 2008 ; Fortin et al., 2015). Ils constituent une composante importante de la rhizosphère et peuvent entrer en relation symbiotique avec les racines de 80-90% des plantes des écosystèmes naturels, cultivés et forestiers (Smith et al., 2008 ; Fortin et al., 2015). Leurs effets bénéfiques sont aussi exploités dans la revégétalisation de sites miniers (Chen et al., 2007).
Les AMFs expriment leur mécanisme d’action de diverses manières. Ils sont capables d’accroitre la capacité d’absorption de nutriments de la plante hôte. En colonisant les racines des plantes, les champignons mycorhiziens permettent à celles-ci, grâce à leurs hyphes, d’exploiter un volume de nutriments qui ne serait pas disponibles pour la plante, notamment pour le phosphore (Gianinazzi et al., 2010 ; Chen et al., 2007). En serre, sur des résidus de fer, Guo et al. (2013) ont constaté que la croissance (respectivement 53% et 83%) et l’état nutritionnel de deux plantes (Agropyron cristatum L et Elymus dahuricus) ont été améliorés suite à leur inoculation par des AMFs. Les concentrations en N, P et K des parties aériennes ont été significativement augmentées pour les plantes inoculées (respectivement 18%, 236%, 43% pour Agropyron cristatum L) par rapport aux non inoculées. Des effets similaires ont été observés par Chen et al. (2007) sur des résidus de cuivre revégétalisés avec Lolium perenne et Trifolium repens L. L’établissement et le taux de survie de Andropogon eucomus et Imperata cylindrica ont été améliorés respectivement de 99% et 96% sur des résidus miniers aurifères alcalins suite à l’application de Glomus intraradices (Orłowska et al., 2010).
Les AMFs sont parfois associés aux légumineuses fixatrices d’azote en vue de pallier les carences d’azote dans les résidus miniers. Ces espèces ont l’avantage de capter l’azote de l’air par les nodules racinaires ou caulinaires. Lin et al. (2007) ont rapporté que la croissance nodulaire de trois légumineuses fixatrices d’azote (Sesbania rostrata, Sesbania cannabina, Medicago sativa) a été améliorée respectivement de 70%, 100% et
100% quand elles ont été traitées avec Glomus mosseae. Cette dite stimulation de la croissance a été traduite par une amélioration du prélèvement en N et P. Considérant que les déficiences en P et N sont parmi les principaux facteurs limitant la revégétalisation des résidus miniers (Hao et al., 2014), l’inoculation des légumineuses par des AMFs offre donc un potentiel important.
Ces résultats ont aussi montré que les AMFs sont capables de protéger les plantes en augmentant leur tolérance aux stress abiotiques dus à des concentrations élevées de métaux lourds (Hildebrant et al., 2007) ou à des stress biotiques dus à la présence de pathogènes (Ohsowskis et al., 2012). Dans les sols contaminés, ils piègent une grande quantité d’éléments métalliques et protègent les plantes contre les concentrations excessives de ceux-ci (Liang et al., 2009 ; Guo et al., 2013).
Certaines plantes, les métallophytes, ont certes développé différents mécanismes d’adaptation leur permettant de se développer dans les conditions extrêmes des sites miniers ; leur relation symbiotique avec les AMF les rend plus aptes à coloniser les résidus miniers (Hildebrant et al., 2007). Les AMFs favorisent l’accumulation des métaux lourds dans les parties aériennes des plantes métallophytes (Chen et al., 2007 ; Lin et al., 2007), dans des parties spéciales des racines ou dans leurs hyphes en vue de protéger les plantes de la forte toxicité induite par ces métaux lourds (Lin et al., 2007). Cependant, la croissance des plantes et leur protection contre les métaux lourds induites par les AMFs sont fonction du type d’isolats, d’espèces végétales, le type d’éléments métalliques et l’environnement dans lequel elles évoluent (Jankong et Visoottiviseth, 2008 ; Ohsowski et al., 2012).
L’inoculation des plantes avec des AMFs pour la revégétalisation des rejets miniers permettrait d’améliorer la croissance végétale, leur taux de survie et la fertilité de ces résidus. Par contre, il importe de choisir des souches qui soient capables de s’adapter aux conditions des sites à revégétaliser.
1.2.5.2.- Les champignons ectomycorhiziens
capables d’entrer en relation symbiotique avec les racines des arbres. Les arbres des familles de Pinacea, de Fagaceae, Dipterocarpaceae et Caesalpinoideceae retrouvés dans de nombreuses forêts peuvent être colonisés par les ECMF (Bonfante etGenre, 2010). La symbiose ectomycorhizienne se forme par la rencontre des hyphes des champignons du sol avec les racines fines des arbres. Ces hyphes s’introduisent dans les racines, entourant les cellules, sans toutefois y pénétrer. Cette association mutualiste conduit à la formation (1) d’un manteau fongique couvrant le bout des racines, appelé manchon et (2) d’un réseau d’hyphes, appelé réseau de Hartig, entourant les cellules corticales épidermiques et externes (Bonfante et Genre, 2010; Nadeau et Khasa, 2015).
Les champignons ectomycorhiziens aident les plantes ligneuses à absorber les nutriments. Ils les protègent contre les stress, tels la sècheresse, la température du sol, les pH extrêmes et la toxicité (Crane et al., 2010 ; Nadeau et Khasa, 2015 ). Zong et al. (2015) ont constaté que des semis de Pinus densiflora ayant été inoculés avec Pisolithus sp., Cenococcum geophilum et Laccaria laccata ont affiché respectivement, 6 mois après transplantation, des taux de survie de 86%, 76%, et 83% contre 16% pour les semis non inoculés dans des résidus d’exploitation de cuivre. Nadeau et Khasa (2015) ont montré qu’en inoculant des semis de Picea glauca avec différents ECMF, notamment Cadophora finlandia et Tricholoma scalpturatum, la santé des semis inoculés a été améliorée respectivement de 130% et 65% par rapport au témoin non inoculé. Dans notre labo, d’autres projets en lien avec l’utilisation des champignons ectomycorhiziens dans la restauration des résidus miniers sont en cours.
1.2.5.3.-Les PGPR et les bactéries symbiotiques
Les rhizobactéries constituent un autre groupe de microorganismes de la rhizosphère capables de favoriser la croissance des plantes par la colonisation de leurs racines. Communément appelés PGPR (Plant Growth Promoting Rhizobacteria) ou RPCP en français (Rhizobactéries Promotrices de la Croissance des Plantes), ces microorganismes, sont divisés en deux groupes : bactéries symbiotiques et les bactéries de vie libre (bactéries non symbiotiques) (Khan et al., 2005 ; Hayat et al., 2010). Les bactéries symbiotiques vivent à l’intérieur des cellules des plantes, produisent des nodules et sont localisées dans des structures spécialisées. Le genre Rhizobium est le plus connu, et les
espèces de ce genre sont très utilisées pour la fixation symbiotique de l’azote en association avec des légumineuses (Hayat et al., 2010). Les principaux genres du deuxième groupe, dont Achromobacter, Azotobacter, Bacillus, Pseudomonas, vivent à l’extérieur des cellules des plantes, ne produisent pas de nodules, mais favorisent la croissance des plantes par la production d’enzymes régulant leur croissance (Hayat et al., 2010 ; Bhattacharyya et Jha., 2012).
Les PGPR favorisent (1) la fixation associative de l’azote atmosphérique en le rendant disponible pour les plantes, (2) la synthèse de sidérophores pouvant puiser du sol le fer sous forme d’ion Fe3+ en le rendant disponibles pour les plantes, (3) la synthèse de phytohormones telles les auxines, cytokinines, gibbérellines, et l’éthylène et (4) la solubilisation des éléments nutritifs comme le phosphore (Khan et al., 2005 ; Glick, 2010). Indirectement, les PGPR améliorent la croissance des plantes par la production des enzymes régulant leur croissance et développement (Hayat et al., 2010). C’est le cas de l’enzyme appelée ACC déaminase qui régule le niveau d’éthylène dans la plante (hormone végétale impliquée dans la régulation de la croissance et du métabolisme cellulaire des plantes) (Glick, 2010).
Les PGPRs sont capables de renforcer le potentiel des plantes à la séquestration des métaux lourds en les rendant biodisponibles pour les plantes (Zhuang et al., 2007). De plus, ils confèrent de la résistance aux plantes contre les stress abiotiques. La forte teneur des résidus miniers en métaux lourds pourrait entraîner une surproduction d’éthylène chez la plante, laquelle engendra des stress pouvant inhiber le processus développemental des plantes, comme la croissance en longueur ou latéral des racines. Ainsi, les PGPRs peuvent intervenir en réduisant la biosynthèse de l’éthylène (Glick, 2010). Les études ont aussi montré que l’interaction symbiotique entre AMFs et PGPRs constituerait une bonne stratégie pour favoriser davantage la colonisation des plantes dans les sols contaminés (De-Bashan et al., 2012). Moreira et al. (2016) ont constaté que les biomasses aérienne et racinaire du maïs (Zea mays L), cultivé sur des rejets miniers en serre, ont été améliorées suite à l’inoculation d’un AMF, Rhizophagus irregularis, et deux PGPRs, B1-Chryseobacterium humi ECP37T et B2-Pseudomonas reactans EDP28. Une plus grande teneur en P et en N a été aussi obtenue dans les parties aériennes des plants ayant été
traités avec le consortium microbien. Les biomasses aérienne et racinaire, et le ratio biomasses racinaire et aérienne de Atriplex lentiformis ont été améliorées suite à l’application de Bacillus pumilus ES4 sur des résidus miniers fortement riches en métaux lourds (De-Bashan et al., 2010).
De toutes ces considérations, il s’ensuit que le recours aux PGPRs demeure une approche très prometteuse en vue de renforcer la croissance des légumineuses fixatrices d’azote utilisées dans la revégétalisation des résidus miniers. Par ailleurs, leurs effets bénéfiques sur les plantes pourraient être accrus en étant associés avec les AMFs.
1.3.-Conclusion
Les résidus miniers font souvent l’objet de végétalisation pour limiter leurs impacts environnementaux. Cependant, étant donné leurs problématiques physico-chimiques, ils présentent d’énormes difficultés à être végétalisés. Le principe veut qu’on installe de prime abord une végétation de départ pour la création d’un substrat organique avant la mise en place d’une végétation durable présentant les caractéristiques de celle du milieu environnant. Le succès de cette dernière inclut la création des conditions optimales pour la germination et l’établissement des plantules. Différentes techniques agronomiques de réhabilitation des sols ont été empruntées dans la revégétalisation. Certaines incluent un amendement organique et/ou un amendement avec du biochar, d’autres avec l’utilisation de microorganismes bénéfiques, tels les champignons mycorhiziens arbusculaires, les champignons ectomycorhiziens et les PGPRs.
Le biochar présente un fort potentiel pour la végétalisation de ces résidus grâce à ses propriétés physico-chimiques. L’hydrogel joue plutôt un rôle dans la rétention en eau. Le biochar et les microorganismes peuvent être utilisés en association pour l’accroissement de l’efficience de la phytorestauration. Pour la mise en place de la végétation de départ sur les résidus miniers, l’hydro-ensemencement demeure une des meilleures solutions. Dans les différentes études, il n’était jamais question de combiner ces différents facteurs pour la revégétalisation des résidus miniers. Une nouvelle approche qui intègrerait tous ces facteurs pour une végétalisation optimale des résidus miniers par la technique d’hydro-ensemencement offre un grand potentiel. D’autres aspects doivent être aussi
explorés, tels les effets synergiques entre le biochar et l’hydrogel, entre un consortium microbien et le biochar, l’interaction de différentes espèces végétales utilisées avec ces facteurs.
1.4. Objectifs et hypothèses de recherche
Ce projet a été réalisé afin de développer une nouvelle approche d’hydro-ensemencement d’herbacées qui intégrerait le biochar, l’hydrogel et un consortium microbien pour la végétalisation de résidus miniers aurifères. Les résidus miniers ont été collectés des mines Sigma-Lamaque et Bachelor situées dans la région d’Abitibi-Témiscamingue (Québec, Canada). Les effets synergiques entre un consortium microbien et deux types de biochar, entre le biochar et l’hydrogel sur la germination et la croissance de deux graminées, dont Avena sativa et Festuca rubra, et une légumineuse fixatrice d’azote, Trifolium repens L ont été explorés en serre dans des mésocosmes.
Cette étude s’articulait autour des principaux objectifs et hypothèses suivants :
Objectif 1 : Déterminer sur des plats de Pétri en chambre de croissance, les effets de deux types de biochar sur les facultés germinatives des trois espèces.
Hypothèse 1a : L’addition du biochar augmente le taux de germination d’Avena sativa, Festuca rubra et Trifolium repens L sur les résidus miniers aurifères.
Hypothèse 1b: La germination d’Avena sativa, Festuca rubra et Trifolium repens L varie avec le type de biochar.
Hypothèse 1c : Il y a une interaction entre l’espèce végétale et le type de biochar sur le taux de germination d’Avena sativa, Festuca rubra et Trifolium repens L.
Objectif 2 : Déterminer, en serre dans des mésocosmes, les effets du biochar et du consortium microbien sur la croissance des espèces végétales hydro-ensemencées ensemble sur les résidus miniers.
Hypothèse 2a : L’association d’AMF et de PGPR augmente la biomasse de l’ensemble des 3 espèces dans les mélanges d’hydro-ensemencement.
Hypothèse 2b : L’ajout du biochar augmente la croissance végétale globale des 3 espèces.
Hypothèse 2c : Le mélange d’hydro-ensemencement à trois espèces favorise une plus grande biomasse végétale que le mélange à deux espèces.
Objectif 3 : Évaluer l’interaction entre le biochar et le consortium microbien sur la croissance des espèces végétales.
Hypothèse 3a : Il existe une interaction entre le biochar et le consortium microbien sur la biomasse globale des espèces.
Objectif 4 : Évaluer l’interaction entre le biochar et l’hydrogel sur la croissance des espèces végétales.
Hypothèse 4a : Il y a une interaction entre le biochar et l’hydrogel sur la croissance végétale globale des espèces dans le mésocosme.
Hypothèse 4b : Une des interactions augmente significativement la biomasse des plantes dans les mésocosmes.
Ce mémoire comporte cinq (5) parties. Dans la première, une revue de littérature relative à la contribution potentielle du biochar, des microorganismes et de l’hydrogel à la phytorestauration des résidus miniers est présentée. Dans la deuxième partie, les effets de deux types de biochar aux propriétés physico-chimiques différentes sont testés sur la germination des trois espèces végétales. La partie 2 répond à l’objectif 1. Les objectifs 2 et 3 sont abordés dans la 3ème partie. Dans celle-ci sont explorés les effets des deux types de biochar et d’un consortium microbien constitué d’un AMF, de deux souches de bactéries symbiotiques et d’une bactérie de vie libre sur la croissance de deux mélanges d’espèces végétales ensemencées avec l’hydro-ensemencement en serre. La quatrième partie concerne l’objectif 4. Elle renferme une expérience réalisée en serre pour tester l’interaction entre le biochar et l’hydrogel sur la croissance d’un mélange à trois des espèces végétales. Enfin, la dernière partie présente une conclusion générale des différents résultats obtenus dans ce projet. Elle présente aussi certaines recommandations
